26.11.2018, 10:37
Fouling und Antifouling
Untergetauchte Oberflächen werden im Süß- oder Salzwasser rasch durch zahlreiche Organismen besiedelt. Dieser Aufwuchs (Fouling) setzt sich aus Mikroorganismen, Großalgen und tierischem Aufwuchs zusammen. Bekannte tierische Vertreter aus dem Meeresbereich sind z.B. Schiffsbohrmuscheln und Seepocken.
Zum Schutz vor Fouling werden bei Schiffen sowie Unterwasserbauwerken (Aquakulturanlagen, Offshore-Anlagen, Hafen- und Küstenschutzanlagen) zahlreiche Anti-Fouling-Systeme (AFSysteme) eingesetzt, die auf verschiedenen Prinzipien basieren wie z. B.: Wirkstoffe mit toxischer Wirkung in Oberflächenanstrichen oder -beschichtungen physikalisch glatte Oberflächen oder schwer besiedelbare Oberflächen.
Es gibt viele weitere Prinzipien, die entwickelt wurden und werden (elektrochemisches Prinzip, Faserbeschichtung, reinigungsfähige Hartbeschichtung), aber keines erreicht bis heute einen nennenswerten Marktanteil.
In der Schifffahrt tragen AF-Systeme zum Materialschutz der Bootsrümpfe, zu höheren Fahrgeschwindigkeiten bei geringerem Treibstoffverbrauch sowie zu längeren Abständen bei Instandsetzungsarbeiten im Dock bei (Dürr & Thomason, 2009).
Beinhalten AF-Produkte hochwirksame und spezifische Wirkstoffe, so können diese allmählich in das Wasser freigesetzt werden. Bei sog. Weich-AF-Systemen, die oftmals auch im Sportbootbereich zum Einsatz kommen, werden Wirkstoffe systembedingt langsam und stetig aus dem Anstrich ins Wasser freigesetzt (Leaching) und entfalten so ihre Wirkung an der Grenzfläche Bootswand-Wasser . Letztlich gelangen diese Wirkstoffe so in die Gewässer. Wirkstoffe, die nur langsam abgegeben oder immobilisiert werden, sind für die aquatische Umwelt von besonderer Bedeutung, da sie sich hier anreichern und auch außerhalb des eigentlichen Anwendungsbereiches negative Effekte auf Gewässerorganismen - ausüben können.
Ende der 80er Jahre wurden durch verschiedene, vom Umweltbundesamt geförderte Forschungsvorhaben nachgewiesen, dass in Sportboothäfen an der Küste und in Binnengewässern extreme Belastungen der Wassersäule und der Sedimente mit Organozinnverbindungen aufwiesen (Kalbfus et al. 1991; Oehlmann et al. 1996). Diese Stoffe führten insbesondere bei marinen Schnecken zu Geschlechtsumwandlungen, die auch an der deutschen Küste einige Schneckenpopulationen in ihrem Bestand gefährdeten (Klingmüller & Watermann 2003; Bauer et al. 1995). In der folgenden Zeit konnte gezeigt werden, dass durch das EU-weite Verbot der Anwendung von Organozinnverbindungen als Antifoulingbiozide in der professionellen Schifffahrt und im Sportbootbereich die Belastungen der Häfen stark zurückgingen und mit ihnen sich auch die biologischen Effekte abschwächten (Daehne & Watermann 2009).
In der Folgezeit erwiesen sich aber auch organische Biozide wie z.B. Cybutryn (Irgarol 1051) als höchstproblematisch für die Gewässerbelastung und verursachten vergleichbare ökotoxische Effekte. Durch das UBA (2007) wurden für die Berliner Gewässer und in begleitenden Mesokosmos-Studien nachgewiesen, dass Belastungen von Wasser und Sediment in Sportboothäfen ihren angrenzenden Gewässerbereichen vorlagen, die die Wirkschwellen im Freiwasser für eine Reihe von Wasserorganismen bereits überschritten. Da die Hersteller von Antifoulingpro die Verlässlichkeit der Antifouling-Expositionsschätzung sicherstellen und
teilweise Cybutryn in ihren Beschichtungen durch andere Biozide ersetzt haben, können bis zum heutigen Tage regional abnehmende Einträge und Umweltkonzentrationen festgestellt werden, die in ihrer Risikobewertung aber nach wie vor als kritisch anzusehen sind (Burkhardt & Dietschweiler 2013). Eine erste Schätzung des Eintrags von Antifoulingbioziden in deutsche Oberflächengewässer im Verhältnis zu anderen Quellen stellten Kahle und Nöh (2009) vor.
Deutschland besitzt sehr ausgedehnte Süßwasserreviere, die teilweise räumlich abgegrenzte und sensible Wasserkörper aufweisen. Zusätzlich ist in den letzten Jahrzehnten auch der Anteil der Binnenreviere in Deutschland durch die zunehmende Erschließung neuer Bootsreviere östlich der Elbe deutlich gewachsen. Zudem unterliegen zahlreiche Binnengewässer in Deutschland einer multiplen Nutzung (z.B. Sportbetrieb, Berufsschifffahrt, Trinkwassergewinnung, Naturschutz), so dass eine mögliche Belastung durch Biozide für die langfristige Nutzung möglichst genau erfasst werden sollte.
EU-weit gehören alle Schutz-, Desinfektions- oder Schädlingsbekämpfungsmittel, die außerhalb der Landwirtschaft eingesetzt werden, zu den Bioziden. Die Zulassung und das Inverkehrbringen von Bioziden werden seit 1998 durch die EU-Biozid-Richtlinie (RL 98/8/EG) und seit dem 01. September 2013 durch die EU-Biozid-Verordnung (528/2012/EU) geregelt.
