Weitere Ergebnisse aus dem bundesweiten Kinder-Umwelt-Survey (KUS) des Umweltbundesamtes Trinkwasser ist ein wichtiger Bestandteil der Nahrung. Die gesetzlichen Anforderungen sind eindeutig: Trinkwasser darf keinen Anlass zu gesundheitlicher Besorgnis bieten. Es muss alle Haushalte in einwandfreier Qualität erreichen. Die Qualität des häuslichen Trinkwassers kann aber schlechter sein als die Qualität des Wassers, das von den Wasserwerken abgegeben wird. Die Daten des Kinder-Umwelt-Surveys (KUS) des Umweltbundesamtes (UBA) zeigen, dass in den meisten Haushalten im Vergleich zu den Grenzwerten der Trinkwasserverordnung (TrinkwV) die Konzentrationen im häuslichen Trinkwasser gering sind. Der KUS liefert aber auch Hinweise, dass noch in den Jahren 2003/06 in einigen Haushalten die derzeitigen oder zukünftigen Grenz- oder Leitwerte für Blei, Kupfer, Nickel und Uran überschritten gewesen sein könnten. Der Bericht dieser aktuellen Daten kann im Internet unter der Adresse http://www.umweltbundesamt.de/gesundheit/survey/us03/uprog.htm kostenlos herunter geladen werden. Wissenschaftlerinnen und Wissenschaftler des UBA und des Robert Koch-Institutes nahmen von Mai 2003 bis Mai 2006 Trinkwasserproben in 1790 Haushalten, in denen 3- bis 14-jährige Kinder lebten. Das UBA und Vertragslaboratorien untersuchten in diesen Proben Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel und Uran. Die aktuellen Auswertungen zeigen, dass sich die mittleren Blei-, Kupfer- und Nickelkonzentrationen des häuslichen Trinkwassers 2003/06 gegenüber 1998 vor allem in den östlichen Bundesländern verändert haben: Während dort die mittleren Blei- und Nickelkonzentrationen gesunken sind, nahm die mittlere Kupferkonzentrationen zu. Diese Veränderungen lassen sich mit der Sanierung der Trinkwasserinstallationen und dem Austausch alter Rohre - Blei- gegen Kupferrohre - erklären. Die Daten des KUS bekräftigen die Empfehlungen des UBA, Trinkwasser, das länger als vier Stunden in der Leitung gestanden hat, nicht zur Zubereitung von Speisen und Getränken zu verwenden. Vor allem Säuglingsnahrung sollte immer nur mit frisch abgelaufenem Wasser zubereitet werden. Solches Wasser ist beim Austritt aus der Trinkwasserleitung etwas kühler als Stillstandswasser. Auf der Grundlage der Ergebnisse der Trinkwasseruntersuchungen des KUS rät das UBA den Gesundheitsämtern und Wasserversorgungsunternehmen: In Versorgungsgebieten mit einer erhöhten Kupferlöslichkeit des Trinkwassers und einem hohen Bestand an Kupferinstallationen, ist die Kupferlöslichkeit mittels zentraler Aufbereitung so zu reduzieren, dass sich der Grenzwert für Kupfer am häuslichen Wasserhahn sicher einhalten lässt. Es ist die Pflicht der Gesundheitsämter und der Wasserversorgungsunternehmen, den Leitwert für Uran von 10 µg/l im Trinkwasser sicherzustellen. Verunreinigungen des Trinkwassers mit Uran sind hauptsächlich geogen - also natürlich in der Erde vorkommend - bedingt und somit regional geprägt. Das UBA hat die Gemeinden, in denen gehäuft erhöhte Kupfer- oder hohe Urankonzentrationen im häuslichen Trinkwasser auftraten, hierüber informiert. Zum Ende des Jahres 2008 werden die Daten des Kinder-Umwelt-Surveys interessierten Wissenschaftlerinnen und Wissenschaftlern als Public Use File zur Verfügung gestellt. 14.03.2008
Neue Regeln bei der Ãberwachung der Badegewässer Ab der Badesaison 2008 werden die Badegewässer in Deutschland gemäß der neuen EG-Badegewässerrichtlinie überwacht. Die neue Richtlinie fordert von den Mitgliedstaaten ein Umdenken vom passiven Überwachen zum aktiven Management der Badestellen für einen besseren Schutz der Badenden. So muss für jedes Badegewässer ein so genanntes Badegewässerprofil erstellt werden, das – unter anderem – alle Verschmutzungsquellen, die die Qualität des Wassers beeinflussen könnten, aufzeigt. Baden in Gewässern im Freien macht Spaß und ist gesund. Aber: Abwässer oder Abschwemmungen von landwirtschaftlichen Flächen dürfen Badegewässer nicht so stark verschmutzen, dass Krankheitserreger bei Badenden Erkrankungen auslösen können. Seit 1976 gibt es daher eine EG-Richtlinie „über die Qualität der Badegewässer”. Diese überwacht und verbessert die Qualität der Badegewässer in Europa. Neben physikalisch-chemischen Parametern gab es nach dieser Richtlinie bislang hauptsächlich zwei mikrobiologische Parameter zur Überwachung der Wasserqualität: „ Escherichia coli ” und „coliforme Bakterien”. Erhöhte Konzentrationen von „ E. coli ” deuten auf fäkale Verunreinigungen und damit auf das Vorhandensein von Krankheitserregern im Badegewässer hin. „Coliforme Bakterien” können sich bei günstigen Umweltbedingungen im Badegewässer vermehren und sind daher kein eindeutiger Anzeiger für Krankheitserreger. Eher weisen sie auf eine allgemeine Verschmutzung der Badegewässer hin. Deshalb werden sie in der neuen Richtlinie nicht mehr zur Überwachung herangezogen. Badegewässer, die nach der EG-Richtlinie überwacht werden, müssen bei der