Eidg. Anstalt für Wasserversorgung reinigung und Gewässersch

library.eawag.empa.ch

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung reinigung und Gewässersch

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung

reinigung und Gewässersch


Verschiedene Hauptbeiträge im 3. Kapitel

sind dem Umweltverhalten von NTA und EDTA

gewidmet. Das TITELBILD zeigt NTA—abbauende

Bakterien (Dünnschnittechnik, Vergrösserung

Ca. 35'000 x).

Foto: E. Wehrli, Institut für Elektronen-

mikroskopie der ETH Zürich.

Viele Abbildungen in diesem BeriCht

wurden mit dem Computer gezeichnet.

Einige speziell ausgesuchte Leckerbissen.

der Computergrafik dienen zur Auflockerung

der Texte. Sie wurden von H. Bührer

konzipiert.


EIDG.TECHNISCHE HOCHSCHULEN

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung

Abwasserreinigung und Gewässerschutz

Überlandstrasse 133, CH-8600 Dübendorf

Tel.: 01/8235511, Telex: 828687 EAWA CH


1. EINLEITUNG: Die EAWAG im Dienste der Umweltwissenschaften

und der Hochschule

1.

INTRODUCTION: L'EAWAG au Service des Sciences de l'environnement

et de l'Ecole polytechnique fédérale

2.1 Forschungspolitische Früherkennung im Gewässerschutz

2.2 Valorisierung der Forschung und Zusammenarbeit mit der Praxis

3. HAUPTBEITRAGE

3.1 Simulation des Schicksals der "Schweizerhalle"-Pestizide

im Rhein

3.2 Untersuchungen über das Umweltverhalten des Phosphatersatzstoffes

NTA und des organischen Komplexbildners EDTA

3.21 Auftreten und Verhalten von NTA und EDTA in Belebtschlammanlagen

3.22 Auftreten und Verhalten von NTA und EDTA in

schweizerischen Gewässern

3.23 Mikrobieller Abbau von organischen Komplexbildnern

4. KURZBESCHREIBUNGEN AUS DEM BEREICH FORSCHUNG UND BERATUNG

4.1 Gewässerschutz

4.2 Siedlungswasserbau

4.3 Technische Prozesse

4.4 Entsorgungn Seen

4.5 Prozesse in Seen

4.6 Prozesse in natürlichen Gewässern

4.7 Methoden

5. LEHRE UND AUSBILDUNG

5.1 Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich

5.2 Lehrveranstaltungen an anderen Lehrinstituten

5.3 Kurse und Fachtagungen

5.4 Seminare und Kolloquien

5.5 Gastwissenschafter

6. PERSONAL

7. RECHNUNGSWESEN

B. ANHANG

1-1

1 - 7

2-1

2-3

3-1

3-1

3-5

3-5

3 - 9

3 - 12

4-1

4-1

4-3

4-5

4-9

4 - 16

4-26

4 - 38

5-1

5-1

5-3

5-3

5-6

6-7

6-1

7-1

8-1

8.1 Abgeschlossene Diplomarbeiten, Dissertationen und Habilitationen 8 - 1

8.2 Wissenschaftliche Fachpublikationen

8 - 2

8.3 Kommissionstätigkeit

8 - 8

8.4 Wichtigere Vorträge

8 - 10


1. EINLEITUNG

DIE EAWAG IM DIENSTE DER UMWELTWISSENSCHAFTEN UND DER HOCHSCHULE

Der Gewässerschutz kann in der Schweiz als eigentlicher Ausgangspunkt des

Umweltschutzes gelten. Die Gewässerwissenschaften (die Oekologie, Physik,

Chemie und Biologie natürlicher Gewässer und die Wassertechnologie) sind

Vorläufer und Bestandteile der Umweltwissenschaften.

Der Schweizerische Schulrat hat in seinen Ausführungen zur Wissenschaftspolitik

(1984) der Forschung in den Umweltwissenschaften oberste Priorität

zugewiesen und die EAWAG beauftragt, sich um die Kreisläufe zu kümmern,

die in komplexer Weise Boden, Wasser und Luft koppeln. Eine Beschleunigung

und Entkoppelung einzelner dieser interdependenten Kreisläufe, wie

sie heute durch die industrielle Entwicklung, durch den Fluss der Energie,

durch unsere Zivilisation bewirkt werden, führt zur Veränderung unserer

Umwelt, zur Gefährdung von Wasser, Boden (Wald) und Luft. In hochindustrialisierten

Ländern ist der zivilisatorische Stoffhaushalt massgebend

geworden für den Stoffhaushalt der Oekosysteme.

