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G. TECHNISCHE HOCHSCHULEN

Eidg. EIDG. Anstalt TECHNISCHE für Wasserversorgung

HOCHSCHULEN

Abwasserreiniung und Gewässerschutz


Zum Titelbild

Das Rad ist ein Symbol für den steten Wandel

des Lebens. Das Zahnrad erinnert uns an den

Einfluss der Technik auf die héute so augenfälligen

Veränderungen in unserer Umwelt.

Diese wiederum prägen die Arbeit der EAWAG -

auch sie ist steten Wandlungen und immer

neuen Herausforderungen unterworfen.

Ein anderes Beispiel des Wandels behandeln die

in den Text eingestreuten "Auflockerungs"-

Fotos. Sie zeigen die Veränderung der Landschaft

in der Umgebung des EAWAG-Gebäudes seit Anfang

des Jahrhunderts.

Das Zahnrad auf dem Titelbild ist ein Lebewesen,

eine Grünalge Pediastrum duplex. Sie hat einen

Durchmesser von etwa 0.1 mm und lebt im Sommerplankton

unserer Seen. Als vereinfachtes Signet

ziert sie seit 1980 die linke untere Ecke der

Jahresberichttitelseiten.

(Foto: H. Bachmann)


I

Jahresberire,

EIDG. TECHNISCHE HOCHSCHULEN

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung

Abwasserreinigung und Gewässerschutz

Überlandstrasse 133, CH-8600 Dübendorf

Tel.: 01 /823 5511, Telex: 56 287 EAWA CH


INHALT

Seite

1. EINLEITUNG 5

1. INTRODUCTION 10

2. UMWELTVERTRAGLICHKEITSPRUFUNG 17

3. VON FORSCHUNG UND ENTWICKLUNG ZUR PRAXIS 23

3.1 Regen und Nebel als Träger von umweltbeeinträchtigenden

Stoffen

3.2 Der Produktionsquotient PQ: ein neuer Ansatz zur biologischen

Qualitätsbeurteilung von Fliessgewässern 28

3.3 Seenzustand und Bewirtschaftung der Fischbestände 34

3.4 Pilotversuche an Kläranlagen - Unterlagen für den

Weiterausbau

3.5 Oekotoxikologie 44

4. KURZBESCHREIBUNGEN AUS DEM BEREICH FORSCHUNG UND BERATUNG 51

4.1 Gewässerschutz 51

4.2 Siedlungswasserbau 52

4.3 Technische Prozesse 55

4.4 Entsorgung 66

4.5 Prozesse in Seen 72

4.6 Prozesse in natürlichen Gewässern 85

4.7 Methoden

5. LEHRE UND AUSBILDUNG 99

5.1 Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich 99

5.2 Lehrveranstaltungen an anderen Lehrinstituten 101

5.3 Kurse und Fachtagungen 101

5.4 Seminare und Kolloquien 103

5.5 Gastwissenschafter 106

6. PERSONAL 107

7. RECHNUNGSWESEN 108

B. ANHANG

8.1 Abgeschlossene Diplomarbeiten und Dissertationen 110

8.2 Wissenschaftliche Fachpublikationen 110

8.3 Kommissionstätigkeit 115

8.4 Wichtigere Vorträge

23

39

95

110

117


1, EINLEITUNG

Zum Beweisnotstand des Umweltwissenschaftlers beim Kausalitätsnachweis

5

Es wird immer wieder argumentiert, etwa bei der Auswirkungen eines Schadstoffes

auf ein Oekosystem (- das Gleiche gilt auch beim Waldschadenproblem -), dass

der wissenschaftlich zwingende Beweis von Ursache bis Wirkung noch ausstehe.

Die mutmasslichen Verursacher verlangen einen hieb-und stichfesten Kausalitätsbeweis,

bevor sie willens sind, die Verschmutzung zu verringern. Solche Forderungen

kann der sorgfältige Wissenschaftler nicht erfüllen. Er wird bei Umweltveränderungen

und deren Folgen immer in einem gewissen Beweisnotstand sein. Bei

Oekosystemen, sowohl bei aquatischen wie terrestrischen (dem Wald zum Beispiel),

sind die Zusammenhänge zwischen Ursachefaktoren und Einwirkungsarten äusserst

kompliziert. Zum Verständnis der zahlreichen biologischen Folgereaktionen nach

Ausbreiten und Einwirken eines Schadstoffes sind eingehende Kenntnisse über die

Mechanismen der Schadwirkung (Kinetik und Art der Aufnahme des Stoffes, Umwandlung

in Folgeprodukte, Ausscheidung etc.) nötig. Leider ist unser Verständnis

für die Beeinträchtigung ganzer Oekosysteme äusserst beschränkt. Neben den Prozessen

der einzelnen Oekosystempartner (Reproduktion, Wachstum, Absterben, Mutation)

spielen die soziobiologischen Wechselbeziehungen innerhalb der Organismengemeinschaften

eine wichtige Rolle.

Das Auftreten und die Häufigkeitsverteilung der verschiedenen Spezies hängt vor

allem davon ab, wie gut diese den Wettbewerb - es handelt sich häufig um den

Wettbewerb um Nischen - bestreiten können, also nicht nur von der Fähigkeit, in

einer gegebenen chemischen und physikalischen Umwelt zu überleben. Daneben kann

in einem Oekosystem eine Population, ist sie weniger resistent als die Konkurrenzpopulation,

durch eine Verunreinigung ausgemerzt werden, selbst wenn diese

Verunreinigung nur in extrem geringer Konzentration vorhanden ist. Der Wissenschafter

kann einzelne Teilfragen zwar richtig beantworten, ist aber häufig

kaum in der Lage, eine umfassend gültige Theorie über das ganze Netz der Ursache-Wirkungs-Beziehungen

aufzustellen. Gerade bei Oekosystemen können Schadstoffe

erkennbare Wirkungen erst nach langer Zeit und, wie wir gesehen haben,

z.T. in grosser Entfernung von der Emissionsquelle, hervorrufen. Man denke z.B.

nur an die naturgemäss langsame zeitliche Veränderung der Zusammensetzung und

der Struktur eines Bodens oder an die langzeitliche Reaktionssequenz bei der

Eutrophierung eines Sees.

Das Ausmass des Schutzes unserer Oekosysteme muss in einem vertretbaren Verhältnis

zum erforderlichen Aufwand stehen. Die Festlegung dieses Verhältnisses

bedarf letzten Endes einer politischen Entscheidung. Darum ist eine verbesserte

Kommunikation zwischen der technisch-naturwissenschaftlichen Kompetenz und dem

Entscheidungsträger, dem Politiker und Gesetzgeber dringend notwendig. Um die

notwendigen politischen Entscheide fällen sowie Massnahmen ergreifen und durchsetzen

zu können, müssen die Entscheidungsträger über gute Unterlagen verfügen

und von der Sache überzeugt sein.


6

Disziplinenübergreifende Grundlagenforschung über vergleichende Oekotoxikologie,

über die vielseitigen Wechselwirkungen der Nahrungs- und Energiekreisläufe

in Lebensgemeinschaften, über den Einfluss von Immissionen und anderen Stressfaktoren

auf Struktur und Artenhäufigkeitsverteilung der Oekosysteme, über die

zahlreichen chemischen und physikalischen Prozesse bei Transport und Ausbreitung

von Stoffen, über die Entwicklung besserer chemisch-analytischer Verfahren

zur spezifischen und empfindlichen Erfassung einzelner Stoffe kann Kriterien

liefern, die besser gestatten, Toleranzgrenzen für die Schadwirkung systemfremder

Substanzen zu ermitteln.

Können die dringenden neuen Aufgaben ohne neue Mittelzuteilung erfüllt werden?

Ins Berichtsjahr fällt das 10-jährige Jubiläum des vom Parlament beschlossenen

Personalstopps. Das Personal-Nullwachstum geht allerdings an der EAWAG auf das

Jahr 1971 zurück. In der gleichen Zeitperiode hat das Sachbudget zwar nominell

zugenommen, aber dessen realer Wert hat abgenommen.

Sind wir in dieser Zeit "qualitativ" gewachsen? Ich denke ja - und wie. Ich

erinnere stichwortartig nur an einige unserer neuen Aufgaben: Uebernahme des

neugebauten und erweiterten Seenforschungslaboratoriums Kastanienbaum (Verschiebung

von 11 Stellen von Dübendorf nach Kastanienbaum), Inangriffnahme von

neuen Forschungsaufgaben, z.B. Chemische Dynamik und Schicksal von neuen Verunreinigungssubstanzen;

Stoffhaushalte und Transferfunktionen als Entscheidungsunterlagen

bei der Entsorgung von Abfallstoffen; Anwendung von Isotopen zum

Verständnis der Kreisläufe, neue biotechnische Verfahren; ökotoxikologische

Beurteilung von Umweltchemikalien; neue Beratungsaufgaben, z.B. bei Restaurierung

von Seen durch seeinterne Massnahmen; Anwendung biologischer Filme bei der

Abwasserreinigung; siedlungswasserwirtschaftliche Regionalstudien; Beurteilung

der Grundwasserverunreinigung durch organische'Chemikalien.

Gleichzeitig haben unsere Mitarbeiter in der Lehre einen wesentlichen Teil der

Vorlesungen und Uebungen im Nachdiplomstudium für Gewässerschutz und Wassertechnologie

an der ETHZ übernommen.

Alle diese neuen Aufgaben konnten nur übernommen werden, weil wir zwangsläufig

auf die Fortführung anderer Programme und vieler, uns lieb gewordener Aufgaben

verzichtet haben. Verständlicherweise werden solche Verzichte von unseren Mitarbeitern

oder von der Gewässerschutzpraxis nicht immer verstanden. Zwischen

der wissenschaftlichen Forschung und der Zusammenarbeit mit der Praxis besteht

ein permanentes Spannungsverhältnis. Die beiden Aufgaben stehen auf der einen

Seite in Konkurrenz (um Personal, Zeit und Geld), auf der anderen Seite ist der

wissenschaftliche Fortschritt die Voraussetzung dafür, die immer komplexer werdenden

Probleme der Praxis lösen zu können, zumal sich die EAWAG auf vielen Gebieten

auch die Grundlagen selbst erarbeiten muss.

Eutrophe Seen, beeinträchtigte Grundwasser und "sterbende" Wälder sind Warnsysteme,

die anthropogen verursachte Störungen wichtiger hydrogeochemischer

Kreisläufe anzeigen. Diese Kreisläufe koppeln in komplexer Weise Land, Wasser,

Atmosphäre und Biota. Eine Beschleunigung und Entkoppelung einzelner dieser


7

interdependenten Kreisläufe, wie sie heute durch die industrielle Entwicklung,

durch den steigenden Energiefluss in unserer Zivilisation bewirkt wird, führt

zur Veränderung unserer Umwelt, zur Gefährdung von Wald, Wasser und Luft.

Wie ein kürzlicher Bericht der KES (Kommission für Energiefragen des Schweizerischen

Schulrates) feststellt, sollte der Forschungsaufwand zur Erfassung der

Folgen der Energiedissipation in einem vernünftigen Verhältnis zu den Forschungsaufwendungen

bei der Entwicklung der Energienutzung stehen. Es fehlt

heute in der schweizerischen Forschung eine koordinierte, angemessene Repräsentation

der Umweltwissenschaften und damit auch eine Trägerschaft für die Durchführung

disziplinenübergreifender Forschung und für die systemanalytische Betrachtung

von Umweltkonsequenzen der verschiedenen Energietechnologien.

Unsere Mitarbeiter begrüssen es, dass im Berichtsjahr der Schweizerische Schulrat

in der Umschreibung der Hauptlinien seiner Wissenschaftspolitik neben den

drei technologischen Bereichen Informationstechnik, Mikrotechnik und Biotechnologie

dem Schutze der Umwelt und des Menschen höchste Priorität zuweist und der

EAWAG spezifisch die Aufgabe nahelegt, sich vermehrt um die Interdependenz von

Wasser, Land und Luft zu kümmern.

Dadurch, dass die EAWAG den Gewässerschutz immer im grösseren Zusammenhang des

Umweltschutzes, der Stoffhaushalte und der chemischen Kreisläufe betrachtet

hat, verfügt sie m.E. über die Voraussetzungen, diesen Auftrag anzunehmen; wir

sind zuversichtlich, dass wir konstruktive Unterlagen für die vorausschauende

Erforschung der Probleme liefern können. Damit wir diese Aufgabe erfüllen können,

sind wir aber auf zusätzliche Mittel angewiesen; eine Aufstockung des

Personaletats ist wünschbar, eine signifikante Erhöhung des Budgets Unterricht

und Forschung unabdingbar.

In diesem Zusammenhang sind wir dankbar, dass Herr Professor Burger, der Präsident

unserer Beratenden Kommission, dem Präsidenten des Schweizerischen Schulrates

dargelegt hat, wie dringend die EAWAG für die Erfüllung ihrer Aufgaben

auf eine Heraufsetzung der Personalkapazität angewiesen ist.

Personelles und Verdankung

Dr. Paul Nänny, der Leiter ' des Fachbereichs Geologie, trat per Ende November

1984 in den Ruhestand. Mit ihm verlässt uns nach 36 Jahren äusserst verdienstvoller

Tätigkeit eine Persönlichkeit, welche das Bild der EAWAG nach innen und

aussen wirkungsvoll prägte. Dr. Nänny trat im September 1948 in die EAWAG ein,

die damals erst Abteilungen für Chemie, Biologie, Geologie und bautechnische

Belange umfasste.

Dr. Nänny entwickelte von Anfang an eine breite Beratungs- und Expertentätigkeit.

Daraus erwuchs in kurzer Zeit eine fruchtbare Zusammenarbeit mit den für

die Qualität des Grundwassers zuständigen Behörden bei Bund und Kantonen. Seine

Berufung in zahlreich Kommissionen war eine logische Folge seiner grossen Aner-


8

kennung. Sehr gross ist die Zahl der Aufträge, die unter seiner Federführung

abgewickelt wurden. Er praktizierte dabei eine interdisziplinäre Zusammenarbeit

an der EAWAG, lange bevor dieser Begriff in aller Munde war. Herr Nänny arbeitete

mit Hochschulen und den Abteilungen der EAWAG sehr kollegial zusammen.

Als Nachfolger von Herrn Dr. Nänny und Leiter des Fachbereiches Geologie ist

Herr Dr. Kerry Kelts, zur Zeit Oberassistent am Geologischen Institut der ETHZ,

ernannt worden. Sein Diplom und sein Doktorat erwarb er sich an der ETHZ. Er

wird seine Stelle am 1. März 1985 antreten.

Dr. Paul Nänny Dr. Kerry Kelts

Ende Dezember 1984 trat auch der Zimmermann in unserer tüchtigen Handwerkerequippe

der Tüffenwies, Herr Giacomo Comi, in den Ruhestand. Herr Comi kam im

August 1971 zur EAWAG. Er leistete viel Arbeit "hinter den Kulissen". Holzarbeiten

waren sein Gebiet, aber auch bei den täglich anfallenden Arbeiten stand

er nicht zurück.

Ich danke den Herren Nänny und Comi für ihre zuverlässige Arbeit und wünsche

ihnen viel Genugtuung im Ruhestand.

Am 9. März 1984 starb unsere Mitarbeiterin, Frau Annemarie Widmer, im Alter von

56 Jahren. Seit Dezember 1977 betreute sie halbtags das Sekretariat des Seenforschungslaboratoirums

in Kastanienbaum.

Am 21. Oktober 1984 ist auch unser ehemaliger Mitarbeiter, Julius Bel, im Alter

von 70 Jahren unerwartet gestorben. Sein Geburtsort lag in der Tschechoslowakei.

1968 kam er als Flüchtling in die Schweiz und konnte Anfang 1969 in die

EAWAG eintreten. Er war der erste Mitarbeiter der damaligen Abteilung für Fischerei.

Bis zu seiner Pensionierung im Frühjahr 1979 beschäftigte er sich mit

der Aufzucht und Hälterung der Fische.


9

Dr. Johannes Stähelin, zur Zeit an der Eidg. Forschungsanstalt für Obst-, Weinund

Gartenbau, Wädenswil, vorher Doktorand an der EAWAG, erhielt von der ETH

Zürich für seine vorzügliche Doktorarbeit "Ozonzerfall in Wasser: Kinetik der

Initiierung durch OH--Ionen und H 2 0 2 sowie der Folgereaktionen der 0H'- und

.0 -2'-Radikale" die Silbermedaille der ETH.

Im Juli 1984 ging der vierte Kurs des Nachdiplomstudiums für Siedlungswasserbau

und Gewässerschutz der ETHZ (NDS), der von Dozenten der EAWAG und der ETHZ

gemeinsam gegeben wird, zu Ende. Die erfolgreichen Absolventen heissen: Martin

Adämer, Jürg Heldstab, Rolf Knoll, Anthony Mason, Christian Schaffner, Bettina

Schumpelick, Heinrich Senn, Ulrich Sieber, Bo Gunnar Svensson, Basil Stotz,

Verena Sturzenegger, Christian Voegtli, Bernhard Wehrli, Alfred Wuest, Hanspeter

Zeller.

Wir danken dem Schweizerischen Schulrat und insbesondere seinem Präsidenten,

Prof. Maurice Cosandey, für die ständige, tatkräftige und wohlwollende Unter-

stützung all unserer Belange.

Die Beratende Kommission der EAWAG führte im vergangenen Frühjahr eine Sitzung

durch. Einzelne Kommissionsmitglieder führten ausserdem Patenbesuche in den

Abteilungen Technische Biologie, Ingenieurwissenschaften und Feste Abfallstoffe

durch. Wir danken allen Mitgliedern der Beratenden Kommission für ihren grossen

Einsatz.

Ich danke dem stellvertretenden Direktor, Herrn H.R. Wasmer, und den Leitern

der Fachabteilungen und Fachbereiche für die Uebernahme der immer grösseren

Arbeitslast, und auch allen anderen Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern für ihre

fleissige und erfolgreiche Tätigkeit.

Besonders danken möchte ich auch dem Personalausschuss für die gute Zusammenarbeit

und dem Vorstand und den Angestellten der Interessengemeinschaft Personalrestaurant

EAWAG für die gute und flexible Führung des Personalrestaurants.

Die Redaktion des vorliegenden Jahresberichtes besorgte Herr Dr. R. Koblet.

Frau B. Hauser führte die heikle Reinschrift aus. Die graphischen Darstellungen

zeichnete Frau H. Bolliger, die photographischen Arbeiten und insbesondere die

Erstellung der Reprofilme besorgte Herr P. Schlup.

Dübendorf, März 1985

(

Werner Stumm


INTRODUCTION

10

Manque de preuves et relations de causalité

Lorsque'une substance nuisible pollue un écosystème, (- ceci est vrai aussi

pour les dégâts causés aux forêts -), l'on argumente toujours que la preuve

iréfutable reste à faire. Les pollueurs présumés exigent des preuves péremptoires

des liens de causalité avant qu'ils n'acceptent de réduire les sources de

pollution. Or le chercheur ne peut satisfaire pareilles exigences. Les modifications

de l'environnement et leurs conséquences l'acculent à chercher sans

cesse de nouvelles preuves des relations qui les lient. Dans les écosystèmes,

qu'ils soient aquatiques ou terrestres (les forêts par exemple), les rapports

de causalité sont toujours des plus complexes. Afin de comprendre la biologie

des innombrables réactions en chaïne qu'entraînent la dispersion et la pénétration

d'une substance nuisible, il faut avoir des connaissances approfondies sur

le mécanisme des effets nocifs (cinétiques et mode de pénétration de la substance,

transformation en sous-produits, élimination etc...). Malheureusement,

notre compréhension des atteintes portées à des écosystèmes entiers est des

plus restreintes. En plus des facteurs pris un à un qui caractérisent un écosystème

(tels que reproduction, croissance, mortalité, mutation), les interactions

biosociologiques inhérentes à ces communautés sont d'une importance capitale.

L'apparition et la répartition d'une espèce ne dépend pas seulement de son potentiel

de survie dans un environnement physico-chimique donné, mais aussi et

surtout de sa capacité à soutenir la compétition (il s'agit souvent de compétition

pour une niche écologique). En conséquence, une population moins résistante

qu'une population concurrente peut être éliminée par une pollution, même si

celle-ci n'est que très faible. Le chercheur peut donc répondre à des questions

portant sur des problèmes isolés, mais il est souvent incapable de donner une

théorie globale juste sur l'ensemble du réseau de causalités. Dans un écosystème,

on découvre parfois les effets de substances nuisibles longtemps après

leur émission et souvent à grande distance de leur source. Comme exemple, il

suffit de penser au temps d'altération de la structure et de la composition

d'un sol, ou au temps d'eutrophisation d'un lac. L'importance que nous accordons

à la protection de notre écosystème doit être en rapport avec les buts

recherchés. Or ces normes doivent finalement être fixées par une instance politique.

C'est pourquoi il est indispensable d'améliorer la communication entre

les bio-techniciens d'une part, et le pouvoir exécutif, les politiciens et le

législatif d'autre part. Pour prendre les décisions politiques adéquates et

pour imposer les dispositions nécessaires, l'autorité exécutive doit disposer

de bonnes bases scientifiques et doit être convaincue de la cause à défendre.

Un programme de recherche fondamentale englobant plusieurs disciplines permettrait

d'établir les critères d'après lesquels pourraient être fixées les limites

tolérables des nuisances dues aux substances exogènes. Ces recherches porteraient

sur l'écotoxicologie comparée, les multiples aspects des interactions

entre cylces alimentaires et énergétiques dans la communauté des êtres vivants,


11

l'influence d'immissions et d'autres facteurs de stress sur la structure et la

distribution des espèces d'un écosystème, les nombreux processus chimiques et

physiques qui interviennent dans le transport et la diffusion de substances

dans l'environnement, et sur le développement de procédés chimiques analytiques

meilleurs qui permettent la détermination précise et sensible de substances

spécifiques.

Abb./Fig. 1.1

So sah es am Standort der

EAWAG Dübendorf im Jahre

1916 aus.

Ainsi se présenta en 1916

le terrain sur lequel fut

construit l'EAWAG en 1970.

(Foto: Lydia Straumann)

Ces nouvelles tâches (urgentes) peuvent-elles être accomplies sans nouvelles

attributions de fonds ?

Il y a 10 ans cette année, de l'entrée en vigueur du bloquage de personnel

décidé par le parlement. Toutefois, à l'EAWAG, la croissance 0 du personnel

remonte à 1971. De plus, pendant cette période, le budget a augmenté nominalement,

mais sa valeur réelle a baissé. Pendant ce temps, avons-nous fait preuve

de croissance "qualitative" ? Je pense que oui - et combien! Je rappelle brièvement

quelques-unes de nos nouvelles tâches: Agrandissement et prise en charge

du nouveau laboratoire de recherche lacustre de Kastanienbaum (transfert de 11

places de travail de Dübendorf à Kastanienbaum), prise en charge de nouveaux

programmes de recherche tels que l'étude de la dynamique chimique et du cycle

de nouvelles substances nuisibles; étude des transformations et recyclages de

produits polluants comme base pour décider de la gestion des déchets; utilisation

d'isotopes pour la compréhension de cycles écologiques; nouveaux procédés


12

biotechniques; analyse écotoxicologique de produits chimiques dans l'environnement;

nouvelles charges consultatives, portant par exemple sur la restauration

des lacs par des processus endogènes; emploi de films biologiques pour l'épuration

des eaux; études régionales de la politique de gestion des eaux communales;

analyse de la pollution des eaux souterraines par des produits chimiques

organiques. Simultanément, nos collaborateurs ont assumé une part importante de

l'enseignement en matière de protection et de technologie des eaux donné aux

étudiants post-gradués à l'EPFZ (cours et exercices).

Pour pouvoir reprendre ces nouvelles tâches, nous avons dû nous résoudre à

abandonner d'autres programmes de recherche et beaucoup de travaux qui nous

tenaient pourtant à coeur. Il est compréhensible que de pareils renoncements ne

soient pas toujours appréciés de nos collaborateurs et des praticiens de la

protection des eaux. Il existe une tension stimulante entre la recherche et la

collaboration avec la pratique. Tous deux sont en compétition en ce qui concerne

le personnel, le temps et l'argent, mais la pratique a besoin des progrès

de la recherche pour résoudre ses problèmes qui deviennent de plus en plus

complexes; problèmes dont 1'EAWAG doit d'ailleurs souvent énoncer elle-même les

données.

Des lacs eutrophes, des eaux souterraines contaminées et des forêts agonisantes

sont autant de systèmes d'alarme qui reflètent le dérèglement anthropogène de

cycles hydrogéochimiques importants. Ces cycles lient de façon complexe la

terre, l'eau, l'atmosphère et le règne vivant. Une accélération et une perturbation

de l'un ou l'autre de ces cycles interdépendants, comme par exemple dans

notre civilisation, celles provoquées par le développement industriel ou l'augmentation

de la consommation d'énergie, entraînent des modifications de notre

environnement et menacent les forêts, l'eau et l'air.

Ainsi que le constate un récent rapport de la KES (Commission du Conseil des

écoles pour les questions d'énergie), les effortsde la recherche pour analyser

les conséquences de la dissipation de l'énergie devraient être dans un rapport

de proportionalité avec la recherche pour le développement de l'utilisation de

l'énergie. Actuellement, il manque ä la recherche suisse une instance adéquate

qui serait repésentative des sciences de l'environnement et chargée de leur

coordination et qui se porterait garante de la réalisation de programmes de

recherche interdisciplinaires, ainsi que de l'analyse systématique de conséquences

pour l'environnement de différentes technologies énergétiques.

Nos collaborateurs sont heureux de voir que, dans les lignes conductrices que

donne le Conseil des écoles polytechniques fédérales sur sa politique de recherche,

il accorde une haute priorité à la protection de l'environnement et

de l'homme, et qu'il assigne comme tâche spécifique à l'EAWAG de s'occuper des

interdépendances eau - terre - air.

Comme l'EAWAG a de tout temps considéré la protection des eaux dans son rapport

le plus large avec la protection de l'environnement, avec la gestion des matières

et les cycles chimiques, elle dispose à mon avis des bases nécessaires pour

accepter ce mandat; nous sommes confiants en nos possibilités d'établir des

critères valables pour un programme de recherche d'avant-garde. Afin d'accom-


13

plir cette tâche, nous dépendons de moyens financiers supplémentaires; une

augmentation de l'effectif du personnel est souhaitable et une augmentation du

budget pour l'enseignement et la recherche indispensable.

Dans ce contexte, nous sommes reconnaissants au Professeur Burger, président de

notre Commission consultative, d'avoir exposé au président du Conseil des

écoles polytechniques fédérales à quel point 1'EAWAG dépend d'une augmentation

de l'effectif de son personnel pour mener à bien ses devoirs.

Communications personnelles et remerciements

A la fin du mois de novembre 1984, le Docteur Paul Nänny (portrait photographique

en page 8), chef de la Section de Géologie, a pris sa retraite après 36 ans

d'activité des plus méritoires. Avec lui, nous perdons une personnalité qui

influença fortement l'image externe et interne que donne d'elle-même l'EAWAG.

Le Docteur Nänny entra à 1'EAWAG en septembre 1948. A cette époque, elle ne

comptait que 4 divisions, à savoir la chimie, la biologie, la géologie et le

génie civil.

Dès ses débuts, le Docteur Nänny développa une grande activité de conseiller et

d'expert. Il s'en suivit très vite une collaboration fructueuse avec les autorités

cantonales et fédérales compétentes en matière de qualité des eaux souterraines.

Il fut membre de nombreuses commissions. Un grand nombre de travaux

furent développés sous sa direction. Monsieur Nänny s'adonna à la pratique de

la collaboration interdisciplinaire bien avant que ce n'en fut la mode, il

collaborait avec beaucoup de collégialité avec, d'autres divisions de l'EAWAG

ainsi qu'eau niveau universitaire.

Le Docteur Kerry Kelts (portrait photographique en page 8), précédemment chef

assistant à l'institut de géologie de l'EPFZ, a été nommé comme successeur du

Docteur Nänny et chef de la section de géologie. Il obtint son diplôme et son

doctorat à l'EPFZ. Il entrera en fonction le 1er mars 1985.

En Décembre 1984, monsieur Giacomo Comi, le charpentier de notre très habile

équipe d'artisans de la station pilote de Tüffenwies, a pris sa retraite. Monsieur

Comi entra à 1'EAWAG en août 1971. Il accomplit une grande part de son

travail dans les coulisses. Il était spécialiste du travail sur bois, mais

aucun des nombreux ouvrages journaliers ne lui faisait peur.

Je remercie Monsieur Nänny et Monsieur Comi de leur excellent travail et leur

souhaite beaucoup de satisfaction à la retraite.

Le 9 mars 1984, notre collaboratrice Madame Annemarie Widmer s'est éteinte dans

sa 56ème année. Depuis décembre 1977, elle s'occupait ä mi-temps du secrétariat

des laboratoires de recherche lacustre de Kastanienbaum.

Le 21 octobre 1984, notre ancien collaborateur Julius Bel est décédé subitement

à l'âge de 70 ans. Il était originaire de Tchécoslovaquie. Il arriva en Suisse


14

en 1968 comme réfugié et entra à l'EAWAG au début de l'année 1969. Il fut le

premier collaborateur de la section "pêche" de cette époque. Jusqu'à sa retraite,

qu'il pris au printemps 1979, c'est lui qui s'occupa de la pisciculture.

Le Docteur Johannes Stähelin, actuellement à la Station de recherches en arboriculture,

viticulture et horticulture de Wädenswil, auparavant doctorant à

1'EAWAG, a obtenu la médaille d'argent de l'EPFZ pour son excellent travail de

doctorat intitulé: Décomposition de l'ozone dans l'eau: cinétique de l'initiation

par les ions OH- et H 2 0 2 , ainsi que réactions en chaîne des radicaux OH'et

. 02 .

Le quatrième cours post-grade en matière de génie hydraulique dans les agglomérations

et de protection des eaux, donné par des professeurs et chargés de

cours de 1'EAWAG et de 1'EPFZ, s'est terminé en juillet 1984. Les étudiants

diplômés sont: Martin Adämer, Jürg Heldstab, Rolf Knoll, Anthony Mason, Christian

Schaffner, Bettina Schumpelick, Heinrich Senn, Ulrich Sieber, Bo Gunnar

Svensson, Basil Stotz, Verena Sturzenegger, Christian Voegtli, Bernhard Wehrli,

Alfred Wuest, Hanspeter Zeller.

Nous remercions le Conseil des écoles polytechniques fédérales, et tout particulièrement

son président, le Professeur Maurice Cosandey, du soutien permanent,

efficace et bienveillant qu'il apporte à toutes nos activités.

La Commission consultative de 1'EAWAG s'est réunie au printemps dernier. Quelques-uns

de ses membres rendirent des visites de parrainage aux divisions de

génie biologique, de génie civil et de déchets solides. Nous remercions les

membres de la Commission consultative du précieux travail qu'ils accomplissent.

Je remercie le directeur-adjoint, les chefs de division et les chefs de section

d'avoir accepté de prendre en charge une quantité croissante de travail. Je

remercie également toutes les collaboratrices et tous les collaborateurs pour

leur assiduité et les résultats obtenus.

J'aimerais remercier tout particulièrement la commission du personnel pour sa

bonne collaboration, ainsi que le comité directif et les employés de la communauté

d'intérêts du restaurant du personnel de 1'EAWAG pour leur gérance souple

et efficace.

La rédaction du présent rapport fut confiée à Monsieur R. Koblet. Madame

B. Hauser s'acquitta de la délicate tâche de le mettre au net. Les représentations

graphiques furent exécutées par Madame H. Bolliger et Monsieur P. Schlup

réalisa les travaux photographiques, en particulier les pellicules d'impression.

Dübendorf, mars 1984

,CZ

Werner Stumm


15

Mitglieder Beratende Kommission - Membres de la Commission consultative de

1'EAWAG

- Prof. Dr. A. Burger, Präsident, Centre d'Hydrogéologie, Université de

Neuchâtel

- Dipl.Ing. P. Baumann, Vorsteher des Kantonalen Gewässerschutzamtes Luzern

- Dr. E. Bovay, Direktor der Eidg. Forschungsanstalt für Agrikulturchemie und

Umwelthygiene, Liebefeld-Bern (bis Ende 1984)

- Dr. H. Bretscher, Direktor, Ciba-Geigy AG, Basel

- P. Brulhart, Vicedirektor, Gebrüder Sulzer AG, Winterthur

- Prof. R. Heierli, Stadtingenieur, Zürich

- Prof. Y. Maystre, Institut du génie de . l'environnement, EPF Lausanne

- Dr. A. Menth, Leiter der Abt. Entsorgungstechnik und Umweltschutzanlagen der

Brown Boveri & Cie AG, Zürich-Oerlikon

- Prof. Dr. J. Nüesch, Stellvertretender Direktor, Ciba-Geigy AG, Basel

- Dr. Ing. R. Pedroli, Direktor des Bundesamtes für Umweltschutz, Bern

- Dr. M. Schalekamp, Direktor der Wasserversorgung, Zürich

- Prof. Dr. W. Schneider, Abteilung für Chemie der ETH Zürich

- Prof. E.U. Trüeb, Institut für Hydromechanik und Wasserwirtschaft, ETH

Zürich

- Prof. P.A. Tschumi, Zoologisches Institut der Universität Bern

- Prof. P. Vogel, Institut de zoologie et d'écologie animale, Université de

Lausanne

Im November 1984 erschien das Bulletin Nr. 8 von Dieter Freiburghaus und Willi

Zimmermann "Wie wird Forschung relevant? Fallstudie Hydrologie", herausgegeben

vom Schweizerischen Nationalfonds, Nationales Forschungsprogramm Nr. 6, "Entscheidungsvorgänge

in der schweizerischen Demokratie". Darin wird das Programm

"Grundlegende Probleme des schweizerischen Wasserhaushaltes" von der Vorgeschichte

über die Ausarbeitung eines Ausführungsplanes und Gesuchsevaluation

bis zur Programmdurchführung beschrieben. Das EAWAG-Projekt "Transportvorgänge

in Seen" und der wissenschaftliche und institutionelle Kontext werden im Detail

besprochen. Es wird zudem gezeigt, wie aus diesem Projekt die Seenrestaurierung

im Kanton Luzern entwickelt wurde und wie die Forschungsergebnisse in die Praxis

umgesetzt wurden.

Das Bulletin Nr. 8 kann zum Preis von Fr. 9.- bei der Programmleitung, Prof.

Wolf Linder, c/o IDHEAP, Université de Lausanne, BFSH-I, 1015 Lausanne, oder

telefonisch (021-47'42'95) bestellt werden.


Organigramm der E A W AG Fachabteilungen Fachbereiche und Organisationseinheiten

Direktion

Stab

Direktor

Stumm Werner Dr., Prof.

Vizedirektor

aamer H.R., dipl. Ing.

Technische Biologie

Hamer G. Dr., Prof.

Ingenieurwissenschaften

Gujer W., Dr., Ing.

Hydrobiologie / Limnologie

Ambühl H., Dr., Prof.

Fischereiwissenschaften

Geiger W., Dr. phil.

Chemie Chemische Analytik

Stumm W., Dr., Prof. Sigg L_, Frau, Dr. sc. nat.

Feste Abfallstoffe

Baccini P., Dr., Prof.

Multidisziplinäre

Limnologische Forschung /

Erdwissenschaften (MLF)

Radiologie

Geologie

Santschi P., Dr. phil.

Kelts, K., Dr. sc. nat **

Bundi U., dipl. Ing. Wissenschaftliche, technische Informatik

Perret P. Dr. phil. und administrative Dienste

Ruchti J., Dr. sc. techn.

Wasmer H.R., dipl. Ing.,

Vizedirektor

Versuchsstation Tüffenwies

und Werkstätte

* Die Abteilungsleitung rotiert im zweijährigen Turnus unter Gächter : R., Dr. sc. nat.,

(Biologie), Imbodeh D., Dr. sc. nat.,(Physik) und Schwarzenbach R., Dr. sc. nat. (Chemie).

* La direction du département change par roulement de deux ans entre Gächter R.,

Dr. •sc. nat. (Biologie), Imboden D., Dr. sc. nat. (Physique) et Schwarzenbach R.,

Dr. sc. nat. (Chimie).

** ab 1. März 1985 / dès le ler mars 1985

Burkhalter H. dipl. Ing.

WHO-International Reference

Centre for Wastes Disposai (IRCWD)

Schertenleib R., dipl. Ing.

Administration

Kern R. Kfm.

Bibliothek


2. UMWELTVERTRÄGLICHKEITSPRÜFUNG - UVP

17

Der Begriff "UVP" wurde in den letzten Jahren weltweit in das Umweltschutz-

Vokabular aufgenommen. In vielen Ländern, auch in der Schweiz, gibt es Gesetze,

oder sind solche vorgesehen, die vorschreiben, dass bestimmte Vorhaben einer

formellen UVP unterzogen werden. Die Notwendigkeit, menschliche Aktivitäten auf

ihre Umweltverträglichkeit zu überprüfen, besteht aber ganz allgemein. Im folgenden

werden einige Gedanken zur Problematik der UVPs angestellt.

Was heisst UVP ?

Eine UVP durchzuführen bedeutet, ein menschliches Vorhaben auf seine Konsequenzen

für die Umwelt zu überprüfen. Dadurch sollen Projektträger, Produzenten und

Behörden, aber auch Verbraucher und Betroffene, in die Lage gesetzt werden,

- die schon bestehende Umweltsituation,

- die zu erwartenden Umweltauswirkungen und

- die möglichen Massnahmen zur Vermeidung oder Milderung negativer

Effekte

in ihre Ueberlegungen einzubeziehen. Die je nach Vorhaben wichtigen technischen,

wirtschaftlichen, rechtlichen etc. Kriterien werden somit durch weitere, die

Umweltqualität betreffende Kriterien ergänzt.

Was alles können UVPs umfassen ?

Die Idee der UVP kennt grundsätzlich keine Einschränkungen, weder hinsichtlich

der einzubeziehenden Vorhaben und Umweltauswirkungen, noch hinsichtlich der

Institutionen und Personen, welche eine UVP durchführen oder an der Durchführung

beteiligt sind.

Für gesetzlich geforderte UVPs werden aber von den jeweiligen Gesetzgebern solche

Einschränkungen erlassen, um politischen und rechtlichen Randbedingungen

Rechnung zu tragen und die Prüfungen praktikabel zu gestalten. So erfährt der

Anwendungsbereich der UVP im schweizerischen Umweltschutzgesetz eine relativ

enge Begrenzung. Zum einen müssen nur ortsfeste Anlagen (bei ihrer Planung,

Errichtung, Aenderung) und Stoffe (beim Inverkehrbringen) auf ihre Umweltverträglichkeit

überprüft werden. Zum andern beschränkt sich die Prüfung auf die

physischen Einwirkungen auf den Menschen und die Auswirkungen auf die "natürliche"

Umwelt (Luft, Boden, Wasser, Organismen, Landschaft).

Breiter ausgelegt ist beispielsweise die UVP in den USA ("environmental impact

assessment"), wo alle wichtigen Vorhaben, also z.B. auch Gesetzesvorlagen und

Planungen, einer UVP zu unterziehen sind. In dieser werden auch Auswirkungen

auf die Infrastruktursysteme, Beschäftigungssituation, sozio-oekonomischen

Verhältnisse, kulturellen Aktivitäten etc. behandelt. Andernorts gibt es gar

Bestrebungen, die UVP als Instrument einer integralen Entwicklungsplanung zu

verstehen.


Warum sind UVPs nötig ?

18

Das menschliche Wirtschaften unserer Zeit, gekennzeichnet durch eine dauernd

intensivierte Rohstoffgewinnung, Landnutzung, industrielle Produktion und Mobilität,

hat zu Eingriffen in die Vorgänge der Natur geführt, deren örtliche,

regionale und globale Konsequenzen zum Teil nicht absehbar sind. Lebensraum und

Ressourcen sind knapp geworden, wichtige Lebensgrundlagen sind gefährdet.

Die Sachzwänge des Bevölkerungswachstums, der Technik und der Umweltbelastung

erlauben weder passives Verharren noch unüberlegte Aktivitäten. Jede zusätzliche

Aktivität, jede neue Entwicklung, muss heute mit restriktiven, von der

Umwelt gesetzten Randbedingungen konfrontiert werden. Isolierte Betrachtungsweisen

sind nicht mehr zulässig, das Denken und Handeln in Zusammenhängen wird

zur lebensnotwendigen Pflicht. Das gilt hinsichtlich der Interaktionen zwischen

schen Einzelaktivität und Umwelt, zwischen Oekonomie und Oekologie, zwischen

Entwicklung und sozio-kulturellen Verhaltensweisen. Wir sind allerdings weit

davon entfernt, das Wesentliche dieser Zusammenhänge zu erkennen und umsetzen

zu können.