EU-Kommission angemeldet werden. Jedes Jahr werden die Ergebnisse zur hygienischen Qualität der Badegewässer in einem Badegewässeratlas veröffentlicht. Die Wasserqualität der Badegewässer in Deutschland hat sich seit Inkrafttreten der EU-Badegewässerrichtlinie 1976 sehr verbessert und ist seit 2001 auf hohem Niveau stabil. Im Durchschnitt halten 94 Prozent der Badestellen an Binnengewässern die mikrobiologischen Grenzwerte ein, 80 Prozent die strengeren Leitwerte für sehr gute Wasserqualität. Bei Küstenbadegewässern waren es sogar 98 beziehungsweise 88 Prozent. Im Jahr 2007 gab es vor allem bei den Küstengewässern einen Einbruch bei der Wasserqualität. Das lag hauptsächlich an dem Parameter „coliforme Bakterien”. Nur 92,1 Prozent der Binnenbadegewässer und 93,7 Prozent der Küstenbadegewässer erfüllten die Grenzwerte. Schuld war wahrscheinlich das Wetter mit einem sehr warmen Frühling und einem verregnetem Sommer. Die Folge waren günstige Wassertemperaturen für das Wachstum bestimmter „coliformer Bakterien” sowie Regenfälle, die vermehrt Verunreinigungen in die Badegewässer spülten. In Deutschland gab es 2007 1.939 gemeldete Badegewässer, davon 1.589 Binnengewässer und 350 Küstengewässer an Nord- und Ostsee. Die Zahl der Badegewässer ist nicht konstant. Jedes Jahr werden einige Badegewässer abgemeldet und andere angemeldet. Die Abmeldung kann vielfältige Ursachen haben wie Baumaßnahmen, Nutzungsänderung oder eine zu geringe Zahl von Badenden. Im April 2006 leitete die EU-Kommission gegen Deutschland und elf weitere Mitgliedsstaaten ein Vertragsverletzungsverfahren ein. Grund: Die EU-Kommission meint, die hohe Zahl an abgemeldeten Badegewässern sei auf die schlechte Wasserqualität zurückzuführen; Gewässer würden gezielt abgemeldet, um schlechte Ergebnisse im Badegewässeratlas zu vermeiden, obwohl die Badestellen weiterhin aktiv genutzt würden. Deutschland entkräftete diese Vorwürfe und begründete in einem Bericht an die Kommission jede Abmeldung eines Badegewässers seit 1992 ausführlich. Die Reaktion der Kommission dazu steht noch aus. Die neue EG-Badegewässerrichtlinie enthält viele Neuerungen für einen besseren Schutz der Badenden: Ein Wermutstropfen ist in der neuen Richtlinie enthalten: Die Grenzwerte für Binnengewässer sind doppelt so hoch wie für Küstengewässer. Damit hat sich der Schutz der Badenden vor schlechter Wasserqualität in Binnengewässern in der neuen Richtlinie nicht verbessert.
Neue Richtlinie für besseren Schutz der Badenden In der Badesaison 2008 wurden die Badegewässer in Deutschland zum ersten Mal gemäß der neuen EG-Badegewässerrichtlinie überwacht. Die neue Richtlinie fordert von den Mitgliedstaaten ein Umsteuern vom passiven Überwachen zum aktiven Management der Badestellen für einen besseren Schutz der Badenden. Außerdem legt die neue Richtlinie großen Wert auf eine umfassende Information und Beteiligung der Öffentlichkeit. Gewässer - sei es an der Küste oder an Seen und Flüssen - sind nicht nur zum Baden da. Sie sind vielfältigen Nutzungen und damit möglichen Verschmutzungen ausgesetzt. Zum Schutz der Badenden vor Infektionskrankheiten müssen nach der neuen Badegewässerrichtlinie (2006/7/EG) mikrobiologische Parameter als Indikatoren für Krankheitserreger regelmäßig untersucht werden. Die nach der Richtlinie zu überwachenden Badegewässer, müssen bei der EU-Kommission angemeldet sein. Jedes Jahr werden die Ergebnisse zur hygienischen Qualität der Badegewässer in einem Badegewässeratlas herausgegeben. Seit dem 2. Juni 2009 sind die Ergebnisse der Badesaison 2008 veröffentlicht. Die Wasserqualität hat sich seit Inkrafttreten der ersten EU-Badegewässerrichtlinie 1976 sehr verbessert und ist seit 2001 auf hohem Niveau stabil. Im Durchschnitt halten 94 Prozent der Badestellen an Binnengewässern die mikrobiologischen Parameterwerte ein, 78 Prozent den strengeren Leitwert für sehr gute Wasserqualität. Bei Küstenbadegewässern waren es sogar 98 Prozent beziehungsweise 87 Prozent. Mit den neuen Überwachungsparametern in der Badesaison 2008 ergab sich für die Binnengewässer eher eine Verbesserung der Qualitätseinstufung. Bei den Küstengewässern gab es jedoch deutlich weniger Gewässer mit sehr guter Qualität. Teilweise ist dies bedingt durch eine neue Klassifizierung der Mündungsgebiete der großen Küstenflüsse - zum Beispiel der Elbe - die meist keine sehr gute Wasserqualität haben. Sie werden in Anlehnung an die Wasserrahmenrichtlinie seit der Badesaison 2008 als Küstengewässer statt wie bisher als Binnengewässer gezählt. Eine schlechte Wasserqualität hatten in der Badesaison 2008 nur 24 - also etwa ein Prozent - der 2263 Badegewässer. Die Bundesländer haben die Chance der neuen Richtlinie zur Beteiligung der Öffentlichkeit genutzt und mehrere Gewässer, in denen viele Menschen baden als neue Badegewässer identifiziert. Im Vergleich zur Badesaison 2007 wurden insgesamt 371 zusätzliche Badegewässer gemeldet. In der Badesaison 2008 gab es damit 2263 Badegewässer, davon 380 