Die multidisziplinäre EAWAG

Immer mehr hat sich die EAWAG im Laufe der Jahre zu einer Schaltstelle

zwischen Umwelt und Wissenschaft entwickelt und zu einem Bindeglied

zwischen Wissenschaft und Praxis. Wie D. Imboden und R. Gächter im

Jahresbericht 1982 schreiben, schafft die EAWAG in verschiedener Hinsicht

ideale Bedingungen für multidisziplinäres Forschen. Bekanntlich können

häufig viele komplexe Probleme - dazu gehören viele Umweltprobleme mit

einem komplizierten Netz von Ursache-Wirkungsbeziehungen - nicht mit

den Instrumenten einer einzelnen Disziplin gelöst werden; oft entstehen

neue Erkenntnisse und wissenschaftliche Durchbrüche im Grenzbereich der

Disziplinen. Die Interdisziplinarität besteht nicht nur in einem Nebeneinander;

sie ist mehr als nur die Anwendung disziplinärer Methoden auf ein

übergeordnetes Problem. Sie bedarf eines geistigen und personellen Kontaktes

der Mitglieder des Forschungsteams, was sich wiederum auf die Lehre

auswirkt.

Die EAWAG braucht Spezialisten und Generalisten, und dies in der Regel in

der gleichen Person. Der einzelne Wissenschafter muss seine Disziplin

vollkommen beherrschen, gewissermassen bis zum Elektron, zum Gen oder zur


1-2

Differentialgleichung, er muss die Beziehungen in seiner Grundlagenwissenschaft

zur Hochschule pflegen, er muss aber gleichzeitig das Objekt, das

übergeordnete Problem erkennen und sein Augenmerk auf das Ganze ausrichten

können.

Die EAWAG im Dienste der Hochschule

Die EAWAG als multidisziplinäres Forschungs- und Ausbildungszentrum unterscheidet

sich in dieser Hinsicht von den üblichen Instituten der Hochschule.

Primäraufgabe der Hochschule ist das Ausarbeiten von Grundlagen

und deren Vermittlung im Unterricht; sie ist daher eher disziplin-orientiert.

Das übergeordnete Gesamtwissen ist zwar im Kollektiv, aber weniger

beim Einzelnen, ihrer Wisenschafter vorhanden. Man hat deshalb z.B in den

USA begonnen, z.T. mit Unterstützung der National Science Foundation, den

Hochschulen multidisziplinäre Wissenschafts- und Ausbildungszentren anzugliedern.

Beispiele sind das Environmental Quality Laboratory am

California Institute of Technology, ein Center for Inter-Media Transfer an

der University of California, Los Angeles, oder geplant an der Johns

Hopkins University ein Center für Grenzflächenprobleme, an welchem sich

Chemiker, Physiker, Ingenieure und Umweltwissenschafter beteiligen.

Stellung, Organisation und Tradition ermöglichen es der EAWAG, als

Kristallisationskeim multidisziplinärer Forschung ein geeignetes Umfeld

für die Hochschule zu schaffen. Sie bemüht sich, die wissenschaftlichen

Grundlagenkenntnisse und die Bedürfnisse des Umweltschutzes und der Praxis

in ihre eigene Forschungs- und Lehrtätigkeit einzubringen und ihre Erfahrungen

und Ressourcen der ETH zur Verfügung zu stellen. Die Beziehungen

zur ETH basieren auf den Grundsätzen der Komplementarität. Der enge Kontakt

erleichtert die notwendige Zusammenarbeit mit andern Fachbereichen

der Hochschule (Bodenwissenschaften, Atmosphärenphysik, Oekologie, Chemie,

Ingenieurwissenschaften etc.) und ermöglicht die Ausnützung von Synergien.

Neue Studiengänge in Umweltnaturwissenschaften und Umwelttechnik an der

ETHZ

Das Studium in Umweltnaturwissenschaften hat mit über 100 Studenten im

vergangenen Herbstsemester begonnen; der Studiengang in Umwelttechnik

wird voraussichtlich ab 1989 in Angriff genommen.

Dadurch wird die Verpflichtung der EAWAG für die Implementation der Lehre

und Forschung auf dem Gebiete der Umweltwissenschaft und -Technik zusätzlich

wachsen. Die EAWAG ist fähig und willens, diese Aufgabe zu übernehmen.