Diese Tatsache kann auch die UVP nicht umstossen. Eine konsequente Anwendung

ihres Gedankengutes kann aber mithelfen, das Bewusstsein für Zusammenhänge zu

fördern. Die UVPs sind demnach als Teil der Anstrengungen in Richtung eines

insgesamt umweltgerechten Verhaltens zu verstehen. In diesem Sinne erhalten sie

- sinnvolle Ausgestaltung vorausgesetzt - eine sehr wichtige Funktion.

Was UVP sein soll - und nicht sein darf

Integriert oder angehängt ? - Wird eine Absicht postuliert, eine Planung eingeleitet,

eine technische Neuerung entwickelt, dann müssen die Umweltauswirkungen

von allem Anfang an abgeklärt und abgewogen werden. Eine UVP soll Einsichten

und Unterlagen liefern, welche in allen Phasen der Planung, Entwicklung, Projektierung

zum Zuge kommen. Sie darf nicht lediglich Anhängsel technischer,

ökonomischer und rechtlicher Abklärungen sein und erst auf der letzten Stufe

der Entscheidungsbildung berücksichtigt werden.

Ein- oder mehrgleisig ? - Für jedes Vorhaben gibt es Alternativen und Varianten.

Diese müssen Bestandteil einer UVP sein und unvoreingenommen evaluiert

werden. Das allein ermöglicht es, diejenige Lösung zu finden, welche die Umwelt

am wenigsten belastet. Beschränkt man eine UVP auf nur eine Variante, besteht

immer die Gefahr, dass man nichts anderes macht, als eine an sich schlechte

Lösung zu optimieren. Nötigenfalls muss aufgrund einer Evaluation auch auf ein

Vorhaben verzichtet werden können. - Die UVP soll demnach primär auf dem Niveau

Alternativen/Varianten ansetzen und sekundär eine gewählte Variante optimieren.

Umfassend oder beschränkt ? - Alle möglichen Auswirkungen eines Vorhabens sind

zu identifizieren. Für die weiteren Abklärungen ist aus Gründen der Praktikabilität

dann oft eine Konzentration auf das Wesentliche nötig. Eine UVP darf sich

aber keinesfalls auf jene Auswirkungen beschränken, welche zum Zeitpunkt der


19

Durchführung zufällig messbar und gesetzlich normiert sind. Vielfach sind es

gerade in Gesetzen nicht oder nur vage umschreibbare Belange (z.B. biologische

Vielfalt, Landschaftsbild), welche von einem Vorhaben besonders stark betroffen

werden.

Offen oder abgeschlossen ? - Um eine umfassende Sicht der Dinge zu erhalten,

sind Kontakte und Diskussion zwischen Experten verschiedener Sparten sowie

zwischen Experten und Betroffenen eines Vorhabens nötig. Es darf nicht sein,

dass eine UVP nur im stillen Expertenkämmerlein ausgeheckt wird. Die UVP soll

ein Forum der Diskussion und Auseinanderstzung sein.

Anliegen oder Alibi ? - Eine UVP kann dazu benutzt werden, dem Entscheidungsträger

und den Betroffenen ein Vorhaben schmackhaft zu machen. Eine UVP kann,

dank Umweltschutzkosmetik, auch dazu dienen, in schon übermässig belasteten

Regionen zusätzliche Aktivitäten und weiteres Wachstum, somit auch weitere

Umweltbelastungen, zu ermöglichen. Beides steht natürlich im Widerspruch zur

Idee der UVP. Die UVP soll in möglichst objektiver Weise die Umweltsituation

und -auswirkungen in die Entscheidungsbildung einbringen - zum Nutzen der Umwelt

und der Gesundheit des Menschen.

Was UVP nicht sein kann

Allerheilmittel. - Eine UVP spielt sich innerhalb der geltenden Randbedingungen

des Rechtes, der Wirtschaft, des Verhaltens etc. ab. Sie entscheidet nicht über

ein Vorhaben, sie liefert nur Entscheidungs-Unterlagen. Dabei ist sie in ihren

Möglichkeiten eingeschränkt, einerseits durch oft knappe, ihr zur Verfügung

stehende Mittel, anderseits durch nur beschränkt vorhandene und verfügbare

Expertise. Die Expertise ihrerseits muss sich mit ihrer begrenzten Einsicht in

die Umweltzusammenhänge abfinden. - Es wäre also naiv zu glauben, infolge

Durchführung von UVPs würden fortan keine umweltschädigenden Vorhaben mehr

realisiert.

Routinewerkzeug. - Der Begriff UVP steht für das Sammeln und Verarbeiten von

Informationen zur Beurteilung der Umweltverträglichkeit eines Vorhabens, nicht

für ein Rezept, wie das zu bewerkstelligen ist. Jede UVP kennt spezifische

Randbedingungen, gesetzt durch die Art des Vorhabens, die beeinflusste Umwelt,

den Vorhabens-Träger, die Bewilligungsinstanz, die betroffene Bevölkerung, die

verfügbaren Experten etc. Entsprechend stellt jede UVP ein eigenständiges Unterfangen

dar, das in keinem Fall nach routinemässigem Prozedere abgehandelt

werden kann, sondern individuell auszugestalten ist.

Oppositionsverhinderer. - Die beim Entscheid über ein Vorhaben nötigen Interessenabwägungen

können Anlass zu Konflikten geben. Es wäre nun falsch, die Konfliktpunkte

zu verstecken; sie sollen im Gegenteil sichtbar gemacht werden.

Dadurch wird wohl Opposition erleichtert, doch auch Verständnis für die Begründung

eines Entscheides geschaffen. UVP soll und kann Opposition nicht verhindern,

hingegen kann sie den Umgang mit oppositionellen Auffassungen kultivieren.


Unsicherheiten = Bestandteil jeder UVP

20

Auch bei bestmöglich durchgeführten UVPs ist nur schon die Identifikation von

Umweltauswirkungen immer mit grossen Unsicherheiten verbunden:

- Viele Interaktionen in der Umwelt sind qualitativ kaum bekannt, geschweige

denn, dass sie sich quantifizieren liessen. Viele Effekte entstehen

aber erst durch das komplexe Zusammenwirken verschiedener natürlicher

Prozesse. Aussagen über Umweltauswirkungen müssen deshalb häufig

zu einem substantiellen Teil auf Experten-Annahmen aufgebaut werden.

Manche Effekte sind gar nicht voraussehbar.

- Jedes Vorhaben wirkt direkt auf die Umwelt ein (Emissionen, Bodenveränderung

etc.). Es induziert aber auch neue Entwicklungen (z.B. Bautätigkeit

infolge Verkehrserschliessung), die ihrerseits auf die Umwelt einwirken.

Von Fall zu Fall stellt sich die Frage, bis zu welchem Punkt ein

Einbezug der durch ein Vorhaben angeregten Entwicklungen noch sinnvoll

und möglich ist, und zu welchen Unsicherheiten die Abgrenzung der Fragestellung

führt.

Weitere sehr gewichtige Unsicherheiten ergeben sich aus der Bewertung der Umweltauswirkungen.

Damit ist ein zentrales Problem der UVP angesprochen: Für die

Bewertung verschiedenartiger Auswirkungen gibt es keine objektiven Massstäbe.

Sie ist immer eine Frage der Wertvorstellungen von Individuen und Gruppen, die,

je nach Standpunkt, natürlich stark variieren können. Die Wertvorstellungen

können aber auch im Verlaufe der Zeit abrupte Aenderungen erfahren (Beispiel

Nationalstrassen).

Das Problem der Bewertung lässt sich nun nicht dadurch lösen, dass man eine

"durchschnittliche Auffassung" berechnet und diese in die Entscheidungsbildung

einfliessen lässt. Abgesehen davon, dass Meinungsspektren einer Durchschnittbildung

kaum zugänglich sein dürften, soll dies nicht zur Aufgabe jener gehören,

welche eine UVP bearbeiten. Die Bewertung der Umweltauswirkungen ist ein

wesentlicher Teil der Entscheidung selbst. Sie soll deshalb soweit wie möglich

dem Entscheidungsträger überlassen werden.

Sachexpertise versus Evaluationsmethodik

Bei der Bearbeitung von UVPs können oft zwei Gruppen von Partnern unterschieden

werden: Einerseits die Sachexperten, kompetent für einzelne Umweltauswirkungen,

anderseits die "Generalisten" oder "Planer", welche die Führungsrolle spielen

bei der Festlegung des methodischen Rahmens der Gesamtuntersuchung und bei der

Evaluation der Auswirkungen.

Naturgemäss benötigt praktisch jede UVP Experten verschiedener Sachgebiete.

Für die Qualität der UVPs ist nun die Qualität der eingebrachten Sachexpertise

von primärer Bedeutung. Gute, zum Teil stark spezialisierte Experten, die in

der Lage sind, ihr Wissen auf pragmatische Fragestellungen anzuwenden, sind

allerdings rar.


21

Auch die "Planer" spielen eine wichtige Rolle. Voraussetzung dafür, dass sie

diese gut spielen können, ist Sachverstand über die Disziplinen hinweg und

Einfühlungsvermögen in die Denkweise der Experten. Der Ablauf einer UVP darf

niemals durch eine zum voraus fixierte Evaluationsmethodik bestimmt werden.

Nicht die Anwendung einer Methodik ist Zweck der Uebung, sondern die Beurteilung

von Umweltauswirkungen! - Die Experten haben Anrecht darauf, ihre Abklärungen

frei von restriktiven Randbedingungen durchzuführen, und ihre Erkenntnisse

dem Entscheidungsträger möglichst unverfälscht zu Gehör zu bringen.

Methoden, welche differenzierte Aussagen zu Vergleichszahlen degradieren, sind

aus zwei Gründen abzulehnen: Erstens geht dabei ein grosser Informationsgehalt

verloren, und zweitens impliziert die Transformation meistens eine Wertung

durch die UVP-Bearbeiter, die für die Entscheidungsträger schwer erkennbar ist.

Diese haben ihrerseits Anrecht darauf (aber auch die Pflicht), die wichtigsten

Aussagen möglichst unverfälscht zu sichten, um sich eine durch möglichst wenig

Wertungen beeinflusste Meinung bilden zu können.

Aufgaben der EAWAG

Das Gedankengut der UVP ist der EAWAG nicht neu. Der Forschungsschwerpunkt

"Chemische Dynamik und Schicksal von Verunreinigungssubstanzen in Gewässern",

zum Beispiel, ist ganz auf das konzeptuelle Verständnis und das Bereitstellen

von Unterlagen für die UVP von Stoffen ausgerichtet. Ein anderes Beispiel sind

die an der EAWAG erarbeiteten Seenmodelle, welche erlauben, die Auswirkungen

von verschiedenartigen Massnahmen zu prognostizieren. Die mithilfe dieser Modelle

durchgeführten Sanierungsstudien für verschiedene Seen können als eigentliche

UVPs von Sanierungsvarianten bezeichnet werden.

Die EAWAG wird sich künftig kaum mit der Entwicklung von Evaluationsmethoden

befassen. Es ist auch nicht anzunehmen, dass sie die Federführung von UVPs

übernehmen wird, die über ihr Arbeitsgebiet hinausreichen. Hingegen wird sich

die EAWAG engagieren, wenn eine UVP einen wesentlichen Lerneffekt bewirkt, oder

wenn eine UVP auf die Expertise der EAWAG angewiesen ist.

Die zentrale Aufgabe der EAWAG liegt aber sicher im Bereitstellen von Unterlagen

für die Identifikation und Beurteilung von Umweltauswirkungen. Verschiedentlich

wurde darauf hingewiesen, dass die Kenntnisse über wichtige Zusammenhänge

der Umwelt sehr mangelhaft sind. Ein Engagement in diesem Bereich, immer

mit Blick auf die Erfordernisse der UVP, dürfte dem Umweltschutz den grössten

Nutzen bringen.

Für die EAWAG stellen sich somit die folgenden Aufgaben:

- Kriterien für die Belastbarkeit von Oekosystemen (insbes. Fliessgewässer,

Seen) auf physikalische und chemische Einwirkungen erarbeiten.

- Konzepte zur Beurteilung von Schäden an Oekosystemen (insbes. Fliessgewässer,

Seen) entwickeln.


22

- Für die Interaktionen zwischen Boden, Luft und Wasser massgebende Prozesse

identifizieren und charakterisieren.

- Konzepte und Unterlagen für die ökotoxikologische Beurteilung von Stoffen

erarbeiten.

Eine weitere Anforderung folgt aus dem UVP-Verständnis, wonach Umweltauswirkungen

vorausschauend zu beurteilen sind, was nicht nur für einzelne Vorhaben,

sondern für zivilisatorische Entwicklungen insgesamt Gültigkeit hat. Von der

EAWAG erfordert dies, die Entwicklungen in verschiedenen Wissensgebieten und

gesellschaftlichen Bereichen systematisch zu analysieren, damit sie dazu beitragen

kann, für die Umwelt ungünstige Entwicklungen frühzeitig zu erkennen.

Schlussbemerkung: Vom Prozedere zur Verhaltensweise

Manche mögen UVPs als unangenehme Pflicht oder unnötigen Ballst empfinden. Man

sollte sich aber davor hüten, die Realität der beschränkten Belastbarkeit der

Umwelt zu verdrängen. Entwicklungen wie das Waldsterben, die Seeneutrophierung,

die Smog-Bildung, haben drastisch gezeigt, dass es ein unabdingbares Muss ist,

die Grenzen der Umweltbelastbarkeit strikte einzuhalten.

UVPs bieten Ansätze, um den Erfordernissen der Umwelt gerecht zu werden. Der

Lern- und Anpassungsprozess wird aber Jahrzehnte dauern. Für die "UVP-Pflichtigen"

bringt das neue Herausforderungen; die Handlungsbasis wird erweitert und

bereichert. UVP darf sich aber nicht auf eine gesetzliche Pflicht beschränken.

Sie sollte letztlich in allen Fällen zur Anwendung gelangen, wo ein Vorhaben

oder ein Verhalten zu Umweltbelastungen frühren kann. Sie sollte Teil der Eigenverantwortlichkeit

von Institutionen und Individuen werden. Damit wäre dann

die UVP nicht mehr nur Prozedere, sondern Verhaltensweise - und das ist das

Ziel.

(Ueli Bundi)

Abb. 2.1

So "nackt" stand die

EAWAG 1970, kurz nach

Abschluss der Bauarbeiten,

in der Landschaft

(Foto: P. Perret)


3. VON FORSCHUNG UND ENTWICKLUNG ZUR PRAXIS

3.1 REGEN UND NEBEL ALS TRÄGER VON UMWELTBEEINTRÄCHTIGENDEN STOFFEN

23

Wasser, Land und Luft sind durch vielfältige Wechselwirkungen miteinander gekoppelt

und dürfen nicht gesondert betrachtet werden. Die Atmosphäre enthält

umweltbeeinträchtigende Stoffe, die in die aquatischen und terrestrischen Oekosysteme

eingebracht werden. Wegen der gegenseitigen Abhängigkeit führt eine

Schädigung des Waldes auch zu einer Beeinträchtigung der Gewässer.

Wir berichten hier von neueren Untersuchungen (1984) über die Chemie der Niederschläge

und des Nebels, die wir im Rahmen des Nationalen Forschungsprogrammes

14 (Schweizerischer Nationalfonds) über Lufthaushalt und Luftverschmutzung

in der Schweiz durchgeführt haben. Unsere Aufgabe bestand vor allem darin,

praktikable Verfahren zur Sammlung und zur quantitativen Bestimmung von Säuren,

säurebildenden Anionen, von Schwermetallen und ausgewählten organischen Verbindungen

zu entwickeln. Hinweise zu diesen Methoden finden sich im 4. Teil dieses

Jahresberichtes (Probenahme, S. 96; Bestimmung des pH und der Azidität, S. 98).

Abb. 3.1 illustriert schematisch, wie die in die Luft eingetragenen Schadstoffe

und die dabei gebildeten Produkte auf Wald- und Wasserökosysteme einwirken können.

Nachdem sich in der schweizerischen Waldschadenforschung abgezeichnet hat,

dass ein spezielles Risikogebiet an der oberen Grenze der Hochnebeldecke und

der sommerlichen Smogzone liegt, muss der Nebel' neben anderen Luftbestandteilen

und dem Regen als Träger von potentiellen Waldschadstoffen angesprochen werden.

Regenuntersuchungen

Regenproben wurden in Dübendorf als einzelne Regenereignisse erfasst, d.h. es

wurden jeweils Proben über einen oder mehrere Tage, in denen der Regen bei

gleichbleibender Wetterlage andauerte, gesammelt. Diese Methode erlaubt die

Beobachtung grosser Konzentrationsunterschiede zwischen einzelnen Regenereignissen,

während bei der Untersuchung monatlicher Sammelproben diese Unterschiede

verwischt werden.

Die Untersuchungen wurden in dieser ersten Phase vor allem auf die Erfassung

der anorganischen Hauptkomponenten SO Mg

4 2 -, NO 3 - , Cl-, H + , NH 4+ , Ca2+, 2+ , Na+

und K + beschränkt.

Das relative Verhältnis dieser Kationen und Anionen widerspiegelt im wesentlichen

die in den Regentropfen ablaufenden Säure-Basen-Prozesse. Abb. 3.2 illustriert

die Zusammensetzung einiger Regenwässer in Dübendorf (Frühling-Herbst

1984). Die Gesamtkonzentrationen variierten (als Summe der Kationen bzw. der

Anionen) zwischen ca. 20 µäq/R und ca. 500 µäq/R. Verdünnungseffekte (Auswasch-


Umwandlungsprozesse

H 2 SO4 , HNO 3 , Ozon

Ammoniak Schwefeloxid

NH 3 , SO2

NOx , HCl

Stick- Salzoxid

säure

NEBEL.

LUFT

24

prozesse aus der Atmosphäre) können teilweise die beobachteten Konzentrationsunterschiede

erklären, indem die höchsten Konzentrationen bei schwachem

Regen nach längeren Trockenperioden beobachtet wurden, während geringe Konzentrationen

bei länger andauerndem, ausgiebigem Regen gefunden wurden.

Abb. 3.1 Die Auswirkung der Luftschadstoffe auf terrestrische und aquatische

Oekosysteme kann über verschiedene Méchanismen erfolgen:

1) Direkte Aufnahme und Absorption von gasförmigen Verunreinigungssubstanzen;

insbesondere Schwefeldioxid kann durch Nadeln und

Blätter der Bäume direkt absorbiert werden. Die Anwesenheit von

Ozon und von Sonnenlicht kann synergistisch wirken.

2) Der Regen transportiert im Wasser gelöste Gase und suspendierte

Aerosole an die Vegetationsoberflächen.

3) Langsam absetzender oder durch Wind driftender Nebel bringt die

Nebeltröpfchen an die Baumkronen; dort werden sie durch Nadeln und

Blätter eingefangen und grössere Tropfen werden gebildet. Durch

teilweise nachträgliche Verdunstung können die Schadstoffe noch

aufkonzentriert werden.

4) Die sauren Depositionen können vor allem in kalkarmen Böden den

Boden versauern und die Auswaschung der Basenkationen (Ca 2+ , K+)

bewirken. Das bei tiefem pH frei werdende Aluminium kann die Baumwurzeln

schädigen.

5) Atmosphärische Depositionen bringen grössere Mengen von Schadstoffen,

insbesondere Schwermetalle und organische Verunreinigungen,

in die Gewässer.

Die meisten untersuchten Regenproben wiesen pH-Werte zwischen 4.0 und 4.7 auf;

Extremwerte bis pH 3.5 wurden beobachtet. Das relative Ausmass der Neutralisierung

der starken Säuren wird wesentlich durch die Ammoniumkonzentration beeinflusst.


25

I V

0/1 0,2 0:3 0:4 0,5 0/6

Konzentration der Kationen mäq, 11

Abb. 3.2 Zusammensetzung einiger Regenproben bei einzelnen Ereignissen in

Dübendorf (Frühling-Herbst 1984). Die Konzentrationen von H + und NH4+

sind gegen die Summe der Anionen - in SO 4 3- , NO 3 - und C1 - aufgeteilt

- aufgetragen; die Summe der Kationen müsste noch durch Ca, Mg, Na

und K, die Summe der Anionen durch Sulfit, ergänzt werden, die zur

besseren Uebersicht nicht eingezeichnet sind. Das relative Ausmass

der Neutralisierung durch NH wird aus dem Verhältnis von H + zu NH4+

und dem Verhältnis NH 4 + zur Summe der Anionen ersichtlich.

Nebeluntersuchungen

Bei der Bildung des Nebels kondensieren aus wassergesättigter Luft Wassertröpfchen

an vorhandenen Aerosolteilchen; dabei können sich Aerosolkomponenten in

den Nebeltröpfchen lösen. Die Nebeltröpfchen können dann in der Luft vorhandene

Gase (NO X, SO 2, NH 3, HC1) aufnehmen; die Nebeltröpfchen bilden ein günstiges

Reaktionsmedium, in dem SO 2 und NOx durch verschiedene Oxidationsprozesse zu

H 2 SO 4 und HNO 3 umgewandelt werden. Nebeltröpfchen (ca. 10-50 µm Durchmesser)

sind viel kleiner als Regentropfen, und der Flüssigkeitsgehalt des Nebels beträgt

grössenordnungsmässig ca. 0.1 g/m 3 , so dass im Nebel grössere Konzentrationen

als im Regen zu erwarten sind. Im Gegensatz zu Regenwolken, die oft über

Hunderte von Kilometern transportiert werden und dabei aus weiten Gebieten Gase

und Aerosole aufnehmen können, widerspiegelt die Nebelzusammensetzung eher die

lokalen Verhältnisse, da der Nebel meistens in tieferen Luftschichten gebildet

wird. Einige Nebelereignisse wurden in Dübendorf und in der weiteren Umgebung

von Zürich untersucht. Folgende Beobachtungen wurden dabei gemacht (Abb. 3.3):

- Die Summe der Konzentrationen von SO 4 2- , NO 3 - , C1 - und entsprechend von

NH 4 + und H + kann bis zu mehreren mäq/R betragen, d.h. die Konzentrationen

sind 10 - 100 x grösser als im Regenwasser.


26

- Das Ausmass der Neutralisierung der starken Säuren hängt wesentlich von

der Ammoniakkonzentration ab; die lokale Ammoniakkonzentration in der

Luft (z.B. in der Nähe von Landwirtschaftsbetrieben) kann zu sehr hohen

Ammoniakkonzentrationen im Nebel führen. Dementsprechend werden sehr

unterschiedliche pH-Werte beobachtet; neben neutralen Nebeln (pH 5-7),

die aber sehr hohe Anionenkonzentrationen (SO 4 , Cl, NO 3 ) enthalten,

wurden vereinzelt Extremwerte bis pH 2.4 gefunden (Abb. 3.3).

- Folgende Konzentrationsbereiche wurden in den untersuchten Nebeln gefunden:

SO 4 2- : 0.2 - 5.8 mäq/R; NO 3 - : 0.2 - 7 mäq/Q; C1 - : 0.1 - 6.6 mäq/ R.

In einzelnen Fällen war das Nebelwasser nicht voll oxidiert, d.h. bis zu

25% des Schwefels war als Sulfit vorhanden.

Das Verhältnis von SO 4 2- : NO 3 -: Cl- schwankt recht stark; dafür dürften

lokale Einflüsse verantwortlich sein, die zum Beispiel zu vereinzelten

hohen C1--Konzentrationen führen können.

Abb. 3.3 Beispiele für die Nebelzusammensetzung in Proben aus der weiteren

Umgebung von Zürich. Man beachte, dass die Skaleneinheiten 10 x grösser

sind als in Abb. 3.2. (1) Dübendorf; (2) Zürichberg; (3) Ringwil;

(4) Wernetshausen; (5) Glattfelden; (6) Hinwil).

Kationen —

Konzentration der KatiDnen , mäq. l


pä /l

400

300

NH4*

Cl

SO4

® NHÿ

504

NO3

200 4

NO3

100 5

Cl

0 10

i I I

0

7 8 9 10h

6

7 8 9 10h

ZEIT ZEIT

pH

27

- Schwermetalle werden in den wenigen Fällen, bei denen die Messung möglich

war (Probemenge!), ebenfalls in grösseren Konzentrationen gefunden;

folgende Konzentrationsbereiche wurden gemessen:

Fe: 0.2 - 4 mg/Q; Zn: 100 - 300 µg/Q; Cu: 10 - 100 µg/Q;

Cd: 1 - 6 µg/Q; Pb: 40 - 600 pg/Q.

Dies entspricht ebenfalls 10 - 100 x grösseren Konzentrationen als sie

im Regenwasser vorhanden sind.

Es sind Zusammenhänge zwischen den Konzentrationen im Nebel und Vorgängen wie

Auflösung bzw. Verdichtung des Nebels (d.h. Aenderungen des Flüssigwassergehalts),

zu erwarten. In einzelnen Fällen wurde beobachtet, wie die Konzentrationen

in zeitlich aufeinanderfolgenden Nebelproben bei der Auflösung eines

Nebels zunahmen (Abb. 3.4).

Abb. 3.4

Zeitlicher Verlauf der Konzentrationen

von NO 3 - , SO 4 2- , C1 - , NH4+

und des pH während eines Nebelereignisses

in Dübendorf, 31.10.84.

Die erste Fraktion (1) wurde von

7.30 h bis 8.15 h gesammelt, die

zweite Fraktion (2) von 8.17 h bis

9.55 h. Der Flüssigwassergehalt des

Nebels nahm von der ersten zur

zweiten Fraktion etwa um die Hälfte

ab.

Systematische Untersuchungen werden nun durchgeführt, um Unterschiede zwischen

Boden- und Hochnebel aufzuzeigen, sowie um abzuschätzen, inwiefern die hier

untersuchten Proben auch für andere Regionen repräsentativ sind. Die Resultate

dieser Untersuchungen illustrieren, dass über Nebel und Regen Schadstoffe in

der Umwelt verteilt und eingebracht werden, die terrestrische und aquatische

Oekosysteme gefährden können.

(Annette Johnson, Laura Sigg, W. Stumm, J. Zobrist, F. Zürcher, C. Jaques,

Claudia Mäder, Ursula Michel)


3.2 DER PRODUKTIONSQUOTIENT PQ: EIN NEUER ANSATZ ZUR BIOLOGISCHEN

QUALITATSBEURTEILUNG VON FLIESSGEWASSERN

Motivation

28

Es ist eine Grundregel der Oekologie, dass unsere Umwelt längerfristig nur im

Rahmen ihrer natürlichen Regenerationsfähigkeit genutzt werden kann. Daher muss

jede Nutzung mit einer Ueberwachung der entsprechenden Ressource verbunden

sein. Dies gilt in besonderem Mass für so lebensnotwendige "Rohstoffe" wie

Boden, Luft und Wasser. Da gerade sie aber heute immer mehr Nutzungszielen

genügen müssen und zudem oft deutlich übernutzt werden, ist der Bedarf nach

Methoden zu ihrer Qualitätsbeurteilung und -überwachung aktueller denn je.

Von biologischen Messgrössen ausgehende Methoden zur Beurteilung von Fliessgewässern

sind unter den heutigen Verhältnissen nicht mehr so einfach anwendbar,

wie es früher der Fall war. Die damaligen Gewässerzustände, von "unberührt" bis

"schwer belastet", liessen sich innerhalb dieser maximal grossen Qualitätsskala

mit einfachen Kriterien qualifizieren. Unter den heute vorherrschenden, deutlich

besser gewordenen Belastungssituationen ist diese Methodik, welche von der

Artenzusammensetzung der am Flussgrund lebenden Tier- und Pflanzengesellschaft

(Biozönose) ausgeht, nicht empfindlich genug, um innerhalb der kleiner gewordenen

Belastungsskala noch eine sichere (d.h. sensiblere) Klassierung zu ermöglichen.

Der Einwand, dass heute mit modernen analytischen Methoden der chemische

Zustand eines Gewässers exakt gemessen werden kann und man demzufolge die Gewässerqualität

nicht mehr nach biologischen Kriterien zu bewerten braucht,

trifft insofern nicht zu, als biologische Methoden über die Situation während

einer bemerkenswert langen Zeitspanne (Monate) informieren, wogegen die chemische

Untersuchung die Qualität der erhobenen Probe beschreibt. Die biologischen

Methoden geben - bei entsprechender Interpretation - Auskunft über den ökologischen

Zustand des Gewässers: Diese Information, welche sich nur anhand biologischer

Kriterien gewinnen lässt, rechtfertigt die weitere Pflege der biologischen

Methoden und ihre Weiterentwicklung zu einem ökologischen Instrument.

Das Prinzip des neuen Ansatzes

Frühere Untersuchungen (z.B. Projekt MAPOS, vgl. Jahresbericht 1977) führten

zur Vermutung, dass schwache bis mässige Belastungen die Funktion der Biozönose

signifikant stören, auch wenn sie deren Artenzusammensetzung nicht nennenswert

beeinflussen. Es schien daher vernünftig, als Mass für den ökologischen Zustand

der Fliessgewässer nicht die Artenzusammensetzung der Biozönose zu wählen,

sondern deren Funktion. Dabei wurde von zwei für Oekosysteme allgemeingültigen

Prinzipien ausgegangen:

- Jede Biozönose strebt im Verlaufe ihrer Evolution danach, ihre Energieausnützung

zu optimieren. Nicht maximal genutzte Energie kommt einer

freien, ökologischen Nische gleich. Diese wird stets durch eine oder

mehrere, effizientere Formen besetzt, sofern genügend Zeit zur Verfügung

steht. Daher sind natürliche, ungestörte Biozönosen energetisch opti-


29

miert. Auf Fliessgewässer angewandt bedeutet dies: Unter natürlichen,

ungestörten Verhältnissen findet man genau diejenige Population an Sekundärkonsumenten

(v.a. räuberische Insektenlarven), die mit der anfallenden

Produktion an Beutetieren (Primärkonsumenten, v.a. herbivore und

detritivore Insektenlarven, Flohkrebse und Würmer) gerade noch ernährt

werden kann.

- Bei Störungen, z.B. durch erhöhten Nährstoffinput, durch chemische Belastung

oder durch Veränderung der hydraulischen oder physikalischen Bedingungen

des Gewässers, werden meist die Sekundärkonsumenten oder allgemein

die höheren, trophischen Ebenen stärker betroffen, wodurch das

Produktionsverhältnis in Richtung der niedereren, trophischen Ebene

verschoben wird.

Jeder störende Eingriff in Fliessgewässer setzt also die Energieausnützung der

darin lebenden Biozönose herab. Daher kann der Quotient (PQ) zwischen der Produktion

der Primärkonsumenten und derjenigen der Sekundärkonsumenten als Mass

für die Vollständigkeit bzw. die Ungestörtheit der Biozönose verwendet werden

und damit auch für die Qualität ihres Lebensraumes.

Anwendungsbeispiel und Interpretation

Abb. 3.5 Geographische Lage der 17 Untersuchungsstellen in der Schweiz.

(BO La Borgne, BR La Broye, BZ Bünz, CL Calancasca, CS Cassarate, DC

und DG La Drance, ER Ergolz, MA Magliasina, MU Murg, SE Sense, SO La

Sorne, SU La Suze, TH Thur, TI Ticino, VN La Venoge, VR La Versegère)


3

2

Ot

12

100

3

2

10

tO

6

4

3

10

2

6

4

3

2

30

Das Datenmaterial, auf das der oben beschriebene Ansatz angewandet wird, stammt

aus einer zweijährigen (1980+1981), monatlichen Untersuchung von 17 über die

ganze Schweiz verteilten Gewässerstellen (Abb. 3.5), in deren Verlauf für jede

Untersuchungsstelle ca. 1400 chemische Analysenwerte und ca. 1700 biologische

Einzelbefunde erhoben wurden. Die untersuchten Gewässer gehören mit Abflussmengen

zwischen 0.6 m 3 /s und 7 m 3 /s alle einer mittleren Grössenordnung an (Bach

bis Fluss). Mit Ausnahme der Bünz (BZ) sind sie alle nur schwach bis mässig

belastet (Abb. 3.6).

Jura Mittelland 'Vor'Ai Wallis Alpensüdseite

::

Miüel = 0.744 mmol /m3

= 10.4 mg/ m3

(n . 847)

° 0

®Winter

EI Sommer

ER I SO I SU I VN I BR I SE I MU 18Z I TH 1 DC I VR DG I BO I TI I MA I CS I CL

Jura Mittelland 'Vor'A' Wallis Alpensüdseite

I

^

p ; r ... % • .

I

^ I

NO3

Mittel = 79.17 mmol/ m3

= 1.11 g/m 3

Winter

(n . 848) M Sommer

% /

ER I SO 1 SU I VN I BR 1 SE I MU 1 B2 1 TH 1 DC I VR DG I 8O I TI I MA 1 CS I CL

5

4

3

2

100

8

6

5

4

3

2

10t

6

4

3

2

100

6

4

3

2

10

Jura Mittelland Vor'A Wallis Alpensüdseite

DOC

Miüel = 121.8 mmol / m 3

= 1.46g/m3 ® Winter

(n = 816) =Sommer

1. 0

ER I SO I SU I VN 1 BR 1 SE 1 MU I BZ 1 TH 1 DC I VR I OG 1 BO 1 TI I MA I CS I CL

Jura Mittelland VorA Wallis Alpensüdseite

i

.V.o.%

.i

Mittel = 112.4 mmol/m 3

= 3.99 g /m3

(n . 847)

®

IM Winter

°

Sommer

ER ISO I SU I VN 1BR I SE 1 MU I BZ ITH I DC I VR 10G 1801 TI 1 MAI C5 CL

Abb. 3.6 Die Winter- und Sommermittelwerte der Belastungsparameter Nitrit,

gelöster, organischer Kohlenstoff, Nitrat und Chlorid der 17 Untersuchungsstellen,

bezogen auf den Mittelwert aller Stellen.

In der Abb. 3.7 sind die 17 PQ gegen die mittleren NO 2 - -, NO 3 - -, DOC- und C1--

Konzentrationen der 17 Untersuchungsstellen aufgetragen. Da für die Berechnung

der tierischen Produktion die 3er-Logarithmen der mittleren Häufigkeit und

Körpergrösse der Tiere verwendet wurden, stellt die Y-Achse nicht die effektiven

Produktionsverhältnisse Primärkonsumenten zu Sekundärkonsumenten dar. Der

Korrelationskoeffizient r und die Signifikanz für r ungleich Null beziehen sich

auf die verteilungsunabhängige Rangkorrelation nach Spearman. Man erkennt, dass

zwischen jedem dieser vier Belastungsparameter und dem PQ eine stets hochsignifikante

Korrelation mit einem Koeffizienten zwischen 0.75 und 0.8 besteht.

O


PQ

7

2

PQ -

CL

OR

II I!I

50e

VN

DG O °BR

.I CS

°SO SU

eTI

MA

°SE

TH

®CL

50

T

oVR

6–

VN.» e BR

VNe OB

eDG

e DG

eCS OSU I

o CS ®e SO

SO

eDC

•CL

TH.

III

®D

r . 0.786 (99.99°Io))

0 0.5 1 5 10

NO2 [mmol/m3

OVR

eB0

eT

OA

OSE

eE

MU

Ir = 0.747 (99.94°/) I

10 50 100 500

NO3 (mmo1/m3]

e

B

z

31

7

PQ -

PQ

2

•CL

OVR

eDC

eBO

MA e80

^ TH

100

TI

TH ee

MA

oSE

ER

OSE

m 8R

r. 0.786 (99.98%)

eMU

Ir . 0.801 (99.99 °(m)I

III

BZo

II

500

DOC [mmo1/m3

10 50 100 500

Cl [mmOl/m3

Abb. 3.7 PQ (Quotient zwischen der Produktion , der Primärkonsumenten und derjenigen

der Sekundärkonsumenten) in Abhängigkeit der mittleren Parameterkonzentrationen

der 17 Untersuchungsstellen (Rangkorrelation nach

Spearman). Da für die Berechnung der Produktion relative Werte der

mittleren Biomasse verwendet wurden, stellt die Y-Achse nicht die

effektiven Produktionsverhältnisse dar.

Nitrit (NO 2 - ) ist im allgemeinen ein guter Indikator für häusliche und fäkale

Belastung von Fliessgewässern und damit ein wichtiger Qualitätsparameter. Mit

Ausnahme der beiden Stellen SO (Sorne) und DG (Drance bei Le Châble), die etwas

ausserhalb des "Erwartungsbereiches" liegen, findet man eine gute Korrelation

zwischen PQ und NO 2 - . Der bezogen auf die NO 2 --Konzentration schlechte (hohe)

PQ der Sorne ist eine Folge ihres anthropogen bedingten, extremen Temperaturund

Abflussregimes. Die Sorne stellt somit das Beispiel eines Fliessgewässers

dar, dessen ökologischer Zustand durch einen nicht-chemischen Eingriff beeinträchtigt

ist. Die Drance dagegen ist bei Le Châble stärker anthropogen belastet,

als man auf Grund ihrer NO 2 - -Werte annehmen könnte. Durch ihre durchschnittlich

sehr tiefe Wassertemperatur (Gletscherwasser) ist aber die mikrobielle

Aktivität, welche zu NO 2 - führt, stark herabgesetzt.

Beim gelösten, organischen Kohlenstoff (DOC) ist die Streuung der Punkte etwas

grösser als beim NO 2 -, dafür liegen alle Punkte im oder nahe beim "Erwartungs-

bereich".

e


32

Nitrat (NO 3 -) ist das Endabbauprodukt stickstoffhaltiger Verbindungen. Es ist

zwar ein Nährstoff für grüne Pflanzen, wird aber in Fliessgewässern von diesen

nur zu einem verschwindend kleinen Anteil gezehrt. Sein Verhalten ist daher

sehr ähnlich demjenigen von Chlorid (Cl-), welches als biologisch inaktiver

Tracer im Verlaufe der Fliessstrecke akkumuliert wird. Im Zusammenhang mit

diesen beiden Parametern interessieren v.a. die Untersuchungsstellen an der

Sense (SE) und an der Murg (MU), die unterhalb des "Erwartungsbereiches" liegen,

d.h. deren PQ im Verhältnis zur NO 3 - - bzw. Cl--Konzentration zu tief (gut)

ist. In beiden Fällen liegt die letzte, namhafte Belastungsquelle einige Kilometer

oberhalb der Untersuchungsstelle, in deren Verlauf sich die Biozönose des

Gewässers wieder regeneriert (Selbstreinigungsstrecke). Dabei bleiben die biologisch

inaktiven Substanzen im Wasser zurück.

Diskussion

Der oben beschriebene Ansatz zur Qualitätsbeurteilung von Fliessgewässern beruht

ausschliesslich auf biologisch/ökologischen Grundlagen. Daher ist auch

seine Aussagekraft auf eine biologische Indikation des ökologischen Gewässerzustandes

beschränkt und die damit erhaltene Information zu jener einer chemischen

Analyse komplementär. Aus diesem Grund verdienen v.a. diejenigen Situationen

besondere Beachtung, bei denen der ökologische Zustand des Gewässers bzw.

der PQ der Biozönose vom Erwartungswert, der sich aufgrund der chemischen Befunde

ergibt, abweicht. Ist dies der Fall, muss für das entsprechende Gewässer

abgeklärt werden, ob die Biozönose durch eine Substanz geschädigt wird, die mit

der chemischen Analyse nicht erfasst wurde (z.B. chronische Vergiftungen durch

schlecht abbaubare C-Verbindungen in sublethalen Konzentrationen), ob sie durch

nicht-chemische Eingriffe, beispielsweise durch ein stark verändertes Abflussregime

gestört wird, oder ob die Bedingungen für eine korrekte PQ-Bestimmung

nicht erfüllt werden. Letzteres ist z.B. denkbar, wenn ein bedeutender Anteil

der Primärkonsumenten durch Tiere gefressen wird, welche nicht am Flussgrund

leben und damit bei der Probenahme nicht erfasst werden (Fische, Wasservögel).

Eine weitere Einschränkung der Aussagekraft des Ansatzes ergibt sich aus der,

mindestens prinzipiell denkbaren Möglichkeit einer Anpassung der Biozönose an

die gestörten, d.h. unnatürlichen Verhältnisse. Unter diesen Bedingungen wäre

die Aussage von PQ zwar richtig, aber nicht mehr unbedingt sinnvoll.