an der Küste von Nord- und Ostsee und 1923 an Binnengewässern. Für die Öffentlichkeit stellen die Bundesländer informative Internetseiten über alle Badegewässer zur Verfügung. Das Umweltbundesamt ( UBA ) begrüßt, dass nach der neuen Richtlinie mehr das aktive Management der Badegewässer im Vordergrund steht. So müssen die Bundesländer für jedes ihrer Badegewässer bis 2015 ein so genanntes Badegewässerprofil erstellen, das - unter anderen - alle Verschmutzungsquellen, die die Qualität des Wassers beeinflussen könnten sowie mögliche Probleme mit Cyanobakterien (Blaualgen) aufzeigt. Dadurch wird es möglich, gezielte Verbesserungsmaßnahmen zum Schutz der Badenden einzuleiten. Ziel muss es sein, dass alle Badegewässer zumindest gute Qualität und möglichst viele Badegewässer eine sehr gute Qualität erreichen. Im April 2006 hatte die EU-Kommission gegen Deutschland und elf weitere Mitgliedstaaten ein Vertragsverletzungsverfahren eingeleitet. Grund: Die EU-Kommission hatte den Verdacht, im Zeitraum 1992 bis 2004 seien Badegewässer aufgrund schlechter Wasserqualität gezielt abgemeldet worden, um schlechte Ergebnisse im Badegewässeratlas zu vermeiden, obwohl die Badestellen weiterhin aktiv genutzt würden. Dieses Vertragsverletzungsverfahren gegen Deutschland wurde am 14. Mai 2009 von der Kommission eingestellt, da Deutschland jede Abmeldung eines Badegewässers seit 1992 ausführlich begründete. Damit wurde bestätigt, dass die Abmeldungen der Badegewässer in Deutschland nicht zu beanstanden waren.
HBM4EU-Inititative legt Beurteilungswerte für Phthalate, Cadmium und Bisphenol A vor – weitere werden folgen Die europäische Human-Biomonitoring Initiative HBM4EU, die vom Umweltbundesamt (UBA) federführend geleitet wird, hat neue Human Biomonitoring Beurteilungswerte für ausgewählte Phthalate, Cadmium und Bisphenol A abgeleitet. Das gab die Initiative zum Start ihres Jahrestreffens in Berlin bekannt. Maria Krautzberger, Präsidentin des UBA sagte: „Die Herstellung von Chemikalien steigt seit Jahren kontinuierlich an und führt oftmals auch zu einer erhöhten Belastung des Menschen. Die Auswirkungen auf die Umwelt und die menschliche Gesundheit sind oft nicht abschätzbar. Ich bin froh, dass die HBM4EU-Initiative mit neuen Beurteilungswerten den Weg für eine bessere und europaweite gesundheitliche Bewertung der Belastung des menschlichen Körpers durch ausgewählte Umweltschadstoffe ebnet.“ In Deutschland legt die „Kommission Human-Biomonitoring“ beim UBA schon seit vielen Jahren toxikologisch begründete Beurteilungswerte für ausgewählte Schadstoffe in Deutschland fest. Damit lässt sich die Gefährdung der menschlichen Gesundheit durch Umweltschadstoffe einschätzen. Diese Erfahrungen konnte das UBA auch in die Europäische Human-Biomonitoring Initiative HBM4EU einbringen. Es ist erstmals gelungen, europaweite Werte, sogenannte „Human-Biomonitoring Guidance Values“ (HBM-GV), für einzelne Stoffe unter Beteiligung aller Partner in Europa abzuleiten. So liegen derzeit schon Beurteilungswerte für bestimmte Weichmacher vor (siehe Deliverable 5.2; https://www.hbm4eu.eu/deliverables/ ). Weitere werden im Laufe des Projektes generiert. Die Verwendung und das Inverkehrbringen von Chemikalien werden auf europäischer Ebene reguliert. Daher ist es wichtig, Daten auf EU-Ebene vergleichbar zu erheben und auszuwerten. Damit trägt HBM4EU dazu bei, dass die zuständigen europäischen Institutionen sinnvoll und begründet Maßnahmen zum Schutz der menschlichen Gesundheit treffen und die Bevölkerung über Belastungsursachen und mögliche Vermeidungsmaßnahmen informieren können. Die HBM4EU-Initiative arbeitet unter anderem daran, das Datenmanagement auf europäischer Ebene zu verbessern. Die Initiative konnte nun HBM-Daten auf europäischer Ebene umfassend bündeln. So liegen nun Metadaten aus 94 europäischen HBM-Studien und 37 harmonisierten Datensammlungen für sieben, für die Politikberatung prioritären Stoffen vor, darunter Aniline, Bisphenole, Cadmium und Chrom VI, Flammschutzmittel, Polyzyklische Aromatische Kohlenwasserstoffe ( PAK ), per- und polyfluorierte Chemikalien sowie Phtalatate und Hexamoll® DINCH. Die Datensammlung wird außerdem dazu genutzt, um Wissenslücken aufzuzeigen, damit neue harmonisierte Daten erhoben werden können. Ziel ist, weitere aussagekräftige Belastungsdaten und Indikatoren zur Politikberatung zu entwickeln. Vom 07.10.