Zur heutigen Lehraufgabe der EAWAG

1-3

Die Verordnung der EAWAG und das ETH-Gesetz sehen eine enge Zusammenarbeit

und Bindung in Forschung und Lehre zwischen EAWAG und ETH vor l . Dem

entspricht bereits heute das gegenwärtige Lehrangebot an der ETHZ, das

sich auf das Lehrpotential der im ETH-Institut für Gewässerschutz und

Wassertechnologie, IGW, vereinigten, an der EAWAG als Abteilungsleiter

tätigen ETHZ-Professoren und der zahlreichen Privatdozenten und Lehrbeauftragten

an der EAWAG abstützt. Das IGW erteilt aufgrund der seinerzeitigen

Absprache mit der Planungskommission der. ETHZ den gesamten Unterricht an

der ETHZ auf dem Gebiete der Gewässerökologie, der Chemie natürlicher

Gewässer und der Wasser- und Abwassertechnologie. Es hat generell eine

wichtige Funktion in der umweltwissenschaftlichen und wassertechnologischen

Forschung und Lehre in den Abteilungen II, III B, IV, VII, VIII und

X der ETHZ. Es bestreitet ca. 2/3 des Nachdiplomstudiums in Siedlungswasserbau

und Gewässerschutz in den Räumlichkeiten der EAWAG. Die von den

Professoren und Dozenten der EAWAG vertretenen Lehrgebiete (Umweltphysik,

Umweltchemie, Aquatische Chemie, Biologie und Oekologie, Wasser- und Abwassertechnologie,

Stoffkreisläufe und Abfallwirtschaft) wären sonst an

der Hochschule nicht vertreten.

Die EAWAG ist auch mit der Universität Neuchâtel durch einen Professeur

associé verbunden, und Mitarbeiter der EAWAG erteilen ebenfalls Unterricht

an der Universität Zürich und im Rahmen des Troisième Cycle der Ecole

Polytechnique Fédérale de Lausanne und der französisch-sprechenden Universitäten.

1) Verordnung über die EAWAG (21.12.1970)

Art. 2 1) "Der EAWAG obliegen die Forschung, die Lehre und die Beratung...."

2a) ".... die EAWAG betreibt .... wissenschaftliche Forschung

grundlegender und anwendungsorientierter Art ...."

2b) ".... im Bereiche der Lehre hat die EAWAG .... der Aus- und

Weiterbildung von Fachleuten zu dienen. Zu diesem Zweck können

der Direktor und allenfalls weitere Mitarbeiter der

EAWAG... mit Unterrichtsfunktionen an den ETHs betraut werden.

Die EAWAG hat auch Einführungs- und Fortbildungskurse...

zu organisieren."

Art. 5 2) "Die Stellung des Direktors wie auch diejenige der Abteilungsleiter

kann mit einer Professur oder anderer Lehrtätigkeit

an den Eidgenössischen Technischen Hochschulen verbunden

werden."


Personelles und Verdankungen

Am 2. März 1987 verstarb ganz unerwartet unser ehemaliger Kollege Prof. Dr. Kurt

Grob. Erst im Sommer 1985 hat Kurt Grob die EAWAG altershalber verlassen. Seine

bahnbrechenden Arbeiten in der analytischen Chemie werden noch lange eine breite

Anwendung finden. Eine ausführliche Würdigung von Kurt Grob aus der Feder von Walter

Giger findet sich auf S. 1-13 dieses Berichtes.

Dr. Hans Albert Leidner

Boris Novak

Am 18. Juli 1987 ist Dr. Hans Albert Leidner in

seinem 52. Lebensjahr von uns geschieden. Hans

Leidner stiess im November 1966 als Chemiker zur

Abteilung für Biologie an der EAWAG. Er leistete

wichtige Beiträge zur instrumentellen Analyse des

organischen Kohlenstoffs und anderer Verunreinigungskomponenten

in wässrigen Substratgemischen.

Hans Leidner war ein stiller Mitarbeiter, und er

wird uns gerade deshalb fehlen.

Wir werden die beiden Verstorbenen in ehrender

Erinnerung behalten.

Am 4. August feierte Herr Boris Novak seinen 65.

Geburtstag und trat per 1. September in den

Ruhestand. Als diplomierter Bauingenieur der

Universität Zagreb kam er im Herbst 1956 an die

damals erst 20-jährige EAWAG, und zwar als Mitarbeiter

der Ingenieur-Abteilung. Sehr gerne setzte

er auch sein handwerkliches Können und seine

gestalterisch-künstlerische Begabung ein, wenn es

darum ging, Publikationen oder Informationstafeln

in ein ansprechendes graphisches Gewand zu

kleiden.