Mit zunehmender Intensität der Belastung wird eine Anwendung des beschriebenen

Ansatzes dann fragwürdig, wenn massive, toxische Effekte aufzutreten beginnen,

welche die Primär- und die Sekundärkonsumenten gleichermassen schädigen, wodurch

sich das Produktionsverhältnis zwischen ihnen nicht mehr ändert. Diese

Situation trifft ev. auf die Bünz zu (vgl. Abb. 3.6 und 3.7). Da aber in diesen

Belastungsbereichen die "klassischen" Beurteilungsmethoden hinreichend gute

Resultate liefern, dürfte der PQ-Ansatz in Ergänzung zu ihnen v.a. bei schwach

bis mässig stark belasteten Fliessgewässern zur Anwendung kommen.

Im Hinblick auf die Möglichkeit, aus dem Ansatz eine konkrete und machbare

Methodik zur Qualitätsbeurteilung von Fliessgewässern abzuleiten, ist die Tatsache

von Bedeutung, dass von den mittleren Produktionsverhältnissen ausgegan-


gen wird, deren Erfassung mehrere Untersuchungen pro Jahr während mehreren

Jahren erfordert.

(A. Frutiger)

Abb. 3.8 Der Chriesbach, der unmittelbar neben der EAWAG vorbeifliesst.

Das Bild wurde 1975 gemacht, als der Bach durch Oel verschmutzt

war. (Foto: H. Ambühl)

Abb. 3.9 Wie ein Burggraben zieht derselbe Chriesbach heute an dem im

Hintergrund sichtbaren EAWAG-Gebäude vorbei. Er wurde Ende der

Siebzigerjahre tiefer gelegt und entsprechend ausgebaut.

(Foto: R. Koblet)

33


3.3 SEENZUSTAND UND BEWIRTSCHAFTUNG DER FISCHBESTÄNDE

34

Die Seen unseres Landes stellen öffentliche Güter dar, deren Nutzung vielfältigen

Zielen zu dienen hat: Im sichtbaren Bereich sind sie Trinkwasserspeicher,

Energielieferanten, Vorfluter, Transportwege und dienen der Erholung und Freizeit.

Daneben aber sind sie - weitgehend im verborgenen - Lebensraum für eine

vielfältige Fauna und Flora und in diesem Zusammenhang schliesslich auch produktive

Flächen. Im Gegensatz zur Land- und Forstwirtschaft bezieht sich aber

die Nutzung der in Seen produzierten organischen Substanz nicht auf die Primärproduktion,

sondern bestenfalls auf die Tertiärproduktion in Form von Fischfleisch.

Aehnlich wie Landflächen reagieren auch Seen auf erhöhte Düngung mit

einer gesteigerten Produktivität, wobei die Verhältnisse in Seen wegen der

dritten Dimension der Tiefe und der sich daraus ergebenden Konsequenzen für die

Produktionsfaktoren weitaus komplexer liegen als auf dem Land. Die fischereiliche

Bewirtschaftung von Seen, die auf die Erzielung eines möglichst hohen,

nachhaltigen Ertrags an wertvollen Fischarten hin arbeitet, hat sich dabei den

Produktionsverhältnissen im weitesten Sinne anzupassen. Die Probleme, die sich

bei der Bewirtschaftung unserer Seen heute stellen, und an denen sich schliesslich

auch die Fischereiforschung orientiert, lassen sich in drei Fragenkomplexen

umschreiben:

1. Welche Umstände, welche Faktoren sind massgeblich an der Steuerung der

fischereilichen Produktions- bzw. Ertragsverhältnisse in unseren Seen

beteiligt?

2. Welche Aenderungen in der Bewirtschaftungspraxis ziehen beabsichtigte oder

unbeabsichtigte Aenderungen des Seenzustandes, des Trophiegrades, nach

sich?

3. Wie und bis wann lassen sich die heute existierenden gravierenden Lücken

in der Kenntnis grundlegender Zusammenhänge zwischen ökonomischem Input

(Besatzmassnahmen) und Output (fischereilichem Ertrag) schliessen?

Zu 1:

Die noch im letzten Jahrhundert in unseren Seen vorkommenden Fischartengemeinschaften

waren das Ergebnis einer Jahrtausende alten Adaptation an die herrschenden

und vom Menschen noch unbeeinflussten Lebensbedingungen. Art und

Menge der Fische in den einzelnen Seen hing nebst den artspezifischen Umweltansprüchen

der Fische von den Einwanderungsmöglichkeiten, den Fortpflanzungsbedingungen

und Konkurrenzverhältnissen ab. Da die Seen fast durchwegs oligotroph

waren, konnten sich konkurrenzstarke Fischarten wie planktonfressende Salmoniden

(Saiblinge, Felchen [3]) durchsetzen, ohne in ihrer Fortpflanzung, die auf

dem Seegrund stattfindet, behindert zu sein. Wegen ihrer geringen Produktivität

warfen solche Saiblings- und Felchenseen Erträge von lediglich wenigen Kilogrammen

pro Hektare ab. Der Befischungsdruck war zudem in den früheren Jahrhunderten

wegen der weniger effizienten Fanggeräte relativ gering.

Das Einsetzen der kulturbedingten Eutrophierung um 1900 hatte in den verschie-


35

denen Seen unterschiedliche Auswirkungen, je nach Hydraulik und Morphologie des

Wasserkörpers. Im gleichen Masse, wie sich die Nahrungsgrundlage mit fortschreitender

Eutrophierung verbesserte, verschlechterten sich die Voraussetzungen

zur natürlichen Fortpflanzung in der Seetiefe. Die lithophilen Tiefenlaicher,

die Saiblinge, machten, wo sie vorgekommen waren, den pelagisch oder

benthisch laichenden Felchen Platz. Diese wurden ihrerseits schliesslich von

ufer- und krautlaichenden (phytophilen) Arten wie Barsch, Hecht und insbesondere

Cypriniden oder Weissfischen, die durch die negativen Auswirkungen der Eutrophierung

nicht betroffen waren, abgelöst. Diese eutrophiebedingte Artensukzession

[2] liess aus den vormals ertragsschwachen Salmonidenseen ertragsstarke

Seen mit gemischtem Fischbestand und schliesslich Weissfischseen mit mittlerem

bis schwachem Ertrag werden. Die Steuerung der Populationsgrösse bei den einzelnen

Fischarten erfolgte dabei fast ausschliesslich über die Zahl der natürlicherweise

schlüpfenden Brütlinge sowie durch die klimatischen Faktoren und

den Frassdruck der Raubfische.

Zu 2:

Der Mensch war nun allerdings nicht bereit, dieser Entwicklung tatenlos zuzusehen.

Der Zusammenhang zwischen Sauerstoffschwund im Hypolimnion und dem Rückgang

der Edelfischerträge wurde bald erkannt. Konsequenterweise entwickelte man

Methoden für die künstliche Erbrütung von Edelfischen, wodurch schwimmfähige

Brütlinge in die Seen eingesetzt werden konnten. Mit dieser Ueberbrückung der

empfindlichsten Lebensphase gelang und gelingt es auch heute, in mesotrophen

und sogar eutrophen Seen namentlich den Felchenertrag anzuheben, zu halten oder

mindestens die Felchen vor dem Aussterben zu bewahren. Allerdings schwankt der

Ertrag gerade in eutrophen Seen von Jahr zu Jahr sehr stark, da auch die eingesetzten

Brütlinge den oft ungünstigen Witterungseinflüssen im Frühjahr unterliegen.

Aehnlich liegen die Verhältnisse bei Seesaibling und Seeforelle.

Im Bestreben, diesen sehr unerwünschten Ertragsschwankungen entgegenzuwirken,

ist man an verschiedenen Seen mittlerweile dazu übergegangen, mit grossem Aufwand

einen Teil der Brütlinge mit Plankton zu sogenannten Vorsömmerlingen aufzuziehen.

Man erwartet, dass diese Fischchen bessere Ueberlebenschancen haben,

da sie grösser sind und zum Einsatzzeitpunkt bessere Nahrungsverhältnisse vorfinden

als die ca. zwei Monate früher eingesetzten Brütlinge. Diese Annahme

scheint sich zum Beispiel am Sempachersee zu bestätigen. Auch die in einzelnen

Brutanlagen praktizierte Kalterbrütung, die den Schlüpfzeitpunkt vom Februar in

den März oder April mit günstigeren Startbedingungen hinausschiebt, dürfte sich

positiv auf das Jungfischaufkommen auswirken.

Mit all diesen Anstrengungen wird versucht, aus der Not der Seeneutrophierung

eine Tugend der Fischereiwirtschaft zu machen. In hypertrophen Seen wie dem

Baldeggersee scheiterten allerdings diese Bemühungen in den vergangenen Jahrzehnten,

vermutlich wegen extremen Sauerstoffübersättigungen und pH-Werten im

Epilimnion und Sauerstoffmangel im Meta- und Hypolimnion. Erst mit dem Einsetzen

seeinterner Sanierungsmassnahmen, die eine signifikante Verbesserung der

Umweltbedingungen insbesondere für die Felchen brachten, ist eine Rückkehr zu

den für eutrophe, intensiv bewirtschaftete Seen bekannten hohen Erträgen eingetreten.

Bei einer weiteren Abnahme des Trophiegrades beziehungsweise einer wei-


36

teren Senkung der Primärproduktion als Folge der Seenrestaurierung ist - wie in

anderen Seen auch - längerfristig wiederum mit einer Abnahme des Fischertrags

zu rechnen, trotz weiterer intensiver Besatzanstrengungen.

Zu 3:

Die unter Punkt 2 gemachten Ausführungen können nicht darüber hinwegtäuschen,

dass praktisch die gesamten Besatzmassnahmen bisher ohne Erfolgskontrolle verlaufen

sind - verlaufen mussten, da entsprechende Abklärungen die Möglichkeiten

der Regalinhaber, der Kantone, überstiegen. Angesichts der grossen Mittel, die

alljährlich von Bund und Kantonen in Form von Betriebsaufwendungen für Fischzuchtanlagen

und Subventionen für Fischeinsätze investiert werden, drängt sich

die Frage nach dem Nutzen solcher Einsätze je länger je stärker auf. Die in

Aussicht stehende Neuverteilung der Aufgaben zwischen Bund und Kantonen, auch

auf dem Gebiet der Fischerei, lässt die Beantwortung dieser Frage als besonders

dringlich erscheinen. Die wichtigsten Randbedingungen, die den Spielraum für

jedwelche künftige Neuorientierung der Besatzpolitik für Seen umgrenzen, sind

folgende:

- Die Bewirtschaftung hat sich auf die vom Konsumenten begehrten Fischarten

zu konzentrieren, da bei wenig begehrten Fischarten bereits heute

Absatzschwierigkeiten bestehen. Ertragssteigerungen sollten nicht auf

Kosten der Qualität (sprich: Fischart) gehen.

- Landesfremde Fischarten können, auch wenn sie Erfolg versprechen, vorläufig

nicht eingesetzt werden. Bei der Prüfung von Einsatzgesuchen für

fremde Arten (Bewilligungspflicht gemäss Art. 19 BG Fischerei) wird den

Argumenten des Artenschutzes zur Zeit grundsätzlich höhere Priorität

eingeräumt als jenen der Fischerei.

- Die für Jungfischeinsätze zur Verfügung stehenden Mittel, namentlich

Subventionen, werden mittelfristig voraussichtlich abnehmen.

Die technische Entwicklung der letzten Jahre und vor allem die Erfahrungen des

Fachbereichs Fischereiwissenschaften im Rahmen des Projekts FIMOSA am Sarnersee

ermöglichen es heute, die nachfolgend aufgeführten wichtigsten Einzelfragen in

der Seenbewirtschaftung grundlegend neu, das heisst unter quantitativen Gesichtspunkten,

anzugehen. Das Schwergewicht soll dabei bewusst auf die Felchenwirtschaft

gelegt werden. Felchen nutzen die Produktivität des Sees von allen

einheimischen Nutzfischarten am besten und sind in vielen Seen Hauptwirtschaftsfisch.

A) Der Beitrag der natürlichen Fortpflanzung an den Fangertrag in Abhängigkeit

vom Seenzustand ist in Seen, die künstlich besetzt werden, unbekannt.

Dies ist der Fall in praktisch allen Seen mit Felchenbeständen. Ideal zur

experimentellen Abklärung dieser Frage wäre ein System von zwei Seen unterschiedlichen

Trophiegrades, in die alternierend eingesetzt beziehungsweise

nicht eingesetzt werden könnte. Ein solches System steht uns ab 1986

zur Verfügung. Die Zahl der Brutfischchen im See mit und ohne Besatz soll

mit Hilfe eines neuartigen Larvennetzes erfasst werden. Bei Seen, deren


37

Besatzmaterial aus der Kalterbrütung stammt, kann die Dichte der Brütlinge

vor dem Einsatz mit jener nach dem Einsatz verglichen werden. Die Frage A

kann bis 1989 für je einen oligotrophen, mesotrophen und eutrophen See mit

hinreichender Genauigkeit beantwortet werden.

B) Der Besatzwert, das heisst die Ueberlebenschance eingesetzter Jungfische

unterschiedlichen Alters und ihr Beitrag zum Fang ist unbekannt. Massive

Einsätze von Brut sowie älteren, zum Teil markierten Jungfischstadien in

die erwähnten drei Seen unterschiedlichen Trophiegrades sollen mit der

Zahl der daraus hervorgegangenen fangfähigen Fische in Beziehung gesetzt

werden, unter Berücksichtigung des Beitrags der natürlichen Fortpflanzung.

Die Stärke der einzelnen Kohorten (Jahrgänge) wird mit Larvennetz,

Schleppnetz, Hydroakustik und durch die Analyse des Berufsfischerfangs

verfolgt. Wegen der Generationszeit der Felchen von zwei bis vier Jahren

lässt sich die Frage nach dem Besatzwert für die drei Seen nicht vor 1992

beantworten.

Punkt A und B betreffen Fragen der Rekrutierungsmechanismen neuer Jahrgänge.

Diese Fragen sind auch im übrigen Europa von grösstem Interesse, können

zur Zeit aber nur von wenigen Instituten überhaupt bearbeitet werden

(z.B. in Finnland, [4]).

Abb. 3.10

10cm

Künstlich aufgezogene Sarnersee-Felchen, 10 Monate alt.

Die Fische wurden während der ersten drei Monate im Rundbecken

mit lebendem Zooplankton angefüttert und später im

Aquarium mit Forellen-Trockenfutter aufgezogen.

(Foto: R. Müller)


38

C) Die effizienteste Art und Weise, die verfügbaren Mittel in der Besatzwirtschaft

einzusetzen, ist unbekannt, da einerseits wegen des grossen Arbeitsaufwandes

bisher fast nie ältere Fische als Vorsömmerlinge und auch

diese kaum in grossem Stil eingesetzt wurden, andererseits die heutigen

Produktionskosten für Felchensömmerlinge enorm hoch sind. Seit kurzem

existiert eine weitgehend ausgereifte Technologie zur rationellen Produktion

mehrmonatiger Jungfische, die Aufzucht in beleuchteten Netzkäfigen

[1]. Diese erlaubt es, beispielsweise grosse Mengen markierfähiger Jungfelchen

aufzuziehen. Eine Integration dieser erfolgversprechenden Aufzuchtmethode

in die geplanten Untersuchungen ist somit unabdingbar. Die

auf einem Vergleich von Produktionsaufwand und besatzgedingtem Ertrag

basierende Kosten-Nutzen-Analyse ermöglicht es schliesslich, die je nach

Seenzustand beste Bewirtschaftungsstrategie abzuleiten und so die verfügbaren

Mittel zu optimieren. Das skizzierte Vorgehen dient somit nicht nur

der Erarbeitung wissenschaftlicher Grundlagen für die Praxis der Seenbewirtschaftung,

sondern allgemein der verstärkten Zusammenarbeit zwischen

Bund und Kantonen auf dem Gebiet der Fischereiwissenschaft.

(R. Müller)

Literatur

[1] BUS, Bundesamt für Umweltschutz: Schriftenreihe Fischerei Nr. 43,

Bern, 1984.

[2] HARTMANN, J.: Unterschiedliche Adaptionsfähigkeit der Fische an Eutrophierung.

Schweiz. Z. Hydrol. 41, 2, 374-382, 1979.

[3] NILSSON, N.-A.: The role of size-biased predation in competition and

interactive segregation in fish. In: Gerking, S.D. (ed.), "Ecology

of Freshwater Fish Production ", 303-325; Blackwell Sci. Publ.

Oxford, 1978.

[4] SALOJARVI, K.: Review of whitefish (C. lavaretus L. s.l.) fingerling rearing

and stocking in Finland. Symposium on Biology, Exploitation,

Rearing and Propagation of Coregonid Fishes, Thonon, 2-4 October

1984.

Abb. 3.11

Die EAWAG heute, umrahmt

von Bäumen und Sträuchern.

(Foto: R. Koblet)


3.4 PILOTVERSUCHE AN KLARANALGEN - UNTERLAGEN FUR DEN WEITERAUSBAU

39

Im Hinblick auf den Ausbau von kommunalen Kläranlagen werden je länger je mehr

Pilotversuche durchgeführt. Aus den Erfahrungen der EAWAG mit meist umfangreichen

Forschungs- und Pilotierungsprojekten, ergeben sich für die Praxis wertvolle

Hinweise, die helfen können, die Ausbeute aus Pilotversuchen zu verbessern.

Wieso werden heute vermehrt Pilotversuche gemacht ?

Bis zum Inkrafttreten der Verordnung über Abwassereinleitungen 1976 stand die

Reduktion der BSB 5 -Frachten und später auch der Phosphorfrachten im Vordergrund.

Mit Hilfe einer weitgehend einheitlichen Abwasserreinigungstechnik,

basierend auf empirischem know how (Erfahrung) konnten diese Probleme mit vernünftigem

Aufwand gelöst werden. In vielen Fällen waren zu Beginn der Projektierung

die Kanalnetze noch nicht voll realisiert, so dass die Abwässer kaum

für Pilotversuche zu Verfügung standen.

Basierend auf der neuen Verordnung werden seit ca. 1976 vermehrt Vorfluterspezifisch

differenzierte Einleitbedingungen festgelegt, die bedingen, dass

bestehende Anlagen mit Verfahrensstufen der weitergehenden Abwasserreinigung

ergänzt werden. Im Vordergrund stehen Nitrifikation, weitergehende Phosphorelimination,

Elimination von suspendierten Stoffen, gelegentlich auch Denitrifikation.

Häufig fehlt dem projektierenden Ingenieur die spezifische Erfahrung mit diesen

Prozessen - eine Möglichkeit solche Erfahrungen zu sammeln, und damit Unsicherheiten

abzubauen, sind Pilotversuche.

Wann sind Pilotversuche sinnvoll ?

Aussagekräftige Pilotversuche sind aufwendig und teuer, entsprechend ist eine

genaue Definition der Fragestellung und der Versuchsgestaltung Voraussetzung.

Pilotversuche sollten nicht ein sorgfältiges Studium der Fachliteratur, die

Kommunikation mit der Wissenschaft und die genaue Analyse des Ist-Zustandes ersetzen

sondern diese ergänzen. Erst wenn es sich zeigt, dass das bestehende

Fachwissen noch Fragen offen lässt, ist es gerechtfertigt, Pilotversuche durchzuführen.

Und das auch nur, wenn die offenen Fragen formuliert sind und das

Versuchsprogramm auf die Beantwortung dieser Fragen ausgerichtet ist. Die häufig

beobachtete Tatsache, dass in kurzer Frist eine Vielzahl von verschiedenen

Verfahren "durchpilotiert" wird, ist kaum geeignet, problemgerechte und kostengünstige

Verfahrenskombinationen zu erarbeiten. - Wenige hunderttausend Franken

können nicht ersetzen, was als Ergebnis jahrelanger Forschung und Erfahrung

zusammengetragen wurde.


Was soll der Durchführung von Versuchen vorausgehen ?

40

Die folgenden Stationen können bei sorgfältiger Bearbeitung die Erfolgsaussichten

von Pilotversuchen beträchtlich steigern:

1. Genaue Analyse des Ist-Zustandes. Meistens werden heute Versuche gemacht für

den Ausbau von bestehenden Kläranlagen. Die Zusammenstellung und Auswertung

von Betriebserfahrungen auf der bestehenden Anlage, ergänzt mit spezifischen

Untersuchungen, stellen einen wichtigen Ausgangspunkt dar. Die Bilanzierung

von verschiedenen Stoffen gibt Anhaltspunkte für das Auffinden von systematischen

Messfehlern, die gerade auf technischen Anlagen besonders häufig

sind. Die Interpretation der Erfahrungen im Rahmen von Modellen ergeben

Hinweise auf signifikante anlagenspezifische Gegebenheiten.

2. Definition der neuen Aufgabe der Kläranlage. Dazu gehören die Dimensionierungswerte

für Abwassermengen und Schmutzstofffrachten, die neuen, meist

stark differenzierten Einleitbedingungen in die Vorflut, häufig auch Anforderungen

an den behandelten Schlamm, sowie Industriebetriebe die berücksichtigt

werden müssen, etc.

3. Aufzeigen von offenen Fragen. Auf Grund einer Evaluation von verschiedenen

Verfahrensvarianten unter Berücksichtigung von Randbedingungen wie Landbedarf,

Emissionen, bestehende Anlageteile, Kosten sowie Fachliteratur und

bestehenden Erfahrungen, müssen offene Fragen und Unsicherheiten aufgelistet

werden.

4. Planung der Versuche. Dazu sollte vorerst ein Pflichtenheft aufgestellt werden,

das die Erwartungen an die Versuche möglichst spezifisch darstellt.

5. Realistische Schätzung der Kosten von Versuchsprogrammen. Als wichtigstes

Kostenelement erweisen sich häufig die-chemischen Analysen. Detaillierte

Pläne über Art und Anzahl der einzelnen Analysen sind eine Voraussetzung für

eine zuverlässige Kostenerhebung. Billige Versuche, die primär der Aquisition

von Aufträgen dienen, schränken meist nur die Entscheidungsfreiheit

ein.

Was ist bei der Planung und Durchführung von Pilotversuchen zu

beachten ?

1. Der Aufwand für die Beschaffung von statistisch signifikanten Aussagen ist

beträchtlich.

Beispiel: Wollen wir mit definierter Sicherheit (z.B. 90 %) den Mittelwert

einer Schmutzstoffkonzentration mit genügender Genauigkeit (z.B. 10 5) mit

Hilfe von Analysen erfassen, so können wir mit statistischen Methoden die Anzahl

der erforderlichen Messungen abschätzen. Für eine Messgrösse, die normalverteilt

ist und eine Streuung von 25 % ihres Mittelwertes hat, brauchen wir


41

20 Messungen, um den oben angeführten, nicht extrem gewählten Prozentzahlen zu

genügen. Wir dürfen also die Aussagekraft von kurzen Messreihen nicht über-

schätzen.

2. Berechnete Kennzahlen wie Schlammbelastung, Schlammalter, Filterbeladungen,

etc. sollen auf Grund von fehlertheoretisch geeigneten Kombinationen von

Messgrössen bestimmt werden.

Beispiel: Das mittlere Schlammalter in einem Belebtschlammprozess wird auf

Grund der Ueberschussschlammproduktion und der Belebtschlammkonzentration berechnet.

Mit Hilfte der Fehlertheorie kann man zeigen, dass die Genauigkeit

dieses Mittelwertes stark verbessert wird, wenn der Ueberschussschlamm aus dem

Belüftungsbecken statt aus dem Rücklaufschlamm abgezogen wird. Das erfordert

zudem weniger Messungen. Es ist daher wenig sinnvoll in Pilotversuchen auf

"Praxisnähe" zu achten und Ueberschussschlamm aus dem Rücklauf abzuziehen.

3. Die Zeitkonstanten bis zur . Erreichung eines "stationären Zustandes" müssen

sorgfältig abgeschätzt werden.

Beispiel: In vielen mikrobiologischen Prozessen interessieren uns vor allem die

Eigenschaften von langsamwachsenden Bakterien, das ist insbesondere bei der

Nitrifikation der Fall. Nitrifizierende Belebungsanlagen brauchen bei 10°C je

nach Bedingungen Monate bis sie "eingearbeitet" sind, nitrifizierende Tropfkörper

brauchen ca. 1 Jahr. Versuchsprogramme, die diese Gegebenheiten nicht berücksichtigen,

sind weitgehend wertlos.

4. Messgrössen sollen durch unabhängige Methoden auf systematische Fehler geprüft

werden.

Beispiel: Bei der Auswertung von Versuchsresultaten kombinieren wir eine grosse

Zahl von verschiedenen Messgrössen, die alle mit systematischen Fehlern behaftet

sind: Durchflussmengen, Volumina, Analysen etc. Dadurch führen wir auch

systematische Fehler in die Interpretation der Resultate ein. Massenbilanzen

für konservative Grössen (z.B. Phosphor) ergeben Hinweise auf die Bedeutung

dieser Fehler. Weicht z.B. der Phosphor-Input in eine Anlage über längere Zeit

stark vom totalen Phosphor-Output ab, so ist das ein Hinweis, dass sytematische

Messfehler vorliegen. Solchen Hinweisen muss nachgegangen werden. Schon bei der

Planung der Versuche soll die Möglichkeit solcher unabhängiger Kontrollen,

trotz eventuellem Mehraufwand, berücksichtigt werden.

5. Der Probenahme muss grösste Beachtung geschenkt werden.

Beispiel: Für viele Messgrössen muss auf Grund von Stichproben auf Tages-Mittelwerte

geschlossen werden. Ist nun der Zeitpunkt der Probenahme im Tagesgang

ungünstig gewählt, so entstehen systematische Fehler, die Aussagen total verfälschen

können. Die Konzentration des gelösten Sauerstoffs in einem Belüftungsbecken

oder die Konzentration des Rücklaufschlammes sind oft so grossen

Tagesvariationen unterworfen, dass Stichproben kaum geeignet sind, diese

Grössen zu erfassen. Hier gilt es zu beachten, dass eine schlechte Messung


schlimmer ist als keine Messung, weil aus der letzteren wenigstens keine

falschen Schlüsse gezogen werden können.

6. Die Messgrössen müssen sorgfältig gewählt werden.

42

Beispiel: In biologischen Verfahren ist die Temperatur von zentraler Bedeutung;

in kleinen Versuchsanlagen kann diese zudem stark vom Wert in grosstechnischen

Anlagen abweichen. Wird der Temperatur nur ungenügende Beachtung geschenkt, so

macht das die Interpretation der Resultate fast unmöglich.

7. Die Durchmischungseigenschaften eines Reaktors müssen beachtet werden.

Beispiel: Häufig ergeben sich Konzentrationsgradienten entlang der Hauptachse

eines Reaktors. Wenn nun auf Grund dieser Gradienten die Umsatzgeschwindigkeiten

für Teile des Raktors bestimmt werden, so ist zu beachten, dass Längsdurchmischungen

als Folge von Turbulenzen die Resultate stark beeinflussen. Nur wenn

Probenahmestellen sorgfältig so gewählt werden, dass sie durch solche Durchmischungen

unbeeinflusst sind oder, wenn solche Durchmischungen durch Tracerversuche

charakterisiert und entsprechend berücksichtigt werden, können zuverlässige

Aussagen gemacht werden.

B. Pilotversuche sollen nicht primär Demonstrationscharakter haben, sondern zusätzliche

Dimensionierungsunterlagen ergeben.

Beispiel: Nitrifizierende Belebungsanlagen werden häufig so ausgelegt, dass sie

einige Reserven für Belastungsstösse enthalten. Wird nun eine Pilotanlage so

betrieben, dass sie "stabil" nitrifiziert, also entsprechend einer vorläufigen

Dimensionierung, so können wir aus den Resultaten nicht ableiten, wie gross die

Reserven sind. Sinnvoll ist, die Pilotanlage an ihre Belastungsgrenze heran zu

führen, und anschliessend rechnerisch genügend Reserven in die Dimensionierung

einzubringen.

9. Der Massstab der Pilotanlagen muss je nach Fragestellung gewählt werden.

Beispiel: Die Zusammensetzung des Filtermediums in einem Raumfilter kann durchaus

auf Grund von Versuchen in einer Filterkolonne mit 30 cm Durchmesser optimiert

werden. Rückspülprogramme bedürfen hingegen grosstechnischer Anlagen für

ihre Optimierung.

10. Nicht alle Probleme können pilotiert werden.

Beispiel: Unterschiede in den Turbulenzen in kleinen und grossen Anlagen haben

einen grossen Effekt auf die Flockung. Häufig ist es erforderlich, dass die

Flockung in Pilotanlagen und in grosstechnischen Anlagen separat optimiert

werden muss. Oder: Langzeit-Effekte, wie das biologische Wachstum in Filtern

werden in kurzen Pilotversuchen nicht erfasst.


43

11. Die Pilotversuche sollen in einem theoretischen Rahmen geplant werden.

Erläuterung: Jede Dimensionierung einer Anlage basiert auf einer Modellannahme,

die insbesondere die Uebertragung von Erfahrung erlaubt. Aus den Pilotversuchen

sollen unter anderem auch Modellparameter indentifiziert werden können. Fehlt

nun bei der Planung der Versuche die Modellhypothese, so werden wichtige Grössen

ev. nicht gemessen und fehlen nachher bei der Interpretation und Uebertragung

der Resultate.

12. Etc.

Schlussfolgerungen

Pilotversuche können wertvolle Unterlagen für die Projektierung von weitergehender

Abwasserreinigung ergeben. Häufig wird aber der Aufwand für aussagekräftige

Versuche unterschätzt und es wird wenig sorgfältig geplant. Allgemein

gilt, dass Pilotversuche nur dort sinnvoll sind, wo das Fachwissen (insbesondere

Literatur und bestehende Erfahrungen) nicht zur befriedigenden Bearbeitung

der identifizierten Probleme ausreicht; das bedeutet aber, dass nur bestausgewiesene

Verfahrensingenieure, allenfalls in Zusammenarbeit mit der Wissenschaft,

erfolgreiche Pilotversuche planen und leiten sollen. Schlecht geplante

und ausgeführte Pilotversuche sind schlechter als keine Versuche, weil sie nur

zu zusätzlichen Unsicherheiten führen.

(W. Gujer)

Abb. 3.12 Blick vom Dach der EAWAG Richtung Flugplatz. Die Teleaufnahme

zeigt das für die heutigen Vorstädte so typische, landverschlingende

Wachstum. Vorne links, hinter dem Bahngeleise,

zwei Bauernhäuser - bis vor wenigen Jahrzehnten die einzigen

Wohnbauten der Gegend. Hinten Wohnblocks, die in den letzten

Jahren sukzessive das ganze Areal überzogen, und der Trend hält

an! Die Tanks und das Kamin vorne rechts gehören zur EMPA.

(Foto: R. Koblet)


3.5 OEKOTOXIKOLOGIE

1. Einleitung

44

Der Schutz der Umwelt ist heute zu einem zentralen Thema geworden. Lange Zeit

wurde vorwiegend die direkte Gefährdung des Menschen durch Chemikalien oder

Abfallstoffe diskutiert. Jetzt wird jedoch erkannt, dass auch die Umwelt an und

für sich schützenswert ist und dass eine gesunde Umwelt eine Voraussetzung für

das Wohlergehen des Menschen ist. Ereignisse wie das Waldsterben beschleunigten

dieses Umdenken.

Dieser Bewusstseinswandel widerspiegelt sich in der Gesetzgebung. Die bisherigen

Gesetze erfassten in erster Linie Objekte, die direkt (Lebensmittel, Medikamente)

oder indirekt (landwirtschaftliche Hilfsstoffe) den Menschen gefährden

können. Der Schutz der Umwelt wurde kaum erwähnt. Eine bemerkenswerte Ausnahme

bildet lediglich das Gewässerschutzgesetz. Das am 1. Januar 1985 in Kraft getretene

Umweltschutzgesetz markiert nun eine Tendenzwende. Das Gesetz hat laut

Artikel 1 zum Ziel, nicht nur Menschen, Tiere und Pflanzen, sondern auch ihre

Lebensgemeinschaften und Lebensräume gegen schädliche Einwirkungen zu schützen.

Dabei wird im Sinne der Vorsorge eine frühzeitige Begrenzung der schädlichen

Einflüsse verlangt. Beispielsweise müssen viele Produkte, die neu auf den Markt

gelangen, vorgängig einer sogenannten "Umweltverträglichkeitsprüfung" unterworfen

werden. Dieses Gesetz bildet die Basis für eine Reihe von Verordnungen und

weiteren Gesetzen, die den Schutz von Boden, Luft und Wasser zum Thema haben.

Der Vollzug dieser Gesetze und Verordnungen in der Praxis bedingt, dass unerwünschte

Einflüsse auf die Umwelt rechtzeitig erkannt und die Folgen womöglich

vorausgesagt werden können. Die Forschung wird damit vor die Aufgabe gestellt,

beispielweise bei Chemikalien nicht nur die Effekte auf einzelne Organismen

(z.B. Fische, Mäuse), sondern auf gesamte Oekosysteme zu bestimmen. Die Forschungsrichtung,

die sich mit der schädigenden (toxischen) Wirkung von Chemikalien

auf Oekosysteme und der dabei auftretenden Rückkoppelungsmechanismen

befasst, heisst "Oekotoxikologie". Im Gegensatz zur Oekologie oder Toxikologie

ist die Oekotoxikologie eine noch wenig etablierte Wissenschaft. In diesem

Beitrag soll versucht werden, einige Fragestellungen und experimentelle Ansatzpunkte

der Oekotoxikologie darzustellen. Die Ausführungen beschränken sich

dabei vorwiegend auf das Schicksal und die Wirkung von Chemikalien in aquatischen

Oekosystemen.

2. Arbeitsbereiche der Oekotoxikologie

Gelangt eine Chemikalie in ein bestimmtes Oekosystem, beispielweise in einen

See oder in einen Fluss, so spielen zwei Mechanismen (Abb. 3.13): Einerseits

hat das Oekosystem einen Effekt auf die Chemikalie, das heisst, die Chemikalie

wird durch Strömungen transportiert und verdünnt oder möglicherweise durch

Mikroorganismen abgebaut. Andererseits kann die Chemikalie einen Effekt auf das

Oekosystem haben, das heisst, Giftstoffe töten beispielweise einzelne Organismen

ab, oder Nährstoffe wie Phosphate stimulieren das Wachstum. Die Effekte des


45

Oekosystems auf die Chemikalie und die Effekte der Chemikalie auf das Oekosystem

sind eng miteinander gekoppelt, und sie wirken meistens gleichzeitig.

Führt beispielsweise eine Chemikalie in einem Oekosystem zu einer Veränderung

der Organismenzusammensetzung, so kann dies wiederum den biologischen Abbau

dieser Chemikalie beeinflussen. Die in Abb. 3.13 gewählte Darstellung der beiden

Mechanismen in getrennten Bereichen erfolgt ausschliesslich aus methodischen

Gründen. Im folgenden werden die beiden Bereiche ausführlich beschrieben.

Abb. 3.13

Schematische Darstellung der Arbeitsbereiche der Oekotoxikologie

Eintrag in das

Oekosystem

Chemikalie

Effekte des Oekosystems

auf die

Chemikalie

(Modifikationen

und Transport)

Biologie Physik

3. Effekt des Oekosystems auf die Chemikalie

Rückkoppelungs-

effekte

Effekte der Chemikalie

auf das Oekosystem

(oekotoxikologische

Wirkung)

Gene

Zellen

Organe

Organismen

Populationen

Lebensgemeinschaften

Dieser Bereich umfasst vor allem die chemischen und biologischen (enzymatischen)

Modifikationen und den Transport der Chemikalie im Oekosystem. Untersuchungen

auf diesem Gebiet haben zum Ziel, voraussagen zu können, wann und wo

und in welchen Konzentrationen eine eingetragene Chemikalie und deren Produkte

im Oekosystem auftreten. Die sich dabei stellenden Probleme können nur interdisziplinär

bewältigt werden. In der Chemie gilt es, unter Berücksichtigung

gewisser Prozesse und Stoffeigenschaften (z.B. Photoabbau, Lipophilie, chemische

Stabilität) das Schicksal einer Chemikalie und der allfällig entstehenden

Zerfallsprodukte in einem gegebenen Oekosystem zu bestimmen und vorherzusagen.

Die Biologie beschäftigt sich mit dem enzymatischen Umsatz der Verbindung durch


46

Mikroorganismen, Pflanzen und Tiere. Es wird versucht, abzuklären, welche

Zwischen- und Endprodukte unter bestimmten Bedingungen (z.B. bei vorgegebener

Sauerstoffkonzentration, Temperatur und Organismenverteilung) auftreten. Die

Physik schliesslich ist bestrebt, die chemischen und biologischen Parameter mit

den physikalischen Eigenschaften des Systems wie Strömungen, turbulente Mischungen

oder Transport via Partikel zu kombinieren. Damit lassen sich Konzentrationsverteilungen

im Fluss, im See oder im Grundwasser bestimmen und in

mathematischen Modellen darstellen.

Das Schicksal von Quecksilber in einem aquatischen Oekosystem illustriert die

Bedeutung der chemischen und biologischen Modifikationen (Abb. 3.14). Das Beispiel

zeigt, dass eine einzige Chemikalie (HgC1 2 ) zu verschiedenen Verbindungen

mit völlig unterschiedlichen Eigenschaften umgesetzt werden kann. Es gibt

Pestizide (z.B. Trifluralin), die in der Umwelt in kurzer Zeit zu über 40 Folgeprodukten

abgebaut werden. Andere Stoffe wiederum (z.B. DDT, PCB) sind in der

Umwelt chemisch und biologisch weitgehend persistent und praktisch nur Transportmechanismen

und Verdünnungseffekten unterworfen.

Abb. 3.14

Einige Modifikationen von Quecksilber in einem aquatischen Oekosystem

gestrichelt: biologische (enzymatische) Schritte

ausgezogen : chemische Schritte

1) chemischer Umsatz zu Hg° und Hg 2+ möglich

2) chemische Disproportionierung in Gegenwart von

H 2 S , das mikrobiell aus SO 4 2- gebildet werden kann

Ins Oekosystem Im Oekosystem

gelangte gebildete Eigenschaften

Verbindung Produkte

HgCI Hg 2+

,•^ Hg°

HgS

flüchtig , relativ wenig toxisch

+ (oder Hg2+ ) relativ wenig toxisch

sehr toxisch

schnelle Diffusion durch biologisches

Gewebe, sehr toxisch

schwerlöslich , relativ

wenig toxisch

H

(CH 3 ) 2 g flüchtig , lichtsensitiv


47

An der EAWAG werden seit Jahren Arbeiten zum Thema "Modifikationen und Transport

von Chemikalien" durchgeführt. Unter dem Stichwort "Chemodynamik" werden

zum Beispiel das Verhalten und die chemischen und biologischen Modifikationen

von Nonylphenolpolyethoxylaten, Chlorphenolen und anderen Chemikalien untersucht.

Im Zusammenhang mit der Sanierung von überdüngten Seen und dem Studium

der Infiltration von Chemikalien in Grundwasserströme wurden Transportmodelle

entwickelt. Intensiv wird auch der Einfluss der See- und Flussedimente auf das

Schicksal von Chemikalien in aquatischen Oekosystemen untersucht.

4. Einfluss der Chemikalie auf das Oekosystem

Jedes Oekosystem hat eine bestimmte Struktur und Dynamik. Zur Struktur werden

beispielsweise die Zusammensetzung der Organismengemeinschaften, die Verteilung

des biotischen und abiotischen Materials und die chemisch-physikalischen Randbedingungen

(Temperatur, Licht, Dimension, Sauerstoffkonzentration) gezählt.

Die Dynamik umfasst unter anderem die Energieflüsse, die Stoffflüsse und die

äusserst komplexen Regulationsmechanismen (einschliesslich Synergismen und

Antagonismen). Praktisch alle Prozesse sind miteinander gekoppelt, und das

Beziehungsgeflecht beruht auf unzähligen Wechselwirkungen.

Abb. 3.15

Schematische Darstellung der Beziehung zwischen phototrophen

und chemotrophen Organismen

1) Energiegewinnung vor allem durch Photosynthese (einige

Mikroorganismen, Phytoplankton (Algen), Pflanzen)

2) Energiegewinnung durch Oxydation (viele Mikroorganismen,

Zooplankton, Tiere)

Reduziertes ,

gebundenes,

organisches

Material

Oxydiertes,

mineralisiertes

Material

02

PHOTOTROPHE CHEMOTROPHE

ORGANISMEN ORGANISMEN

Energie

Licht

(CH2O) (CH2O)I

CO2

H20

CO2

H20

02

Ene rgie


48

Zur Illustration der Beziehungen wurde in Abb. 3.15 der Kohlenstoff- und Energiefluss

zwischen phototrophen und chemotrophen Organismen stark vereinfacht

dargestellt. Obwohl das Schema die Mehrzahl der Strukturen, Stoffflüsse und

Regulationsmechanismen nicht berücksichtigt, wird doch klar, dass in jedem

Oekosystem biologische (z.B. Organismen), chemische (z.B. Redoxreaktionen) und

physikalische Faktoren (z.B. Licht) miteinander verknüpft sind.