-11.10.2019 diskutieren die Partner der HBM4EU-Initiative unter anderem die Zukunft des Europäischen Human Biomonitorings. Die EU-Mitgliedstaaten haben sich bereits im Juni 2019 im Umweltrat für eine Fortführung der HBM4EU-Initiative ausgesprochen. Sie baten die EU-Kommission die Human Biomonitoring Aktivitäten in Europa auch weiterhin unter dem neuen EU-Forschungsrahmenprogramm „Horizon Europe“ ab 2022 zu fördern. Human-Biomonitoring erklärt Als ein Werkzeug der gesundheitsbezogenen Umweltbeobachtung werden beim Human-Biomonitoring menschliche Körperflüssigkeiten oder -gewebe auf ihre Belastung mit Schadstoffen untersucht. Durch diese Untersuchung, angewandt an repräsentativen Gruppen der Allgemeinbevölkerung oder bestimmten Berufszweigen, kann die innere Schadstoffbelastung der Menschen, die aus verschiedenen Quellen wie z.B. Atemluft, Nahrung oder Alltagsgegenständen stammt, abgeschätzt und bewertet werden. HBM4EU Die europäische Human-Biomonitoring-Initiative (kurz: HBM4EU) ist ein Projekt im Rahmen des Förderprogramms „Horizont 2020“ der EU-Kommission. Mit einem Gesamtfinanzvolumen von etwa 74 Millionen Euro und 115 Partnern aus 28 Ländern (24 EU-Mitgliedstaaten, Norwegen, Island, Israel und die Schweiz) startete das vom Umweltbundesamt geleitete Projekt Anfang 2017 und läuft planmäßig bis Ende 2021. Die Hauptziele der Initiative sind, Daten über die Belastung der Bevölkerung mit ausgewählten Substanzen zusammenzustellen und, wo nötig, zu erheben. Damit soll es leichter werden, Politik auf wissenschaftlicher Grundlage in Fragen der Chemikaliensicherheit und des Umweltschutzes zu beraten. Weitere Ziele sind die Harmonisierung der dafür notwendigen Prozesse in den Teilnehmerländern und die Entwicklung neuer Nachweismethoden. Das HBM4EU-Projekt wird im Rahmen der Finanzhilfevereinbarung Nr. 733032 des Forschungs- und Innovationsprogramms Horizont 2020 der Europäischen Union finanziert.
In der vorliegenden Studie wurde eine Recherche zur aktuellen toxikologischen bzw. epidemiologischen Datenlage von 20 in der Trinkwasserverordnung regulierten perfluorierten Alkylsubstanzen ( PFAS , C4-C13 Carbon- und Sulfonsäuren) sowie 4 Ersatzstoffen (GenX, ADONA, 6:2 FTSA, C604) durchgeführt. Ziel war eine Aufbereitung dieser Daten als Grundlage für die toxikologische Bewertung der Substanzen mit Bezug auf ihr Vorkommen im Trinkwasser. Die erhobenen Daten sollen die Grundlagen für die Berechnung von gesundheitlich begründeten Leitwerten oder die Ableitung von Gesundheitlichen Orientierungswerten (GOW) für das Trinkwasser bilden. Die eigentliche Berechnung der Leitwerte und die Ableitung von GOW ist jedoch nicht Bestandteil dieser Studie. Veröffentlicht in Texte | 128/2023.
Bartel-Steinbach, Martina; Lermen, Dominik; Gwinner, Frederik; Schäfer, Moritz; Göen, Thomas; Conrad, André; Weber, Till; von Briesen, Hagen; Kolossa-Gehring, Marike Environmental Research 207 (2022), 112592; online 31. Dezember 2021 As highlighted in the Minamata Convention, Mercury (Hg) in its various forms poses a substantial risk to human health and the environment. The health relevance of Hg is also recognized by the European Human Biomonitoring Initiative (HBM4EU), which classifies Hg as a priority substance, since considerable knowledge and data gaps on Hg exposure levels and their changes over time still exist in Europe. The German Environmental Specimen Bank (German ESB) provides valuable policy relevant data and long-term trends of substance exposure on a national level for international comparison and evaluation. In this study we analysed data of the German ESB on Hg exposure of young adults aged 20 to 29 including data on urinary Hg levels from 1995 to 2018 and whole blood Hg levels from 2001 to 2010. Results show a clear decrease in both, about 86% in urine total daily Hg excretion from 1995 (0.76 μg/L) to 2018 (0.11 μg/L) (n = 10,069) and about 57% in blood concentrations of Hg from 2001 (1.76 μg/L) to 2010 (0.77 μg/L) (n = 4085). Over the investigated timeframe only a few values exceeded the toxicologically derived health based guidance value HBM I for blood and urine, with these exceedances decreasing over time in line with the general trend. The factors mostly influencing Hg excretion identified in this study are dental amalgam as well as fish and seafood consumption. Besides other factors (e.g. age and sex), also airborne Hg exposure appears to be a low but evident influencing factor in Germany. Although a considerable decrease in internal Hg exposure is recognized in the last decades, the current low-level exposure may cause adverse health effects especially to vulnerable groups such as pregnant women and children. To further elucidate and evaluate current exposure sources and to reduce human exposure to Hg, continuous environmental and human biomonitoring is needed. doi: 10.1016/j.envres.2021.112592