Hans Weber

1 - 5

Am 9. Dezember 1987 wurde auch Herr Hans Weber

65 Jahre alt und ging per Ende Jahr in seine

wohlverdiente Pension. Vor über dreissig Jahren,

im Sommer 1957, kam er als Laborant an die Abteilung

für Chemie. Er war unermüdlich und stets

quicklebendig im Labor anzutreffen. Unzählige

Proben gingen durch seine Hände. Nicht nur die

saubere analytische Handarbeit trug sein Marken-

zeichen, sondern auch die exakte Überprüfung der

Resultate war ihm Ehrensache. Mit grosser Begeisterung

nahm er sich der Lehrlinge an, wenn diese

auf ihrem Ausbildungsgang in seinem Labor vorbei-

kamen. (Stolz war der Vater Weber auch auf seinen

Sohn Anton Weber, dass dieser im gleichen Haus

den gleichen Beruf lernte wie er und nach der

Lehre gleich bleiben konnte. Auch Anton Weber hat

uns verlassen. Auf den 1. November 1987 ist er in

einen Industriebetrieb eingetreten.)

Wir wünschen den Pensionierten eine gute Gesundheit und noch viele schöne Lebens-

jahre.

Im April 1987 wurde Frau Diana Hornung in den Zürcher Kantonsrat gewählt. Frau

Hornung ist an der EAWAG wissenschaftliche Assistentin des Direktors. Wir wünschen

ihr viel Erfolg bei ihrer neuen, politischen Tätigkeit.

Herr Dr. Alfred Wüest erhielt den Otto-Jaag-Gewässerschutzpreis 1987 zugesprochen,

in Würdigung seiner hervorragenden Dissertation "Ursprung und Grösse von Mischungsprozessen

im Hypolimnion natürlicher Seen".

Herr Dr. Bernhard Wehrli wurde für seine Doktorarbeit "Vanadium in der Hydrosphäre;

Oberflächenkomplexe und Oxidationskinetik" mit der Silbermedaille der ETHZ ausge-

zeichnet.

Im Juli 1987 ging der siebte 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 Anderson, Urs

Dietschi, Manuel Elgorriaga, Marcel Fisch, Haroun Frick, Georg Furger, Jakob

Hedegaard, Patrick Höhener, Jürg Kappeler, Judith Kemmler, Urs Kempf, Herbert

Kessler, Renate Krauss, Lea Locher-Azevedo, Slavica Prgomet, Mahnaz Schneeberger,

Thomas Walter, Thomas Wepf.

Die Beratende Kommission der EAWAG trat am 21. Mai und am 20. November zu je einer

Sitzung zusammen. Wir danken den Mitgliedern für ihren grossen Einsatz.

Ich danke dem Stellvertretenden Direktor, Herrn Hans Rudolf Wasmer, dem Direktionsstab,

den Leitern der Fachabteilungen und Fachbereiche sowie allen anderen Mitarbeiterinnen

und Mitarbeitern für ihre engagierte 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. Rudolf Koblet. Frau

Therese Hänni führte die heikle Reinschrift aus. Die graphischen Darstelllungen

zeichnete Frau Heidi Bolliger, die photographischen Arbeiten und insbesondere die

Erstellung der Reprofilme besorgte Herr Paul Schlup. Das Einleitungskapitel wurde

von Herrn Henri-Daniel Wibaut, Gockhausen, und Frau Sonja Rex, EAWAG, ins Französische

übersetzt.

Dübendorf, März 1988

Werner Stumm

Mitglieder Beratende Kommission - Membres de la Commission consultative de l'EAWAG

- Dipl. Ing. P. Baumann, Präsident, Vorsteher des Kant. Gewässerschutzamtes Luzern

- Dr. E. Basler, E. Basler und Partner AG, Zollikon (ab 1.1.88)

- PD Dr. B. Böhlen, Direktor, Bundesamt für Umweltschutz, Bern

- P. Brulhart, Vizedirektor, Gebrüger Sulzer AG, Winterthur (bis 31.12.87)

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

- Prof. R. Heierli, Stadtingenieur, Zürich (bis 31.12.87)

- Dipl. Ing. B. Jost, Amt für Gewässerschutz und Wasserbau des Kantons Zür 1.1.88)