Der Oekotoxikologe ist vor die Aufgabe gestellt, nach der Abklärung der erwähnten

Modifikationen und Transporte den Effekt einer Chemikalie und/oder deren

Produkte auf die Struktur und Dynamik eines Oekosystems zu bestimmen. Der Einfachheit

halber beschränken sich hier die Ausführungen auf die biologischen

Komponenten des Oekosystems. Es gibt verschiedene Möglichkeiten, die Biologie

eines Oekosystems zu klassieren (z.B. physiologische Leistungen oder bevorzugte

Standorte von Organismen) und die ökotoxikologischen Effekte darzustellen. In

Abb. 3.13 wurde eine Klassierung auf Grund der biologischen Organisationsstufen

eines Oekosystems gewählt. Die Gene bilden dabei die einfachste und die Lebens-

gemeinschaften die komplexeste Organisationsstufe. Die Lebensgemeinschaften

umfassen die gesamten Beziehungsgeflechte zwischen Mikroorganismen, Pflanzen

und Tieren. Man spricht von Oekotoxikologie, wenn die toxische Wirkung einer

Chemikalie in einem Oekosystem auf der Stufe der Lebensgemeinschaften beurteilt

wird. Dabei handelt es sich in den meisten Fällen um chronische Wirkungen, da

die Konzentrationen von Schadstoffen in der Umwelt vielfach gering sind. Akute

Phänomene wie das Fischsterben im Sempachersee bilden die Ausnahme. Im Gegensatz

zur Oekotoxikologie beschäftigt sich die klassische Toxikologie vor allem

mit Effekten auf den Stufen Gen bis Organismus oder allenfalls Population. Der

Zielorganismus ist dabei genau vorgegeben, und Modifikationen und Transporte

der Chemikalie im Oekosystem müssen nicht berücksichtigt werden.

Allerdings muss betont werden, dass es auch Effekte auf der Stufe der Lebensgemeinschaften

gibt, welche auf klassichen toxikologischen Mechanismen beruhen

können. Einerseits gibt es Chemikalien, die beispielsweise via Gene (Mutationen)

oder Zellen (Membranschädigung, Enzymhemmung) indirekt auf Lebensgemeinschaften

wirken können. Andererseits gibt es aber auch Stoffe, die direkt auf

Populationen oder Gemeinschaften wirken (z.B. Störung der Interaktion Jäger -

Beute), ohne notwendigerweise einen Effekt auf einzelne Organismen zu haben.

Damit wird klar, dass die Oekotoxikologie andere Arbeitsgebiete wie Biochemie,

Molekularbiologie und klassische Toxikologie nicht ersetzt, sondern dass sie

eher darauf aufbaut und diese ergänzt. In ganz besonderem Masse ist die Oekotoxikologie

auf die Kenntnisse der Oekologie angewiesen. Je genauer die Beziehungsgeflechte

in einem Oekosystem bekannt sind, umso verlässlicher wird ein

ökotoxikologischer Effekt beurteilt werden können.

5. Experimentelle Ansatzpunkte der Oekotoxikologie

In der Praxis gibt es zwei Arten von Fragestellungen, die ökotoxikologische

Studien verlangen:

- Ausgehend von einem bestimmten Phänomen im Oekosystem will man wissen,

welche Chemikalie(n) für den beobachteten Effekt verantwortlich ist


49

(sind). Ereignisse wie das Fischsterben im Sempachersee oder das Waldsterben

sind typische Probleme dieser Art.

- Ausgehend von einer bestimmten Chemikalie will man wissen, welchen Effekt

diese Chemikalie im Oekosystem hat. Wie bereits einleitend erwähnt

wurde, sind Bewilligungsbehörden sehr oft mit Problemen dieser Art konfrontiert

(z.B. Ersatz von Phosphat durch NTA in Waschmitteln).

Uebertragen auf die Abb. 3.13 liesse sich sagen, dass die eine Fragestellung

("Ansatzpunkt Phänomen") auf der rechten Hälfte und die andere Fragestellung

("Ansatzpunkt Chemikalie") auf der linken Hälfte ansetzt.

Der "Ansatzpunkt Phänomen" bietet den Vorteil, dass ein deutlicher ökotoxikologischer

Effekt (z.B. Fischsterben) bereits vorgegeben ist. Mit Hilfe von vergleichenden

Literaturstudien (ähnliche Phänomene wurden in USA und Kanada beobachtet),

dem Studium der relevanten ökologischen Verflechtungen und der chemisch-physikalisch-biologischen

Zustandsanalyse des Sees ergeben sich möglicherweise

Verdachtsmomente (z.B. Phosphatzufuhr - Blaualgenwachstum - Blaualgentoxine).

Die Schwierigkeit liegt aber darin, die Hypothese in der Praxis zu

überprüfen, das heisst, das Phänomen zu reproduzieren. Reproduzierbarkeit ist

eine Grundbedingung für einen wissenschaftlichen Ansatz.

Der "Ansatzpunkt Chemikalie" bietet den Vorteil, dass viele stoffspezifische

Eigenschaften (Abbaubarkeit, Reaktionsfähigkeit, Transportverhalten, Verteilungskoeffizienten)

bekannt oder bestimmbar sind. Damit lassen sich auch einzelne

Effekte im Oekosystem abschätzen. Das Problem liegt aber darin, dass

diese Effekte für das Gesamtökosystem vielfach unwesentlich sind und über verschiedene

Beziehungsgeflechte und Regulationsmechanismen oft neue, unvorhergesehene

Phänomene auftreten. Man neigt dazu, signifikante ökonomische (Fischertrag)

oder ästhetische (Algenblüte) Effekte als relevante und sensitive Messgrössen

der Oekotoxikologie zu beurteilen. Diese Effekte sind aber oft bloss

Sekundärerscheinungen mit wenig Einfluss auf das Oekosystem.

Der "Ansatzpunkt Phänomen" und der "Ansatzpunkt Chemikalie" bedingen umfangreiche

experimentelle Arbeiten mit Modellökosystemen. Diese Systeme erlauben experimentelle

Manipulationen und somit die Ueberprüfung von ökotoxikologischen

Hypothesen. Sie bilden die Brücke zwischen einfachen Labortests und komplexen

Freilandstudien. Die Konzipierung eines Modellökosystems ist sehr schwierig,

aber für den Erfolg einer Studie vorentscheidend. Einerseits sollte das System

so komplex sein, dass es 'ökologisch relevant ist. Andererseits sollte es so

einfach sein, dass es wissenschaftlich detailliert erfasst werden kann und

Voraussagen erlaubt. Je nach den zu messenden Parametern wird das Modellökosystem

verschieden aussehen.

Ausgehend von der Erkenntnis, dass die Oekotoxikologie in Zukunft eine zunehmend

wichtigere Rolle spielen wird, diskutiert gegenwärtig eine Arbeitsgruppe

an der EAWAG, inwieweit sich allgemeine Konzepte zum Studium von ökotoxikologischen

Problemen erarbeiten lassen. Dabei zeigt sich deutlich, dass Oekotoxikologie

nur interdisziplinär betrieben werden kann und dass die gegenseitige

Verflechtung verschiedener Oekosysteme wie Wasser, Boden und Luft berücksich-.


50

tigt werden muss. An der EAWAG geht es nicht darum, möglichst viele ökotoxikologische

Probleme zu bearbeiten, sondern ausgewählte Beispiele als Lernmodelle

zu studieren. Es gilt, das Problem wissenschaftlich in den Griff zu bekommen

und die Arbeitsmethodik zu erfassen, um dann das Wissen in Lehre und Beratung

umsetzen zu können.

(J. Zeyer)

Abb. 3.16

Das Einfamilienhausgebiet

neben der EAWAG.

Die alten Bäume auf

dem Hügel links am

Bildrand sind fast

ein Wahrzeichen geworden.

Leider führt

die geplante S-Bahn-

Linie nach Dietlikon

genau dort vorbei.

(Foto: R. Koblet)

Abb. 3.17

Blick vom Standort

der beiden Bäume

zurück zur EAWAG

(rechts) und zu den

industrieähnlichen

Bauten der EMPA. Der

Abhang vorne ist fast

der einzige Schlittelhang

des Quartiers.

Wie lange noch?

(Foto: R. Koblet)


4. KURZBESCHREIBUNGEN AUS DEM BEREICH FORSCHUNG UND BERATUNG

4.1 GEWÄSSERSCHUTZ

Umweltverträglichkeitsprüfung (UVP) von Hochwasserschutz-Massnahmen

51

In Marthalen, einer Gemeinde im Zürcher Weinland mit einem wertvollen historischen

Ortsbild, kam es in den letzten Jahren immer häufiger zu Ueberschwemmungen.

Durch Massnahmen an drei Bächen, dem Abist- und dem Mederbach, sowie dem

von diesen gebildeten Wildbach, soll Abhilfe geschaffen werden.

Die EAWAG wurde vom kantonalen Amt für Gewässerschutz und Wasserbau beauftragt,

bei der UVP der sechs zur Diskussion stehenden Hochwasserschutz-Varianten bera-

tend mitzuwirken:

1 Uferreparaturen + Ausbau von

zwei speziell exponierten

Stellen

2 Profilausbau auf das 50-jährige

Hochwasser

3 Kleine Hochwasser-Rückhaltebecken

+ Profilausbau auf das

10-jährige Hochwasser

4 Grosse Hochwasser-Rückhaltebecken

+ Uferreparaturen

5 Entlastungsstollen für Hochwasserspitzen

+ Uferreparaturen

6 Versickerung der Hochwasserspitzen

in einem Becken (nur

Mederbach)

Die UVP erfolgte hinsichtlich der

Auswirkungen auf die Bereiche

SITUATION MARTHALEN mit Hochwasserschutz-Varianten

"Gewässerökologie", "Wasserwirtschaft",

"Natur und Landschaft",

"Siedlungsgebiet", "Land- und

Abb. 4.1

Forstwirtschaft" sowie "Verkehrsträger".

Für die Beurteilung konnten

Experten der für die einzelnen

Bereiche kompetenten kantonalen Stellen und der EAWAG beigezogen werden.

Es wurde angestrebt, den Sachverstand der Experten mit möglichst wenigen Einschränkungen

zum Zuge kommen zu lassen. Deshalb verzichtete man darauf, eine

Methodik anzuwenden, welche messbare und nicht-messbare Angaben zu "vergleichbaren"

Einheiten transformiert und ein numerisches Gesamtresultat ergibt

(Punktesystem, Nutzwertanalyse etc.).

UVP-Leitung und Experten legten gemeinsam die Kriterien und Grundsätze fest,


52

nach denen die heutige Situation und jede Variante zu beurteilen waren. Innerhalb

dieses Rasters konnten die Experten die Beurteilungen nach eigenem Gutdünken

und Stil gestalten. Die Auswertung geschah durch eine kondensierte Zusammenstellung

der Expertenaussagen und durch eine gesamthafte Kommentierung durch

den UVP-Berater. Die so durchgeführte und präsentierte UVP erlaubt es allen

Beteiligten - Projektanten, Entscheidungsinstanzen, kommentierende Stellen -,

sich weitgehend ein eigenes, nicht durch eine Methodik präjudiziertes Urteil zu

bilden.

Das Resultat und die Empfehlungen der Varianten-UVP lassen sich wie folgt zusammenfassen:

Die Variante 1 mit weiterhin beträchtlichen Schäden und Unannehmlichkeiten

durch Ueberschwemmungen soll ebenso wie die Variante 2, die aus Sicht der Gewässerökologie,

des Siedlungsbildes sowie des Natur- und Landschaftsschutzes

eine sehr schlechte Beurteilung erfährt, nicht weiter verfolgt werden. Die

Variante 6 ist insbesondere wegen Unsicherheiten hinsichtlich des Funktionierens

und der Folgen der Hochwasserversickerung abzulehnen.

Für den Abistbach sind jene Massnahmen zu bevorzugen, welche den Bachlauf und

dessen Umgebung möglichst wenig verändern (ausgenommen im öden Bereich des

allfälligen Rückhaltebeckens). Favorisiert sind damit die Varianten 4, die nur

für die Landwirtschaft beträchtliche Nachteile bringt, und 5, die das Hochwasserproblem

allerdings in ein anderes Bacheinzugsgebiet, aber ohne wesentliche

Nachteile für dieses, transferiert.

Für den Mederbach sind jene Massnahmen von Vorteil, welche erlauben, die gewässerökologischen

Bedingungen und die Beziehung des Bachbildes zum Orts- und

Landschaftsbild besser als heute zu gestalten. Im Vordergrund steht eindeutig

die Variante 3, die auch für die Landwirtschaft nur geringe negative Auswirkungen

hat. Ihr gegenüber schneidet die Variante 4 wesentlich schlechter ab. Würde

sie aber sowohl beim Meder- als auch beim Abistbach realisiert, so könnte auf

einen Ausbau des Wildbaches verzichtet werden.

Nach erfolgter Festlegung auf eine bestimmte Lösung, die aufgrund der Varianten-UVP

sowie technischer und finanzieller Ueberlegungen erfolgt, gilt es noch,

die Umweltverträglichkeit dieser Lösung im Detail zu optimieren, was ein weiterer

Bestandteil der UVP darstellt.

(U. Bundi)

4.2 SIEDLUNGSWASSERBAU

Verkehrsflächen als diffuse Schmutzstoffquellen

Bei einer Untersuchung der Schmutzstoffbelastungen eines Vorfluters bei Regenwetter

infolge des Regenwasserabflusses von einem Autobahnabschnitt wurde festgestellt,

dass die Abflussbeiwerte den Werten anderer Autoren entsprachen. Beim


E• 50

40

w • 30

z 20

w 10

_

-

-

o-

---e------"i e

V

®

p

BERECHNUNGS-

NIEDERSCHLAG

°.

o ..

53

Vergleich der Niederschlagsaufzeichnungen wurde aber festgestellt, dass der

1700 m lange Autobahnabschnitt nicht gleichmässig beregnet wird. Die Abweichungen

der an drei Stellen gemessenen Niederschlagshöhen bewegten sich im Bereich

von rund 5 %. Niederschlagsmessungen an mehreren Punkten links und rechts der

Autobahn (auf einer Geraden senkrecht zur Fahrrichtung), gaben Aufschluss über

die Stofftransporte und ihre diffuse Verteilung in die Umgebung. Die Verteilung

der Niederschlagssummen war regelmässig und für alle Regenereignisse ähnlich.

Die Regenhöhen am Strassenrand waren 20 bis 45 % grösser als die Niederschlagshöhen

in einer Entfernung von 30 m vom Strassenrand. Erst nach einer Kontrolle

des Verkehrsaufkommens konnten die Verkehrsdichte und die durch den Verkehr erzeugte

Verwehung des gefallenen Niederschlags mit den Abweichungen der gemessenen

Niederschlagshöhen in Zusammenhang gebracht werden. Diese Beobachtung wurde

bestätigt im Hinblick auf die Schmutzstofffracht des aufgefangenen Niederschlags,

da die Schmutzstoffkonzentrationen am Strassenrand bis zu 50 mal höher

waren als in den entfernteren Totalisatoren. Die Windverfrachtungen und Verwehungen

des verschmutzten Regenwassers dauerten auch nach dem Regen noch an.

10 16 16

----_-

AUTOBAHN NI/km 306

(KEMPTTHAL/ ZH)

I

GEMESSENE

\ ^KONZENTRATIONEN

R :b

.o .......o

............. o-

Abb. 4.2 Niederschlagshöhen und Schmutzstoffkonzentration

eines Berechnungsniederschlags von 22 mm.

°

o-

_

-

-

-

5000

4000—

3000 °_

w

2000 o J

1000 I U

Die longitudinale Dispersion konnte bestätigt werden, indem ein Strassenstück

von 10 m Länge mit 200 g NaCI/m 2 bestreut wurde. Entlang des Strassenrandes in

der Fahrtrichtung konnte daraufhin auf einer Länge von 450 m die Verteilung des

Salzes nachgewiesen werden. Die früher gemessenen Schmutzstofffrachten im Regenwasserabfluss

vom gleichen Autobahnabschnitt sowie die abgeflossenen Regenwassermengen

stellen also nur einen Teil der durch den Verkehr verursachten

Umweltbelastung dar.

(B. Novak)


Ein Simulationsprogramm für die Berechnung von Regenüberlauffrachten aus

Kanalisationsnetzen

54

Für die Beurteilung verschiedener Konzeptvarianten von im Mischsystem entwässerten

Siedlungsgebieten ist es vorteilhaft, wenn die bei den vorgesehenen

Regenentlastungen überlaufenden Jahresfrachten berechnet werden können. Dazu

werden zweckmässigerweise Simulationsprogramme verwendet. Wir haben deshalb

schon früh ein Programm entwickelt, das auf diese besonderen Bedürfnisse zugeschnitten

ist.

Es behandelt deshalb nicht nur Wasserfrachten, sondern auch absetzbare Stoffe

(resp. totale ungelöste Stoffe). Besondere Sorgfalt wurde den verschiedenen

Beckentypen zuteil, die den Ueberläufen vorgeschaltet werden können. Auch diese

Probleme können von einigen, auf dem Markt erhältlichen Programmen gelöst werden,

allerdings mit relativ viel Aufwand. Schwieriger gestaltet sich dann die

Langzeitsimulation, die für Jahresfrachten nötig ist. Ein Nachteil der gebräuchlichen

Programme ist auch die aufwendige Detaileingabe an Kanaldaten.

Für unsere Aufgabe genügt jedoch die Eingabe von Gesamtfläche und totaler

Fliesszeit des Einzugsgebietes eines Ueberlaufs. Es können auch einige hintereinander

liegende Gebiete mit Ueberläufen berücksichtigt werden.

Als Regeneingabe verwenden wir eine Schar von etwa 100 Regen, denen eine bezüglich

Regenmenge und Regendauer gemessene Häufigkeit zugeordnet wird. Ihre Ganglinien

werden jedoch in Abhängigkeit von der Regendauer konstruiert. Ein Vergleich

mit tatsächlichen Regenserien hat die Zweckmässigkeit der gewählten

Regenschar bestätigt.

Da dieses relativ kleine Programm (ca. 400 Zeilen) in der Praxis auf grosses

Interesse gestossen ist, haben wir es in eine möglichst allgemein verwendbare

Form gebracht (Basic-Plus), die es in Zukunft erlauben soll, es auch interessierten

Ingenieurbüros zur Verfügung zu stellen.

(W. Munz)

Simulation der Regen/Abfluss-Vorgänge mit SWMM ("Storm Water Management Model"

der Environmental Protection Agency, USA) - Erfahrungsstand der EAWAG

Nachdem das teilweise kinematische und teilweise dynamische Regenabflussmodell

SWMM am Rechenzentrum der ETH installiert worden war, wurden bei der Bearbeitung

folgende Schwerpunkte gesetzt:

- Handhabung der Programmblöcke RUNOFF, TRANSPORT und EXTENDED TRANSPORT

(= dynamisches Transportmodell).

- Kennenlernen des Verhaltens der einzelnen Modell- und Eichparameter der

Systeme des Oberflächen- und des Kanalabflusses durch Eichung und Verifikation

mit Messdaten.

- Auswertung der Resultate der durchgeführten Simulationen.

Kurz zusammengefasst sind die wichtigten Erkenntnisse und Schlussfolgerungen

aus den gemachten Erfahrungen:


55

SWMM ist ein umfangreiches Programm, bei dessen Benützung gute hydraulische

Kenntnisse erforderlich sind und Programmiererfahrung von Vorteil ist. Die

relativ veraltete Programmiersprache FORTRAN 4, in der SWMM geschrieben wurde,

und die dadurch bedingte schwerfällige und unübersichtliche Programmstruktur

erschweren die Benützung, besonders die Programmanalyse. Korrekturen, Anpassungen

oder sogar ein Ausbau des Programms sind aus diesem Grunde meistens

zeitaufwendig.

Die Simulation von Einzelereignissen um Abflussganglinien (Menge und Wasserspiegel)

zu erhalten, liefert bei gleichförmig instationären Abflussverhältnissen

im ganzen Kanalisationsnetz befriedigende Uebereinstimmungen, verglichen

mit gemessenen Abflussganglinien. Bei jedem Einzugsgebiet sind jedoch Eichungen

und Verifikationen zu empfehlen.

Bei ungleichförmig instationären Abflüssen treten meistens Schwingungen auf.

Es sind entweder physikalisch vorkommende Schwingungen des Wasserkörpers oder

aber eine Ueberlagerng von hydraulischen mit numerischen Instabilitäten. Ueber

die numerische Stabilität des EXTENDED-TRANSPORT-Blockes kann noch kein Urteil

abgegeben werden, da deren Untersuchung noch nicht abgeschlossen ist.

Für Langzeitsimulationen für Ueberlauffrachtbestimmungen bei Regenüberläufen

hat sich SWMM in der Originalversion als ungeeignet erwiesen. Hingegen lassen

sich Abflussfrachten aus einem beliebigen Einzugsgebiet mit dem RUNOFF-Block

berechnen. Will man SWMM für die Berechnung von Ueberlauffrachten einsetzen,

sind Programmänderungen unumgänglich.

Ueber die Stoffsimulation mit SWMM liegen noch zu wenig Erfahrungen vor. Das

dabei auftretende grösste Problem wird das häufige Fehlen geeigneter Messdaten

für die Eichung und Verifikation sein, ohne die eine Stoffsimulation mit SWMM

sehr fragwürdig ist.

(B. Huber)

4.3 TECHNISCHE PROZESSE

Kontinuierliche Messungen der Atmungsaktivität in Belebtschlammanlagen

Messungen der Atmungsaktivität sind nicht nur in der biologischen Abwasserreinigung

weit verbreitet. Speziell für dynamische Verhältnisse, wie sie in Belebtschlammanlagen

vorherrschen, wurde ein Messverfahren entwickelt, welches

eine kontinuierliche Messung der Sauerstoffzehrung und des Sauerstoffübergangskoeffizienten

(kLaeff) mit einer Auflösung von weniger als einer Minute

erlaubt.

Das Verfahren beruht auf der elektrochemischen Messung von gelöstem Sauerstoff

in zwei parallel geschalteten Reaktoren, von denen nur einer belüftet wird. Im

stationären Zustand ist die Differenz der Sauerstoffkonzentrationen in beiden.


56

Reaktoren eine direkte Folge der Sauerstoffzehrung des Belebtschlamms. Das

Messverfahren ist integriert in eine Labor-Belebtschlammanlage. Abb. 4.3 zeigt

das Verfahrensschema.

Überschuss- Lut Zeit-

Schlamm schaltuhr

Mag et -

venti l

Abfluss

Abb. 4.3 Laborbelebtschlammanlage mit parallel geschalteter Messzelle für

kontinuierliche Messungen der Respiration und des Sauerstoffübergangskoeffizienten

kLaeff.

Abb. 4.4 Verlauf der Sauerstoffkonzentrationen

c 1 und

cm und der Respirations

-rate in einem Ammonium-

Spike Experiment

(28 mg NH,f-N).

Der Verlauf der Sauerstoffkonzentrationen, der Respirationsrate sowie des Sauerstoffübergangskoeffizienten

sind für ein Ammonium-Spike Experiment in Abb.

4.4 wiedergegeben. Am Anfang und Ende des Versuches sind Belüftungsunterbrüche

zur Eichung der Messung nach der konventionellen Gradientenmethode zu erkennen.

Der Sauerstoffübergangskoeffizient reagiert auf die Unterbrechung entsprechend.

Die Zugabe von Ammonium führt zu einem raschen Anstieg der Atmungsaktivität


ô 0.75-

ABSCHWEMMUNG

z

1-

1-13

w E

10

8

ABSCHWEMMUNG

Et 0.50w

m

4

JCSB

ww 0.25

U

I

/

° 0

0 2 4

ZEIT

6 8

Tage

10

2 4

ZEIT

6 8

Tage

10

57

(Nitrifikation), um nach einiger Zeit wieder auf den Ausgangswert zurückzufallen.

Derartige Experimente ermöglichen neben physiologischen Aussagen auch

direkte Informationen über verschiedene kinetische Parameter.

(U. Sollfrank, W. Gujer)

Untersuchungen an festsitzender Biomasse mit verschiedenen Mikroorganismenarten

Festsitzende Biomasse wird in gewissen Verfahren zur Elimination von Schmutzstoffen

aus dem Abwasser eingesetzt, tritt aber auch in natürlichen Gewässern

auf. Sie hat die Form eines dünnen Bewuchses, dessen mikrobielle Zusammensetzung

weitgehend massgebend ist dafür, welche und wieviel der im Wasser enthaltenen

Schmutzstoffe abgebaut werden. Da der Bewuchs nur wenige Zehntel Millimeter

dick ist, ist die experimentelle Untersuchung seiner Zusammensetzung ausserordentlich

schwierig. Aus diesem Grund wird an der EAWAG seit längerer Zeit

daran gearbeitet, die Gesetze, welche die Zusammensetzung des Bewuchses bestimmen,

mit Hilfe mathematischer Modelle zu identifizieren. Nachdem sich letztes

Jahr das Interesse vor allem auf die mikrobielle Zusammensetzung im stationären

Zustand konzentriert hatte, wurden dieses Jahr das Wachstum der Biomasse und

die Mechanismen, die dieses Wachstum in der Praxis beschränken, näher untersucht.

Als Beispiel möge der in Tropfkörpern häufig zu beobachtende Fall der

Abschwemmung von Teilen des Bewuchses dienen: Mikroorganismen, die in der Tiefe

der Biomasse angesiedelt waren und nicht abgeschwemmt worden sind, erhalten

plötzlich viel direkteren Zugang zu den Schmutzstoffen im Wasser und können

dadurch ihre Aktivität sprunghaft erhöhen. Abb. 4.5 illustriert die Auswirkungen

der Abschwemmung in der Modellrechnung. Sie zeigt klar, wie sehr der Mechanismus

der Erneuerung der Biomasse deren Abbauleistung beeinflusst.

(0. Wanner, W. Gujer)

Abb. 4.5

Zeitliche Entwicklung der Dicke und der Abbauleistung von festsitzender

Biomasse mit heterotrophen und nitrifizierenden Mikroorganismen.

Vergleich des theoretischen Falls uneingeschränkten Wachstums

( ) mit dem in der Praxis zu beobachtenden Fall plötzlicher Abschwemmung

eines Teils der Biomasse (---).

10


Illustration des Stofftransportes am nitrifizierenden Tropfkörper

Gasphase

Wasserfilm Biofilm Stütz

schicht

58

Bei der Oxidation von Ammonium zu Nitrat fallen zwei Aequivalente Säure an, die

durch das im Abwasser vorhandene Bikarbonat neutralisiert werden:

NH 4 + + 20 2 ▪ NO3-+2 H++H2O

2 H+ + 2 HCO 3 - + 2 00 2 + 2 H 2 0

E

o

o ^

0 0

z

C

u, C,

17:1 cC

100

90

80

70

É 60

i 50

pH - Abhängigkeit der

Ammoniumoxidation

Abb. 4.6

Verlauf der Bikarbonat-, Kohlensäurekonzentration

und des pH in

einem nitrifizierenden Biofilmsystem

(Tropfkörper) ([CO 2 ] steht

für die Summe der Konzentrationen

von gelöstem Kohlendioxid und von

Kohlensäure, Dünne Linie = Modellannahme.

mittlere

Biofilmdicke

q 55 ,um

o 40

o 140 »m

/

30 /

®

q//'

o

® 400 ,um

* nitrifizierender Biofilm von 60,u m

20 q 0, ® " Dicke überdeckt durch einen hetero-

^^q

- q ®^

trophen Biofilm von 340 um Dicke

10

55 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 90

gemessener pH im Wasserfilm

Abb. 4.7 Abbauleistung von nitrifizierenden Tropfkörperbiofilmen verschiedener

Dicke. Je grösser der Diffusionsweg vom Wasserfilm zum Schwerpunkt

der aktiven Biomasse, desto stärker ist der Leistungsabfall

bei sinkendem pH (abnehmende Bikarbonatkonzentration). Die ausgezogenen

Linien sind Simulationen eines numerischen Biofilmmodells.

Da beim Tropfkörper der Transport der gelösten Teilchen in den Bakterienfilm

(Biofilm) nur durch molekulare Diffusion möglich ist, kann sich längs des

o

AA


59

Transportweges, bedingt durch den Kohlensäure/Bikarbonat-Umsatz, ein erheblicher

pH-Gradient aufbauen (s. Abb. 4.6). Die Nitrifikanten "sehen" also einen

tieferen pH als im Wasserfilm gemessen wird.

Die Leistung der Ammoniumoxidation nimmt mit sinkendem pH ab (gestrichelte

Linie in Abb. 4.7). Die pH-Differenz zwischen dem Wasserfilm und dem Schwerpunkt

der nitrifizierenden Biomasse kann darum durch die Nitrifikationsleistung

in Funktion des pH im Wasserfilm aufgezeigt werden (s. Abb. 4.7).

Solche Experimente dienten im Rahmen einer Dissertation zur Verifikation von

Stofftransportmodellen in Biofilmen.

(H.R. Siegrist, W. Gujer)

Elimination von Nitrilotriacetat (NTA) in kommunalen Abwasserreinigungsanlagen

In fünfzehn Abwasserreinigungsanlagen des Kantons Zürich wurden Untersuchungen

durchgeführt, um die gegenwärtige Belastung des Abwassers durch den Waschmittelphosphat-Ersatzstoff

Nitrilotriacetat (NTA) zu ermitteln und dessen Eliminationsverhalten

in der mechanisch-biologischen Abwasserreinigung festzustellen.

Die 24h-Sammelproben der Abläufe der Vorklärbecken enthielten im Durchschnitt

684 mg NTA/m 3 bei einer Spannweite von 386 bis 1390 mg NTA/m 3 . Der mittlere

tägliche NTA-Eintrag betrug somit ungefähr 0.3 g pro Einwohner und Einwohnergleichwert.

In den meisten Kläranlagen wurde NTA sehr wirkungsvoll ( > 95 %)

eliminiert.

Unter nicht nitrifizierenden Bedingungen und noch ausgeprägter in überlasteten

Anlagen traten jedoch niedrigere Eliminationswerte auf (bis zu 40 %). Die in

der Tabelle aufgeführten Ergebnisse von der Kläranlage Bülach illustrieren die

Abhängigkeit der NTA-Elimination von Schlammbelastung und Temperatur sowie den

Vergleich zur Nitrifikationsleistung.

Tabelle: Abbauverhalten von NTA in der Kläranlage Bülach

Datum

Temperatur

o C

Schlammbelastung

kg BS6 5/kg TR d

NTA-Konzentratio

%

m

Vorklärbecken

/m3

Nachklärbecken

NH -

Elimination

ENimi°

nation

19./20.3. 11 0.58 15 l'100 327 70

26./27.6. 18 0.29 98 798 29.7 96

22./23.8. 20 0.26 99 769 5.7 99

28./29.8. 20 0.58 97 740 21 97

(W. Giger, H. Laubscher, C. Schaffner, J. Schneider; M. Koch, Kantonales Labor,

Zürich)


Abwasserfiltration auf der Kläranlage der Stadt Bern

60

Im Frühjahr 1984 wurde die heute grösste Flockungsfiltrationsanlage der Schweiz

auf der Kläranlage Neubrück der Stadt Bern in Betrieb genommen. Die aus 18 Einheiten

à 50 m 2 Filterfläche bestehende Gravitationsfilteranlage dient in Ergänzung

der bisherigen Reinigungstechnik mittels Vorfällung und biologischer Reinigung

im Tropfkörperverfahren der weitergehenden Phosphor- und Suspensaelimination.

In Anbetracht der Grösse der Anlage und der speziellen Verfahrenskombination

auf der ARA Neubrück hat die EAWAG im Auftrag des Tiefbauamtes der Stadt

Bern die Aufgabe übernommen, Untersuchungen über Leistung und Betriebsverhalten

der Filteranlage zu leiten (Abb. 4.8).

Abb. 4.8

Abwasser-Filteranlage ARA Neubrück Bern

(Foto: H. Trachsel/Gebr. Sulzer AG)

In einem mehrwöchigen Untersuchungsprogramm konnte die zweistufige Phosphatfällung

optimiert und die hervorragende Leistung der Phosphorelimination in Vorfällung

und Filtration nachgewiesen werden. Mit mittleren Filtratkonzentrationen

von 0.10 mg Gesamt-P/1 konnten die Erwartungen erfreulicherweise unterboten

werden. Auch in bezug auf andere Schmutzstoffgrössen wie Feststoffkonzentration

(5.0 mg SS/l) und Kohlenstoffgehalt (6.5 mg TOC/1) wird heute ein sehr weitgehend

gereinigtes Abwasser in die Aare abgeleitet.

Im Unterschied zu anderen Filteranlagen wirkte sich der hohe Anteil feinkolloidaler

Feststoffe als typisches Merkmal hochbelasteter Tropfkörper erschwerend

auf die Feststoffabtrennung aus. Die Fällungs/Flockungsmittel-Dosierung war

weniger auf den Phosphorgehalt als auf die genügende Entstabilisierung der

Trübstoffe auszurichten.


(ZELLE 11

15.7 °C

ZELLE 41

2.2gNH 4-N/m 2 ,Tg 1.4gNH4-N/m2/ Tg 0.9gNH4-N/m2/Tg 0.6gNH4-N/m2,Tg

61

Auch in bezug auf den Langzeitbetrieb der Filter konnten Erfahrungen von andern

Anlagen nicht ohne weiteres auf die speziellen Verhältnisse in Bern übertragen

werden. Trotz tiefem Kohlenstoffgehalt im Filterzulauf stellte sich im Vergleich

mit andern Abwässern heraus, dass gut abbaubares Substrat von den Tropfkörpern

unvollständig eliminiert wird. Selbst bisher mit Erfolg eingesetzte

Luft/Wasser-Spülprogramme konnten unerwünschtes biologisches Wachstum in den

Filtern nicht vollständig verhindern. Aufschwimmen von bewachsenem Feinkorn und

zusehends kürzere Filterlaufzeiten waren die Folge. Mit Hilfe eines speziellen

Spülzyklus und einer noch vorzusehenden Tropfkörperumrüstung sollen die Betriebsbedingungen

der Filteranlage derart verbessert werden, dass bei mittleren

Filtergeschwindigkeiten von 5,6 m/h auch auf lange Sicht ausreichende Laufzeiten

um 24 Stunden erreicht werden.

(M. Bolier, J. Eugster, A. Weber)

Nachgeschaltete Nitrifikation im Tauchkörperverfahren

Der Tauchkörper ist ein typischer Vertreter der Biofilm-Verfahren. Durch den

wechselnden Kontakt mit Abwasser und Luft werden der auf dem Trägermaterial an-

NH4` Ma

(...) 18

w

16

= 14

â

12

10

ô 8

E 6

I-

4

Lu

N

ô 2

o

EJ 24

—20

â

c 16

z z

Lil

• E 12

° 8

4

0 t

EIN

ZELLE 1

t

Vild WI UM I

NH4+

NO2

TK 4

NH4°

NO3 ANORDNUNG DER

TAUCHKÖRPER

BATCH-TEST ZUR

ERMITTLUNG DER

NITRIFIKATIONS-

GESCHWINDIGKEIT

0 40 80 120 160 0 40 80 120 160 • 40 80 120 160 Minuten

ZELLE 2

NO3;^--

ZELLE 3 ZELLE 4


>

w

4 N

KONZENTRATIONS-

VERLAUF WAHREND

DES DURCHLAUF

BETRIEBS VON

SBV

c.5 z NH4+ / NO2, NO3 u. SBV

3 o_

o

2 z E

COw -

t

AUS

t

AUS

t

AUS

1 w- =>

^m

t

AUS

ZELLE 1 ZELLE 2 ZELLE 3 ZELLE 4

Abb. 4.9 Ergebnisse von Untersuchungen eines 4-zelligen Tauchkörpers zur

Ueberprüfung der Nitrifikationsleistung (a) durch Ermittlung der

Nitrifikationsgeschwindigkeit jeder Tauchkörperzelle ohne Durchfluss

(Batch-Betrieb) und (b) durch Analyse der Stickstoffkomponenten

entlang des Reaktors im Dauerbetrieb.


62

gesiedelte Biomasse die zur Oxidation von Abwasserinhaltsstoffen notwendigen

Substanzen zugeführt. Tauchkörper werden seit langem erfolgreich zur konventionellen

Abwasserreinigung in kleineren Kläranlagen eingesetzt.

Im Hinblick auf den künftigen Ausbau vieler Kläranlagen zur mikrobiellen Oxidation

von Ammonium (Nitrifikation) hat die EAWAG seit über einem Jahr einen

Tauchkörper als eine der konventionellen Reinigung nachgeschaltete Reinigungsstufe

in Betrieb. Zweck der Versuche ist die Erarbeitung von Dimensionierungsgrundlagen

für nitrifizierende Tauchkörper. Das Verfahren wird vor allem für

den Ausbau kleinerer Kläranlagen als kostengünstige Lösung erachtet, während

die früher mit Kunststofftropfkörpern durchgeführten Versuche zur Ermittlung

von Bemessungsgrössen für grössere Anlagen dienten.

Der Versuchstauchkörper besteht aus vier in Serie betriebenen Kunststofftauchelementen

mit je 134 m 2 Oberfläche, die durch Zwischenwände abgetrennt sind.

Dies ermöglicht für jedes Element die Ermittlung der unter verschiedenen Betriebsbedingungen

erreichbaren . NH 4 -Oxidationsgeschwindigkeiten (Nitrifikationsraten).

Das Beispiel einer Auswertung von über 100 Versuchen ist in Abb. 4.9

dargestellt. Die Resultate zeigen deutlich die entlang des Reaktors abnehmenden

Nitrifikationsraten. Dieser Nachteil kann durch periodische Umkehr der Fliessrichtung

ausgeglichen werden. Die pro Tauchkörperfläche gemessenen Oxidationsgeschwindigkeiten

sind erfreulich hoch und erreichen etwa doppelt so grosse

Werte wie in den Kunststofftropfkörpern.

Das umfangreiche Datenmaterial wird nun erlauben, unter Berücksichtigung verschiedener

Prozessgrössen wie Temperatur, Säurebindungsvermögen, pH, NH 4 -Konzentration,

Drehzahl usw. Berechnungsmethoden für nitrifizierende Tauchkörper

zu erarbeiten.

(M. Boller, W. Gujer, J. Eugster, A. Weber, T. Steffen)

Die Sanierung einer Klärschlammstabilisierung mittels aerob-thermophiler

Verfâhrenstechnk

Den heutigen Anforderungen an eine Klärschlammbehandlung genügt eine ausschliessliche

Ausfaulung, d.h. biochemische Stabilisierung des Schlammes nicht.

Vielmehr muss das Endprodukt vorschriftsmässig hygienisiert und gut konditioniert

resp. entwässert eine landwirtschaftliche Verwertung ermöglichen. Diese

Bedingungen können durch die aerob-thermophile Schlammstabilisierung optimal

erreicht werden.

Im Prinzip führt die Injektion von Pressluft oder Sauerstoff zu einer intensiven

biochemischen Oxidation und Selbsterhitzung des Schlammes durch thermophile

Bakterien. Die dabei erreichbaren Temperaturen bis über 65°C führen nicht nur

zu einer Hygienisierung, sondern auch zu einer Konditionierung des Schlammes,

welche die Entwässerbarkeit und die anschliessende mesophile Faulung durch

verstärkten hydrolytischen Aufschluss der Schlammpartikel erheblich steigert.

Hervorzuheben ist zusätzlich, dass in den aeroben Prozessstufen der Primär- und

Sekundärschlämme Kohlenwasserstoffe eliminiert werden, die unter anaeroben

Faulbedingungen kaum zu degradieren sind.


63

Da die Abteilung Technische Biologie ebenfalls Untersuchungen über dieses Verfahren

durchführt, sahen wir es als Gelegenheit, die praktischen resp. technischen

Probleme dieser Methode kennenzulernen, als wir von der UTB (Umwelttechnik

Buchs) beauftragt wurden, die Verfahrensabläufe und die Wirksamkeit der

Schlammstabilisierung auf der ARA Unterterzen zu untersuchen. Diese Anlage war

unter Anwendung des beschriebenen Prinzips - im spez. Fall: UTB-Aerotherm

Verfahren - von Grund auf saniert worden. Die UTB erwartete, durch analytische

Kontrolle aller Prozessstufen Unterlagen für Planung und Verbesserung zukünftiger

Anlagen sowie zur Vorlage bei den zuständigen Behörden zu erhalten.