Koch, Holger M.; Rüther, Maria; Schütze, André; Conrad, André; Pälmke, Claudia; Apel, Petra; Brüning, Thomas, Kolossa-Gehring, Marike International Journal of Hygiene and Environmental Health (2016), online 9. November 2016 The German Environmental Specimen Bank (ESB) continuously collects 24-h urine samples since the early 1980s in Germany. In this study we analyzed 300 urine samples from the years 2007 to 2015 for 21 phthalate metabolites (representing exposure to 11 parent phthalates) and combined the data with two previous retrospective measurement campaigns (1988 to 2003 and 2002 to 2008). The combined dataset comprised 1162 24-h urine samples spanning the years 1988 to 2015. With this detailed set of human biomonitoring data we describe the time course of phthalate exposure in Germany over a time frame of 27 years. For the metabolites of the endocrine disrupting phthalates di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP), di-n-butyl phthalate (DnBP) and butylbenzyl phthalate (BBzP) we observed a roughly ten-fold decline in median metabolite levels from their peak levels in the late 1980s/early 1990s compared to most recent levels from 2015. Probably, bans (first enacted in 1999) and classifications/labelings (enacted in 2001 and 2004) in the European Union lead to this drop. A decline in di-isobutyl phthalate (DiBP) metabolite levels set in only quite recently, possibly due to its later classification as a reproductive toxicant in the EU in 2009. In a considerable number of samples collected before 2002 health based guidance values (BE, HBM I) have been exceeded for DnBP (27.2%) and DEHP (2.3%) but also in recent samples some individual exceedances can still be observed (DEHP 1.0%). A decrease in concentration for all low molecular weight phthalates, labelled or not, was seen in the most recent years of sampling. For the high molecular weight phthalates, DEHP seems to have been substituted in part by di-isononyl phthalate (DiNP), but DiNP metabolite levels have also been declining in the last years. Probably, non-phthalate alternatives increasingly take over for the phthalates in Germany. A comparison with NHANES (National Health and Nutrition Examination Survey) data from the United States covering the years 1999 to 2012 revealed both similarities and differences in phthalate exposure between Germany and the US. Exposure to critical phthalates has decreased in both countries with metabolite levels more and more aligning with each other, but high molecular weight phthalates substituting DEHP (such as DiNP) seem to become more important in the US than in Germany. doi:10.1016/j.ijheh.2016.11.003
Kasper-Sonnenberg, Monika; Koch, Holger M.; Apel, Petra; Rüther, Maria; Pälmke, Claudia; Brüning, Thomas; Kolossa-Gehring, Marike International Journal of Hygiene and Environmental Health (2019), online 1. August 2019 DINCH (cyclohexane-1,2-dicarboxylic acid-diisononyl ester) is a phthalate plasticizer substitute introduced into the market in 2002. It is increasingly used especially in the production of toys, food contact materials and medical devices. In this measurement campaign on 24-h urine samples of young adults (20–29 years) from the German Environmental Specimen Bank (ESB) collected in 2010, 2011, 2013, 2015 and 2017 (in total 300 samples, 60 samples/year) we analyzed three specific, oxidized DINCH metabolites (OH-MINCH: cyclohexane-1,2-dicarboxylic acid-mono(hydroxy-isononyl) ester; cx-MINCH: cyclohexane-1,2-dicarboxylic acid-mono(carboxy-isooctyl) ester, oxo-MINCH: cyclohexane-1,2-dicarboxylic acid-mono(oxo-isononyl) ester). We merged these data with earlier data of the ESB from the years 1999-2012 and are now able to report levels and time trends of internal DINCH exposure from 1999 to 2017. After first detections of the major oxidized DINCH metabolite OH-MINCH in 2006 (6.7%) detection rates rapidly increased to 43.3% in 2009, 80% in 2010 and 98.3% in 2011 and 2012. From the year 2013 on we could detect OH-MINCH in every urine sample analyzed. The median concentrations of OH-MINCH rapidly increased from 0.15 μg/L in 2010 to twice the concentration in 2011 (0.31 μg/L) with further increases in 2013 (0.37 μg/L), 2015 (0.59 μg/L) and 2017 (0.70 μg/L). Similar increases, albeit at lower detection rates and concentration levels, could be observed for cx-MINCH and oxo-MINCH. All metabolites strongly correlate with each other. For the ESB study population, DINCH exposures are still far below health based guidance values such as the German Human Biomonitoring Value (HBM-I; 4,500 μg/L for the sum of OH-MINCH and cx-MINCH) or the tolerable daily intake (TDI) of EFSA (1 mg/kg bw/d). The median daily DINCH intake (DI) calculated for 2017 was 0.23 μg/kg bw/d, thus 4,310-times lower than the TDI. The maximum DI calculated for one individual in 2012 (42.60 μg/kg bw/d) was a factor of more than 20 below the TDI. The ongoing increase in DINCH exposure needs to be closely monitored in the future, including populations with potentially higher exposures such as children. This close monitoring will enable timely exposure and risk reduction measures if exposures reached critical levels, or if new toxicological data lead to lower health based guidance values. DINCH belongs to the European Human Biomonitoring Initiative (HBM4EU) priority substances for which policy relevant questions still have to be answered. doi: 10.1016/j.ijheh.2019.07.011