- Prof. Th. Koller, Institut für Zellbiologie der ETH Zürich (ab 1.1.88)

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

- Dr. A. Menth, Direktor, Brown Boveri & Cie AG, Geschäftsbereich Industrieanlagen,

Baden

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

- Dr. M. Schalekamp, Direktor der Wasserversorgung, Zürich (bis 31.12.87)

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

- Dr. H.H. Stabel, Betriebs- und Forschungslabor des Zweckverbandes Bodensee-Wasserversorgung,

Uberlingen-Süssenmühle (BRD) (ab 1.1.88)

- Prof. Dr. E.U. Trüeb, Institut für Hydromechanik und Siedlungswasserwirtschaft,

ETH Zürich (bis 31.12.87)

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

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

Lausanne

- Prof. Dr. J. von Ah, Direktor, Forschungsanstalt für Agrikulturchemie und Umwelt-

hygiene, Liebefeld-Bern


1. INTRODUCTION

L'EAWAG AU SERVICE DES SCIENCES DE L'ENVIRONNEMENT ET

DE L'ECOLE POLYTECHNIQUE FEDERALE

C'est dans la protection des eaux que la protection de l'environnement a

trouvé sa véritable origine en Suisse. Les sciences des eaux (écologie,

physique, chimie et biologie des eaux naturelles, de même qu'hydrotechnologie)

sont à la fois précurseurs et parties intégrantes des

sciences de l'environnement.

En définissant sa politique scientifique (1984), le Conseil des écoles

polytechniques fédérales a accordé la priorité absolue à la recherche en

sciences de l'environnement et a chargé l'EAWAG de s'intéresser aux cycles

impliquant de manière complexe le sol, l'eau et l'air. Toute accélération

ou déconnexion de l'un de ces cycles interdépendants, fût-elle produite

par le développement industriel, le flux d'énergie ou notre civilisation,

entraïne la modification de notre environnement et la mise en péril de

l'eau, du sol (forêt) et de l'atmosphère. Dans les pays à forte

industrialisation, les flux de substances dûs à la civilisation codéterminent,

dans une forte mesure, le bilan énergétique des écosystèmes.

L'EAWAG, un institut multidisciplinaire

Au cours des années, l'EAWAG n'a cessé d'affirmer sa position à la

charnière entre l'environnement et la science d'une part, entre la science

et la pratique d'autre part. Comme l'ont écrit D. Imboden et R. Gächter

dans le rapport annuel de 1982, l'EAWAG offre, à de multiples égards, des

conditions idéales pour une recherche multidisciplinaire. Très souvent, on

le sait, les problèmes complexes ne peuvent être résolus à l'aide des

instruments d'une seule discipline; c'est notamment pour un grand nombre

de problèmes posés à l'environnement, en raison de leurs multiples

relations de cause à effet. Il n'est pas rare que des découvertes et des

percées scientifiques s'accomplissent à la frontière entre les

disciplines. L'interdisciplinarité ne consiste pas seulement en un coexistence;

elle signifie bien davantage que la simple application à un

problème spécifique de méthodes propres à différentes branches scientifiques.

Elle exige un contact intellectuel et personnel entre les membres

de l'équipe de recherche, ce qui se répercutera sur la théorie.

L'EAWAG a besoin de spécialistes et de généralistes, deux qualités qu'en

règle générale, chaque scientifique doit réunir. Il doit parfaitement

maftriser sa discipline, pour ainsi dire jusqu'à l'électron, au gène ou à


l'équation différentielle; il doit entretenir dans son domaine de recherche

des relations au niveau universitaire, mais il doit en même temps

être en mesure d'identifier l'objet, le problème "supra- disciplinaire",

et d'adopter une approche plus globale.

L'EAWAG au service de l'Ecole polytechnique

En tant que centre de recherche et de formation multidisciplinaire,

L'EAWAG se distingue des instituts courants de l'Ecole polytechnique. La

mission première de l'Ecole polytechnique consiste à élaborer des connaissances

fondamentales et à les transmettre par l'enseignement; elle est

donc plutôt orientée vers des disciplines bien spécifiques. Un savoir

global supra-disciplinaire existe certes sur un plan collectif, mais rarement

au niveau individuel. C'est pourquoi, aux Etats-Unis par exemple, on

a commencé à adjoindre aux universités des centres de recherche et de

formation multidisciplinaires, en partie avec le concours de la National

Science Foundation. Parmi les réalisations figurent le Environmental

Quality Laboratory (California Institute of Technology) et un Center for

Inter-Media Transfer (University of California, Los Angeles); il est

également projeté de créer, auprès de la Johns Hopkins University, un

Centre spécialisé dans les problèmes de surface, où collaboreront

chimistes, physiciens, ingénieurs et environnementalistes.