Im Verlauf einer einmonatigen Betriebsperiode wurden von uns alle relevanten

chemischen, physikalischen und bakteriologischen Betriebsparameter, u.a. DOC,

Carbonsäuren, CH 4 und C, N im Trockenrückstand erfasst und ausgewertet. Als

Ergebnis der Untersuchung kann folgendes hervorgehoben werden: der Schlamm

erreicht bei einer Aufenthaltszeit von 50 Std. im Aerothermteil über 65°C.

Da der erhitzte Schlamm nicht direkt in die mesophile Faulstufe gelangt, sondern

über einen Wärmeaustauscher, der zur Vorwärmung des Frischschlamms dient,

wird ein kurzschlussartiger Eintrag ungenügend erhitzter Frischschlammkompartimente

in den Faulraum verhindert. Die bakteriologischen Analysenergebnisse

lagen daher deutlich unter den Grenzwerten der eidgenössischen Klärschlammverordnung.

Der gesteigerte hydrolytische Aufschluss partikulären Materials konnte

durch Verdoppelung des DOC im Aerothermwasser erwiesen werden. Als Folge läuft

die mesophile Faulung problemlos, so dass im Stapelraum praktisch keine organischen

Säuren mehr nachweisbar sind, und die hervorragende Entwässerbarkeit zu

einer Schlammtrockensubstanz von durchschnittlich 16 % führt.

(G. Hamer, Kl. Mechsner, H. Leidner, Th. Fleischmann, Annemarie de Paolis)

Ist der im Faulschlammwasser gelöste organische Kohlenstoff biologisch

abbaubar ?

Die verbreitetste Methode für die Behandlung von Primär- und Sekundärschlamm

aus der Abwasseraufbereitung ist die mesophile anaerobe Faulung. Nach Abschluss

dieses Prozesses findet man relativ hohe Konzentrationen an gelöstem organischem

Kohlenstoff (DOC, – 200-300 ppm) im Faulschlammüberstand (0.45 µ Membranfiltrat).

Dieser Ueberstand wird wieder in den Prozess der Abwasserreinigung

rückgeführt.

Im Rahmen unserer Untersuchungen über mikrobielle Lyseprodukte resp. refraktäre

Endprodukte des bakteriellen Abbaus in Kläranlagenabflüssen interessierte uns

die Biodegradierbarkeit des Faulwasser-DOC's. Die Fluoreszenzanalyse des Faulwassers

zeigte das Vorhandensein von Huminsäuren, die als äusserst persistent

gelten, und mittels der Gelchromatographie erfolgte eine qualitative Charakterisierung

des DOC's in hoch- (a 5000 Dalton), mittel- (– 1000-3000 Dalton) und

niedermolekulare (– 200 Dalton) Fraktion (Abb. 4.10).

Der in einem Batchansatz (Faulwasser 0.45 µ Membranfiltrat) erzielte DOC-Abbau

betrug 47 % und erreichte nach 14 Tagen einen DOC-Endwert von 110 ppm, der sich

auch über eine Zeitspanne von weiteren 14 Tagen nur geringfügig änderte, ver-.


Abb. 4.10

64

Molgewichtsverteilung

des Faulwasser-DOC's.

Gelchromatogramm auf

Sephadex G-25. n vor dem Abbau (215 ppm C) nach dem Abbau (114ppm C)

mutlich infolge von Lyseprodukten aus. Biomasse (Abb. 4.11). Zur Abklärung der

Frage, ob in Gegenwart eines leicht degradierbaren Substrats ein cometabolischer

Effekt erzielt werden könnte, wurden nach 28 Tagen 200 ppm Glucose-C

zugegeben. Die Elimination dieses Glucose-C erfolgte innerhalb von 7 Tagen, und

es ergab sich wieder der gleiche Wert des refraktären DOC. Ein Vergleich der

Molgewichtsverteilung von Start- und End-DOC (Abb. 4.10) zeigt, dass im wesentlichen

der mittelmolekulare Anteil eliminiert wurde. Das persistente Material

wird also bei der Rückführung in die Abwasseraufbereitung den Prozess vermutlich

unverändert durchlaufen und die Abflussqualität entsprechend seines Anteils

am Zufluss negativ beeinflussen. Die Abklärung dieser Frage ist Gegenstand

weiterer Untersuchungen in unserer Modellkläranlage.

(H. Leidner, Th. Fleischmann)

320

300-

280-

260-

240-

220-

200-

180-

160-

7: 140-

1

E 120ô

100-

80^

60-

40-

20-

0

0

2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40

TAGE

Abb. 4.11 Abbaukinetik des Faulwasser-DOC's und der Biomasseentwicklung.

(TG = Trockengewicht)

0.8 U

0.6

0.4 d

0.2 ô r


Mikrobieller Abbau von Nitrilotriacetat (NTA)

0

65

Der Abbau von NTA unter aeroben Bedingungen ist bis heute erst für drei Bakterien

der Gattung Pseudomonas beschrieben worden. Für zwei dieser Organismen

konnte gezeigt werden, dass die Oxidation von NTA durch ein 0 2-abhängiges Enzym,

die NTA-Monooxigenase, katalysiert wird. Mikroorganismen, die NTA in Abwesenheit

von 0 2 abbauen können, sind bis heute noch nicht isoliert worden.

Untersuchungen, die an anaeroben komplexen Systemen gemacht wurden, deuten

jedoch darauf hin, dass NTA auch unter diesen Bedingungen metabolisiert werden

kann.

3.0

Abb. 4.12

Aerobes Wachstum eines NTA abbauenden

20

Bakteriums (Stamm S h ) mit Acetat und

1.0 NTA in Batch-Kultur. NTA (mg/1, + ),

Acetat (mg/1, • ), Wachstum (LogOD578,

o ), NH 4 + -N (mg/1, n ).

Aerober Abbau von NTA: Mit Hilfe einer neuen Anreicherungsstrategie konnte eine

Reihe von Nicht-Pseudomonaden und zwei Pilzstämme isoliert werden. Alle untersuchten

Isolate können mit NTA als alleiniger Kohlenstoff- und Stickstoffquelle

wachsen, und die gebildeten Endprodukte sind dabei Biomasse, CO 2 und NH 4 + . Höhere

Wachstumsraten werden von den isolierten Bakterienstämmen jedoch erreicht,

wenn gleichzeitig mit NTA eine zusätzliche verwertbare Kohlenstoffquelle angeboten

wird. Die Ausscheidung von NH 4 + durch die Organismen bleibt dabei aus

(Fig. 4.12). Die isolierten Organismen werden nun charakterisiert und folgende

Fragen werden bearbeitet: Wird auch in Nicht-Pseudomonaden NTA durch Monooxigenasen

oxidiert, und wie wird die Synthese der NTA abbauenden Enzyme in Mikroorganismen

als Funktion der Umweltbedingungen reguliert ?

Anaerober Abbau von NTA: Mikroorganismen, die NTA in Abwesenheit von 0 2 abbauen

können, wurden in einer Chemostatkultur bei einer Verdünnungsrate (= Wachstumsrate)

von – 0.02 h -1 aus Flussediment angereichert. NTA wurde dabei als einzige

C- und N-Quelle und NO 3 - oder SO 4 = als terminale e - -Akzeptoren angeboten. Mit


66

Zellsuspension aus dieser Anreicherungskultur angeimpfte Batch-Versuche zeigen,

dass NTA auch unter anaeroben Bedingungen vollständig abgebaut wird (Abb.

4.13). Die Tatsache, dass dieser Prozess unter Verbrauch von NO 3 - und Produktion

von N 2 abläuft, legt die Vermutung nahe, dass es sich bei den NTA-verwertenden

Organismen um Denitrifikanten handelt. Es wird nun versucht, diese Organismen

als Reinkultur zu isolieren, zu charakterisieren und den Stoffwechselweg

für NTA zu studieren. Der Abbauweg für NTA muss in diesen Mikroben durch 0 2

-unabhängige Enzyme katalysiert werden.

(T. Egli, H.U. Weilenmann)

0.5-

150-

0.4- Y ®. -1000

800

600

400

-20 . .. - 200

4.4 ENTSORGUNG

2b 4o 6b 8b 160 120 1'40( h )

Stoffbilanzen von Siedlungsabfalldeponien

Abb. 4.13

Anaerobes Wachstum einer Mischkultur

mit NTA und NO 3 - in Batch-

Kultur; T = 25°C, pH = 6.8. NTA

(mg/1, A ); OD546, El ); NO3--N

(mg/1, • ); N a -N im Kopfgas (mg/1

Kultur-Flüssigkeit, o); NH4+-N

(mg/1, + ).

In Siedlungsabfalldeponien verschiedenen Alters werden anhand der Massenflüsse

von Sickerwasser und Deponiegas für 12 Elemente (C, N, F, P, S, Cl, Fe, Cu, Zn,

Cd, Hg und Pb) Stoffbilanzen erstellt. Die Inputgrössen werden aus den Betriebsdaten

(Abfallmenge pro Zeit und Fläche) und den für schweizerischen Siedlungsabfall

gemessenen mittleren Elementkonzentrationen (siehe Beitrag "Stoffbilanzen

von Kehrichtverbrennungsanlagen") ermittelt. Die atmosphärischen Depositionen

werden an Ort bestimmt.

Der Wasserhaushalt (Abb. 4.14) in einer fünfjährigen Deponie zeigt, dass der

Wasser-Export via Verdunstung (ca. 50 /°) der gewichtigste Fluss ist. Somit sind

die klimatischen Bedingungen (Niederschlagsmenge, Temperatur) sehr entscheidend

für die Emissionen via Sickerwasser. Die Kohlenstoffbilanz für die gleiche De.-


Verbleib

Deponiekörper

300 957

24% 76%

Siedlungs- Niederabfall

schlag

400

32%

1257=100%

Sickerwasser

259

21%

47%

Verdunstung

0.5

Gas

67

ponie ergibt ein grobes Bild des biologischen Reaktors, aus dem in der gleichen

Zeitperiode etwa ein Zehntel des eingebrachten Kohlenstoffs wieder exportiert

wird (Abb. 4.15).

(P. Baccini, R. Figi, G. Henseler, W. Obrist)

Abb. 4.14

Wasserbilanz für eine 5-jährige Betriebsphase

einer Siedlungsabfalldeponie

in g Wasser pro kg Siedlungsabfall

resp. in Prozent.

Stoffbilanzen von Kehrichtverbrennungsanlagen

Sied langsabfal

225

100%

Verbleib —

Deponiekörper

Abb. 4.15

19 9. 7

88,9%

Sickerwasser

0.3

0,1%

n

Deponiegas

25

119'o

Kohlenstoffbilanz für eine 5-jährige

Betriebsphase einer Siedlungsabfall-deponie

in g Kohlenstoff pro kg Siedlungsabfall

resp. in Prozent.

Anhand der Massenflüsse von Schlacke, Filterstaub und Reingas und der Konzentration

von zwölf Elementen (C, N, F, P, S, Cl, Fe, Cu, Zn, Cd, Hg und Pb) in

diesen Produkten wurden für zwei unterschiedliche Kehrichtverbrennungsanlagen

Stoffbilanzen erstellt. Die Verteilung der Elemente auf Schlacke, Filterstaub

und Reingas lässt sich durch Transferkoeffizienten beschreiben, welche den

Anteil eines Elementes in einem Produkt der Verbrennung angeben. Diese Koeffizienten

sind für die beiden Verbrennungsanlagen nur teilweise identisch: Faktoren

wie die Qualität der Verbrennung auf dem Rost oder die Effizienz der

Staubabscheidung können die Verteilung der Elemente auf Schlacke, Filterstaub

und Reingas massgeblich beeinflussen. Von grösserer Bedeutung für die Transferkoeffizienten

sind jedoch die Unterschiede der chemisch-physikalischen Eigenschaften

der Elemente (s. Abb. 4.16). Aufgrund der ähnlichen Verteilung von

Elementen mit vergleichbaren chemischen Eigenschaften können auch die Transferkoeffizienten

und Stoffbilanzen von noch nicht untersuchten Elementen abgeschätzt

werden. Ausserdem kann aus der Stoffbilanz, oder bei bekannten Transferkoeffizienten

aus einem Produkt der Verbrennung, die Zusammensetzung der

verbrannten Abfälle berechnet werden. Damit ist ein einfaches Instrument gegeben,

um anhand weniger Messungen die Wirkung von abfallwirtschaftlichen Mass


nahmen wie Separatsammlungen oder Stoffverbote zu überprüfen.

(P.H. Brunner, H. Mönch, M. Krähenbühl, R. Figi)

100

68

98 67

0.4

1.6 3

0.02 72

99

Abb. 4.16 Prozentuale Verteilung von Kohlenstoff, Chlor, Eisen und

Quecksilber auf Schlacke .,, Elektrofilterstaub und Reingas

fi einer Kehrichtverbrennungsanlage.

Beseitigung von Filterstäuben aus Kehrichtverbrennungsanlagen

In der Schweiz fallen jährlich 40'000 t Stäube aus Elektrofiltern von Kehrichtverbrennungsanlagen

an. Darin sind hauptsächlich Verbindungen von Silizium

(11'000 t Si0 2 ), Aluminium (4'400 t), Calcium, Natrium und Chlorid (je

2'400 t), Kohlenstoff (900 t), aber auch Zink (1'000 t), Blei (360 t) und Cadmium

(16 t) enthalten. Im Rahmen einer vom Bundesamt für Umweltschutz eingesetzten

Arbeitsgruppe zur Immobilisierung dieser Metalle und organischer Stoffe

in Filterstäuben wurde die Auslaugung von Metallen aus Filterstäuben sowie aus

verschiedenen, mit Zusatz von Zement und anderen Bindemitteln verfestigten

Filterstäuben untersucht. Die Messung des Auslaugeverhaltens in einem Wasserbad

während 50 Std. ergab, dass beim ersten Wasserkontakt des reinen Filterstaubes

je nach Metall grössere Anteile des Metalles ausgelaugt werden können, die

Menge an Metallen jedoch bei zunehmender Verweilzeit im Wasser entsprechend der

Zunahme des pH-Wertes infolge Hydroxidbildung von ti 7 auf – 10 abnimmt. Die

Löslichkeit der Metalle in den verfestigten Produkten ist ebenfalls vom pH-Wert

abhängig: Aus denjenigen Produkten, deren Eluate einen pH-Wert zwischen 8.5-11

20

24


69

aufwiesen, liessen sich die geringsten Mengen an Metallen auslaugen. Aus den

Verfestigungsprodukten mit Eluaten mit pH-Werten von 12 eluierten erwartungsgemäss

mehr Blei und Zink als aus den reinen Stäuben.

In einer zweiten Versuchsreihe wurde der Diffusionskoeffizient einzelner Metalle

in verschiedenen Verfestigungsprodukten bestimmt. Dazu wurden die Produkte

wiederholt einer Auslaugeprozedur mit zweifach destilliertem Wasser unterzogen.

Es bestätigte sich die relativ hohe Auswaschrate zu Beginn der Auslaugung

(D = 10 -7 cm 2 /sec) und die relativ gute Festlegung der Metalle nach der initialen

Auswaschphase (D nach 14 Tagen je nach Metall und Produkt = 10 - 9 bis 10 -14

cm 2 /sec). Für einzelne Verfestigungsrezepturen waren die Auswaschraten signifikant

kleiner. Es kann abgeschätzt werden, dass für D < 10 - 11 cm 2 /sec unter

konstanten Bedingungen über grössere Zeiträume nur kleine Metallmengen ausge-

laugt werden.

Diese Untersuchungen zeigen, dass die Vorbehandlung des Elektrofilterstaubes

die Menge an auslaugbaren Metallen entscheidend beeinflussen kann, und dass

beim ersten Wasserkontakt dieses Staubes (z.B. Schlackenlöschwasser, Zwischen-

lagerung) am meisten Metalle ausgewaschen werden können.

(P.H. Brunner, H. Mönch, M. Krähenbühl)

Organische Verunreinigungen im Klärschlamm

Organische Substanzen werden bei der Abwasserreinigung und bei der Schlammbehandlung

je nach ihren biochemischen und physikalisch-chemischen Eigenschaften

vollständig, teilweise oder gar nicht abgebaut sowie zwischen fester, gelöster

und gasförmiger Phase verteilt. Dabei können sch insbesondere schlecht wasserlösliche

und schwerabbaubare organische Verbindungen im Klärschlamm anreichern.

Ziel der hier beschriebenen Arbeiten ist es, Entscheidungsunterlagen zu liefern

für die Praxis der Schlammbehandlung und -verwertung. Es soll abgeklärt werden,

ob gewisse organische Schadstoffe laut Art. 13 der Klärschlammverordnung zu

kontrollieren sind. Nach dem Nachweis der hohen Konzentration des giftigen 4-

Nonylphenols in Faulschlämmen (vgl. EAWAG-Jahresbericht 1983) wurde in kontrollierten

Laborexperimenten die Anreicherung dieser Substanz bei der mesophilen

Schlammfaulung untersucht. Im weiteren wurde eine zweite Substanzklasse (lineare

Alkylbenzolsulfonate) gefunden, welche durch die Waschmittel in die Abwässer

eingetragen wird und ebenfalls in hohen Konzentrationen im Faulschlamm auftritt.

A. Die Anreicherung von 4-Nonylphenol bei der anaeroben Schlammstabilisierung

In anaerob stabilisierten Klärschlämmen findet man Konzentrationen an 4-

Nonylphenol in der Grössenordnung von 1 g/kg Schlammtrockensubstanz. Als

Edukte kommen in erster Linie 4-Nonylphenolpolyethoxylate (nichtionische,

waschaktive Substanzen) in Frage. In kontinuierlichen, anaerob mesophilen

Laborexperimenten mit einem definierten Frischschlamm konnte anhand von Massenbilanzen

gezeigt werden, dass 4-Nonylphenol aus 4-Nonylphenolmono- und

diethoxylaten sowie aus weiteren, noch unbekannten Vorläufern gebildet wird.


70

Unabhängig von der hydraulischen Aufenthaltszeit (15 resp. 20 Tage) wurden

ca. zwei Drittel der Mono- und Diethoxylate bei anaerob-mesophilen Bedingungen

eliminiert; 4-Nonylphenol dagegen reicherte sich unter denselben Bedingungen

um den Faktor zwei an. Die Fragen, ob und bei welchen Verhältnissen

4-Nonylphenol selbst abgebaut wird, konnten auch in zusätzlich durchgeführten,

kontrollierten Inkubationsversuchen nicht schlüssig beantwortet werden.

(M. Tschui, P.H. Brunner)

B. Lineare Alkylbenzolsulfonate in kommunalen Klärschlämmen

Die meisten Wasch-, Spül- und Reinigungsmittel enthalten lineare Alkylbenzolsulfonate

(LAS) als wichtigste anionische, waschaktive Verbindungen. Mit

Hilfe einer neu entwickelten Derivatisierungsmethode konnten diese LAS aus

Klärschlämmen isoliert, mittels Kapillargaschromatographie/Massenspektrometrie

identifiziert und halbquantitativ bestimmt werden. In zehn Faulschlammproben

aus kommunalen Abwasserreinigungsanlagen wurden LAS-Gehalte zwischen

3 und 12 g/kg Schlammtrockensubstanz gefunden. Diese Ergebnisse überraschen

insofern, als die LAS gut wasserlösliche Substanzen sind, welche unter den

aeroben Bedingungen einer Belebtschlamm-Anlage biologisch abgebaut werden.

In den mechanisch-biologischen Kläranlagen müssen jedoch Prozesse ablaufen,

welche schliesslich zu den gefundenen hohen LAS-Konzentrationen im Klärschlamm

führen.

(J. McEvoy, W. Giger)

Verwendung menschlicher Fäkalien in der Landwirtschaft und zur Fischproduktion

in Entwicklungsländern: Gesundheitliche und soziokulturelle Aspekte

Die Nutzung menschlicher Fäkalien zur Düngung von Feldern und Fischteichen ist

eine vorwiegend in Asien weitverbreitete, vielerorts jahrhundertealte Praxis

und dort auch Teil einer gewachsenen "Recycling-Kultur", welche jegliche Art

von "Abfällen" umfasst. Die wirtschaftliche Rolle der so genutzten Fäkalien ist

in den betreffenden Ländern beträchtlich und wird möglicherweise in kommenden

Jahren auch andernorts als Folge des zunehmenden Bedarfs an Grundnahrungsmitteln

und wachsender Kosten für chemische Dünger an Bedeutung gewinnen. Das Ausbringen

von rohen oder von nur ungenügend gelagerten oder behandelten Fäkalien

birgt gesundheitliche Risiken. Das Wissen darüber, ob und wie in gegebenen Situationen

Infektionen, sei es z.B. durch Konsum fäkaliengedüngten Gemüses oder

bei der Bestellung fäkaliengedüngter Felder, übertragen werden, ist jedoch sehr

beschränkt. Vieles blieb bis heute spekulativ. Vorschriften zur Fäkalien- und

Abwasserverwendung, welche in einzelnen Staaten erlassen wurden, sind möglicherweise

zu einschränkend.

Ziel des Projektes ist die Erforschung tatsächlicher (im Unterschied zu vermuteten)

Krankheitsrisiken und massgebender Einflussfaktoren der Fäkalienverwertung

wie Entsorgungsart, Hygiene-Verhalten, landwirtschaftliche Nutzung und

Ernährungsweise. In der abgeschlossenen ersten Projektphase wurde bestehendes

Wissen über (a) das Absterbeverhalten ausgeschiedener pathogener Keime auf


71

Boden und Pflanzen und in Fischteichen, (b) epidemiologische und (c) soziokulturelle

Aspekte der Fäkaliennutzung zusammengetragen.

Die Absterberate von Krankheitskeimen ist in der Regel exponentiell und hängt

von den Keimeigenschaften (Widerstand, Wachstumszyklen und -formen) und den

Umweltbedingungen (Klima, Bodenart u.a.) ab. Grundsätzlich führen erhöhte Temperaturen

zu rascherem Absterben. Dabei sind die Absterbezeiten tendenziell am

kürzesten für Protozoen (z.B. Amöben), länger für Viren und Bakterien und am

längsten für Wurmeier (z.B. von Spulwürmern). Bei der Lagerung und Behandlung

von Fäkalien in Einrichtungen, welche in tropischen Ländern Anwendung finden

(Latrinen, Klärtanks z.B.), erfolgt unter realen Bedingungen wohl ein Absterben,

allerdings nicht vollumfänglich und in unterschiedlichem Mass für die

verschiedenen Keime. Auf Boden und Pflanzen kann in warmem Klima mit den in der

Tabelle aufgeführten Absterbezeiten gerechnet werden.

Tabelle: Ungefähre Absterbedauer pathogener Keime in warmem Klima (in Tagen)

Krankheitskeime Auf Böden Auf Pflanzen

im Mittel max. im Mittel max.

Protozoen 10 20 3 10

Bakterien 80 > 100 25 50

(Salmonellen)

Viren 30 110 15 60

Wurmeier < 180 > 300 25 60

(Spulwürmer)

Die Ueberlebensdauer von pathogenen Keimen ist auf Gemüsepflanzen in warmem

Klima in der Regel kürzer als die Vegetationszeit dieser Pflanzen. Im Boden

allerdings können Spulwurmeier sowie Viren und Salmonellen gegebenenfalls Ueberlebenszeiten

aufweisen, welche länger sind als Wachstumszeiten bestimmter

Gemüsesorten (z.B. Rüben, Spinat, Lattich).

Ueber epidemiologische Aspekte liegen nur sehr wenige Untersuchungen vor, welche

überdies mehrheitlich methodologische Fehler aufweisen und sich fast ausschliesslich

auf Wurmerkrankungen beziehen. Immerhin gibt es aber Hinweise

dafür, dass z.B. durch Lagerung der Fäkalien das Uebertragungsrisiko vermindert

wird. Gesamthaft liegen jedoch zu wenig gesicherte Daten vor, welche erlauben

würden, Empfehlungen zur Vorbehandlung von Fäkalien sowie zur sinnvollen Fäkaliennutzung

und den damit verbundenen Rest-Risiken zu formulieren.

In der zweiten Projektphase sollen deshalb in Feldstudien einerseits die technisch-institutionellen

Aspekte und andererseits die epidemiologischen Zusammenhänge

der Fäkalienverwertung untersucht werden.

(M. Strauss, R. Schertenleib)


4.5 PROZESSE IN SEEN

Zum Fischsterben im Sempachersee vom 8. August 1984: Die Rolle des

Phy toplanktons

Phytoplankton Sempachersee

f-=l Pilze und farblose Flagellaten

® Cryptophyceen

Conjugatophyceen

Chlorophyceen

Dinophyceen

Diatomeen

Chrysophyceen

Cyanophyceen

72

Die laufenden Untersuchungen, mit denen die EAWAG im Rahmen der Sanierung des

Sempachersees beauftragt ist, umfassen für 1984/85 auch die quantitative mikroskopische

Analyse des Planktons. In den in 2-wöchigen Abständen gefassten Proben

zeigt sich, dass die Blaualgen weitaus dominieren (Abb. 4.17): Im Jahresmittel

erzeugen sie 75 % der gesamten pflanzlichen Substanz im See. Die andern

Algengruppen sind dementsprechend schwach vertreten. Die Frühjahresspitze mit

den für die Ernährung des Zooplanktons wichtigen Zwergplanktern hält nicht

lange an, auch die Kieselalgen, welche früher häufig vertreten waren, fehlen

bis auf geringe Konzentrationen der Synedra-Arten weitgehed. In der warmen

Nachsommerzeit erscheinen (in Uebereinstimmung mit früheren Messreihen) Panzergeisselalgen

(Dinophyceen) und Jochalgen (Conjugaten).

Abb. 4.17

Jahresgang der Phytoplanktonbiomasse

des Sempachersees

in g/m 2 Frischgewicht,

aufgeschlüsselt in systematische

Einheiten.

Im August erreichte die

Blaualgenentwicklung ihren

Höhepunkt und gipfelte in

einer sog. "Wasserblüte".

Ungefähr gleichzeitig kam

es zum bekanntesten Fischsterben,

einem der grössten

unter allen aus der Schweiz

bekannten derartigen Ereignissen.

Diese Algen-Massenentwicklung

kam nicht ganz unerwartet.

Sporadische Plankton-Untersuchungendokumentieren,

dass schon in den

Jahren 1972 bis 1975 verschiedene

Algenarten zu

Massenentfaltungen gelangt

sind; infolge längerer


73

Lücken im Untersuchungsprogramm ist die Liste aber nicht vollständig. Es muss

aber doch festgestellt werden, dass die Wasserblüte vom August 1984 nur ein

weiteres Glied in einer langen Kette von Biomasse-Schwankungen seit 1972 darstellt.

Starke Fluktuationen der Biomasse und der Artenzusammensetzung zeugen von starken

Veränderungen der Oekofaktoren, wie sie z.B. durch die rasante Eutrophierung

bewirkt wurden. Da sich unter diesen Verhältnissen euryöke (nicht spezialisierte,

anpassungsfähige) Arten besser vermehren können, verkommt das vordem

eingespielte Plankton zu einem unausgewogenen System, in welchem die Kontrolle

durch Konkurrenz- sowie Räuber-Beute-Beziehungen fehlt. Einzig Parasiten können

dank ihrer hohen Vermehrung und der guten Nahrungsgrundlage mithalten.

Durch länger anhaltende ungehemmte Vermehrung der Algen entstehen pessimale

Situationen, in denen sich die Algen gegenseitig hindern. Sie sind in dieser

Phase anfällig auf Krankheitskeime und fördern durch ihre hohe Individuen-Dichte

den epidemischen Befall von Parasiten.

Abb. 4.18 Aphanizomenon mit Dauersporen im Sempachersee eine Woche vor dem

Fischsterben

(Foto: B. Flückiger)

Eine solche pessimale Situation kündete die Aphanizomenon flos-aquae f.gracile

am 30.7.84 an, indem sie in hohem Masse Dauerzellen bildete (Abb. 4.18). In der

Probe vom 8.8.84 fehlen die vegetativen Fäden dieser vorher dominierenden Alge

fast vollständig und die wenigen verbliebenen Kolonien hatten zahlreiche Gasvakuolen

in den Zellen. Diese Gasvakuolen, welche das spezifische Gewicht der

Algen erniedrigen und sie zur Wasseroberfläche aufsteigen lassen, treten vermehrt

in alternden, geschwächten Zellen auf.

Die restlichen Aphanizomenonfäden weisen auf einen Lysierungsprozess hin. Bei

dieser Selbstauflösung der ganzen Population wurden Zellinhaltsstoffe in der

Grössenordnung von 27 g/m 2 (entspricht rund 400 t im See) freigesetzt. Darunter


74

befanden sich auch wasserlösliche Pigmente (Phycobiline), welche das Wasser

blaugrün färbten (dieses Phänomen wurde zur Zeit des Fischsterbens festgestellt).

Die Aphanizomenon-Population war zur Zeit des Fischsterbens bereits

vernichtet. Zahlreiche farblose Flagellaten (diese sind für Medien mit organischer

Belastung typisch) und eine sprunghaft angestiegene Ciliaten-Biomasse

(Wimpertiere ernähren sich bevorzugt von Bakterien und Detritus) zeugen einwandfrei

von einem grossen Algensterben, das dem eigentlichen Fischsterben

voraus ging. Als weitere Besonderheit ist der starke Befall der Oscillatoria

rubescens mit Sporen des Pilzes Rhizophidium deformans zu verzeichnen. Dieser

Pilz befällt intakte Algenfäden und bewirkt bei der Wirtspflanze eine ringförmige

Knäuelbildung (Abb. 4.19). Die vollständige Auflösung solcher befallener

Algenfäden ist nur eine Frage der Zeit. Die Oscillatoria, welche zunächst von

den freigesetzten Nährstoffen der zerstörten Aphanizomenon profitieren konnte

(sie konnte zunächst ihre Dichte erhöhen), ging erst in der Zeit nach dem

Fischsterben (zu 80 %) zugrunde.

Abb. 4.19

Parasitischer Pilz Rhizophidium deformans auf Oscillatoria rubescens in

verschiedenen Stadien (a, b) der Knäuelbildung. Proben aus dem Sempachersee

zur Zeit des Fischsterbens.

(Foto: B. Flückiger)

Bei der Präparation (Entwässerung) der Algenproben für das Rasterelektronen-

Mikroskop blieben auf den Proben vom 8.8.84 gallertige Strukturen zurück, welche

alle Partikel überzogen; wieweit solche Schleim-Massen den Lebensraum beeinträchtigen,

entzieht sich unserer Kenntnis. Möglicherweise handelt es sich

hier um Reste von vernetzten Eiweissen, welche beim oben beschriebenen Lysierungs-Prozess

freigesetzt wurden. Wenn auch letztlich der entscheidende

Schritt, welcher zum Fischsterben im Sempachersee führte, nie mit Sicherheit

bestimmt werden kann, ist doch die Kausalkette, welche über die Freisetzung

grosser Mengen algenbürtiger Stoffe direkt (oder indirekt über Abbauprodukte)

zum Fischsterben führte, durch Planktonanalysen belegt.


75

Allerdings kam es erst infolge der rasant angestiegenen Eutrophie (vor welcher

in unserem "Gutachten über die Sanierungsmöglichkeiten des Sempachersees" 1979

gewarnt worden war) zu jener labilen Struktur der planktischen Lebensgemeinschaft,

welche das beobachtete plötzliche "Ausbrechen" einzelner Arten aus dem

vorher festen Gefüge überhaupt möglich machte.

(H.R. Bürgi, B. Flückiger, H. Ambühl)

Sempachersee: Veränderung seines Trophiegrades seit 1977

Die EAWAG untersucht im Auftrag des Gemeindeverbandes Sempachersee seit dem

16.1.1984 die Auswirkungen der getroffenen seeinternen und seeexternen Massnahmen

auf die Wasserqualität des Sees.

Der See erfüllt das Qualitätsziel für stehende Gewässer (mesotropher Seentyp)'

seit 1960 nicht mehr. Basierend auf Daten, die vor 1977 erhoben wurden, sagten

wir 1979 voraus, dass bei einer unveränderten Phosphorbelastung von 15 t/Jahr

die mittlere Phosphorkonzentration im See weiter ansteigen und einem Wert von

rund 270 mg/m 3 zustreben werde.

Abb. 4.20 zeigt, dass diese Prognose bis zum Jahr 1982 richtig war. Die neueren

Daten lassen jedoch erkennen, dass es in der jüngsten Zeit dank der im Einzugsgebiet

getroffenen Massnahmen gelungen ist, die rasante Eutrophierung

erheblich zu verlangsamen oder sogar zu stoppen. Gemäss Abb. 4.20 verliert der

See in der Regel während der Sommerstagnation Phosphor (Biogene Sedimentation).

Dieser Verlust wird aber bis zum Abschluss der nächsten Vollzirkulation wieder

wettgemacht oder gar überkompensiert.

Abb. 4.20 fasst die Resultate einer Phosphorbilanz für das Sommerhalbjahr 1984

zusammen. Im Zeitabschnitt 12. März bis 24. September verlor die oberste, 20 m

tiefe Schicht rund 27 t Phosphor durch Sedimentation, wovon bei flächenproportionaler

Aufteilung auf Epilimnion und Hypolimnion mindestens 21,6 t ins Hypolimnion

gelangten. Davon wurden aber nur 6,3 t (rund 30 %) in den Sedimenten

fixiert. Die übrigen 70 % akkumulierten sich hauptsächlich in gelöster Form im

Hypolimnion. Die hypolimnischen Sedimente stellen also während der Sommermonate

nur eine sehr ineffiziente Phosphor-Falle dar. Während der Herbst- und Wintermonate

wird das Sediment sogar zur Phosphorquelle, da nach Abb. 20 in diesem

Zeitabschitt die Zunahme des Phosphorinhalts um 10 bis 20 t die externe Phosphorzufuhr

in den letzten Jahren (5 bis 10 t) deutlich übertrifft.

Vom 6. Juli bis zum 3. Oktober 1984 wurden in 85 m Tiefe rund 100 t reiner

Sauerstoff in den Seen eingebracht. Es hat sich dabei gezeigt, dass im unteren

Hypolimnionbereich die Eintrags-Kapazität der Anlage die natürliche Sauerstoffzehrung

deutlich übertrifft. Es dürfte daher mit grösster Wahrscheinlichkeit

bereits im Jahr 1985 möglich sein, das Qualitätsziel für Sauerstoff

([0 2 ] a 4 mg/1) zu erreichen. Wieweit durch die zu erwartenden verbesserten

Redoxbedingungen der Phosphorhaushalt des Sees günstig beeinflusst wird, müssen

zukünftige Messungen zeigen. In jedem Fall wird es aber bei der geringen Durchflussrate

des Sees von 0.06 bis 0.07/Jahr noch viele Jahre dauern, bis er auch


110

100

60

1978 1980 1982 1984

Turbulente Mischung im Tiefenwasser von Seen

76

mg/m3

160

0

140

0_

r

120 u w

die Qualitätsansprüche an

den Produktionstypus (Kohlenstoffassimilation

150 g C/m2J, P tot -


[t)

700

77

Gleichzeitig mit der Abnahme der horizontalen Mischung nimmt auch die vertikale

Diffusion ab. Wegen der auch im Tiefenwasser vorhandenen schwachen Dichteschichtung

ist die vertikale Turbulenz mit einem Fluss von potentieller Energie

verbunden. Dieser Energiefluss ist im Baldeggersee um ein bis zwei Zehnerpotenzen

kleiner als in der Tiefsee, aber ungefähr 10 mal grösser als in Kleinseen

mit Seeoberflächen von weniger als 1 km2.

(D. Imboden, Th. Joller)

Sanierung des Zugersees im Zusammenhang mit einem Projekt zur Seeregulierung

Im Oktober 1981 wurde die EAWAG von der Baudirektion des Kantons Zug beauftragt,

ein Gutachten über die Sanierungsmöglichkeiten des Zugersees auszuarbeiten.

Anlass zu diesem Auftrag war ein Projekt zur Seeregulierung, welches zur

Entlastung der Lorze den Bau eines unterirdischen Kanals von Cham in die Reuss

und eventuell als Ergänzung die Ueberleitung von Wasser aus dem Küssnachterbekken

des Vierwaldstättersees in den südlichen Teil des Zugersees vorsieht. Der

Auftrag war mit einer Reihe von konkreten Fragen verbunden, welche sich auf

drei Hauptaspekte bezogen: (1) Wie entwickelt sich der Seezustand als Folge der

weiteren Abwasser-Sanierungsarbeiten im Einzugsgebiet, (2) welche Möglichkeiten

existieren, die Seeregulierung zur Bekämpfung der Eutrophierung optimal zu

gestalten und (3) welche Einflüsse haben die Seeregulierung und -sanierung auf

die Fischerei.

Im g /m3]] t]

0 I I I I I I I I I I I I I I 0 0 I I I I I I I I I 1 1 1 1 1 1 0

1986 88 90 92 94 96 98 2000 ' 1986 88 90 92 94 96 98 2000

JAHR ap J AHR pp

700

[mg/m3]

200

—150—.

—100 w N

^ z

o

150^

Abb. 4.21 Reaktion des Zugersee auf eine Belastungsreduktion von 56 t/Jahr

(1980/81) auf 23 bzw. 11 t/a nach 1986. Kurve A: Ohne Ueberleitung

aus dem Vierwaldstättersee, Kurve B: Mit Ueberleitung und oberflächlicher

Fassung des Entlastungsstollens in die Reuss, Kurve C: Mit

Ueberleitung und Tiefenwasserableitung des Entlastungsstollens.

Sanierungsziel wäre die Senkung der P-Konzentration auf unterhalb

30 mg/m 3 . Rechts der Seezustand nach beliebig langer Zeit (t =

Stationärzustand).


78

Die Arbeiten, an denen vor allem die Fachabteilungen für Hydrobiologie/Limnologie

und Multidisziplinäre limnologische Forschung/Erdwissenschaften beteiligt

waren, begannen im Frühling 1982 mit einer intensiven Messkampagne, welche die

Beschaffung bisher fehlender, aber für die Beantwortung der Fragen wesentlicher

Daten zum Ziel hatte (Mischungsverhältnisse im See, Einfluss von Partikeln,

Sedimentation und Sedimenten auf den biologisch-chemischen Seezustand). Das

zweite Jahr diente dazu, mittels eines bereits in früheren Sanierungsstudien

erfolgreich verwendeten mathematischen Seemodells verschiedene Sanierungsvarianten

zu vergleichen.

Aus den sehr umfangreichen Resultaten sei als typisches Beispiel das Verhalten

des Sees als Folge einer Kombination von externer Belastungsreduktion und dem

Bau des Entlastungs- bzw. Ueberleitungsstollens erwähnt. Wie Abb. 4.21 zeigt,

ist eine vollständige Sanierung des Sees ohne massive Senkung der externen

Phosphorbelastung (1980/81 56 t/Jahr) nicht möglich. Zwar würde eine Ueberleitung

von Wasser aus dem Vierwaldstättersee die Abnahme der P-Konzentration im

See beschleunigen (Kurve B im Vergleich zur Kurve A), aber langfristig hätte

diese Wasserumleitung nur in Kombination mit einem als Tiefenwasserableitung

ausgebildeten Entlastungskanal in die Reuss einen (zwar nicht sehr grossen,

aber nachweisbaren) positiven Effekt (Kurve C für t = œ).

(D. Imboden)

Durch Gasblasen induzierte künstliche vertikale Mischung in Seen

Seit einiger Zeit wird das Tiefenwasser von zwei Mittellandseen (Baldeggersee

ab 1982, Sempachersee ab 1984) im Sommer künstlich mit Sauerstoff angereichert.

Beim verwendeten System "Tanytarsus" wird flüssiger Sauerstoff in einem Wärmetauscher

am Ufer in komprimiertes Gas umgewandelt und dann via Seeleitungen

möglichst an der tiefsten Stelle durch feinporige Diffusoren in den See eingetragen.

Der Blasenstrom induziert eine vertikale Wasserströmung, deren Stärke

und Aufstiegshöhe von verschiedenen Faktoren des Diffusors (Gasdurchsatz, Porengrösse,

Geometrie) und des Sees (Dichteschichtung) abhängen. Für den Sanierungseffekt

entscheidend ist eine optimale Uebereinstimmung der vertikalen

Verteilung des 0 2 -Eintrages mit dem 0 2 -Bedarf. Wie Versuche am Baldeggersee

gezeigt haben, setzt sich der 0 2 -Beitrag aus zwei Komponenten zusammen (Abb.