Lessmann, Frederik; Kolossa-Gehring, Marike; Apel, Petra; Rüther, Maria; Pälmke, Claudia; Harth, Volker; Brüning, Thomas; Koch, Holger Martin Environment International 132 (2019), 105102 The worldwide plasticizer markets are facing constant substitution processes. Many classic ortho-phthalate plasticizers like di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) are phased out, due to their proven toxicity to reproduction. Assumedly less critical, less regulated plasticizers such as di(2-ethylhexyl) terephthalate (DEHTP) are increasingly applied in consumer near products like toys, food contact materials, and medical devices. With the increasing use of DEHTP, increasing exposures of the general population have to be expected likewise. Human biomonitoring is a well-established tool to determine population exposures. In the present study we investigate the time trend of exposure to DEHTP using 24-hour urine samples of the German Environmental Specimen Bank (ESB) collected from 1999 to 2017. In these samples (60 per odd-numbered year, 600 samples in total) collected from young German adults (20-29 years, equal gender distribution) we determined four specific urinary me-tabolites as biomarkers of DEHTP exposure. From 1999 to 2009, the main specific urinary metabolite 5cx-MEPTP was quantifiable in < 10% of the samples. Thereafter, detection rates and levels constantly increased, in line with rapidly increasing DEHTP consumption volumes. In 2017, all samples had 5cx-MEPTP levels above the limit of quantification (LOQ) with a median concentration of 3.35 μg/L (95th percentile: 12.8 μg/L). The other metabolites were detected less frequently and at lower levels but correlated well with 5cx-MEPTP robustly confirming the increasing DEHTP exposure. All 5cx-MEPTP concentrations were well below the German health based guidance value (HBM-I) of 2800 μg/L for adults. Likewise, the median calculated daily intake, based on 5cx-MEPTP measured in 2017, was 0.74 μg/kg bw * d (95th percentile: 3.86 μg/kg bw * d), still well below the tolerable daily intake (TDI) of 1000 μg/kg bw * d. Based on current toxicological knowledge we can hence conclude that for the population investigated, DEHTP exposure gives no reason for immediate concern. However, the steep ongoing increase of DEHTP exposure warrants further close monitoring in the future, preferably also in sub-populations with known higher exposures to plasticizers, especially children. doi: 10.1016/j.envint.2019.105102
Die natürliche Vielfalt individueller Gewässer überschaubar zu machen, indem man sie nach gemeinsamen Merkmalen ordnet, wird als Typologie bezeichnet. Gewässer, die aufgrund der naturräumlichen Gegebenheiten ähnliche morphologische, physikalisch-chemische, hydrologische oder biozönotische Merkmalen aufweisen, werden in „Typen“ zusammengefasst. Die Beschreibung der naturnahen Ausprägung dieser Gewässertypen wird als Referenzbedingung bezeichnet. Um eine Orientierungshilfe bei der ökologischen Verbesserung der Gewässer im Rahmen von Renaturierungs- oder Unterhaltungsmaßnahmen zu haben, bedient man sich in der Wasserwirtschaft – bereits vor der Einführung der WRRL – der Gewässertypologie. Die Ausweisung von Gewässertypen ist jetzt in der WRRL elementare Grundlage für die typspezifische Bewertung, die Ausweisung der Wasserkörper und die Aufstellung von Messnetzen für das Monitoring. Aber auch die Erstellung der Bewirtschaftungspläne und damit die Maßnahmenplanung erfolgt typspezifisch. Zur Ableitung von Gewässertypologien sind gemäß WRRL zwei verschiedene Systeme anwendbar: System A erlaubt eine grobe Charakterisierung von Fließgewässern nach Ökoregion, Höhenlage, Einzugsgebietsgröße und Geologie (jeweils drei bis vier Kategorien) und eignet sich eher als grobes typologisches Gerüst. System B enthält neben den groben Klassifikationsparametern von System A eine Vielzahl „optionaler Parameter“ für eine freiere, auch an die naturräumlichen Gegebenheiten angepasste, Typableitung und -beschreibung. System B erlaubt aufgrund der optionalen Parameter die Entscheidung für biologisch besonders relevante Parameter. Dies sind zum Beispiel bei Fließgewässern die Quellenentfernung, das Säurebindungsvermögen oder die mittlere Substratzusammensetzung. Bei der Vorgehensweise zur Erstellung der deutschen Fließgewässertypologie ist das System B nach EG-WRRL gewählt worden. Die zur Ableitung der Fließgewässertypologie Deutschlands angewendeten Parameter sind in Tabelle 1 zusammengestellt. Tab. 1: Die zur Ableitung der Fließgewässertypologie Deutschlands angewendeten obligatorischen und optionalen Parameter. Obligatorische Deskriptoren Ökoregion (gemäß Illies 1979) 4: Alpen (und Alpenvorland) 9: Zentrales Mittelgebirge 14: Zentrales Flachland Größe (auf Grundlage der Einzugsbietsgröße) klein: 10 – 100 km² (= Bach) mittelgroß: 100 – 1.000 km² (= kleiner Fluss) groß: 1.000 – 10.000 km² (= großer Fluss) sehr groß: > 10.000 km² (= Strom) Geologie kalkig silikatisch organisch Optionale Deskriptoren Gewässerlandschaften (gemäß Briem 2003) differenzierte Geologie Sohlsubstrate Talform usw. Die Gewässerlandschaften von Briem (2003) sind das „Herzstück“ der deutschen