De par se position, son organisation et sa tradition, 1'EAWAG constitue un

centre de cristallisation de la recherche multidisciplinaire susceptible

de faire germer un contexte favorable à l'Ecole polytechnique. L'EAWAG

s'attache à incorporer dans son activité de recherche et d'enseignement

les connaissances scientifiques fondamentales, ainsi que les impératifs de

la pratique et de la protection de l'environnement; ses expériences et ses

ressources sont mises à la disposition de 1'EPFZ. Les relations avec

l'EPFZ se basent sur un principe de complémentarité. Les contacts étroits

facilitent la collaboration nécessaire avec d'autres branches de l'Ecole

polytechnique (sciences du sol, physique atmosphérique, écologie, chimie,

sciences de l'ingénieur) et permettent l'exploitation de synergies.

Nouveux programmes d'enseignement des sciences de l'environnement et de

technique de l'environnement à l'EPFZ

Le cours de sciences de l'environnement a commencé au semestre d'automne

1987, accueillant plus de 100 étudiants; le programme de technique de

l'environnement débutera, selon toute vraisemblance, en 1989.

Il en résultera des obligations croissantes pour l'EAWAG en vue de rendre

effectifs la recherche et l'enseignement dans le domaine de l'environnement.

Et cette mission, l'EAWAG possède la capacité et la volonté de

l'assumer.


A propos de l'enseignement actuel de 1'EAWAG

L'ordonnance relative . â l'EAWAG et la loi sur l'EPF prévoient une liaison

et une relation étroites çntre 1'EAWAG et l'EPF, tant dans la recherche

que dans l'enseignement 1) . C'est de ce principe que s'inspire le programme

actuel des cours de l'EPFZ, qui s'appuient en outre sur le

potentiel des professeurs de l'IGW (Institut de l'EPFZ pour la Protection

des eaux et 1'hydrotechnologie), simultanément professeurs de l'EPFZ et

chefs de département à l'EAWAG, et sur les nombreux enseignants et chargés

de cours de l'EAWAG. Sur la base de la convention actuelle avec la commission

de planification de l'EPFZ, l'IGW assure la totalité de l'enseignement

â l'EPFZ dans le domaine de l'écologie aquatique, de la chimie des

eaux naturelles et de la technologie des eaux et des eaux usées. Il exerce

une fonction importante dans l'enseignement et la recherche en matière de

sciences de l'environnement et d'hydrotechnologie auprès des départements

II, III B, IV, VII, VIII, et X de 1'EPFZ. Il dispense environ deux tiers

des cours post-grade en génie sanitaire et protection des eaux dans les

locaux de 1'EAWAG. Les domaines d'enseignement des professeurs et chargés

de cours de 1'EAWAG (physique de l'environnement, chimie de l'environnement,

chimie aquatique, biologie et écologie, technologie des eaux et des

eaux usées, cycles des matières et gestion des déchets) ne sont guère que

représentés par eux à l'Ecole polytechnique.

L'EAWAG est aussi lié à l'Université de Neuchâtel par l'intermédiaire d'un

professeur associé; par ailleurs, des membres de l'EAWAG assurent des

cours à l'Université de Zurich, ainsi que dans le cadre de programmes

d'enseignement de Troisième cycle de l'Ecole polytechnique fédérale de

Lausanne et d'Universités romandes.

1) Ordonnance relative à l'EAWAG (21.12.1970)

Art. 2 1) "L'EAWAG est chargé . de la recherche, de l'enseignement et

de l'activité de conseiller ...."

2a) ".... L'EAWAG se consacre à la recherche fondamentale et

tient compte des besoins de la pratique dans son activité

2b) "Dans le cadre de l'enseignement, l'EAWAG doit contribuer

à la formation et au perfectionnement des spécialistes ....

A cette fin, les autorités compétentes peuvent confier des

tâches au directeur ou à d'autres collaborateurs de l'EAWAG

en matière d'enseignement aux EPF. L'EAWAG a aussi pour

tâche d'organiser des cours d'initiation et de perfectionnement."

Art. 5 2) "Les fonctions de directeur, tout comme celles de chef de

département, peuvent être combinées avec une chaire de

professeur ou une autre activité pédagogique aux EPF".