4.22):

(1) Der direkte Eintrag stammt vom seitwärts aus dem Blasenkamin austretenden,

mit Sauerstoff angereicherten Wasser. Er tritt erst oberhalb jener Tiefe auf,

in der die Wasserbeimischung ("entrainment") von der Wasserausmischung abgelöst

wird. Im Baldeggersee liegt diese Zone etwa 20 m über dem Diffusor in etwa 40

bis 45 m Wassertiefe. (2) Der indirekte Eintrag entsteht durch die vertikal

abwärts gerichtete, weiträumige Wasserströmung, welche als Kompensation der

oberhalb der Diffusoren induzierten Aufwärtsströmungen entsteht. Dieser Eintrag

ist vor allem dort gross, wo die 0 2 -Konzentration mit der Tiefe stark abnimmt,

also in der Sprungschicht und meist in den tiefsten Zonen.

Im Baldeggersee wurde die vertikale Strömung anhand der Temperaturzunahmen im

Tiefenwasser während des Sommers ermittelt und daraus mittels eines mathematischen

Modells die Eintragsfunktionen berechnet. Im Sempachersee besteht nur in


m

w 60

uL

w

— 70

I-

80

Einspeisestelle

(Diffusor ) 84m Tiefe

SEMPACHERSEE _

4./5. Sept.1984

-100m 100m 200m 300m

Nord

Süd

Uraninkonz >10 mg /m3

EJ Uraninkonz.


É

Carnivoren

100%

• 80 _____ ^

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^I I1rdI 40

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Greifensee

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BP 111■-•11111-.11111--.-. 87

80

Variation von Jahr zu Jahr. Hingegen zeigten sich grosse saisonale Fluktuationen

der relativen Anteile der einzelnen Stufen und auch der gesamten Biomasse.


Phytoplankton Herbivoren

. eNN Hallwilersee

Abb. 4.24 Semilogarithmische Dreieckskoordinaten: Die Plankton-Biomasse (Trokkengewicht

pro m 2 Seeoberfläche) aufgeschlüsselt in die prozentualen

Anteile von Produzenten (Phytoplankton) und Konsumenten (Herbivoren

und Carnivoren) vom Greifensee, Vierwaldstättersee und Hallwilersee.

Um die geringeren Werte der Räuber besser darzustellen, wurde die

Carnivoren-Achse logarithmiert. Die Grösse der Symbole entspricht

dem Trockengewicht.

Im langjährigen Mittel beträgt der Anteil der räuberischen Zooplankter an der

Gesamtbiomasse 11-12 % im Vierwaldstättersee, 6-9 % im Greifensee und nur 3 %

im Hallwilersee. Die grösste Herbivorenbiomasse weist hingegen der Hallwilersee

(44 % der Gesamtbiomasse) auf, gegenüber 24-30 % in den andern hier untersuchten

Seen. Die Anzahl der Räuber-Beute-Oszillationen pro Jahr wird durch die

Gesamtproduktivität gesteuert: Im mesotrophen Vierwaldstättersee erscheint

regelmässig nur eine Grazingphase (Frass der Algen durch Zooplankter) pro Jahr.

Dafür weist dieser See auch eine eigentliche Predationsphase (massive Frassverluste

der Herbivoren durch Einwirkung von Carnivoren) auf. Im eutrophen Hallwilersee

und Greifensee lassen sich mehrere Grazingphasen pro Jahr registrieren,

während hier Predationsphasen nur ausnahmsweise auftreten.

Unter verbesserten Produktionsbedingungen erhöht sich nicht nur die Gesamtbiomasse,

sondern auch die Amplitude der Räuber-Beute-Oszillationen. In der Darstellung

mit Dreieckskoordinaten kommt deutlich zum Ausdruck, dass sich mit

Zunahme der Gesamtbiomasse (durch Grösse der Symbole dargestellt) die trophi-

10

9

5


Nettoaufnahme

79%

81

sche Struktur zu Extremsituationen mit Dominanz eines einzelnen Kompartimentes

verschiebt. Höhere Biomassen mit ausgewogenem Verhältnis von Produzenten und

Konsumenten sind zwar möglich, stellen jedoch nur eine rasch durchlaufene

Uebergangsphase innerhalb der Fluktuationen von einem Extrem ins andere dar.

Die Extremwerte sind viel stabiler. Aus thermodynamischen Gründen ist klar,

dass die Grösse und Häufigkeit der Algenmaxima über denjenigen der Herbivoren

und diese über den Carnivorenmaxima liegen müssen.

(H.R. Bürgi, H. Bührer, L. Schmid)

Die Rolle der Bakterien bei der Freisetzung von Phosphor aus organischem

Material im Epilimnion von Seen

Während der organische Kohlenstoff im See hauptsächlich durch Bakterien mineralisiert

wird, ist deren Rolle in der Regeneration der Nährstoffe (Phosphor,

Stickstoff) umstritten. Im Rahmen einer Dissertation wurde deshalb untersucht,

wie sich in der Basis der trophischen Pyramide, d.h. zwischen Algen und Bakterien,

der Austausch von Phosphorverbindungen abspielt, und zwar mit Experimenten

in einem System aus zwei kreuzweise über kontinuierliche Filter gekoppelten

Chemostaten. Diese Systeme wurden ständig mit Nährstoffen versorgt; gleichzei-

Algen-P

76%

Zulauf

\I

100 %

SRP

7

direkte Aufnahme

1

Hydrolyse über

freie Phosphata sen

0.75%

( wovon 1/3 aus

Bakterlen DOP

DOP

79% 3%

0.75%


Ablauf

Nettoaufnahme

21%

0.25%

Bakterien-P

20%

Abb. 4.25 Schema der P-Flüsse zwischen Algen und Bakterien unter kontinuierlichen

Wachstumsbedingungen. Durch Filtratrezirkulierung im gekoppelten

Algen-Bakterien-Kultursystem wurden refraktäre Verbindungen

gegenüber partikulären Komponeten 4-fach angereichert.

SRP = soluble reactive phosphorus, vorwiegend Phosphat. DOP =

dissolved organic phospiiorus, teilweise in makromolekularer Form.

U

20%


82

tig wurden System-intern algenbürtige Substrate freigesetzt. Die laufend produzierten

Organismen wurden kontinuierlich entfernt. Dieser Betrieb erlaubte ein

ununterbrochenes, rasches Wachstum der Algen und Bakterien.

Die Ergebnisse verschiedener solcher Experimente sind in Abb. 4.25 zusammengefasst.

Sie widersprechen der klassischen Auffassung, wonach Bakterien die von

den Algen produzierten organischen Phosphorverbindungen netto mineralisieren

bzw. für erneutes Algenwachstum regenerieren. Aufgenommen wird vielmehr, und

dies durch Algen und Bakterien, vor allem von aussen zugeführtes Phosphat, das

sodann zu einem geringen, wenige Prozente betragenden Teil als gelöster organisch

gebundener Phosphor und dieser zu rund 50 % in Form refraktärer (schwer

abbaubarer) Verbindungen freigesetzt wird. Die makromolekularen Phosphorverbindungen

sowie rund ein Drittel des regenerierten DOP stammen dabei von Bakterien.

Dieses kontinuierlich laufende Kultursystem entspricht der Wirklichkeit im

Seen-Epilimnion besser als ein Abbauprozess in einem geschlossenen System, wo

zunächst die Substrate aufgebraucht und P erst nachher netto mineralisiert

wird. Es ist deshalb zu folgern, dass Bakterien in der trophogenen (produktiven)

Zone von Seen den Phosphor vorwiegend immobilisieren (d.h. als Nährstoff

verwerten), wobei sie die Algen wirksam konkurrenzieren, wie Tracerexperimente

in situ zeigen. Durch Bakterien gebundener Phosphor sedimentiert dann zusammen

mit Partikeln in tiefere Wasserschichten, oder er wird als Folge des Frasses

durch Mikrozooplankton, insbesondere Protozoen und Rotatorien, wieder direkt

verfügbar.

(A. Stöckli)

Datierung von Sedimenten und Mobilität von Radionukliden

Wenn das Tracerverhalten eines Radionuklids in der Umwelt genügend gut bekannt

ist, können in einem abgeschlossenen System wie in einem Seesediment Aktivitätsprofile

zur Altersbestimmung benutzt werden. Voraussetzungen sind Stationärzustand

und vernachlässigbare Verlust- oder Mischungsraten im Sediment. Sind

diese Bedingungen nicht erfüllt, so kann eine Datierung oft doch noch vorgenommen

werden, wenn verschiedene Tracer mit unterschiedlichen Inputfunktionen

eingesetzt werden.

An einem Beispiel aus dem Greifensee wurde die Problematik der Sediment-Datierung

etwas eingehender studiert (siehe Abb. 4.26). In einem Sedimentbohrkern

aus dem eutrophen Greifensee mit saisonal anoxischem Hypolimnion wurden die

Konzentrationen von 210 Pb (via 210po) , 137Cs , 239,24 °pu, 7Be und 90 Sr als

Funktion der Tiefe gemessen. Verglichen mit dem atmosphärischen Fluss wurden

allerdings nur ca. 40 % des 210 Pb, 45 % des 90 Sr, 75 % des 7 Be, aber 95 % des

137 Cs und über 100 % des 239,24°PU als Inventar festgestellt. Diese Variationen

sind durch die Ueberlagerung des unterschiedlichen Rückhaltevermögens im

See für die verschiedenen Tracer aus der Atmosphäre und einer nicht vernachlässigbaren

Zufuhr derselben Tracer aus der Bodenerosion des Einzugsgebietes zu

erklären.


83

1963 1943 Zeitskala aus

137 Cs Datierung

1963 1943 1923 Zeitskala aus

'

210 Pbxs Datierung

tOO DC Y y` 1p00

M X H N N DWt K x

80

Di 9Q Di Y X M x X Y Y Y. lt

60-

40 ■ r °i

—u-- Porosität

210Pb

-60

(%)

40

(0.1 dpm/g)

20

^• -

Ho---,

I

1-6--x ;

137

CS (dpm/g)

239 240Pu (10dpm/g)

....,... 90

Sr (0.1dpm/g)


20

10

-10 a7cl

6 ^' I J û^. ô

l-'

Q i °l-0J^ -4

2-I cicj

^^r

I

j

-2

0 2 4 6 A Tiefe [gcm 2]

0 4 8 12 16 20 24 Tiefe [cm)

Abb. 4.26 Profile von natürlichem 210 Pbxs (= 210pb-226Ra) und aus Atombombentests

stammenden 137Cs -, 239,240pu- und 90 Sr-Nukliden in den

Sedimenten des Greifensees. Die Datierungsmethode des 210Pbxs

beruht auf dem exponentiellen Abfall der Konzentration mit zunehmender

Tiefe, die durch radioaktiven Zerfall nach erfolgter Deposition

zustandekommt. Die Datierungsmethode der Isotope aus Atombombentests

beruht auf der Zuordnung des Aktivitäts-Peaks zum Jahr 1963, dem

Jahr des Maximalausfalls. Die fehlende Uebereinstimmung zwischen den

beiden Methoden wird hier einer möglichen Remobilisierung des 210Pb

(oder des 226 Ra) zugeschrieben.

Das Konzentrationsmaximum des 137 Cs, des 239,24opu und des 90 Sr, denen üblicherweise

1963 als Jahr des Maximalausfalls zugeordnet wird, ergibt eine Sediment-Akkumulationsrate

von 0.17 g/cm 2 /Jahr. Das Ueberschuss- -210 Pb hingegen

ergibt, unter der Annahme eines konstanten Flusses oder einer konstanten Aktivität

an der Oberfläche, nur 0.1 g/cm 2 /Jahr. Auch wenn eine mögliche Diffusion

des Mutternuklids 222 Rn, das direkt für die in-situ Produktion des 210 Pb in den

Sedimenten verantwortlich ist, in Betracht gezogen wird, ergibt sich immer noch

keine Uebereinstimmung zwischen den beiden Methoden. In der Literatur wird eine

solche mangelnde Uebereinstimmung üblicherweise als Beweis gewertet, dass die

Sedimentationsrate in den letzten 20 Jahren zugenommen hat, wobei sich dies

wegen Nichterreichens des Stationärzustandes (22 Jahre Halbwertszeit) noch nicht

genügend im 210 Pb-Profil niedergeschlagen haben soll. Obwohl diese Annahme immerhin

möglich ist und auch geprüft werden muss, erscheint dieses Verhalten im

Greifensee wenig wahrscheinlich. Untersucht wird gegenwärtig die Hypothese, dass

das 21 °Pb (oder das 226 Ra) nach seiner Einlagerung in die Sedimente wesentlich

mobiler sein könnte als bisher angenommen. Von gewissen Seen mit geringem Karbonatgehalt

und Tonmineralanteil in den Sedimenten ist auch bekannt, dass 137Cs

mobil sein kann. 90 Sr ist immer mobiler als 137 Cs, während 239,24°Pu in den

meisten bekannten Sedimenten (mit Ausnahme von karbonatischen Meeressedimenten)

sich bisher als immobil erwiesen hat. Vom 210 Pb ist bisher nicht bekannt, ob es

unter gewissen Umständen in den Sedimenten auch mobil sein könnte. Sollte sich

o


84

die obige Hypothese durch Porenwasseranalysen bestätigen, würde dieser wahrscheinlich

von dem Remobilisierungsverhalten des Mn und Fe abhängige Mechanismus

die anomale Form einiger 210 Pb-Profile in den obersten Sedimentschichten

von eutrophen Seen in Europa und Amerika erklären. Dies hätte nicht zu vernachlässigende

Konsequenzen für die Altersbestimmung von Seesedimenten.

(G.J. Wan, P.H. Santschi, M. Sturm, K. Farrenkothen, A. Lueck, Esther Werth,

Chr. Schuler)

Thorium im Ozean und in Seen

Um ein geochemisches System mit allen seinen Koppelungen und Rückkoppelungen zu

erforschen, können eine Reihe künstlicher und natürlicher Tracer verwendet werden.

Radioaktive Substanzen sind wegen ihrer gut bekannten Produktionsrate dafür

besonders prädestiniert. Radioaktiven wie stabilen Tracern ist gemeinsam,

dass sie zum Studium von chemischen, biologischen und physikalischen Prozessen,

verwendet werden können. Diese Prozesse bestimmen denn auch das Schicksal der

Tracer in der Umwelt. So kann z.B. Th in natürlichen Gewässern dazu verwendet

werden, die Partikeldynamik, d.h. die Kinetik der Koagulations-, Sink- und Resuspensionsprozesse

zu studieren. Th-Isotope zeigen in der Natur ein analoges

S/h [ g cm -3 Tag -1 I

Abb. 4.27 Die totale Verweilzeit ( tiT ) von "partikel-reaktiven" Th-Isotopen

im Ozean bezüglich Eliminierung aus der Wassersäule des Ozeans,

aufgetragen in Abhängigkeit des Verhältnisses Partikelfluss (S) zur

mittleren Tiefe (h). Die Verweilzeit ( tiT ) des Thoriums ist berechnet

aus dem Ungleichgewicht mit den entsprechenden, gut löslichen

Mutternukliden (U- und Ra-Isotope). Die Zahlen in der Abb.

bedeuten die entsprechenden Literaturzitate (Santschi, 1984, Limnol.

& Oceanogr., 29(5), 1100-1108). Schraffiert eingezeichnet sind

provisorische Daten des Zürichsees, die dem Trend im Ozean folgen.


85

Verhalten wie viele andere u partikelreaktive n Substanzen und sind deshalb nützliche

Tracer für das Schicksal von vielen Schadstoffen. Die Verweilzeit und

Konzentration der Isotope des Thoriums ( 234Th, 230 Th und 228 Th ), dessen lösliche

Mutternuklide 238U , 234u bzw. 228 Ra für konstante Produktionsraten der

Tochternuklide (d.h. der Th-Isotope) im Wasser von Meeren und Seen sorgen, wird

hauptsächlich durch zwei Faktoren bestimmt: 1) dem Partikelfluss durch die Wassersäule,

und 2) der Kinetik der Sorptions- und der Koagulationsprozesse (siehe

Abb. 4.27). Provisorische Messungen im Zürichsee-Wasser von 234 Th- und 238 U-

Konzentrationen erlaubten es, ebenfalls eine Verweilzeit abzuschätzen. Diese

provisorischen Messungen zeigen, dass sich Th im Zürichsee ähnlich wie im Ozean

verhält.

(P.H. Santschi)

4.6 PROZESSE IN NATÜRLICHEN GEWÄSSERN

Die Auswirkung der Trockenlegung eines Fliessgewässers auf die Entwicklung

seiner Biozönose

Die Wasserführung eines Fliessgewässers beeinflusst verschiedene ökologische

Faktoren, so z.B. die Turbulenz und damit den Stoffaustausch zwischen Medium

und Organismen oder die Bewegung des Untergrundes, sowie die Sedimentation und

die Wiederverfrachtung von partikulärem Material. Bei fallender Wasserführung

werden klimatische Faktoren wie die Temperatur und die Verfügbarkeit des Wassers

in den Randzonen des aquatischen Lebensraumes verändert. All diese Wirkungen,

die man heute vielfach dem Bereich des quantitativen Gewässerschutzes

zuordnet, treffen die biologischen Abläufe und die Wechselwirkungen innerhalb

der Lebensgemeinschaften an sehr verschiedenen Stellen und können sich daher

sehr unterschiedlich auswirken. Das Projekt "Niedrigwasser" soll vor allem die

Folgen der Absenkung des Wasserniveaus durch die Beeinflussung der klimatischen

Faktoren wie Temperatur und Wassermangel auf die Wechselwirkung zwischen Pflanzen

und Weidern untersuchen.

Als Extremfall niedriger Wasserführung wurde zunächst die Auswirkung der Trokkenlegung

studiert. Experimentelle Objekte waren 2 Kunstbäche (Betonkanäle,

250 m lang, ca. 70 cm breit, mit Geröll ausgelegt) mit untereinander sehr ähnlicher

Besiedlung aus Insektenlarven, Flohkrebsen und Schnecken und einer Vegetation,

die nur aus einer Algenkruste bestand, da Moose und Fadenalgen als

Folge eines über Jahre wirksamen Weidedruckes eliminiert worden waren. Einer

der Bäche wurde im Mai 1984 für 3 Wochen trockengelegt und seine Lebewelt damit

zerstört. Der andere diente als Kontrolle. Nach der Wiederflutung erfolgte eine

rasche Ansiedlung von Algen und die Ausbildung dichter flutender Büschel von

von Grün- und Kieselalgen (Abb. 4.28). Allmählich siedelten sich auch Weider

an, die in einzelnen Abschnitten die Algen ausräumten. Mehr als 6 Monate nach

dem Eingriff waren die Unterschiede zwischen den Flüssen immer noch augenfällig.

Der Gegensatz in der Soziologie der beiden Gemeinschaften drückte sich


Vegetationsdichte

[ 300 ef Skala ]

300

200-

200-

0

(FLUTENDE ALGEN + MOOSE

20 24 28 32 36 40 44 48 52

JAHRESWOCHE

(1984)

R 1 0-50m

r - 1=2 1 135-160m

.-4-4 R2 [keine flutende

- –^ Algen]

86

Abb. 4.28

Entwicklung des Rinnenbewuchses

nach Trockenlegung. Rinne 2:Kontrolle

ohne Trockenlegung, Rinne 1:

Trockenlegung 23.5.-16.6.1984.

Dichte der Vegetation: Produkt aus

Deckung (0-100) und relativer Dichte

des Bewuchses (0-3). Maximal

mögliche Dichte 300. Wo nicht spezifiziert,

Mittel über die gesamte

Rinnenlänge.

auch in ihrer Produktivität aus, etwa im Sauerstoffhaushalt, wo noch Mitte

Dezember (6 Monate nach der Trockenlegung) die mittlere Sauerstoffproduktion

der Krustenalgenbiozöse um die Mittagszeit 335 ± 95 mg 0 2 /m 2 .Std betrug (Mittel

von 3 ähnlichen Bächen, Lichtintensität 0.12 cal/cm 2 .min, Temp. 12.8°C), gegenüber

744 mg in der ehemals trocken gelegten Rinne.

Diese Beobachtungen weisen nicht nur darauf hin, wie wichtig Wasserstandsschwankungen

für die Entwicklung benthischer Biozönosen sind, sondern sie

unterstreichen auch die Bedeutung der geschichtlichen Dimension in der Ausbildung

von Gewässerzuständen. Es ist damit zu rechnen, dass die Manipulation der

Wasserführung, wie etwa die Restwasserdotierung, zu tiefgreifenden Veränderungen

in der Struktur der Biozönosen führen kann, die von unerwünschten Produktionssteigerungen

begleitet sind, ohne dass die chemische Qualität des Wassers

verändert worden wäre.

(E. Eichenberger, F. Schlatter, H.U. Weilenmann)

Die Kinetik von Verwitterungs- und Auflösungsprozessen

Die Auflösungskinetik von natürlich vorkommenden Gesteinen (Aluminiumsilikate)

und von schwerlöslichen Oxiden (Al 2 0 3 , BeO, FeOOH, Fe 20 3 etc.) verläuft oberflächenkontrolliert.

Das heisst, die Geschwindigkeit der Verwitterung wird

durch die chemischen Reaktionen an der Oberfläche der Festphasen limitiert. Die

Auflösungsreaktionen können aufgrund von systematisch durchgeführten Laborexperimenten

mit einem koordinationschemischen Modell beschrieben werden. Bei den

untersuchten Systemen wird die Reaktionsgeschwindigkeit durch Protonen, Anionen

oder Elektronen, die sich an der Festkörperoberfläche befinden, bestimmt. Ein


Auflösungsprozess besteht in der Regel aus mehreren Reaktionsmachanismen, die

je nach Oxid und Auflösungsbedingungen (pe, pH und Ligandenkonzentration) in

verschiedenen Kombinationen auftreten können. In allen Fällen ist der Ablösungsschritt

geschwindigkeitsbestimmend für die Gesamtreaktion.

OH-

3)

j\

0-

+ 2 H +

87

Anionische Liganden (z.B. Carbonsäuren) können durch Koordination an exponierten

Metallzentren der Oxidoberfläche günstige Abgangsgruppen erzeugen. Ob diese

die Auflösungskinetik gegenüber der protoneninduzierten Reaktion beschleunigen,

hängt im wesentlichen von der Zähnigkeit und Struktur der Liganden ab. Die

"aktivsten" unter ihnen bilden fünf- und sechsgliedrige Chelatringe (Oxalat,

Malonat und Salicylat). Abb. 4.29 zeigt die oxalatinduzierte Auflösung von 8-

Al 2

0 3 , wobei M für das Aluminiumion steht.

1

\M^ H2+ -131

k1 \r1^ ^M/0

0 OH 0

\/ \ HO k _ 1 / \ /No

CH k OH-

2

2) M/ \M\O] + nH 2 0 lang msam\ M7 + ML+(aq)

\0/ 0

\0-

k3

\

schnell

/ CH2

/ M\ a-1

Abb. 4.29 Die anionenkatalysierte Auflösungsreaktion von 8-Al 20 setzt

sich aus drei Elementarschritten zusammen. Die Adsorptionsreaktion

des Oxalations an einem oberflächenständigen Metallzentrum

(Aluminiumion) steht im Gleichgewicht mit der

Desorptionsreaktion. Der zweite Schritt (Ablösung) ist geschwindigkeitsbestimmend.

Der Ladungsausgleich der Oxidoberfläche

durch zwei Protonen erfolgt schnell und ist dem geschwindigkeitsbestimmenden

Ablösungsschritt nachgelagert.

Die reduktive Auflösung, bei der ein Metallion an der Oberfläche reduziert wird

und der geschwindigkeitsbestimmende Schritt die Ablösung eines reduzierten

(eventuell komplexierten).Metallzentrums ist, geschieht nach ähnlichen Reaktionssequenzen.

Mehrere Reaktionen, wie Elektronentransfer an die Oberfläche,

Protonierung und Adsorption eines Anions, sind dem Ablösungsschritt vorgelagerte

Gleichgewichte.

(G. Furrer und Bettina Zinder)

Tritium im Glattal

Aktivitätsabgaben von Reaktoren, Spitälern und Industriebetrieben können in

ausgewählten Fällen auch nützliche Funktionen ausüben: Als geochemische Markiersubstanzen,

sog. Tracer, können sie wichtige Informationen liefern über die


Dez.

1983

88

geochemischen Transportsysteme Wasser, Partikel oder Luft, oder über ihr eigenes

Verhalten und ihre Mobilität, die abhängig ist von ihrer Verteilung zwischen

festen, flüssigen und gasförmigen Phasen. Abb. 4.30 zeigt hierzu ein

Beispiel. Das irrtümliche Ablassen von rund 500 Ci tritiiertem Wasser durch

einen isotopenverarbeitenden Betrieb im Einzugsgebiet des Flusses Glatt hat

wesentlich dazu beigetragen, unsere Vorstellungen über die Flusswasserinfiltration

ins Grundwasser zu verbessern.

(P.H. Santschi, A. Lück, K. Farrenkothen, H.J. Hüppi, Esther Werth (alle

EAWAG), E. Hoehn (EIR))

10 6 -

105

10 1

10 4

E 103

°— 10 2

Ü

lo i

Glatt vor Einmündung in den Rhein

(Wochen sammelproben )

I I I I I I I I I

Grund w a s s er

Bülach-Herrenwis Bülach - Hirslen Höri-Saali

- ___..

i)(,- • . ^^l attfelden ®® '

Jan) Feb. I März l Apr. I Mai (Juni 'Juli I Aug. I Sep. 10kt. I Nov.IDez.

1984

Abb. 4.30 Tritium-Konzentrationen in Oberflächenwasser und frisch infiltriertem

Grundwasser nach einem Zwischenfall in einem isotopenverarbeitenden

Industriebetrieb. Der Aktivitäts-Schub des tritiierten Wassers

wurde zusätzlich durch eine Kläranlage moduliert, d.h. verzögert.

1 / Cw ist der vom Gesetz vorgeschriebene Grenzwert für Vorfluter,

de rr im Wasser der Glatt nicht überschritten wurde.

Verhalten ausgewählter anorganischer Spurenstoffe in natürlichen Gewässern

Untersuchungen von Spurenstoffen geben Aufschluss über die in den Gewässern

ablaufenden Prozesse und erlauben auch Aussagen über allfällige Belastungen.

Bor

Das heute in den Flüssen und Seen gemessene Bor, das in Form von Borsäure

(H 3 B0 3 ) vorliegt, stammt zum grössten Teil aus der Einleitung von häuslichem


40

80

120 -

ZH

^d

m

Tiefe

89

120— s ZH 120-6

dSeEl Se VT

m m

SELEN IT / SELENAT pg Se/1

0.10 0.20 0 0.10 , 0 20

Abb. 4.31 Konzentrationsprofile von anorg. Spurenstoffen im Zürich- und

Greifensee während der Sommerstagnation (8.8.84 bzw. 10.9.84);

2 x Standardabweichung des Messwertes.

Abwasser (Waschmitteln) und der Abschwemmung landwirtschaftlich genutzter

Flächen (Düngemittel). Daher widerspiegeln die gefundenen Borkonzentrationen

(siehe Abb. 4.31 und 4.32) den allgemeinen Belastungsgrad eines Gewässers.

Als Folge der Adsorption und der nachfolgenden Fixierung von Borsäure an anorganischen

und organischen Oberflächen, d.h. Partikel, nimmt die Borkonzentration

bei der Uferfiltration von Glattwasser bereits auf den ersten Metern deutlich

ab. Die Affinität von Borsäure für organische Partikel zeigt sich auch

darin, dass im Ablauf des Vorklärbeckens von Kläranlagen bis zu einem Drittel

des Gesamt-Bors an die suspendierten Stoffe gebunden ist.

Konzentration

Ng/1

Se AI" B

0.30 -15-300

0.20 - 10 200

0.10 - 5 -100

Glatt G 1

H 3 B03

® Se 03 2-

5m

Se 04 2-

Alyelöst

■th.

G3

.-

120m Distanz

vonn

Glatt

Abb. 4.32

Konzentrationsänderungen von anorg.

Spurenstoffen bei der Uferfiltration

von Flusswasser, t--+ 2 x Standardabweichung

des Mittels (n = 7).

G


Selen

90

Selen kommt in den Gewässern in geringer Konzentration als Selenat (Se0 4 2 -) und

Selenit (Se0 3 2 -) vor. Die in der stark belasteten Glatt gemessenen Konzentrationen

beider Spezies liegen im gleichen Grössenbereich wie jene in Quellwasser.

Daher darf die Belastung der Gewässer mit Selen im allgemeinen als gering

beurteilt werden.

Selenat und Selenit werden bei der Uferfiltration durch Adsorption an Schwermetalloxiden,

vor allem an Eisenoxid, gebunden. Ihre Konzentrationen nehmen daher

auf der Infiltrationsstrecke deutlich ab (s. Abb. 4.32).

Die gemäss dem Redoxgleichgewicht vorausgesagte Reduktion des Selenates zu

Selenit im anoxischen Tiefenwasser des Greifensees konnte nicht beobachtet

werden. Es wird vermutet, dass die Reduktion des Selenates nur sehr langsam

verläuft, im Gegensatz zu jener von Sulfat.

Aluminium

Im Grundwasswer und zum vorwiegenden Teil auch in den Flüssen stammt das gelöste

Aluminium aus der Verwitterung von Aluminiumsilikaten. Seine Konzentration

wird daher, in Abwesenheit von Komplexbildnern, durch eine feste Phase reguliert.

Die bei der Uferfiltration gemessenen, gelösten Aluminiumkonzentrationen

entsprechen jenen, welche in Auflösungsversuchen von Kaolinit (Al 2 Si e 05(OH)4)

gefunden wurden. Die Abnahme der Aluminiumgehalte auf der Infiltrationsstrecke

(s. Abb. 4.32) kann als eine Veränderung des Lösungsgleichgewichtes erklärt

werden, die aus der Reduktion des pH-Wertes resultiert.

Bei den Seen wird ein wesentlicher Teil des Aluminiums über die Atmosphäre in

das Gewässer eingetragen. Im Tiefenprofil des Zürich- und Greifensees werden im

Epilimnion höhere Konzentrationen an gelöstem wie auch an säurelöslichem Aluminium

gefunden. Bezüglich Eintrag und Erscheinungsbild verhält sich Aluminium

ähnlich wie die gut untersuchten Schwermetalle Pb, Cu, Zn, Cd. Auf Grund dieser

Aehnlichkeit sowie der chemischen Eigenschaften von Aluminium darf geschlossen

werden, dass dieses Metall mit der absinkenden Biomasse in die Sedimente transportiert

wird.

(J. Zobrist, C. Jaques)

Die Entwicklung einer Methode zur Messung biologischer Energieflüsse

Der tatsächliche Energieumsatz von planktischen Organismen kann mit bestehenden

Methoden nicht gemessen werden. Alle Zellen, ob Bakterien, Algen oder tierische

Zellen, besitzen das gleiche System zur Uebertragung von chemisch gebundener

Energie: Das ADP-ATP-System (Adenosin-diphosphat und -triphosphat) koppelt alle

energieliefernden und -verbrauchenden Stoffwechselvorgänge auf einer stöchiometrischen

Basis. Dieser bekannte Sachverhalt bietet die vielversprechende Möglichkeit,

den biologischen Energiefluss, der identisch mit dem Umsatz von ADP

zu ATP ist, direkt zu bestimmen.


ausserhalb

der Zelle

extrazelluläres

Phosphat

Zeltinneres

91

Dazu wurde in einem ersten Schritt eine Methode entwickelt, welche nach der

Beimischung von radioaktivem 32 P-Phosphat zu einer Zellsuspension dessen Aufnahme

in das intrazelluläre ATP misst. Bei der Bildung chemischer Energie wird

das radioaktive Phosphat (P*) an das ADP (A-P-P) gelagert, wobei ATP (A-P-P-P)

entsteht: P* + A-P-P = A-P-P-P*.

Dieser Vorgang wird als ATP-Regeneration bezeichnet (Abb. 4.33). Da nach der

Zugabe von 32 PO 4 faktisch alle drei Phosphate des ATP radioaktiv markiert werden,

wird das äusserste Phosphat (y-P) enzymatisch vom Rest abgespalten und

sein radioaktiver Anteil (32P/31P = spezifische Aktivität = SA) zu verschiedenen

Zeitpunkten nach der 32 PO 4 -Zugabe bestimmt (Abb. 4.34).

intrazelluläres

Phosphat

Zugabe

von 32PO4

Abb. 4.33 Abb. 4.34

t

P erreicht

^isotopisches

Gleichgewicht

Inkubationszeit

ATP-Regeneration in der Zelle Die Bestimmung der spezifischen

Aktivität von y-P im ATP

Bei der ATP-Regeneration wird das benötigte Phosphat aus dem intrazellulären

Phosphatpool bezogen (Abb. 4.33). Wenn nun gleichzeitig auch die spezifische

Aktivität des intrazellulären Phosphatpools gemessen werden kann (entsprechende

Untersuchungen sind in Vorbereitung), so ist es möglich, die mittlere Aufenthaltszeit

des y-P im ATP zu bestimmen. Daraus kann der Umsatz von y-P im ATP-

Pool berechnet werden. Gelingt dies, so verfügen wir über die Möglichkeit, den

tatsächlichen Energieumsatz in Zellen im Kurzzeitexperiment zu messen.

(P. Bossard, D.M. Karl, University of Hawaii)

Das Verhalten von Nitrilotriacetat (NTA) bei der Infiltration von Flusswasser

ins Grundwasser

A. Simulation des biologischen Abbauverhaltens im Laboratorium

Das Abbauverhalten von NTA wurde in Laborkolonnen untersucht, die mit Flussediment

gefüllt waren und kontinuierlich mit Wasser definierter Zusammensetzung

beschickt wurden. Sowohl unter aeroben als auch unter anaeroben Bedingungen

wurde ein vollständiger, wirkungsvoller Abbau des NTA festgestellt, wobei bei


'Q N

92

niedrigeren NTA-Zulaufkonzentrationen eine Verlangsamung des Abbaus beobachtet

wurde. Der Einfluss verschiedener Parameter (Temperatur, andere Kohlenstoffverbindungen,

etc.) auf den NTA-Abbau wurde untersucht. Die in Abb. 4.35 dargestellten

Ergebnisse zeigen die Auswirkung des Wechsels vom Eletronenakzeptor

Sauerstoff zu Nitrat unter anoxischen Bedingungen. Bei einer Zulaufkonzentration

von 600 µg NTA/Q wurden in der nach 29 Tagen adaptierten, aeroben Kolonne

bereits nach 1.8 cm Kolonnenlänge ungefähr 90 % des NTA abgebaut. Der Entzug

des Sauerstoffs bewirkte eine unmittelbare Zunahme der Ablaufkonzentrationen

des NTA an allen drei Probenahmestellen. Bei der ersten Probenahmestelle (P1,

nach 1.8 cm Kolonnenlänge) wurde eine dreistufige, langsam fortschreitende

Herabsetzung der Ablaufkonzentration festgestellt. Bei den Entnahmestellen nach

grösseren Kolonnenlängen wurden hingegen schon nach fünf Tagen wieder die gleichen

Abbauwirkungen wie bei der Anwesenheit von Sauerstoff gefunden. Aus dem

gleichzeitigen Verbrauch von Nitrat sowie dessen notwendiger Präsenz für den

NTA-Abbau war die Funktion des Nitrats als Elektronenakzeptor ersichtlich.

(M. Loosdrecht, E. Kuhn, R. Schwarzenbach, W. Giger)

C/Co

0

2 1.00 -

z z 0.75-

0 o

LL LL 0.50-

AEROB ANOXISCH

Co =600pg/1 Co .650d/1

T =20°C T 20°C

P5 \D\ P2 (6.8cm)

(21.8 cm) •'s, \

P1 (1.8cm)

-

P1

0.25-

CO M P5 0---,a ô,, o Q N 0

o

o_ -o--.-o. o

25 30 35 40 45

TAGE

Abb. 4.35 Mikrobieller Abbau von NTA in Laborkolonnen beim

Wechsel von aeroben zu anoxischen Bedingungen

B. Felduntersuchungen im Glattal

Da NTA zur Zeit in der Schweiz bereits in

einer Jahresmenge von ungefähr 1'000 Tonnen

verbraucht wird, kann diese Substanz in

belasteten schweizerischen Oberflächengewässern

nachgewiesen werden. Während sechs

Monaten wurden im Versuchsgelände bei

Glattfelden (siehe Jahresbericht 1980) NTA-

Messungen durchgeführt, um das Verhalten

des NTA bei der Infiltration des Flusswassers

ins Grundwasser zu studieren. Die Abb.

4.36 zeigt die ermittelten Mittelwerte und

Standardabweichungen der NTA-Konzentrationen

in der Glatt und im Grundwasser in

zunehmendem Abstand zur Flussohle. Unter

den natürlichen Infiltrationsbedingungen

eines relativ stark verschmutzten Flusses

2r

L

z

w

N

o

I-

F–

50

45

40

35

30

25

20

15

10

5

0

Abb. 4.36

I I

• MITTELWERT

I STANDARD-

ABWEICHUNG

■ =—r--^

1 2 3 4 5 6

ABSTAND VOM FLUSS

Abbauverhalten des NTA bei der

Infiltration von Flusswasser

ins Grundwasser

7

m


wird NTA nach wenigen Metern Infiltrationsstrecke bis zur Nachweisgrenze von

0.2 4g/k eliminiert.

(C. Schaffner, W. Giger)

Die Beeinflussung der Eisenaufnahme eines Schmutzwasserbakteriums durch

Abwasserbestandteile

800-

600-

400-

200-

100 -

org.N ± Sid ± Fe

anorg. N+Sid+Fe

— anorg. N - Sid + Fe

anorg. N ± Sid -Fe

93

Frühere Untersuchungen zeigten, dass bereits geringe Mengen sterilfiltrierten

Abwassers (1-2 % des Gesamtansatzes) einen markanten Effekt auf die Abbaubarkeit

bestimmter Detergentien resp. die Verwertbarkeit anorg. Stickstoffquellen

durch Abwasserorganismen (Sphaerotilus) ausüben. Bei der Suche nach den wirksamen

Agentien stiessen wir auf Siderochrome, die ähnlich wie eine Zugabe von

Abwasser das Bakterium Sphaerotilus natans befähigen, mit anorganischen Stickstoffquellen

zu wachsen. Ohne diese Zugabe vermag sich Sphaerotilus nur mit

komplexen org. Stickstoffquellen (Peptone, Eiweisse) zu entwickeln (Abb. 4.37).

Siderochrome werden normalerweise von Mikroorganismen ausgeschieden, um das

unter aeroben Bedingungen dreiwertig vorliegende unlösliche Eisen mit hoher

Affinität zu komplexieren und in die Zelle zu transportieren. Für solche Organismen,

die zur Ausscheidung der Siderochrome unfähig sind - zu ihnen gehört

auch Sphaerotilus -, fungieren diese Substanzen als Wuchsstoffe in extrem niederen

Konzentrationen bis zu 10 - 13 mol//. Die Vorliebe des Bakteriums für Peptone

ist damit zu erklären, dass diese weitgehend undefinierten Stickstoffsubstrate

offensichtlich genügend komplex gebundenes Eisen für dessen Bedarfsdekkung

enthalten, zumal bei ihrer Anwendung keine zusätzlichen Eisenspuren zur.

Nährlösung dosiert werden müssen. Die Versuche zeigten, dass der "Abwassereffekt"

in Verbindung mit Sphaerotilus auf einer positiven Beeinflussung der

Eisenaufnahme beruht. Da ausserdem keine der zahlreichen zusätzlich getesteten

bioaktiven Stoffe vergleichbare Reaktionen verursachten, gilt dafür als sicherste

Erklärung nur das spurenhafte Vorkommen von Siderochromen im Abwasser, die,

wie beschrieben, noch in geringsten Konzentrationen wirksam sind.

mgil BIOMASSE

1000-

20 40 60

STUNDEN

Abb. 4.37

Einfluss eines Siderochroms

(1.5 x 10 -12 mol /g) Sid auf das

Wachstum von Sphaerotilus natans in

anorg. (NH 4 C1) und org. (Hefe Extrakt

/Peptone) Stickstoffsubstraten

N mit und ohne Zugabe von Eisenspuren

(FeSO 4 • 7H 2O 10 -5 mol /Q) Fe.

Kohlenstoffquelle: Saccharose t org.

Stickstoffverbindung entspr. 840 mg

C/R u. 84 mg N/Q. pH = 7.


94

Weitere Experimente sollen zeigen, ob die förderliche Wirkung von Abwasserzugaben

auf die Abbaubarkeit organischer Substanzen auf ähnlichen Mechanismen beruht.

Auf jeden Fall machen diese Beobachtungen deutlich, dass zur Beurteilung

biochemischer Prozesse in Kläranlagen und Vorflutern auch die Wechselwirkungen

zwischen Abwasserbestandteilen und Nährstoffelementen und nicht nur eine einfache

Summierung verschiedener Nährstoffeffekte berücksichtigt werden müssen.