Fließgewässertypologie. Gewässerlandschaften sind in Bezug auf die gewässerprägenden geologischen, geomorphologischen und pedologischen (bodenkundlichen) Eigenschaften mehr oder weniger homogene Landschaftsräume. Sie stellen den Verbreitungsschwerpunkt von einem bis mehreren Gewässertypen dar. Für die Bundesrepublik Deutschland wurden von Briem (2003) in den drei geografischen Haupteinheiten Deutschlands (Norddeutsche Tiefebene, Mittelgebirge, Alpen und Alpenvorland) 26 Fließgewässerlandschaften ausgewiesen (Abb. 1). Die ausgewiesenen Gewässerlandschaften charakterisieren die Fließgewässer in Bezug auf Längsprofile/Gefälle, Substrate, Talformen, Auenformen, Bett- und Uferformen, Linienführung und Lauftyp sowie Geschiebeführung. Hinzu kommen noch vielfältige Zusatzinformationen, z. B. zum Abflussgang, zur geogenen Gewässerchemie und zur Entstehungsgeschichte der Gewässer. Die Gewässerlandschaften integrieren damit eine Reihe von Gewässer relevanten Informationen und stellen so das „Herzstück“ der Fließgewässertypologie Deutschlands dar. In der Typentabelle (= Typologie-System) sind die Parameter und deren Ausprägungen bzw. Klassen, die zur Ausweisung eines konkreten Typs herangezogen worden sind, dargestellt (Tab. 2). Tab. 2: Typentabelle (= Typologie-System). 1) Zu den Größenangaben der Fließgewässer: Hinter den Kurzbezeichnungen „Bach“, „Kleiner Fluss“, „Großer Fluss“ und „Strom“ sind Größenangaben der EZGe hinterlegt, sie beziehen sich auf die Kategorien der EG-WRRL. Da sich die biologische Ausprägung der Fließgewässer im Längsverlauf in den jeweiligen Ökoregionen nicht immer in gleicher Weise mit der Änderung der Größenklasse des EZGes ändert, wird darauf hingewiesen, dass die Angaben einen orientierenden Charakter haben. Sie sind jedoch für die Anlage und Verwaltung von Untersuchungsstellen in Datenbanken als konkret fassbarer Parameter unerlässlich. Kleines EZG („Bach“): ca. 10-100 km 2 Mittelgroßes EZG („Kl. Fluss“): ca. >100-1.000 km 2 Großes EZG („Gr. Fluss“): ca. >1.000-10.000 km 2 Sehr großes EZG („Strom“): ca. >10.000 km 2 2) Hinweis bezogen besonders auf Qualitätselement Fische: Die Fischfauna muss aufgrund längszonaler, biozönotischer und zoogeographischer Gegebenheiten wesentlich stärker untergliedert werden, als dies aus der Ausweisung der Fließgewässertypen hervorgeht: Es lassen sich Fischgemeinschaften des Rhitrals sowie des Potamals (Sa-ER, Sa-MR, Sa-HR, Cyp-R, EP, MP, HP; siehe Tabelle Ausprägung der Fischgemeinschaft) sowie fischfreie bzw. nur temporär besiedelte Gewässer beschreiben. Für eine Referenzerstellung ist eine nochmals erheblich differenzierte Untergliederung erforderlich. Wesentlich sind hier biozönotische, zoogeographische und längszonale Aspekte. Mit dem Bearbeitungsstand April 2008 liegen insgesamt 25 biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen (= „LAWA-Typen“) für Deutschland vor: Vier für die Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, acht für das Mittelgebirge, neun für das Norddeutsche Tiefland sowie vier Fließgewässertypen, die als „Ökoregion unabhängige“ Typen in verschiedenen Ökoregionen verbreitet sind. V. a. für die Bewertung der Qulaitätskomponente Makrozoobenthos sind weitere Subtypen ausgewiesen worden. Typen der Alpen und des Alpenvorlandes Typ 1: Fließgewässer der Alpen Typ 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes Typ 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes Typen des Mittelgebirges Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 7: Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.1: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.2: Große Flüsse des Mittelgebirges Typ 10: Kiesgeprägte Ströme Typen des Norddeutschen Tieflandes Typ 14: Sandgeprägte Tieflandbäche Typ 15: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 15_g: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 16: Kiesgeprägte Tieflandbäche Typ 17: Kiesgeprägte Tieflandflüsse Typ 18: Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche Typ 20: Sandgeprägte Ströme Typ 22: Marschengewässer Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse Ökoregion unabhängige Typen Typ 11: Organisch geprägte Bäche Typ 12: Organisch geprägte Flüsse Typ 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer Insbesondere für die Bewertung anhand der Qualitätskomponente Makrozoobenthos sind diese 25 LAWA-Typen z. T. in weitere Subtypen unterteilt worden. Abb. 2: Beispiele für Fließgewässertypen-Steckbriefe. Zu den 25 Gewässertypen liegen Kurzbeschreibungen („ Steckbriefe “) vor, welche die Typen im Hinblick auf ihre abiotischen und biotischen Eigenschaften (wesentliche Charakteristika der Lebensgemeinschaften) näher beschreiben (Pottgiesser 2018, Pottgiesser & Sommerhäuser 2004, 2008) (Abb. 2). Die Steckbriefe dienen zur Veranschaulichung und als allgemeine Verständigungsgrundlage. Sie sind ein Beitrag zur Beschreibung der Referenzbedingungen, können jedoch nicht als alleinige Grundlage (Referenzzustand) eines