EIDG. TECHNISCHE HOCHSCHULEN Eidg. Anstalt für ...

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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.

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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
:ô
>
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 _____ ^
70 _______
■
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Greifensee
Vierwaldstättersee
20
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BIIIIMAIMIINIIPIWIMINIMPPIIIMMIAWMIIIIW
/1111>w awromitorimazonniminsumom,
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
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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
Abwasserreinigung. Schweizer Journal 50,
4, 19-24 (1984).
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
nachgeschalteten Tropfkörper, kombiniert mit
Tiefenfiltration. Gas, Wasser, Abwasser 64,
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Dynamics: Pure and Mixed Culture Considerations.
Biotechnol. & Bioengng. 26, 948-958
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Egli, T., Harder, H.: Growth of Methylotrophs
on Mixed Substrates. In: "Microbial
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Washington 1984, pp. 330-337.

Gujer, W., Boller, M.: Operating Experience
with Plastic Media Tertiary Trickling Filters
for Nitrification. Water Sci. & Technol. 16,
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Activated Sludge Processes. In: "Continuous
Culture 8: Biotechnology, Medicine and the
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C.G.T. Evans). Soc. of Chem. Industry London,
Ellis Horwood Ltd. Publishers, Chichester
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Hamer, G., Mechsner, K.: Specialized Bacterial
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Hamer, G., Bryers, J.D., Berger, J., Mason,
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Leidner, H.A., Fleischmann, Th., Hamer, G.:
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Mechsner, K., Hamer, G.: Denitrification by
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Novak, B.M.: Ablagerungen in Abwasserkanälen.
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Bd. 79, 45-56, München 1984 Verlag
Oldenbourg.
Schertenleib, R., Hawkins, P.: Problems
Related to Emptying On-Site Excreta Disposai
Systems in Developing Countries. Proc. International
Seminar on "Human Waste Management",
Bangkok (1983).
Wanner, O., Gujer, W.: Competition in Biofilms.
Water Sci. & Technol. 16, 27-44
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Zeyer, J., Kearney, P.C.: Degradation of
ortho- Nitrophenol and meta-Nitrophenol by a
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d) Chemie, Physik und Biologie natürlicher
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Baccini, P.: Introduction; Regulation of
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Davis, Joan S., Keller, H.: Biogeochemical
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der räuberischen Steinfliege Dinocras cephalotes
Curt. (Plecoptera: Perlidae) in einem
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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
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Schlammstabilisation auf die Faulschlammentwässerbarkeit.
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Schüepp, W., Siegfried, W., Sorg, J., Wegmann,
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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
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Güttinger, H., Haschke, D., Matter, Christina,
Pritzker, A., Sigenthaler, U., Stumm, W.,
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1984.
Ramer, G., Hydrocarbon and Petrochemical
Fermentations. Swiss Biotech. 2, No. 4a, 18-23
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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
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Regulations for Aqueous Industrial Effluents.
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Delhi, Indien
Hamer, G., Bryers, J.D., • Berger, J., Mason,
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- 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