(Kl. Mechsner, Annemarie De Paolis)

Nebeltröpfchen als Modell-Rezeptoren für die Beurteilung der S0 2-Aufnahme durch

lebende Gewebe

Nebelanalysen können dazu verwendet werden, die ersten Schritte der Schadstoffaufnahme

aus der Luft ins lebende Gewebe (Blattoberfläche, Lungenbläschen)

quantitativ abzuschätzen. Die Aufnahme von Schwefeldioxid (S0 2 ) aus verschmutzter

Luft ins Gewebe kann stückweise verglichen werden mit dem Gastransport in

einen Wassertropfen. In beiden Fällen ist die Konzentration der gelösten Stoffe

abhängig von der umgebenden S0 2 -Konzentration und vom pH-Wert im wässrigen

Milieu (Gewebeflüssigkeit/Nebel). Im Bereich des Gewebe-pH (pH > 6) wird das

aufgelöste SO 2 in Bisulfit (HS0 3 -) und Sulfit (S0 3 2-) umgewandelt. Bisulfit ist

bekannt als starkes Zellgift (technisch als Konservierungsmittel verwendet).

Abb. 4.38

Säurebestandteile im Nebel:

Anteil der Schwefel-Verbindungen

in Stichproben

(Dübendorf, Nov. 1984).

Der Massstab bezieht sich

auf den Kreisdurchmesser.

A: Nebelbeginn

B: Nebelende

NO3

org. Säuren

HS03 S03

A

'• SO-

Cl

i 1 I I

0 1 4 9

SÄUREANIONEN mäq/1

Mittels Ionenchromatographie wurden einzelne Nebelproben auf S-Verbindungen

untersucht. Neben HS0 3 - und S0 3 2- enthielten die Proben auch reichlich Sulfat

(SO 4 2- ), als Oxidationsprodukt von SO bzw. HS0 3 - / S0 3 2- (Abb. 4.38). Die dargestellten

Ergebnisse zeigen hohe HS0 3 -7S0 3 2- -Konzentrationen in der Schwefelfraktion.

Mit zunehmendem Nebelalter verringert sich der HS0 3- /S0 3 2- -Anteil in

der Schwefelfraktion und bestätigt damit die bekannte Oxidation in der flüssigen

Phase. Die vorliegenden Messwerte geben einen Anhaltspunkt über die Belastung

des lebenden Gewebes mit dem Luftschadstoff S02.

(F. Zürcher, Claudia Maeder, B. Gisler)


4.7 METHODEN

E

100

200

300

400

IX

i800y

VIII

4300y

VII

6200y

95

14 C-Datierung von Lipiden und Kohlenwasserstoffen aus Seesedimenten mit einem

Beschleuniger-Massenspektrometer

Der Ausbau von Teilchenbeschleunigern zu Hochenergie-Massenspektrometern und

der Einsatz von kernphysikalischen Nachweismethoden erlaubte es in den letzten

Jahren, die Empfindlichkeit bei der Bestimmung seltener Isotope um Grössenordnungen

zu steigern. Mit dem am Laboratorium für Kernphysik der ETH Zürich entwickelten

Beschleuniger-Massenspektrometer (accelerator mass spectrometer -

AMS) lassen sich heute wenige Tausend Atome eines bestimmten Isotopes in Gegenwart

von 10 18 - 10 20 Atomen der Nachbar-Isotope mit hoher Genauigkeit bestimmen.

Die Anwendung der Beschleuniger-Technik zur Altersbestimmung mit 14 C benötigt

sehr viel kleinere Probenmengen und Messzeiten als die konventionelle 14 C-

Messung der Zerfallsraten. Die nachfolgenden Beispiele zeigen Einsatzmöglichkeiten

dieser modernen Messtechnik im Rahmen der Seenforschung.

w 500w

w

F; 600w

° 700-

ALTER 10 3 JAHRE VOR HEUTE

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

° X I IX I VIII ' I ' VII ' I ' VI ' i V I' IV

800

900

POLLEN-

ZONEN

l \

VI

8300y

V

8800y

IV

10200y

Abb. 4.39

f-f AMS- 14 C-ALTER

POLLEN-ALTER

Datierung eines Sedimentkerns

aus dem Baldeggersee

Aus Proben eines 8.63 m langen

Sedimentkerns aus der

Mitte des Baldeggersees

(vgl. EAWAG-Jahresbericht

1982) wurde mit Lösemitteln

das organische Material

(Lipide) extrahiert, ohne

weitere Aufarbeitung als

dünner Film (ca. 1 mg) auf

polierte Cu-Probenhalter

aufgetragen und mit dem

Beschleuniger-Massenspektrometer

analysiert. Um einen

Vergleich mit herkömmlichen

Datierungsmethoden zu erhalten,

wurde der gleiche Sedimentkern

pollenanalytisch

untersucht.

Die in Abb. 4.39 dargestellten

Resultate der beiden

Altersbestimmungen weisen

ausgezeichnete Uebereinstimmung

auf: Die AMS-Datierungen

bestätigen die mit Hilfe

der Pollen-Datierung festgestellten

Alter der See-Ablagerungen

und die Vollständigkeit

des untersuchten

Sedimentprofiles. Nahezu


96

konstante bzw. inverse Alter zwischen 5.00-5.60 m bzw. bei 7.60 m können wegen

der in diesen Bereichen auftretenden anoxischen Jahreslagen (Varven) als Perioden

erhöhter Sedimentation, bedingt durch vermehrte Nährstoffzufuhr, interpretiert

werden. Die sehr viel schnellere 14 C-Datierung mittels AMS kann folglich

die viel aufwendigere Pollenanalyse ersetzen bzw. ergänzen. Sie liefert jedoch

keine Angaben über Zusammensetzung und Entwicklung der Vegetation im Einzugsbereich

des untersuchten Sees.

Die AMS-Methode erlaubte auch die Abschätzung des fossilen Anteils der Kohlenwasserstoffe,

welche aus datierten Sedimentschichten aus dem Bodensee isoliert

wurden. Danach stammt der überwiegende Teil dieser Kohlenwasserstoffe (70-90 %)

aus dem Eintrag fossiler Stoffe. Dieses Ergebnis bestätigt Resultate neuerer

gaschromatographischer Untersuchungen, die an den jüngsten Sedimenten des Bodensees

durchgeführt wurden.

(W. Giger, M. Sturm, Helga Sturm, C. Schaffner; G. Bonani, M. Suter, W. Wölfli

und Mitarbeiter, Institut für Mittelenergiephysik, ETH Zürich)

Die Probenahme atmosphärischer Depositionen

Aus der Atmosphäre werden feste oder flüssige Partikel mit einem Durchmesser

von > 10 µm innert Stunden bis Tagen durch Sedimentation abgeschieden. Solche

Teilchen können mit offenen Gefässen aufgefangen werden. Teilchen, kleiner als

10 µm, und Gase können sich auch abscheiden. Ihre Depositionsgeschwindigkeit

hängt primär nicht mehr von ihrer Grösse ab, sondern wird entscheidend von der

Form und den Eigenschaften der Auffangfläche (Rezeptor) sowie vom Gradientenfeld

des Windes bestimmt. Gute Abscheider für kleine Teilchen sind Filter und

Impaktoren, für Gase reaktive Oberflächen. Durch ein physikalisches Probenahmeverfahren

können wohl Partikel aus einem begrenzten Bereich der Grössenverteilung

gut erfasst werden, doch entspricht das Abgeschiedene nur bedingt einer

über das Erscheinungsbild definierten Depositionsart, siehe Kapitel 3.1. Die

Konstruktion der Sammeleinrichtungen sowie die dafür verwendeten Materialien

müssen so beschaffen sein, dass die chemische Zusammensetzung der Probe unverändert

bleibt.

Am besten definiert ist die Erfassung des Regens; beim Schnee erst ab einer

deutlichen Niederschlags-Intensität. Bei dem dafür eingesetzten Sammler steuert

ein Regenfühler die Abdeckung des Auffanggefässes. Eine solche Einrichtung kann

mit dem Sammeln des sedimentierbaren Staubes kombiniert werden (siehe Abb.

4.40).

Die Probenahme von Nebel beruht auf dem Prinzip der Impaktion (Einfang). Bei

passiven Nebelsammlern transportiert der Wind die feinen Tröpfchen an die Oberfläche

des Abscheiders (Netz oder Fäden). Dort bilden sich grössere Tropfen,

die durch ihr Gewicht in den Sammeltrichter fallen. Beim aktiven Sammler werden

die Nebeltröpfchen mit einer Geschwindigkeit von 3-60 m/sec an die Impaktionsoberfläche

gebracht bzw. der Abscheider bewegt sich. Um für die chemische Untersuchung

das erforderliche Wasservolumen zu erhalten, muss ein grosses Luftvolumen

ausfiltriert werden. Bei dem am California Institute of Technology,


97

USA, entwickelten und getesteten rotierenden Armkollektor rotieren die beiden

Impaktionsflächen mit einer Tourenzahl von 1700 U/min (siehe Abb. 4.41). Die

abgeschiedenen Tropfen werden dabei in die aussen liegenden Sammelflaschen

geschleudert.

(J. Zobrist, C. Jaques)

Abb. 4.41

Rotierender Arm-Kollektor für Nebel:

(1) Impaktionsfläche (aufgeschnittener

Hohlzylinder)

(2) Sammelflasche

(3) Arm

(4) Tourenzahl-gesteuerter

Drehstrommotor

(5) Sockel

Abb. 4.40 Depositionssammelgerät

nach Georgii.

Die beiden Sammeleinheiten für

Feucht-(1) und Trockendeposition

(2) werden wechselweise durch den

Schieber (3) abgedeckt. Der Regensensor

(4) und der Schwebstaubfilter

(5) sitzen an der

Oberkante des linken Pfahles.

Innerhalb des Gerätes befinden

sich die Steuerung des Schiebers

(6) und der Spindelmotor (7), die

Pumpe (8) und die Gasuhr (9) für

Schwebstaubmessung sowie ein

Zeitdrucker (10).


Bestimmung von pH und Acidität im Regenwasser mit der Gran-Titration

100 200

ZEIT [s]

Äquivalente starker Base

98

Zur Charakterisierung saurer Niederschläge ist die Bestimmung von pH und Acidität

unentbehrlich. Die Acidität des Regenwassers wird hauptsächlich durch die

Anwesenheit einerseits starker Säuren (H 2 SO 4 , HC1, HNO 3 ) und andererseits basischer

Komponenten (NH 3 , CaCO 3 ) kontrolliert; das natürliche Gleichgewicht mit

CO 2 in der Luft und die Anwesenheit kleinerer Konzentrationen anderer Säuren

(z.B. organische Säuren) tragen ebenfalls zur Säure-Base-Balance bei. Es ist

bei Regenuntersuchungen wesentlich, die mineralische Acidität zu messen, die

die starken Säuren mit pKa >c – 3,5 erfasst, und die in bezug auf den Referenzpunkt

des Gleichgewichts von Wasser mit CO 2 in der Luft definiert ist (pH 5.6);

die totale Acidität umfasst alle Säuren mit pKa ‹ ca. 9.5. Die Messung des pH-

Werts eines Regenwassers bietet besondere Schwierigkeiten, da es sich beim

Regenwasser um schwach saure, verdünnte und ungepufferte Lösungen handelt. Um

Schwierigkeiten wegen der unterschiedlichen Ionenstärken von Puffern und Proben

zu vermeiden, wird eine Methode empfohlen, bei der Eichung, pH-Messung und

Titration der Acidität mit Base im gleichen Ionenmedium nach Ausblasen des CO2

durchgeführt werden. Die Titrationskurve wird rechnerisch nach dem Gran-Verfahren

ausgewertet, so dass die Aequivalenzpunkte für die freie (mineralische)

Acidität und für die totale Acidität mit Hilfe von linearen Funktionen bestimmt

werden (Abb. 4.42).

(Annette Johnson, Laura Sigg)

GRAN

FUNKTIONEN

F 1, F 2

REGENWASSER- PROBE

pH 4.26

Freie Acidität = 51.8,umol•l-1

Totale r 135.3 "

Schwache r 83.5 "

[NH41 = 85,umol•l-1

Abb. 4.42

Coulometrische Gran-Titration einer

Regenwasserprobe. F 1 und F 2 sind die

linearen Gran-Funktionen, die durch

Extrapolation die Aequivalenzpunkte

t 1

und t 2 ergeben. Die Basenzugabe

ist durch die Elektrolysezeit gegeben.

Der erste Aequivalenzpunkt t1

ergibt die freie Acidität; der zweite

Aequivalenzpunkt t 2 die totale

Acidität. Die Differenz [AciT] -

[H-Aci] = 83 µäq// ergibt die Summe

der schwachen Säuren; in diesem Fall

entspricht sie der NH 4 + -Konzentration.


5. LEHRE UND AUSBILDUNG

5.l Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich

Sommersemester 1984

Prof. H. Ambühl

- BIOLOGIE V, mit Exkursionen

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, F. Stössel,

A. Frutiger)

- PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND OEKOLOGI-

SCHER BIOLOGIE II

(Mitwirkend: H. Bachmann, H. Bührer,

H.R. Bürgi, A. Frutiger, R. Illi,

B. Ribi, A. Stöckli, F. Stössel,

E. Szabo)

- LIMNOLOGIE II

- ARBEITSWOCHE IN GEWÄSSERBIOLOGIE

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, P. Rossard,

J. Gavrieli, A. Peter, F. Stössel,

U. Uehlinger)

Prof. R. Brau n*

- ABFALLWIRTSCHAFT

(Mitwirkend: W. Obrist)

Dr. Joan D a v i s/ PD Dr.D. I m b o d e n

- MENSCH - TECHNIK - UMWELT

Prof. K. G r o b, vertreten durch

Dr. K. Grob jr.

- HOCHAUFLÖSENDE GASCHROMATOGRAPHIE

Prof. G. Hamer/PDDr.A. Ei nsel e*

Prof. A. F i echte r*

- BIOTECHNOLOGIE A: V BIOVERFAHRENSTECHNIK

Prof. G. Hamer

- PRAKTIKUM II IN BIOTECHNOLOGIE A

Prof. G. Hamer/PD Dr. J. Hoi gné

- TRINKWASSERHYGIENE UND CHEMIE DER

WASSERVERSORGUNG

Prof. W. S t u m m/ Dr. Laura S i g g

- CHEMIE NATÜRLICHER GEWÄSSER

Prof. W. Stumm

- GEWÄSSERSCHUTZ UND UMWELTÖKOLOGIE

99

Dipl. Ing. M. Wege 1 i n /

Dipl. Ing. M. Strauss

- WASSERVERSORGUNG UND ENTSORGUNG IN

ENTWICKLUNGSLÄNDERN

(Mitw. im Ranmen der Vorlesung

"Planung in ländlichen Räumen" des

Nachdiplomstudiums für Entwicklungsländer,

NADEL)

Wintersemester 1984/85

Prof. H. Ambühl

- LIMNOLOGIE I

- PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND OEKOLOGI-

SCHER BIOLOGIE I

(Mitwirkend: F. Stössel, A. Frutiger)

Prof. H. Ambühl / Dr. R. Gächter

- ANGEWANDTE LIMNOLOGIE

Dr. M. Bol 1 e r/ Dr. W. G u j e r

- GRUNDLAGEN DER WASSERTECHNOLOGIE

Dr. M. B o 1 1 e r/ Dr. W. G u j e r/

Prof. G. Hamer/PD Dr. J. Hoi gné

- EINHEITSVERFAHREN DER WASSERAUFBEREITUNG

UND ABWASSERREINIGUNG

Prof. R. Braun*/Dr.P. Brunner

- ABFALLTECHNIK

Prof. K. Grob

- HOCHAUFLÖSENDE GASCHROMATOGRAPHIE

Prof. G. Hamer

- BIOLOGICAL WASTEWATER TREATMENT

Prof. G. Hamer/Prof. J.R. Bourne*

Prof. A F i echter*

- BIOENGINEERING

Prof G. Hamer/PD Dr. J. Hoi gné

- TRINKWASSER UND ABWASSER

(Mitwirkend: R. Schertenleib)

PD Dr. D. Imboden

- EINFÜHRUNG IN DIE PHYSIK NATÜRLICHER

GEWÄSSER

mit einem * bezeichnete Dozenten gehören

nicht zur EAWAG


PD Dr. D. Imboden

- TECHNIK UND UMWELT

(hlitwirkend: Joan Davis,

R. Schwarzenbach)

Dr. R. M ü l 1 e r

- SCHWEIZERISCHE FISCHEREI UND FISCHZUCHT

PD Dr. P.N. Santschi

- GEOCHEMISCHE OZEANOGRAPHIE

Dipl. Ing.R. Schertenl ei b/

Dipl. Ing. M. Strauss/

Dipl. Ing. M. W e g e 1 i n

- WASSERVERSORGUNG UND FÄKALIENENTSORGUNG IN

ENTWICKLUNGSLÄNDERN

im Rahmen des Vertiefungsblocks B7 der

Abt. VIII A, Landwirtschaftlicher

Wasserbau, Wasserwirtschaft u.

Melioration

Prof. W. Stumm/PD Dr. B. Bö hl en*

- CHEMIE UND UMWELT

Nachdiplomstudium Siedlungswasserbau

und Gewässerschutz

4. Kurs, Sommersemester 1984

Prof. H. Ambühl / Prof. W. Stumm

CHEMIE UND BIOLOGIE NATÜRLICHER GEWÄSSER

Dr. M. Bol 1 e r/ Dr. W. G u j e r

GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER WAS-

SER-AUFBEREITUNG UND ABWASSERREINIGUNG II

Prof. R. B rau n*/

Dipl. Ing. H. W a s m e r

ABFALLWIRTSCHAFT

Dr. H.R. Bürgi /Dr. P. Perret

BIOLOGIE UND OEKOLOGIE DER

AQUATISCHEN LEBENSRÄUME (Exkursionen)

Dipl. Ing. U. B und i und Gäste

PLANUNG UND REALISIERUNG DES GEWÄSSER-

SCHUTZES (Ausgewählte Kapitel)

Prof. T. D r acos*

HYDROLOGIE

Prof. T. D r a c o s*/

Dr. F. S t a u f f e r*

GRUNDWASSERHYDRAULIK

100

Prof. G. Hamer

MIKROBIOLOGISCHE GRUNDLAGEN DES GEWÄSSER-

SCHUTZES UND DER WASSERVERSORGUNG

(Mitwirkend: Th. Egli, K. Mechsner)

PD Dr. D. Imboden

MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG VON

UMWELTPHÄNOMENEN

Prof. M. Lendi*

UMWELTRECHT

5. Kurs, Wintersemester 1984/85

Dr. M. Bol 1 e r/ Dr. W. G u j e• r

GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER

WASSERAUFBEREITUNG UND ABWASSERREINIGUNG I

Dipl. Ing. U. Bund i

GRUNDLAGEN DES GEWÄSSERSCHUTZES

Dr. H.R. B ü r g i / Dr. P. P erre t

BIOLOGIE UND OEKOLOGIE DER AQUATISCHEN

LEBENSRÄUME

Prof. T. Dra cos*

HYDROLOGIE

Prof, G. Hamer

MIKROBIOLOGISCHE GRUNDLAGEN DES GEWÄSSER-

SCHUTZES UND DER WASSERVERSORGUNG

(Mitwirkend: Th. Egli)

Prof. R. H e i e r 1 i*

EINFÜHRUNG IN DIE ABWASSERTECHNIK

P D Dr. D. I m b ô d e n/ Dr. W. Guj e r

MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG TECHNISCHER UND

NATÜRLICHER SYSTEME

Dipl. Geol. P. Schroeter*

ALLGEMEINE HYDROGEOLOGIE

Dr. F. St auffer*

EINFÜHRUNG IN DIE HYDRAULIK

PD Dr. J. H oi gné/Dr. Laura Si gg/

Prof. W. Stumm

ALLGEMEINE CHEMIE MIT SPEZIELLER

BERÜCKSICHTIGUNG DER WASSERCHEMIE

Prof. E. U. Trüeb*

WASSERGEWINNUNG, -FÖRDERUNG, -SPEICHERUNG

UND -VERTEILUNG


5.2 Lehrveranstaltungen an anderen

Lehrinstituten

5.21 Hochschulen

Prof. P. Baccini Université de Neuchâtel:

Chimie analytique II

Dr. D. Imboden

Dr. Laura Sigg

Prof. W. Stumm

Université de Lausanne:

Processus chimiques dans

les systèmes biologiques

Universität Zürich:

Multidisziplinäre Einführung

in die Gewässerökologie

Dr. W. Giger Universität Zürich:

Dr. K. Kelts Geochemische und geologi-

Dr. Laura Sigg sche Prozesse in Seen

Prof. W. Stumm

Dr. M. Sturm

5.3 Kurse und Fachtagungen

Weizmann Institute of

Sciences, Rehovot, Israel:

Principles of Physical

Limnology

Universität Zürich:

Chemie natürlicher Gewässer

5.31 Kurse und Fachtagungen an der EAWAG

Dübendorf

12.3. - "Von der Forschung zur Praxis",

Informationstag 1984 für

Gewässerschutzfachleute:

Dr. W. Giger: Das Verhalten

organischer Waschmittelchemikalien

in der Abwasserreinigung

und in den Gewässern

Dipl. Ing. V. Krejci: Abwassersanierung

im ländlichen Raum

Prof. P. Baccini: Die Abfallbewirtschaftung

der Schweiz im

Spiegel der Rauchgasreinigung

Prof. G. Hamer/Dr. J. Berger:

Anaerob-thermophi1e

Klärschlammbehandlung

101

5.22 Andere Lehranstalten

Abendtechnikum der Innerschweiz, Horw

Nachdiplomstudium Siedlungswasserbau und

Gewässerökologie

- Siedlungswasserbau: Dr. M. Boller, Dipl.

Ing. V. Krejci, PD Dr.

J. Hoigné, Dr. K.

Mechsner

- Naturwissenschaftliche Grundlagen des

Gewässerschutzes: Prof. P. Baccini,

Dr. R. Gächter,

PD Dr. D. Imboden,

Dr. P. Perret

- Abfallwirtschaft: Dr. W. Obrist

Interkantonales Technikum Rapperswil

Oekologie und Umweltschutz: Dr. H.R. Bürgi

Hygiene, Fäkalienentsorgung und Abfallbehandlung

in Entwicklungsländern:

Dipl. Ing. M. Wegelin

Krankheiten - Wasser - Fäkalien; Ihre Vernetzung

und Lösungsmöglichkeiten in Entwicklungsländern:

Dipl. Ing. M. Wegelin

Ingenieurschule Zürich

Kanalisationstechnik und Abwasserreinigung:

Dipl. Ing. V. Krejci

3.-6.9. -"Seminarserie über Oekotoxikologie"

EAWAG-interne Seminarien

Prof. W. Stumm: Die Grenzfläche

Wasser/Zellwand aus chemischer

Sicht; einige ökotoxikologische

Gesichtspunkte zum Transfer

von Schwermetallen und

hydrophoben Verbindungen

Dr. J. Zeyer: Umweltchemikalien -

Mutagenität - Karzinogenität

Dr. A. Frutiger: Biologische Aspekte

der Oekotoxikologie am

Beispiel der Fliessgewässer

Prof. L. Jaenicke*: Funktionsweise

aquatischer Signalstoffe und

mögliche Störungen durch

Schmutzstoffe


5.32 Kurse und Veranstaltungen am Seenforschungslaboratorium

Kastanienbaum

16.-19.4. Prof. Ambühl, Dr. Gächter:

Angewandte Limnologie, ETH-

Studenten

14.6. Dr. Gächter:

Eutrophierung, Seensanierung;

Mikrobiologisches Institut der

Universität Zürich

30.7.-3.8. Prof. Ambühl:

Arbeitswoche in Gewässerbiologie,

ETH-Studenten

23.-26.10. Prof. Ambühl, Dr. Gächter:

Angewandte Limnologie, ETH

Studenten

Ausserdem wurden während 9 Wochen Klassenlager

von Volks- und Mittelschulen durchgeführt

sowie 24 Gruppen über die Aufgaben des Laboratoriums

und spezielle Probleme der Fischerei

und des Gewässerschutzes informiert.

5.33 Kurse und Fachtagungen an der ETH

Zürich

27.2.-5.3. "Planetare Grenzschicht/Luftverschmutzung",

Fortbildungskurs

Laboratorium für Atmosphärenphysik,

ETH Hönggerberg

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm: "Die Störung der

Protonenbalance in der Atmosphäre.

und der Umwelt als

Folge zivilisatorischer Beeinträchtigung

hydrogeochemischer

Kreisläufe"

14.-17.11., Kurse für Unternehmensführung des

21.-24.11. Betriebswissenschaftlichen Instituts

der ETHZ, Nachkurse in Brunnen,

SZ

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm: "Unternehmer und

Oekolagie"

5.34 Einführung in die Glaskapillar-

Gaschromatographie

Die vor einem Jahr beschriebene neue Entwicklung,

welche auf die seit 1979 käuflichen

Quarz-Kapillarsäulen zurückgeht, hat sich

weiter akzentuiert. Am weitesten ging sie in

USA, wo die kommerzielle Säule die selbsthergestellte

fast völlig verdrängt hat. Das

bedeutet, dass annähernd die gesamte Forschung

nur noch auf wenigen, standardisierten

Säulentypen ausgeführt wird, was fast voll-

102

ständigen Verzicht einerseits auf Optimierung,

anderseits auf breite Möglichkeiten

unserer Analytik, bedeutet. Der Verzicht wird

damit gerechtfertigt, dass beim Benützer die

Sorge um die Säule wegfällt. Eine der wenigen

Ausnahmen bildet das Oceanographische Institut

in Woods Hole/USA, das mittels selbsthergestellter

Säulen einen hohen analytischen

Standard weiterhin hoch hält.

In Europa ist die Zahl der Laboratorien wesentlich

grösser, welche das volle Potential

der Kapillar-Gaschromatographie nützen wollen

und deshalb die Säulentechnologie weiterhin

pflegen. Aeusserlich zeigt sich das darin,

dass wir unsere Einführungskurse nur noch in

ausseramerikanischen Ländern geben.

7.-11.5. Universität Wien, Physikalisch/-

Chemisches Institut. Kurs für

Vorgerückte, mit Gewicht auf Säulentechnologie.

12 Teilnehmer aus

Hochschulen und Industrie.

13.-16.8. Universität Helsinki, Analytisches

Institut. Grundlagenkurs mit Gewicht

auf Injektionsverfahren. 32

(aus einer grossen Interessentenzahl

ausgesuchte) Teilnehmer aus

Laboratorien verschiedenster Arbeitsrichtung.

Es folgte

17.8. Eine Fortsetzung für Fortgeschrittene,

mit dem ausschliesslichen

Thema der Säulentechnologie.

Eine neue Entwicklung hat in den Ländern eingesetzt,

welche die gebrauchsfertigen Apparate

und Hilfsmittel kaum oder gar nicht importieren

können. Unsere Kurse nehmen hier den

Charakter der Anleitung zur Selbsthilfe an.

Zwei Kurse dieser Art fanden statt, die sich

in den Einzelheiten drastisch unterschieden.

21.-25.5. Technische Hochschule Bratislava,

Analytisches Institut. Völlige Beschränkung

auf Säulentechnologie

und Apparate-konstruktion. 35

sorgfältig ausgesuchte Teilnehmer

aus der Slovakei, mit wenigen Zuzügern

aus der Tschechei und der

DDR.

15.-18.10. Bundesuniversität Rio de Janeiro,

Chemisches Institut. Mangels Apparaturen

ausschliesslich Vorlesungen

und Diskussionen. 28 Analytiker

aus ganz Brasilien, ausgesucht

für eine gute Bedienung der einzelnen

Landesteile und Bedürfnisse.

Es handelt sich in Brasilien um einen Start

fast ab Null, für welchen jedoch die Universität

Rio de Janeiro ausgezeichnete Vorarbeit

geleistet hat. Wir haben noch an keinem Ort

der Welt eine so ausgezeichnete Literaturkenntnis

vorgefunden. Die Aktion für Brasilien

soll 1985 fortgeführt werden. (K. Grob)


5.35 Andere Fachtagungen

15.-18.l. Technical Workshop on Approaches

to Water Quality Criteria,

Environmental Protection Agency,

Belmont, Baltimore, USA

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm

20.-24.2. Workshop "Emptying On-Site

Sanitation Systems in Developing

Countries" in Zusammenarbeit mit

SIDA, ODA und UNDP, Gaborone

(Botswana)

Mitwirkende der EAWAG:

R. Schertenleib, A. Bösch

5.6. Einzelmitgliederseminar, Verband

Schweiz. Abwasserfachleute, ETH

Zürich

Referenten der EAWAG:

- Prof. W. Stumm: "Versuch zu

einer Früherkenntnis über die im

Gewässerschutz auf uns

zukommenden Probleme"

- Dr. R. Schwarzenbach: "Was

bestimmt die Verteilung und die

Aufenthaltszeit von biologisch

schwer abbaubaren organische

Spurenverunreinigungen in einem

Oberflächengewässer?"

23.-27.7. Workshop "Wasserversorgung und

Fäkalienentsorgung in Entwicklungsländern",

mit Mitarbeitern

von Entwicklungsorganisationen;

Gersau

Mitwirkende der EAWAG: Dipl.Ing'e

R. Schertenleib, M. Strauss, M.

M. Wegelin

27.-31.8. 3rd Int. Watte Treatment and

Utilization Symposium, Kartause

Ittingen

Organisation: J.D. Bryers,

G. Ramer, Th. Egli, Kl. Mechsner

5.4 Seminare und Kolloquien

6. l. *Dr. P.F. Greenfield: Growth and

Product Formation Models for Mixed

Culture Anaerobic Systems

9. 1. *Prof. J.L. Cohon: Regional Water

Supply Management

13. l. *Dr. D. Freiburghaus:

Kommunikationsprobleme im Grenzbereich

von Wissenschaft und Politik

20. 1. Dr. W. Giger: Schwerabbaubare

Phenolverbindungen in Abwasser,

Klärschlamm und Gewässern

103

18.10. 100. Sitzung der Eidg. Kommission

zur Ueberwachung der Radioaktivität

(KUER), Schloss Spiez

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm: "Studium von

Umweltvorgängen mit Hilfe

chemischer Methoden"

7./8.11. Automatische Qualitätsüberwachung

des Trink-, Oberflächen- und

Abwassers, Arbeits-Tagung Schweiz.

Verein des Gas- und Wasserfaches,

Zürich

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm: "Die Beurteilung

ökotoxikologischer Effekte von

Verunreinigungssubstanzen; Kann

man die Umwelt überwachen?"

23.11. Umweltschutzgesetze - Ziele und

Massnahmen, Mitgliederversammlung

Verband Schweiz. Abwasserfachleute,

Zürich

Referent der EAWAG:

Prof. W. Stumm: "Gestörte

Stoffkreisläufe in unserer

Umwelt"

14.12. Seminar des Nationalfonds über das

Nationale Forschungsprogramm 14

"Lufthaushalt und Luftverschmutzung

in der Schweiz":

J. Zobrist: Methoden und Geräte der

Probenahme atmosphärischer Depositionen

Annette Johnson, Laura Sigg und

F. Zürcher: Analysenmethoden für

die Nassdeposition

Laura Sigg, Annette Johnson,

W. Stumm, J. Zobrist, F. Zürcher:

Regen- und Nebeluntersuchungen

C. Leuenberger, W. Giger: Organische

Verbindungen von Niederschlägen

27. 1. *Dr. K. Hanselmann: Mikrobielle

Prozesse in Seen: Organismen und

durch sie katalysierte Reaktionen in

Redox-Uebergangszonen

30. 1. *Prof. W.G. Characklis: Influence of

Biofilms on Equipment Performance

1. 2. *Prof. K.C. Marshall: Bacterial

Responses at Surfaces

3. 2. Dr. T. Egli: Mischsubstratwachstum

von Mikroorganismen

6. 2. *Dr. M. Sharefkin: Expert Systems:

Structure, Status, Promise


10.2. Dipl.Ig. M. Wegelin: Behandlung von

Oberflächenwasser in Entwicklungsländern

mittels Horizontalfiltern

und Langsamsandfiltern

17.2. *Prof. J.R. Strickler: Copepoden im

"Gemüseladen" - kritische Konsumenten

mit geschärften Sinnen

2. 3. Prof. H. Ambühl / Dr. H. Bührer:

Möglichkeiten der Sanierung des

Greifensees

5. 3. Dr. J. Berger: Anaerob-thermophile

Klärschlammbehandlung

19. 3. *Dr. R.R. Trusoll: Disinfection

(Chlorination, Comparison of

Disinfectants)

2. 4. *Prof. J.J. rlagnusson: Long Term

Ecological Research of Small Forest

Lakes of Northern Wisconsin

9. 4. *Dr. F. Prahl: Fate of Algal Lipids

During Copepod Digestion

13. 4. Dipl. Ing. N.R. Wasmer: Das neue

ETH-Gesetz

27, 4. *Dr. N.S. Fisher: Concentration of

Metals by Marine Phytoplankton

4. 5. *Dipl. Ing. B. Jost: Vollzugsprobleme

im Gewässerschutz

9. 5. *Prof. P.J. Reilly: Purification,

Characterization and Subsite Mapping

of Endo-Xylanases

11. 5. Dipl. Ing. H.R. Rhein: Neue "Software-Werkzeuge"

am RZ-EAWAG

11. 5. *PD Dr. K. Hutter: Interne Bewegungen

in Seen - Windbedingte, barokline

Wellendynamik im Zürichsee und Luganersee

18. 5. *Dr.-Ing. M. Jekel: Zur Rolle der

Huminsäuren im Flockungsprozess der

Wasserreinigung

21. 5. *M. van Loosdrecht: Biologische Phosphatelimination

25. 5. *Prof. R. Wolfe: Recent Deveiopments

in the Biology of Methanogenesis

l. 6. *Prof. Gerald Schnoor: Acidification

of Lakes and Chemical Weathering

4. 6. *M. van Loosdrecht: Abbauverhalten

von NTA bei der Infiltration von

Flusswasser ins Grundwasser: Laborkolonnenversuche

5. 6. *Prof. A.J.B. Zehnder: Die Rolle der

stickstoffbindenden Bakterien im

Stickstoff-Kreislauf

104

B. 6. *Prof. A.G. Milnes: Wasser und radioaktive

Abfälle: Ein geologischer

Ueberblick

15. 6. *W.R. Thalmann: Erstellen materialökologischer

Bilanzen

21. 6. *Dr. Michel Marchand: The Fate of

Amoco Cadiz Oil

22. 6. Dr. R. Gächter: Kopplung von P- und

02-Haushalt im Hypolimnion von Seen

29. 6. *Dr. H.P. Fahrni: Erfolgskontrollen

und Erfolgserlebnisse im Gewässerschutz

6. 7. PD Dr. D.M. Imboden: Interne Seensanierung

- Theorie und Praxis

10. 7. *Dr. J. Gottschal: Competition Between

Bacterial Species Under Mixed Substrate

Limiting Conditions

13. 7. Dr. 0. Wanner und Dr. W. Gujer: Wo

sitzen welche Organismen im Tropfkörper?

31. 8. *Dr. A. Helweg: Degradation of Organic

Chemicals in Subsoil: Methods and

Preliminary Results Concerning Degradation

of 14C-labelled Ethanol and

MCPA

4. 9. *Prof. Ch. O'Melia: Coagulation in

Lakes: An Old Model with New Measurements

24. 9. *Dr. Ch. Rav-Acha: Combined Desinfectants

as a Mean for Minimizing the

Formation of Undesirable By-Products

18.10. *Dr. B. Fattal: Epidemiological Aspects

of Wastewater Re -Use

26.10. *Dr. M.R. Schüpbach: Fremdstoffe in

der Biosphäre

2.11. *Dr. Erwin Akeret: Früchte und Dornen

der Gewässerschutzpolitik

9.11. *Prof. Norman Brooks: Wastewater Disposal

in the Ocean: An Engineering

System Involving a Cascade of Natural

Processes Over a Wide Range of

Scales

12.11. *Prof. Anton Moser: Process Kinetic

Strategy

16.11. *Prof. H. Pruppacher: Zum Auswaschen

von atmosphärischen Spurenstoffen

durch Wolken und Niederschlag

23.11. *Frau Dr. H. Barben: Entwurf einer

Verordnung über umweltgefährdende

Stoffe


23.11. Dr. Ch. Leuenberger: Organische Verbindungen

im Regen: Strukturen, Konzentrationen,

Mechanismen der

Aufnahme aus der Atmosphäre

30.11. Dr. P. Bossard: Messung biologischer

Energieflüsse in aquatischen Systemen

Abb. 5.l

105

7.12. *Dr. P. Kesselring: Einige Aspekte

zukünftiger Energiesysteme

14.12. Dipl. Ing. R. Schertenleib: Konzept

und Projektarbeit des International

Reference Centre for Wastes Disposai

21.12. *Dipl. Ing. A. Pozzi: Bedroht die

Bewässerung die Gesundheit?

Zukunftsvision: Die Gebäude der EAWAG, umrahmt von den

geplanten S-Bahn-Linien nach Dietlikon und Dübendorf

im Modell. Baubeginn: Frühjahr 1985.

(Foto: P. Grünert, Zürich)


5.5 Gastwissenschafter

AHEL harijan, Dipl. Chem., Institut Rudjer

Boskovic, Zagreb, Jugoslawien

(Aug. - Okt. 84)

BROOKS Norman, Prof., Dir. des Environmental

Quality Laboratory am California

Institute of Technology, zusammen mit

ETHZ

(seit Sept. 84)

CARROLL-WEBB Susan, Dipl. Geol., Dept. of

Geol. Sc., Northwestern Univ.,

Evanston, Illinois, USA

(Juni - Sept. 84)

COSOVIC Bozena, Dipl. Chem. Ing., Abt.Chef am

Institut Rudjer Boskovic, Zagreb,

Jugoslawien

(Okt. - Dez. 84)

GONÇALVES Maria de Lourdes, Prof., Centro de

Quimica Estrutural, Instituto

Superior Tecnico, Lisboa, Portugal

(Juli - August 84)

JOHNSON Carola, Ph.D., Chemikerin, Imperial

College, Geology Dep., London

(seit Febr. 84)

LEWANDOWSKI Zbigniew, Dr.Ing., Polish Academy

of Sc., Institute of Env. Eng.,

Zabrze, Polen

(Okt. - Dez. 84)

Abb. 5.2

106

MORGAN James, Prof., California Institute of

Technology, Dept. of Environmental

Eng. Science, Pasadena, California,

USA

(Aug. - Sept. 84)

O'MELIA Charles, Prof., Dept. of Geogr. and

Env. Eng., John Hopkins Univ.,

Baltimore, Maryland, USA

(Juli - Sept. 84)

RUZIC Ivica, Dipl. Chem. Ing., Institut Rudjer

Boskovic, Zagreb, Jugoslawien

(Okt. - Dez. 84)

SCHNOOR Gerald, Prof., Div. of Energy Eng.,

Univ. of Iowa, Iowa City, USA

(Mai - Juni 84)

SCULLY Francis, Prof., Old Dominion Univ.,

Dept. of Chemical Sciences, Norfolk,

Virginia, USA

(Juni - Dez. 84)

TANG Hong-xiao, Prof., Inst. of Env. Chemistry

of Chinese Academy of Sciences,

Beijing, VR China

(seit Juni 84)

WANG Zi-Jian, Dipl. Chem. Ing., Academia

Sinica, Beijing, VR China

(seit Juli 84)

Die Gegenwart hat die Zukunft bereits eingeholt: Der

bewaldete Rücken von Abb. 5.1 - eine Baumschule -

ist inzwischen fast ganz abgeholzt worden ... Im

Vordergrund die SBB-Linie Wallisellen-Dübendorf;

hinten: Neubaugebiete in Wallisellen.

(Foto: R. Koblet)


6. PERSONAL

Personalbestand Durchschnitt 1984

(in Personenjahren).

ETH-Professoren (3) und -Assistenten

4

Berufskategorien (exkl. Doktoranden,

Etatstellen EAWAG

119

Lehrlinge und Gastwissenschafter)

Nicht-Etatstellen zulasten Kredite EAWAG 8

Mitarbeiter zulasten Hochschulabsolventen 85

- Nationalfond 10 HTL-Ingenieure und -Techniker 9

- anderer Fremdkredite 4 Laboranten und übrige technische

Angestellte

Kaufmännische u. Verwaltungs-

34

Total Personal 145

Handwerker

Angestellte 11

6

Doktoranden 24

Lehrlinge 14

Gastwissenschafter 7 145

Total Mitarbeiter 190

Aufgliederung des Personals nach Berufen

Kaufmännische

Angestellte

Photograph, Zeichnerin

Handwerker

Techniker

107

Professoren ETH

Laboranten

Erdwissenschafter

Bauingenieure

Kulturingenieure

Ing. Agronomen

Maschineningenieure

Sanitary Engineers


7. RECHNUNGSWESEN

108

Ausgaben und Einnahmen pro 1984 gemäss Staatsrechnung

Bewilligter Kredit Ausgaben Kreditrest

AUSGABEN Fr. Fr. Fr.