biozönotischen Bewertungssystems benutzt werden. Wie in jeder Typologie beschreiben die Steckbriefe idealtypische Ausprägungen und können nicht jede Übergangsvariante oder individuelle Ausprägung wiedergegeben. Die Steckbriefe sind auf keinen Fall als Beschreibung von Ist-Zuständen zu verstehen oder mit diesen zu verwechseln. Mit Bearbeitungsstand Dezember 2018 liegt ein aktualisierter Stand von Begleittext und Steckbriefen der Fließgewässertypen vor ( Pottgiesser 2018 ). Die Überarbeitung betrifft v. a. die morphologischen Beschreibungen, die Charakterisierungen der biologischen Qualitätskomponenten MZB, Makrophyten und Phytoplankton, die Zuordnung der morphologischen Typen und Aktualisierung der Typen der biologischen QK, Validierung der physiko-chemischen Leitwerte sowie Verweis auf trockenfallende bzw. grundwassergeprägte Varianten der Typen unter „Hydrologie“. Ergänzt werden diese Steckbriefe durch die so genannten „ Hydromorphologischen Steckbriefe “ (Abb. 3) ( Dahm et al. 2014 ), die detailliert die hydromorphologischen Referenzbedingungen der Fließgewässertypen beschreiben. Zusätzlich enthalten die hydromorphologischen Steckbriefe auch die typspezifischen hydromorphologischen Bedingungen, die nach heutigem Kenntnisstand zur Erreichung des guten ökologischen Zustandes erforderlich sind. Abb. 3. Beispiel für einen hydromorphologischen Steckbrief (aus Dahm et al. 2014). Die kartografische Ausweisung der Typen für individuelle Gewässer erfolgt in Fließgewässertypenkarten. Die Erstellung von Typenkarte erfolgt auf Grundlage von durch den Menschen weitgehend unveränderlichen Rahmenbedingungen, wie sie z. B. in geologischen Karten, naturräumlichen Gliederungen, Talbodengefällen und hydrogeologischen Karten wiedergegeben sind. Allen berichtspflichtigen Fließgewässer mit einem Einzugsgebiet >10 km² ist ein entsprechender Gewässertyp zugewiesen worden. Abb. 4: links: „LAWA-Typenkarte“ nach Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022 ; rechts: “Länder-Typenkarte“ nach Datenbestand der Bundesländer aus den Jahren 2009 bis 2015. Für die Fließgewässer existieren zwei Typenkarten: eine sogenannte „Bewirtschaftungskarte (= LAWA-Typenkarte) und eine „Fachkarte (= Länder-Typenkarte) (Abb. 4). Die „ LAWA-Typenkarte “ (Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022) entspricht der offiziellen Fließgewässertypenkarte Deutschlands, mit den an die EU berichteten Typen für die berichtspflichtigen Gewässer bzw. Wasserkörper. Hier sind z. T. die für einzelne Wasserkörper aggregierten Typen dargestellt, wobei der dominierende Gewässertyp eines Wasserkörpers bzw. der Monitoringmessstelle die Typzuweisung des gesamten Wasserkörpers bestimmt. Die „LAWA-Typenkarte“ wird vorrangig für Fragen bzgl. der Gewässerbewertung und -bewirtschaftung gemäß WRRL genutzt. In der „ Länder-Typenkarte “ (Fachdaten der Bundesländer aus den Jahren 2009 -2015) erfolgte die Typausweisung teilweise detaillierter und damit kleinräumiger, d. h. nicht für gesamte Wasserkörper sondern auch für kürzere Gewässerabschnitte gemäß der naturräumlichen Rahmenbedingungen. Diese „wissenschaftlichere“ Karte ist daher v. a. die Grundlage für konkrete Fragestellungen oder eine Orientierungshilfe bei der ökologischen Verbesserung der Gewässer im Rahmen von Ausbau- oder Unterhaltungsmaßnahmen. Da die beiden Ökoregionen „Westliches Mittelgebirge“ und „Norddeutsches Tiefland“ bundesweit die größten Flächenanteile der „ LAWA-Typenkarte “ (Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022) ausmachen, sind die Typen 5 und 14 die beiden häufigsten Fließgewässertypen. Im Alpenvorland ist der Typ 2 der weit verbreitetste Fließgewässertyp (Tab. 3). Fließgewässertypen, die nur kleinräumig verbreitet sind und damit in Bezug auf das Gewässernetz nur einen kleinen Anteil ausmachen, sind der Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes, der Typ 15_g: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, der Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse und der Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer. Diese machen jeweils weniger als 1 % der Gewässerstrecke aus. Tab. 3: Übersicht über die Häufigkeit und Verbreitung der Fließgewässertypen gemäß "LAWA-Typenkarte". Fließgewässertyp Gewässerstrecke (km) Gewässerstrecke (%) Alpen und Alpenvorland Typ 1 1.766,76 1,29 Typ 2 7.707,03 5,61 Typ 3 3.447,60 2,51 Typ 4 899,25 0,65 Mittelgebirge Typ 5 20.181,07 14,69 Typ 5.1 5.138,72 3,74 Typ 6 12.266,70 8,93 Typ 7 4.604,64 3,35 Typ 9 7.460,53 5,43 Typ 9.1 7.659,90 5,57 Typ 9.2 5.464,70 3,98 Typ 10 1.953,27 1,42 Norddeutsches Tiefland Typ 14 14.890,98 10,84 Typ 15 4.379,05 3,19 Typ 15_g 1.907,63 1,39 Typ 16 8.082,74 5,88 Typ 17 2.118,66 1,54 Typ 18 2.697,38 1,96 Typ 20 1.222,87 0,89 Typ 22 3.284,34 2,39 Typ 23 364,83 0,27 Ökoregion unabhängige Typen Typ 11 5.574,77 4,06 Typ 12 1.370,52 1,00 Typ 19 97.88,25 7,12 Typ 21 1.154,52 0,84 Sonstige Kanäle 1.335,39 0,97 Sonstige 694,95 0,51 Summe 13.7417,06 100,00