Biozide Neuwirkstoffe dürfen erst dann in Biozidprodukten vermarktet werden, wenn sie für den EU-Markt genehmigt sind. Im Rahmen der 1. Stufe des Zulassungsverfahrens wird dazu eine Risikobewertung durchgeführt, bei der neben der Wirksamkeit des Wirkstoffes auch mögliche Risiken für Mensch und Umwelt bei bestimmungsgemäßem Gebrauch geprüft werden. Bei diesem Verfahren hat ein Mitgliedstaat die Federführung, jedoch sind alle anderen EU-Mitgliedstaaten in Diskussion und Entscheidung mit eingebunden. Zeigen sich keine unannehmbaren Risiken und wird die Wirksamkeit bestätigt, so wird der Wirkstoff in eine Positivliste aufgenommen und kann prinzipiell in Biozid-Produkten EU-weit eingesetzt werden.
Für eine produktreife Vermarktung muss noch eine 2. Stufe des Zulassungsverfahrens durchlaufen werden. Hierzu muss der Antragsteller, der das Produkt vermarkten will, in einem speziellen EU-Mitgliedsland einen Prüfantrag für sein Produkt mit einem Wirkstoff aus der Positivliste stellen. In diesem Dossier ist u.a. zu begründen, warum dieser Produkteinsatz notwendig ist, und dass das Produkt bei bestimmungsgemäßer Verwendung keine unannehmbaren Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit und die Umwelt hat. Über diese nationale Zulassung entscheidet das jeweilige Mitgliedsland selbstständig. Um die Zulassung in den anderen Mitgliedstaaten zu vereinfachen, kann ein Antrag auf gegenseitige Anerkennung auch für ein weiteres Mitgliedsland gestellt werden, da für das Produkt bereits ein umfangreiches Dossier vorliegt.
Ein solcher Antrag im Rahmen des Verfahrens der gegenseitigen Anerkennung muss in der Regel innerhalb einer Frist von 120 Tagen entschieden werden. Eine mögliche Ablehnung des Antrages muss nachprüfbar begründet werden und sich aus der speziellen nationalen Situation des Mitgliedslandes herleiten.
Dies könnte beispielsweise bedeuten, dass eine Zulassung für ein Antifouling-Produkt aus dem Sportbootbereich in einem Mitgliedstaat erlaubt wird, da dort wegen einer geringen Sport
Verlässlichkeit der Antifouling-Expositionsschätzung sicherstellen.
Dem gegenüber können Gefährdungen in einem anderen Mitgliedstaat mit erheblich höherer Sportbootdichte nicht auszuschließen sein. Im Rahmen der Umsetzung der EU-Biozid-Verordnung werden zur Risikobewertung i.d.R. Emissionsszenarien eingesetzt, welche in Emission Scenario Documents (ESD) zusammengefasst sind. Diese Szenarien sollen typische Bedingungen vereinfacht beschreiben, bei denen Stoffe z.B. durch Produktion, Verarbeitung oder Gebrauch in die Umwelt freigesetzt werden. Die Bedingungen sind dabei so zu gestalten, dass sie - beschreiben.
So sind z.B. in Sportboothäfen vergleichsweise hohe lokale Konzentrationen von AF-Wirkstoffen zu erwarten, da hier eine Vielzahl an Booten mit AF-Beschichtungen vor Anker liegt und AFWirkstoffe in das Hafenbecken freisetzt. Bei den Emissionsszenarien für Sportboothäfen werden daher u.a. ihre Größe und Struktur, Umfang und Art ihres Bootsbestandes und weitere Umweltbedingungen festgelegt. Diese EU-Emissionsszenarien werden in komplexeren Modellen wie REMA, MAM-PEC und EUSES (OECD 2004) eingespeist. Mit zusätzlichen Informationen zu Stoffeigenschaften, Anwendungsgrad des Wirkstoffes im Bootsbestand und Freisetzungsrate aus der Bootsbeschichtung lassen sich Umweltkonzentrationen im Wasserkörper der Sportboothäfen mit diesen Modellen vorhersagen. Die erwartete Umweltkonzentration eines Wirkstoffes (PEC: Predicted Environmental Concentration) wird anschließend mit Toxizitätskenngrößen von Gewässerorganismen unter Einsatz von Sicherheitsfaktoren (PNEC: Predicted No Effect Concentration) verglichen. Risiken sind dann angezeigt, wenn die erwartete Umweltkonzentration über der Toxizitätsschwelle liegt, bei der noch keine schädigenden Effekte zu erwarten sind.
Struktur und Größe der Häfen, Anzahl und Größe der Boote wie auch Umweltbedingungen (Gezeiten, Salzgehalt, Anteil an Schwebstoffen, usw.) sind jedoch regional sehr unterschiedlich und haben einen erheblichen Einfluss auf den Ausgang der Risikobewertung. Derzeit stehen zur Risikobewertung mit MAMPEC vier Emissionsszenarien für marine Standorte und eines für das Binnenland zur Verfügung (OECD 2004), die alle nicht für deutsche Verhältnisse entwickelt oder geprüft wurden. Zurzeit wird zur Risikobewertung der Sportboothäfen nur ein einziges, zwischen den EU-Mitgliedsstaaten abgestimmtes, marines Szenario verwendet.
Umweltforschungsplan des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit
Forschungskennzahl 3711 67 432 UBA-FB 002123
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