Personalbezüge 8'720'700 8'720'724 - 24

Hilfskräfte 132'200 131'643 + 557

Ersatz von Auslagen 124'500 124'536 - 36

HDnorare 8'700 8'669 + 31

Auswärtige Gastwissenschafter 69'500 69'557 57

Verwaltungsauslagen 96'600 96'168 + 432

Unterhalb und Reparaturen 124'100 123'977 + 123

Betriebsausgaben 788'000 787'935 + 65

Unterricht und Forschung 709'000 708'943 + 57

Mitgliederbeiträge 3'000 2'993 + 7

Int. Referenz-Zentrum (IRC) 194'900 194'898 + 2

Vertragliche Leistung 41'600 40'151 + 1'449

Ausbildung (DDktDranden-Stipendien) 112'500 112'355 + 145

Maschinen, Apparate 498'300 498'298 + 2

TDtal 11'623'600 11'620'847 + 2'753

E INNAHME N Voranschlag Einnahmen Saldo

Erlös aus FDrschungs- und

Dienstleistungsaufträgen 530'000 513'525 - 16'475

Ausgaben und Einnahmen in den Jahren 1979-1984 (in 1000 Franken)

AUSGABEN 1979 1980 1981 1982 1983 1984

PersDnalausgaben 6251 6788 7384 8230 8562 8853

Uebrige Ausgaben 2414 2495 2562 2492 2695 2768

Gesamtausgaben 8665 9283 9946 10722 11257 11621

EINNAHMEN

Verrechnete Untersuchungsgebühren 539 375 228 518 496

Verschiedene Einnahmen 13 13 20 6 6

Bezahlte Einnahmen total 552 388 248 524 502 514

Bundesaufträge (ohne Bezahlung) 36fi 470 1184 984 945 804

Gesamteinnahmen 918 858 1432 1508 1447 1318

514


BEITRAGE AUSSERHALB DES EAWAG-VORANSCHLAGES 1979 1980 1981 1982 1983 1984

Schweiz. Nationalfonds 398 549 622 646 393 471

Andere Bundesmittel 44 140 186 234 220 225

Fonds und Stiftungen 59 102 115 178 260 137

Industrie 22 17 - - 2

Kantone 62 169 104 70

Total 523 808 985 1227 977 905

Mio Fr.

12

10

8

6

4

2

0

pgpiplEEMS

109

1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984

Abb. 7.1: Entwicklung der Ausgaben und Einnahmen

(Staatsrechnung)

AUFTRÄGE

AUFTRAGSWESEN IM JAHRE 1983/84

1983

bearbeitet pendent

31.12.83

Gesamtausgaben

Personalbezüge

übrige Ausgaben

Gesamteinnahmen

Bundesaufträge

bez. Einnahmen

1984

bearbeitet pendent

31.12.84

von Kantonen,

Gemeinden und 78 35 78 30

Privaten

des Bundes 16 16 18 17

Insgesamt 94 51 96 47


8. ANHANG

8.1 Abgeschlossene Diplomarbeiten,

Dissertationen und Habilitationen (ETHZ)

Diplomarbeiten

DIETRICH, D.: Die Wechselwirkung zwischen Nund

P-limitiertem Wachstum bei

Chlamydomonas rheinhardii

HOLLIGER, P.: Vergleich von Benthosbiozönosen

kleiner Fliessgewässer mit

verschiedenartigen Einzugsgebieten.

Felduntersuchungen an

Seitenbächen der Alp

ROHNER, M.: Die besondere trophische Struktur

eines Baggersees und ihre

Ursachen. Felduntersuchungen

und Experimente im Baggersee

Bruggerhorn, St. Margrethen

8.2 Wissenschaftliche Fachpublikationen

a) Wasseraufbereitung

Bühler, R.E., Staehelin, J., Hoigné, J.:

Ozone Decomposition in Water Studied by Pulse

Radiolysis. l. H02/0 2 - and H03/03- as

Intermediates. J. of Phys. Chem. 88, 2560-2564

(1984).

Gilbert, E., Hoigné, J.: Messung von Ozon in

Wasserwerken; Vergleich der DPD- und Indigo-

Methode. Gas- und Wasserfach, Wasser/Abwasser

124, 527-531 (1983).

Haag, W.R., Hoigné, J., Bader, H.: Improved

Ammonia Oxidation by Ozone in the Presence of

Bromide Ion During Water Treatment. Water Res

18, 1125-1128 (1984).

Wegelin, M.: Horizontal -flow Roughing Filtration:

An Appropriate Pretreatment for Slow

Sand Filters in Developing Countries. IRCWD

News No. 20 (1984).

Wegelin, M., Boller, M., Schertenleib, R.:

Surface Water Treatment by Horizontal -flow

Roughing Filters Preceding Slow Sand Filtration.

Proc. IWSA Congress, Monastir /Tunesia

1984.

110

SCHNEIDER, R.: Wachstum auf flüchtigen, in der

Gasphase eingetragenem n-

Heptan

Dissertationen

BASERGA, U.: Der Einfluss der anaeroben

Schlammstabilisation auf die

Faulschlammentwässerbarkeit

GAVRIELI, J.: Studies on the autoecology of

the freshwater algae flagellate

Rhodomonas lacustris Pascher et

Ruttner

b) Gewässerschutz, Wassernutzung,

Wasserqualitätsbeurteilung

Ahel., M., Giger, W., Molnar-Kubica, Eva,

Schaffner, C.: Organic Micropollutants in

Surface Waters of the Glatt Valley, Switzerland.

In: "Analysis of Organic Micropollutants

in Water" (Ed. by G. Angeletti & A. BjOrseth),

D. Reidel Publ. Co., Dordrecht 1984, pp. 280-

288.

Bloesch, J., Gavrieli, J.: The Influence of

Filtration on Particulate Phosphorus Analysis.

Verh. Int. Verein. Limnol. 22, 155-162

(1984).

Dauber, L., Novak, B.M., Krejci, V.: Vergleich

der Schmutzstofffrachten von Regenabflüssen

aus zwei verschiedenen Einzugsgebieten

der Stadt Zürich. Gas, Wasser, Abwasser 64,

708-716 (1984).

Gächter, R., Mares, A., Tilzer, M.M.:

Determination of Phytoplankton Production by

Radiocarbon Method: A Comparison between the

Acidification and Bubbling Method (ABM) and

the Filtration Technique. J. of Plankton Res.

6, 2, 359-364 (1984).


Giger, W., Ahel, M., Schaffner, C.:

Determination of Organic Water Pollutants by

the Combined Use of High-Performance Liquid

Chromatography and High-Resolution Gas,Chromatography.

In: "Analysis of Organic Micropollutants

in Water" (Ed. by G. Angeletti & A.

Bj¢rseth). D. Reidel Publ. Co., Dordrecht

1984, pp. 91-109.

Graydon, J.W., Grob, K., Zürcher, F., Giger,

W.: Determination of Highly Volatile Organic

Contaminants in Water by the Closed-Loop Gaseous

Stripping Technique Followed by Thermal

Desorption of the Activated Carbon Filters. J.

Chromatogr. 285, 307-318 (1984).

Grob, K.: The Role of Column Technology in

Capillary Gas Chromatography. J. of High Resolution

Chromatogr. & Chromatogr. Communications,

(J. HRC & CC) 7, 252-257 (1984).

Grob, K.: Further Development of Direct

Aqueous Injection with Electron- Capture Detection

in Gas Chromatography. J. Chromatogr.

299, 1-11 (1984).

Grob, K., Grob, G., Habich, A.: Overcoming

Background Contamination in Closed-Loop Stripping

Analysis (CLSA). J. HRC & CC 7, 340-342

(1984).

Habich, A., Grob. G.: Filter Extraction in

Closed-Loop Stripping Analysis (CLSA). J. HRC

& CC 7, 492-494 (1984).

Imboden, D.M.: Anwendung seephysikalischer

Erkenntnisse zur Sanierung eines eutrophen

Sees durch interne Massnahmen, In: F. Valentin

(ed.), Seeströmungen, Bericht des DVWK, SFB

81, 215-237 (1984).

Leuenberger, C., Pankow, J.F.: Tenox GC

Cartridges in Adsorption /Solvent Extraction of

Aqueous Organic Compounds. Anal. Chem. 56,

2518-2522 (1984).

Munz, W.: Auswertung der Messungen an den

Regenbecken Matten und Hilterfingen. Bundesamt

für Umweltschutz, Dez. 1984.

Sakamoto, M., Tilzer, M.M., Gächter, R.,

Rai, H., Collos, Y., Tschumi, P., Berner, P.,

Zbaren, D., Dokulil, M., Bossard, P., Uehlinger,

U., Nusch, E.A.: Joint Field Experiments

for Comparison of Measuring Methods of Photosynthetic

Production. J. of Plankton Res. 6,

365-383 (1984).

111

Schaffner, Ch., Giger, W.: Determination of

Nitrilotriacetic Acid in Water by High-Resolution

Gas Chromatography. J. Chromatogr. 312,

413-421 (1984).

Schneider, J.K., Gloor, R., Giger, W.,

Schwarzenbach, R.P.: Analytical Fraction of

Dissolved Organic Matter in Water Using

Reversed-Phase HPLC with On-Line Carbon

Detection. Water Res. 18, 1515-1522 (1984).

Schwarzenbach, R.P., Imboden, D.M.:

Modelling Concepts for Hydrophobic Organic

Pollutants in Lakes. Ecol. Modelling 22, 171-

212 (1983/84).

Schwarzenbach, R.P., Giger, W., Grob, K.,

Jr.: Gas Chromatography. Water Analysis, Vol.

III, Minear, R.A., Keith, L.H., Eds., Academic

Press, London, 1984, pp. 167-251.

Stumm, W., Matter, Christina: Wasser - Ein

Rohstoff in Gefahr. In: "Wasser - Mensch -

Wirtschaft", GDI Schriften 27, 9-32, Gottlieb

Duttweiler Institut, RüschlTEon/Zürich 1984.

c) Abwasserreinigung

Bolier, M.: Chemical Optimization of Tertiary

Contact Filters. J. Environ. Engng. Div.,

110, 1, 263-276 (1984).

Bolier, M.: Full Scale Experience with Ter

Contact Filtration. Water Sci. & Tech-tiary

-nol. 16, 225-239 (1984).

Bolier, M.: Ein neues Verfahren wirkungsvoller

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Bolier, M.: Grosstechnische Erfahrungen mit

der Flockungsfiltration von Abwasser. In:

Neuere Verfahrenstechnologien in der Abwasserreinigung,

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Verlag Oldenbourg, München, 1984, S. 321-341.

Bolier, M., Gujer, W.: Nitrifikation im

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Dynamics: Pure and Mixed Culture Considerations.

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with Plastic Media Tertiary Trickling Filters

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Activated Sludge Processes. In: "Continuous

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Novak, B.M.: Ablagerungen in Abwasserkanälen.

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Zeyer, J., Kearney, P.C.: Degradation of

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112

d) Chemie, Physik und Biologie natürlicher

Gewässer

Baccini, P.: Introduction; Regulation of

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Davis, Joan S., Keller, H.: Biogeochemical

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Gavrieli, J.: Studies on the Autoecology of

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Abb. 8.l

Die von Robert Lienhard (Winterthur) im Jahre

1972 geschaffene "Seerose" aus Stein bringt

einen Hauch von Kunst zur EAWAG. Hinten: ein

Gebäude der EMPA. (Foto: R. Koblet)


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e) Behandlung fester Abfallstoffe

Baserga, U.: Der Einfluss der anaeroben

Schlammstabilisation auf die Faulschlammentwässerbarkeit.

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1984.

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in der Deponie. In: "Baumängel, Behebung

und Vorbeugung",Bd. 1O:' Abdichtung von Deponien,

Baufachverlag Zürich, 1984, S. 27-29.

Schüepp, W., Siegfried, W., Sorg, J., Wegmann,

C.: Klärschlamm- und Kompostsubstrate im

Bodenökosystem, ein langfristiger bodenmikrobiologischer

Feldversuch. Bull. Bodenkundl.

Ges. Schweiz 6, 82-87 (1982).


f) Andere Themen

Ambühl, H.: Eine transportable Motordurchlaufwinde

(Winch) zum Einsatz in beliebigen

Booten; Ein neuer grossvolumiger Wasserschöpfer

für den Fang von Zooplankton; Ohne Fallgewicht

arbeitender Fernauslöser. Schweiz. Z.

Hydrol. 45, (2), 495-504 (1983).

Bürgi, H.R.: Neue Netzgarnitur mit Kipp-

Schliessmechanismus für quantitative Zooplanktonfänge

in Seen. Schweiz. Z. Hydrol. 45, (2),

505-507 (1983).

8.3 Kommissionstätigkeit

Ambühl, H.:

- Int. Gewässerschutzkommission für den

Bodensee, Experte, Mitarbeit in den

Arbeitsgruppen Zuflussuntersuchungen

(Vorsitz), Freiwasser-Untersuchungen

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft, Redaktor der

"Schweizerischen Zeitschrift für Hydrologie"

- Internationale Arbeitsgemeinschaft Donauforschung

der Societas Internationalis Limnologiae

(Vertreter der Schweiz)

Baccini, P.:

- Eidg. Kommission für Abfallwirtschaft,

Mitglied

Boller, M.:

- Baukommission für den Ausbau der ARA

Werdhölzli (Technischer Ausschuss)

- DVGW-Arbeitskreis "Flockung"

Bossard, P.:

- Eidg. Kommission für Tierversuche, Mitglied

Brunner, P.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet von

Wissenschaft und Technik, COST 68, Klärschlammbehandlung,

Delegierter

- Int. Union of Pure and Applied Chemistry,

Experte der Applied Chemistry Division

- Bundesinterne Arbeitsgruppe "Cadmiumkontrolle

in der Schweiz"

- Arbeitsgruppe "Reststoffe aus Kehrichtverbrennungsanlagen"

des BUS

- Arbeitsgruppe "Abfallkonzept" des Kantons

Aargau

Bührer, H.:

- Arbeitsgruppen Uferzonenkartierung, Freiwasser-Untersuchungen,.

Zuflussuntersuchungen

und Aufstau des Rheins der Int. Gewässerschutzkommission

für den Bodensee (Sachverständiger)

115

Egli, Th., Lindley, N.D.: Mitochondrial

Activities in the Methylotrophic Yeast

Kloeckera sp. 2201 During Growth with Glucose

and/or Methanol J. of Gen. Microbiol. (1984).

Güttinger, H., Haschke, D., Matter, Christina,

Pritzker, A., Sigenthaler, U., Stumm, W.,

Wölfli, W.: "Energiesysteme und Umwelt', Bericht

der Arbeitsgruppe des Schweiz. Schulrates

1984.

Ramer, G., Hydrocarbon and Petrochemical

Fermentations. Swiss Biotech. 2, No. 4a, 18-23

(1984).

Mechsner, Kl.: An Automated Nephelometric

System for Evaluation of the Growth of Bacterial

Cultures. Anal. Chim. Acta 163, 85-90

(1984).

Bundi, U.:

- Groupe interdépartemental de coordination

pour les questions d'environnement en relation

avec les organisations internationales

Bürgi, H.R.:

- Arbeitsgruppe Freiwasser-Untersuchungen der

Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee

(Sachverständiger)

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft SNG (Quästor)

Davis, Joan:

- Arbeitsgruppe für operationelle Hydrologie

(administrative Leitung: Landeshydrologie)

- Arbeitsgruppe "Information Managers of European

Water Research Centers"

Eichenberger, E.:

- Arbeitsgruppe "Untersuchung von Oberflächengewässern"

des BUS

- Gewässerschutz- und Abfall-Kommission des

Kantons Zürich

Geiger, W.:

- Kommission für die Fragen der Absatzförderung

inländischer Fische des BUS, Mitglied

- Kantonal-zürcherische Fischereikommission,

Mitglied

Giger, W.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiete der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

EUROP-COST, Aktion 64 b-bis, "Analyse

organischer Mikroverunreinigungen im

Wasser", Delegierter

- Fachgruppe "Biozide" der Int. Kommission zum

Schutze des Rheins gegen Verunreinigungen

- Mitarbeit in der Arbeitsgruppe "Oelverschmutzung

und Schadstoffbelastung" der Int.

Gewässerschutzkommission für den Bodensee

Gujer, W.:

- Vorstand des Verbandes Schweiz. Abwasserfachleute,

Mitglied


Gujer, W.:

- Technischer Ausschuss für die weitergehende

Abwasserreinigung im Raume Zürich-Nord

- IAWPRC Task Group on Mathematical Modelling

for Design and Operation of Biological

Wastewater Treatment

Hamer, G.:

- Int. Committee on Economic and Applied

Flicrobiology of the Int. Association of

Microbiological Societies

- Arbeitsgruppe Microbial Physiology, European

Federation for Biotechnology

Henseler, G.:

- Arbeitsgruppe Landwirtschaftliche

Klärschlammverwertung, KEZO Hinwil

Hirschheydt, A.v.:

- Arbeitsgruppe Kompostierung der Eidg.

Kommission für Abfallwirtschaft

- Commission d'étude pour l'épandage des boues

en agriculture, Canton de Genève

- Technische Kommission Kompostierung des

Verbandes der Betriebsleiter schweiz.

Abfallverwertungsalagen, VBSA, Mitglied

- Arbeitsgruppe Kompostwerke Baden-Württemberg

Hoigné, J.:

- Fachausschuss "Oxidationsmittel in der

Wasseraufbereitung" des Deutschen Vereins

des Gas- und Wasserfaches DVGW

- Arbeitsgruppe "Nitrate in Nahrungsmitteln;

Trinkwasser" (BUS und Bundesamt für Gesundheitswesen)

Imboden, D.M.:

- Technisch-wissenschaftliche Arbeitsgruppe

der Int. Kommission zum Schutze der italienisch-schweizerischen

Grenzgewässer

Koblet, R.:

- Bibliothekskommission der ETH Zürich, Mitglied

Mechsner, K.:

- Arbeitsgruppe "Zur Ausarbeitung eines Verfahrens

zur Prüfung der Abbaubarkeit von

Detergentien" des BUS

- Group of Experts on the Application of the

European Agreement on the Restriction of the

Use of Certain Detergents in Washing and

Cleaning Products, Council of Europe, Strasbourg

Munz, W.:

- Kanalkommission des Tiefbauamtes der Stadt

Zürich, Mitglied

Nänny, P.:

- Arbeitsgruppe "Nappe Phréatique Rhénane" des

Europa-Rates

- Eidg. Tankprüfungskommission, Mitglied

- Hydrologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft, Mitglied

116

Nänny, P.:

- Arbeitsgruppe für operationelle Hydrologie

(adm. Leitung: Landeshydrologie)

Novak, B.:

- Arbeitsgruppe "Feststofftransport durch

Grundwasserströmung" der Kommission "Wasserwirtschaft

- Wassertechnik" des Schweiz.

Ingenieur- u. Architekten-Vereins SIA

Obrist. W.:

- Arbeitsgruppe "Deponierichtlinien" des BUS

- Redaktionskommission Zeitschrift "Waste

Management and Research"

Perret, P.:

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft, Präsident

Santschi, P.M.:

- Eidg. Kommission zur Ueberwachung der Radioaktivität,

KUER, Experte

- Int. Kommission zum Schutzes des Rheins

gegen Verunreinigung, Beratender

Sachverständiger

Schertenleib, R.:

- Steering committee on "Low Cost Sanitation",

SIDA/UNDP, Sweden

Schwarzenbach, R.P.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

EUROP-COST, Aktion 64 b-bis, "Analyse

organischer Mikroverunreinigungen im

Wasser", Experte

- OECD, Programs on "Existing Chemicals",

Experte

- Schweiz. Landeskomitee des Scientific Committee

on Problems of the Environment SCOPE

Sigg, Laura:

- Int. Kommission zum Schutze des Rheins gegen

Verunreinigungen. Ständige Arbeitsgruppe und

Untergruppe "Physikalisch-chemische

Methoden"

Stumm, W.:

- Nationaler Forschungsrat

- Eidg. Gewässerschutzkommission, Mitglied

- Eidg. Kommission zur Ueberwachung der

Radioaktivität, KUER, Mitglied

- Baukommission für den Ausbau der ARA

Werdhölzli

- Kommission für Energiefragen des Schweiz.

Schulrates, Mitglied

- Arbeitsgruppe "Energiesysteme und Umwelt"

der Kommission f. Energiefragen des Schweiz.

Schulrates, Vorsitzender

- Conseil Scientifique, Institut de Limnologie,

Thonon -les-Bains

- Comité de Direction, Centre National de la

Recherche Scientifique, "Interactions

Continent -Ocean"

Sturm, M.:

- Arbeitsgruppe des Bundes für die nukleare

Entsorgung


Zobrist, J.:

- Subkommission 8 Lebensmittelbuch des Bundesamtes

für Gesundheitswesen

- Gruppe Nr. 107 "Wasserbeschaffenhèit" der

Schweiz. Normenvereinigung

8.4 Wichtigere Vorträge

Ambühl, H.:

- Studie über die Sanierung des Greifensee als

Modellfall für den Pfäffikersee. Vereinigung

"Pro Pfäffikersee", Wetzikon

- Sanierung des Greifensees. Bauvorstände des

Bezirks Uster, Greifensee

Ambühl, H., Bührer, H.:

- Kann der Greifensee saniert werden? Eine

Untersuchung der Sanierungsmöglichkeiten.

Linth-Limmatverband, Zürich

Baccini, P.:

- Der Phosphorhaushalt der Schweiz. Möglichkeiten

und Grenzen aktueller Gewässerschutzmassnahmen.

17. Essener Tagung, Aachen, BRD

- Von der kommunalen Entsorgung zum nationalen

Stoffhaushalt. "Denkpause in der schweiz.

Abfallwirtschaft" (VGL/SIAO/ASS) Zürich

- Chemische Prozesse an der Sediment/Wasser

Grenzschicht. Limnologisches Kolloquium,

Universität Konstanz

- Micro Pollutants in Lakes. Sediment/Water

Symposium Delft, NL

Bloesch, J., Sturm, M.:

- Particle Fluxes and Sinking Velocities as

Model Parameters for the Restoration of

Eutrophic Lake Zug, Switzerland. 3rd Int.

Sympos. on the Interactions between Sediments

and Water, Genf

Boller, M.:

- Filtrationsverfahren. ATV-Fortbildungskurs

Essen/Heidhausen, BRD

- Flockungsfiltration von Abwasser. DVGW-

Sympos. Karlsruhe, BRD

- Full-Scale Experience with Tertiary Contact

Filters. The Gothenburg Symposium, Gothenburg,

Schweden

- Expériences de filtration. Séminaire

VSA/ASPEE Montana, VS

Bossard, P., Karl, D.M.:

- The direct measurement of ATP- turnover in

microorganisms: A new way of phosphorus and

energy -flux assessment in water samples. The

Group for Aquatic Primary Productivity

(GAP), 2nd Workshop, Haifa, Israel

Brunner, P.M.:

- Stoffbilanzen - Möglichkeit zur Identifikation

von Problemen der Entsorgung.

Technische Akademie Wuppertal, BRD

117

Zürcher, F.:

- Int. Gewässerschutzkommission für den

Bodensee, Mitarbeiter in der Arbeitsgruppe

Schiffahrt

Brunner, P.M.:

- Stoffflussstudien von Müllverbrennungsanlagen

als Instrument für Immissionsprognosen.

4. Int. Recycling Kongress Berlin, BRD

- Abfallbewirtschaftung - von der Forschung

zum Konzept. Verband der Betriebsleiter

schweiz. Abfallbeseitigungsanlagen, Buchs

SG

Bryers, J.D.:

- Structured Modelling of Biological Waste

Treatment Processes. VDI/GVC Fachausschüsse,

Bioverfahrenstechnik Lindau (Bodensee), BRD

- Structured Models of Anaerobic Digestion.

Schweiz. Ges. f. Mikrobiologie, Basel

- A Structured Model of Thermophilic Anaerobic

Digestion of Biomass Particulates. 3rd Int.

Waste Treatment and Utilization Sympos. (=

IWTUS-3), Kartause Ittingen, TG

- Microbial Adhesion and Aggregation. Dahlem

Conference an Microbial Adhesion and

Aggregation, Berlin, BRD

Bürgi, H.R.:

- Die trophische Struktur des Planktons verschieden

eutropher Seen im Jahresverlauf.

IVL Schweiz, Zürich

Davis, Joan S.:

- Biogeochemical parameters of streams and

rivers - discharge and season related fluctuations.

Seminar of the Nat. Fund for Scientific

Research, Universität Gent, Belgien

- Hydrologisch-chemische Untersuchungen über

die Abfluss-Komponenten des Dischmabaches.

Seminar für physische Geographie, ETH

Zürich

- Impact of Agriculture on Surface Water and

Groundwater. Hungarian Academy of Sciences,

Budapest

Egli, T.:

- Physiological responses of microbes to

environmental changes. IWTUS-3, Kartause

Ittingen

Egli, T., Quayle, J.R.:

- Influence of the carbon:nitrogen ratio on

the utilisation of mixed carbon substrates

by the methylotrophic yeast Hansenula

polymorpha. 100th Meeting, Soc. Gen.

Microbiol., Warwick, England


Egli, T., Wüest, D., Bosshard, Ch., Hamer,

G:

- The Utilization of Glucose/Methanol- Mixtures

by Hansenula polymorpha in a Chemostat. 7th

Int. Biotechnology Sympos., New Delhi,

Indien

Eichenberger, E.:

- Ueber die Rolle von biotischen Wechselwirkungen

und die Bedeutung des Zufalles für

die Entwicklung von Fliesswasserbiozönosen.

Kolloquium "Belastung von Fliessgewässern

und Schutzmassnahmen", TU-Berlin, BRD

- Gammarus pulex als Beweider von Ranunculus

fluitans: —Versuche an Modellbächen. Treffen

der deutschsprachigen SIL -Mitglieder, Hamburg,

BRD

Frutiger, A.:

- Biologische Qualitätsbewertung von Fliessgewässern

im mesosaproben Bereich. Tagung der

deutschsprachigen SIL-Mitglieder, Hamburg,

BRD

Furrer, G., Motschi, H., Stumm, W.:

- The role of surface coordination in the

dissolution of 8-Al203in dilute acids.

Poster, 23rd Int. Conf. on Coordination

Chemistry, Boulder, USA

Giger, W.:

- Characterization and Determination of Organic

Water Pollutants. Technion, Haifa,

Israel.

- Behaviour of Organic Micropollutants in

Ground Waters, dito

- The Isolation and Characterization of Organic

Pollutants of Special Interest in Water.

Hebrew Univ., Jerusalem, Israel

- Das Schicksal von Waschmittelchemikalien in

der Abwasserreinigung und in den Gewässern.

Univ. Bern

- Phenolic Compounds in the Environment: Origin

and Transformations. Massachusetts Institute

of Technology, Boston, USA

- Kohlenwasserstoffe in aquatischen Systemen.

Sympos. "Trinkwasser-Grundwasser-Abwasser",

Wien

- Behaviour of Organic Compounds in the Aquatic

Environment: Research Concepts and Case

Studies. Rudjer Boscovic Institute, Center

for Marine Research, Zagreb, Jugoslawien

- The Determination of Organic Detergent Che

and their Persistent Metabolites by

-micals

High-Performance Liquid Chromatogrqaphy and

High-Resolution Gas Chromatography. Int.

Congress on Analytical Techniques in Envi

-ronmental Chemistry, Barcelona, Spanien

- Recognition of Fossil Hydrocarbons in Lake

Sediments by the Determination of Molecular

Fossils and by the Measurement of Carbon

Isotope Ratios Using Accelerator Mass Spectrometry.

Workshop on the Chemistry and the

Analysis of Hydrocarbons in the Environment,

Barcelona, Spanien

118

Gujer, W.:

- Abwasserreinigung in kleinen Kläranlagen.

11. und 12. VSA Fortbildungskurs, Engelberg

Haag, W.:

- Reactions of Dimethylchloramine with Bromide.

5th Conf. on Water Chlorination, Williamsburg,

USA

- Degradation of Compounds in Water by Singlet

Oxygen, dito

Hamer, G.:

- Water Purification and Recycling. Heriot-

Watt Univ. Edinburgh, Schottland

- Lysis and "Cryptic" Growth in Wastewater and

Sludge Treatment Processes. VDI/GVC Fachausschüsse

Bioverfahrenstechnik, Lindau (Bodensee)

BRD

- Biotreatment of Industrial Wastewater - A

Microbial Basis for Process Performance.

Soc. Applied Bacteriology Conf., Lancaster,

England

- Impact of Government Legislation on Indus -

trial Effluent Treatment. IWTUS-3, Kartause

Ittingen, TG

- Aerobic Thermophilic Sludge Digestion - A

Process Evaluation, dito

- Specialized Bacterial Associations for Denitrification

in Integrated Biotreatment Processes.

3rd Eur. Congr. on Biotechnology,

München, BRD

- Single-Cell Protein Technology Transfer to

Petroleum Exporting Countries, dito

- Hydrocarbon and Petrochemical Fermentations.

Kolloquium Biotechnologie ETH Zürich

- Impacts of Economic Strategies on Biotechnological

Developments. TU Graz, Oesterreich

- Continuous Culture Theory Applied to Activa

-ted Sludge Processes, dito

- The Adequacy and Effectiveness of Government

Regulations for Aqueous Industrial Effluents.

7th Int. Biotechnology Sympos., New

Delhi, Indien

Hamer, G., Bryers, J.D., • Berger, J., Mason,

C.A.:

- The Limits of Effective Performance of Thermophilic

Aerobic Sludge Treatment. 4th Italian-Yugoslavian-Austrian

Chem. Engng.

Conf., Grado, Italien

Hirschheydt, A.v.:

- Zur Kompostierung und Verwertung von organischen

Abfallfraktionen. 34. Informationsgespräch

des ANS, Waldshut, BRD

Hoigné, J.:

- Kinetics of Reactions of Aqueous Ozone and

its Decomposition Products of Relevance for

Atmospheric Water. Conf. on Gas-Liquid Che

Waters, Brookhaven Nat.

-mistry of Natural

Lab., USA

- Kinetics and Mechanisms of Reactions of

Ozone and its Decomposition Products OH,

H02/02- and H2O2/H02-. EPF Lausanne,

Institut de chimie physique, Ecublens, VD


Hoigné, J.:

- Behaviour of Micropollutants in Water Treatment

Processes Using Ozone or Chlorine Dioxide.

COST 641-Workshop, Barcelona, Spanien

Imboden, D.M.:

- Was bewegt einen See - Untersuchung von

Mischungsprozessen in Seen. Institut für

Umweltphysik, Univ. Heidelberg

- The Physics of Internal Lake Restoration.

Workshop "Ecology and Lake Physics", EPF

Lausanne

Kohler, H.-P.:

- Carbon Monoxide Dehydrogenase in Methanothrix

soehngenii. Gordon Res. Conf., Tilton,

USA

- Kohlenmonoxiddehydrogenase in M. soehngenii.

SGM Jahresversammlung, Lugano

Krejci, V.:

- Abwassersanierung in ländlichen Gebieten -

Fallstudie Romoos. 11. und 12. VSA Fortbildungskurs,

Engelberg

- Dimensionierung von Bodenanlagen und Untergrundverrieselung,

dito

Leidner, H.:

- Molecular Weight Fractionation for the Study

of Complex Biodegradation Processes. Int.

Sympos. "Analytical Methods and Problems in

Biotechnology", Nordwijkerhout, NL

Leuenberger, C.:

- Persistent Organic Chemicals in Pulp Mill

Effluents. Oregon Graduate Center, Beaverton,

USA

- Organics in Rain. Stanford Univ., Stanford,

USA

- Physical-Chemical . Properties and Sorption

Behaviour of Chlorinated Phenols. Cost 641

Workshop, Leidschendam, NL

McEvoy, J.:

- Determination of Linear Alkylbenzene Sulfonates

in Digested Sewage Sludges by High-

Resolution Gas Chromatgraphy/Mass Spectrometry.

COST 641 Workshop, Gent, Belgien

Mechsner, K.:

- An Automated Nephelometric System for the

Evaluation of Bacterial Cultures. Int.

Sympos. "Analytical Methods and Problems in

Biotechnology", Nordwijkerhout, NL

Meng, H.J., Müller, R, Geiger, W.:

- Growth, Mortality and Yield of Whitefish

Fingerlings Identified by Microtags.

Coregonid Sympos. INRA, Thonon -les-Bains,

Frankreich

Müller, R.:

- Warum gibt es noch Fische in unseren Seen?

Vorlesungsreihe "Oekodilemma", Fachverein

Biologie, Univ. Zürich

119

Müller, R.:

- Lebensraum Wasser. Vortragsreihe des Fischereiverbandes

Kt. Zürich, ETH Zürich

Munz, W.:

- Die Modellierung des Regen-Abfluss-Vorganges.

VSA-Einzelmitglieder-Seminar, Zürich

Novak, B.M.:

- Ablagerungen in Abwasserkanälen. 59. Siedlungswasserwirtschaftl.

Kolloquium, Univ.

Stuttgart, BRD

Obrist, W.:

- Aktuelle Probleme der Abfallbewirtschaftung.

Naturforschende Gesellschaft, Aarau

Santschi, P.H.:

- Saurer Regen und Radionuklidtransport in

Seen. Geol. Inst., ETH Zürich

- Die Rolle der Sorptionskinetik im Transportgeschehen

von Radionukliden in natürlichen

Gewässern. Eidg. Inst. für Reaktorforschung,

Würenlingen

- Die Bedeutung der Sorptionskinetik für den

Transport von Radionukliden im Ozean. Inst.

für Umweltsphysik, Univ. Heidelberg, BRD

- The Importance of the Kinetics of Radionuclide

Sorption to Particles and Particle

Agglomeration in Coastal Marine Ecosystems.

Graduate School of Oceanography, Univ. of

Rhode Island, Narragansett, R.I., USA

- The Role of Sorption Kinetics in the Transport

of Th and other Radionuclides in the

Ocean. Dept. of Geochemistry, Lamont-Doherty

Geol. Observatory of Columbia Univ., Palisades,

N.Y., USA

- The Relevance of Sorption Kinetics in the

Transport of Trace Metals in the Ocean.

Dept. of Oceanography, Univ. of Washington,

Seattle, Wash., USA

- Radionuclide Transport of Lakes. Comparison

of Results from Radiotracer Additions to

Enclosures and to Whole Lakes. Int. Conf. on

Nuclear and Radiochemistry, Lindau, BRD

- Migration von Radionukliden durch die Sediment-Wasser

Grenzfläche: Resultate von Tiefsee

In Situ Versuchen (MANOP). Inst. für

Meereskunde, Univ. Kiel, BRD

- The MERL Mesocosm Approach for Studying

Sediment-Water Interactions. Sympos. on

Pollutant Behavior in Sediment-Water Systems,

Delft Hydraulics Laboratory, Haren,

NL

Schertenleib, R.:

- The Research-Needs in the International

Water Supply and Sanitation Decade. Int.

Congress for Tropical Medicine and Malaria,

Calgary, Kanada

- Groundwater- Pollution by On-Site Sanitation.

National Conf. on Low-Cost Sanitation, New

Delhi, Indien


Schwarzenbach, R.P.:

- Chemical and Microbiological Behaviour of

Micropollutants During Bankinfiltration and

Groundwater Formation. Landbouwhogeschool,

Vakgroep Microbiologie, Wageningen /NL

- Synthetische organische Verbindungen im

Grundwasser: Herkunft, Transportverhalten

und Umwandlungsprozesse. Antrittsvorlesung

an der ETH Zürich

- Sorption of Hydrophobic Trace Organic Compounds

in Groundwater Systems. Sem. on Degradation,

Retention and Dispersion of Pollutants

in Groundwater, Kopenhagen

- Halogenierte Kohlenwasserstoffe im Grundwasser

- Transport, Verhalten und biologische

und chemische Umwandlungsprozesse. Univ.

Konstanz, Fakultät für Biologie

- Was bestimmt die Verteilung und die Aufenthaltszeit

von biologisch schwer abbaubaren

organischen Spurenverunreinigungen in einem

Oberflächengewässer? VSA-Einzelmitglieder-

Seminar, Zürich

Sigg, Laura:

- Heavy Metal Interactions with Surfaces;

Importance for their Transport in Natural

Aquatic Systems. Gordon Research Conf. "Environmental

Sciences: Water", New Hampton,

New Hampshire, USA

Stössel, F.:

- Die Wirkung der Abflussverhältnisse auf die

Ciliatengesellschaft eines durch häusliche

Abwässer belasteten Fliessgewässers. Tagung

der deutschsprachigen SIL-Mitglieder in

Hamburg + IVL Zürich, Schweiz

Strauss, M.:

- Zur Arbeit im Wasserversorgungsprogramm

Nepals. Diplommittelschule Zug, Wahlkurs

"Dritte Welt"

Stumm, W.:

- Ursachen und Folgen des sauren Regens.

Akademikervereinigung Sandoz, Basel

- Saurer Regen, eine Folge der Störung hydrogeochemischer

Kreisläufe. Studium Generale

"Aktuelle Probleme der Oekologie", Univ.

Konstanz, BRD

- The Role of Surface Coordination in Precipitation

and Dissolution of Mineral Phases.

Gordon Research Conf. 1984, "Environmental

Sciences: Water", New Hampton, New Hampshire,

USA

- Global Implications of Industrial Wastes.

Plenary Address, IWTUS-3, Kartause Ittingen,

TG

- The Coupling of Biogeochemical Cycles at the

Sediment/Water Interface. 3rd Sympos. on the

Interactions between Sediments and Water,

Genf

120

- Globale chemische Kreisläufe und ihre Beeinflussung

durch den Menschen. Vortragsreihe

"panta rhei - alles fliesst" der Hans Erni-

Stiftung, Verkehrshaus Luzern.

- Globale chemische Kreisläufe und ihre Beeinflussung

durch die Zivilisation. Universitätskreis

Bayreuth der evangelischen Akademie

Tutzing, Univ. Bayreuth, BRD

- Die Gefährdung von Wasser, Wald und Luft,

eine Folge der Störung hydrogeochemischer

Kreisläufe durch unsere Zivilisation.

Naturforschende Ges. Zürich, ETH, Zürich

- Versuch zu einer Früherkenntnis über die im

Gewässerschutz auf uns zukommenden Probleme.

VSA-Einzelmitglieder-Seminar, Zürich

Stumm, W., Furrer, G., Wieland, E., Zinder,

Bettina:

- The Effects of Complex-Forming Ligands an

the Dissolution of Oxides and Aluminosilicates.

Nato Advanced Research Workshop "The

Chemistry of Weathering", Rodez, Frankreich

Stumm, W., Matter Christina:

- Wasser - Ein Rohstoff in Gefahr. GDI-Tagung

"Wasser-Mensch-Wirtschaft", Gottlieb-

Duttweiler-Institut, Rüschlikon, ZH

Sturm, M., Zwyssig, A., Piccard, J.:

- Bio-Erosive Humpback Structures on the Lake

Floor. 3rd Sympos. "Interactions between

Sediments and Water", Genf

Uehlinger, U.:

- An In -Situ Pulse Light Fluorometer for Chlorophyll

Determination as a Monitor for Vertical

and Horizontal Phytoplankton Distributions

in Lakes. The Group for Aquatic Primary

Productivity (GAP), 2nd Int. Workshop,

Haifa, Israel

Ulrich, H.-J., Cosovic, B., Stumm, W.:

- Comparison of Adsorption Behavior of Fatty

Acids on Mercury Drop Electrode and on Aluminum

Oxide. 29th Congress and Plenary

Assembly of CIESM, Commission Int. pour

l'exploration scientifique de la Mer Méditerranée,

Luzern

Wanner, O.:

- Competition in Biofilms. IAWPR, 12th Int.

Conference, Amsterdam, NL

Wegelin, M.:

- Surface Water Treatment by Horizontal -flow

Roughing Filters Preceding Slow Sand Filtration.

IWSA Congress, Monastir /Tunesien

- Horizontal -flow Roughing Filtration: Pilot

Studies in Tanzania and Switzerland. Univ.

of Surrey, Guildford, England

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