1 - 10

Communications personnelles et remerciements

Notre ancien colllègue, le Professeur Kurt Grob, est décédé subitement le 2 mars

1987. Kurt Grob n'avait quitté l'EAWAG qu'en été 1985, atteint par la limite d'âge.

Ses travaux de pionnier en chimie analytique trouveront encore longtemps une vaste

application. Walter Giger rend hommage à Kurt Grob en page 1-13 du présent rapport.

Hans Albert Leidner est décédé le 18 juillet 1987 dans sa 52ème année. Il était

entré à l'EAWAG en novembre 1966 en qualité de chimiste auprès du département de

biologie. Il effectua d'importants travaux dans le domaine de l'analyse instrumentale

du carbone organique et d'autres éléments polluants présents dans les mélanges

de substrat aqueux. Nous regretterons tous ce collaborateur aussi discret que com-

pétent.

Monsieur Boris Novak a fêté son 65ème anniversaire le 4 août et a pris sa retraite

le 1er septembre. Diplômé en génie civil de l'Université de Zagreb, il entra à

l'EAWAG (fondé à peine 20 ans auparavent) en automne 1956, pour collaborer au

département de génie civil. Il ne manqua jamais de manifester ses talents de

créateur graphique lorsqu'il s'agissait de présenter avec élégance des publications

ou des panneaux d'information.

Le 9 décembre, Monsieur Hans Weber a eu 65 ans et a pris sa retraite bien méritée à

la fin de l'année. Il était entré à l'EAWAG en été 1957, il y a plus de 30 ans, pour

y travailler comme assistant de laboratoire dans le département de chimie. Toujours

alerte, il y travailla sans relâche. D'innombrables échantillons lui furent confiés,

et il excellait aussi bien dans l'analyse manuelle soignée que dans la vérification

précise des résultats. C'est avec beaucoup d'enthousiasme qu'il accueillait les

apprentis lorsque ceux-ci venaient à passer dans son laboratoire au cours de leur

formation. (Il était également fier de son fils Anton qui apprit le même métier que

son père dans le même établissement, où il resta d'ailleurs une fois l'apprentissage

terminé. Anton Weber nous a aussi quitté; il est employé dans une entreprise

industrielle depuis le ler novembre).

Tous nos voeux de bonheur et de bonne santé les accompagnent.

Madame Diana Hornung a été élue en avril 1987 membre du parlement cantonal

zurichois. Madame Hornung est assistante scientifique du directeur de 1'EAWAG. Nous

lui adressons tous nos voeux de succès dans sa nouvelle activité politique.

Monsieur Alfred Wüest a reçu le Prix Otto Jaag 1987 pour la protection des eaux, en

hommage à sa remarquable thèse, "Origine et importance des processus de mélange dans

1'hypolimnion des lacs naturels".

La médaille d'argent de l'EPFZ a été décernée à Monsieur Bernhard Wehrli en hommage

à sa thèse "Le vanadium dans l'hydrosphère; complexes de surface et cinétique de

l'oxydation".

En juillet 1987 a pris fin le septième cours post-grade de génie sanitaire et de

protection des eaux, donné par des enseignants de l'EAWAG et de l'EPFZ. Les

étudiants dimplômés sont: Martin Anderson, Urs Dietschi, Manuel Elgorriaga, Marcel

Fisch, Haroun Frick, Georg Furger, Jakob Hedegaard, Patrick Höhener, Jürg Kappeler,

Judith Kemmler, Urs Kempf, Herbert Kessler, Renate Krauss, Lea Locher-Azevedo,

Slavica Prgomet, Mahnaz Schneeberger, Thomas Walter et Thomas Wepf.


La Commission consultative de l'EAWAG s'est réunie les 21 mai et 20 novembre. Nous

remercions tous les membres pour leur précieuse collaboration.

Je remercie le Directeur adjoint, Monsieur Hans Rudolf Wasmer, les chefs de départe-

ment et les chefs de section, ainsi que tous les collaboratuers et collaboratrices,

pour leur engagement dévoué.

J'aimerais adresser des remerciements tout particuliers ä la Commission du personnel

pour son excellente collaboration ainsi qu'au comité directif et aux employées de la

communauté d'intérêts du restaurant de l'EAWAG pour la qualité et la souplesse de

leur gérance.

Monsieur Rudolf Koblet s'est chargé de la rédaction du présent rapport annuel, et

Madame Thérèse Hänni s'est acquittée de la délicate mise au net. Les représentations

graphiques ont été exécutées par Madame Heidi Bolliger, et Monsieur Paul Schlup a

réalisé les travaux photographiques, en particulier les clichés de reproduction. Le

chapitre d'introduction a été traduit par Monsieur Henri-Daniel Wibaut, de Gockhausen,

et Madame Sonja Rex, EAWAG.

Dubendorf, mars 1988

G

Werner Stumm


Organigramm der E A W A G Fachabteilungen Fachbereiche und Organisationseinheiten

Direktion

Stab

Direktor

Stumm Werner, Dr., Prof.

Stellvertretender Direktor

I

Wasmer H.R., dipl. Ing.

Bundi U, dipl. Ing.

Göttinger H., Dr. sc. nat.

Perret P., Dr. phil.

H

Technische Biologie

Homer G., Dr., Prof.

Ingenieurwissenschaften

I

Gujer W., Dr„ Ing., PD

Hydrobiologie / Limnologie

Ambühl H., Dr., Prof. Müller R., Dr.sc. nat.

Chemie Chemische Analytik

Stumm W., Dr., Prof.

Abfallwirtschaft und Stoffhaushalt

Baccini P., Dr., Prof.

Multidisziplinäre

Limnologische Forschung /

Erdwissenschaften (MLF)

Wissenschaftliche, technische

und administrative Dienste

Wasmer H.R., dipl. Ing.,

Stellvertretender Direktor

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

(Biologie), Imboden D., Dr. sc. nat., PD, (Physik) und Schwarzenbach R.,

Dr. sc. nat., PD, (Chemie).

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

Dr. sc. nat. (Biologie), Imboden D., Dr. sc. nat., PD (Physique) et

Schwarzenbach R., Dr. sc. nat., PD (Chimie).

----]

Fischereiwissenschaften

Sigg L., Frau, Dr. sc. nat., PD

Radiologie

Geologie

Santschi P., Dr. phil., PD

Kelts, K. Dr. sc. nat.

Informatik

I

Ruchti J., Dr. sc. techn.

Versuchsstation Tüffenwies

und Werkstätte

Burkhalter H., dipl. Ing.

Siedlungshygiene in

Entwicklungsländern (IRCWD)

Schertenleib R., dipl. Ing.

Administration

Kern R., Kfm.

Bibliothek


Zum Hinschied von Kurt Grob

1 - 13

Am 2. März ist Kurt Grob, ehemaliger Titularprofessor

an der ETH Zürich und Chemielehrer an der

Kantonsschule Zürich, im Alter von 67 Jahren

gestorben. Während mehr als 30 Jahren erteilte

Kurt Grob Chemieunterricht am Realgymnasium Rämibühl

in Zürich. Ende der 50er Jahre reorganisierte

er die Weiterbildung der schweizerischen Mittelschullehrer

für Chemie auf eine neuartige und

fortschrittliche Weise. In zahlreichen von ihm

geleiteten Kursen wurden die Gymansiallehrer über

die neueren Entwicklungen der modernen Chemie

informiert. Die Anpassung des Schulunterrichtes

an die neuesten wissenschaftlichen Fortschritte

war ihm ein zentrales Anliegen. Während vieler

Jahre dozierte Kurt Grob an den Zürcher Hochschulen

Didaktikunterricht für die zukünftigen Mittelschulchemielehrer.

Neben seiner Lehrtätigkeit arbeitete Kurs Grob zuerst in der Tabakindustrie, wo er

unter anderem die Zusammensetzung des Tabakrauches untersuchte. Dieses Tätigkeitsgebiet

brachte ihn schon früh in Kontakt mit der analytischen Technik der Gaschromatographie,

mit deren Hilfe kompliziert zusammengesetzte Gemische organischer Verbindungen

in Einzlkomponenten aufgetrennt werden können. In mehr als 25 Jahren unermüdlichen

Einsatzes gelangen Kurt Grob mehrfach Durchbrüche in der Weiterentwicklung

und in der Anwendung dieser analytischen Methode. Mit der ihm eigenen scharfen Beobachtungsgabe

konnte er komplizierte chemisch-physikalische Vorgänge ergründen und

die erworbenen Kenntnisse für methodische Verbesserungen ausnützen. Er war aber auch

immer darauf bedacht, seine Arbeiten auf praktische Anwendungen auszurichten. Kurt

Grobs engste Mitarbeiterin war seine Frau Gertrud, aber auch seine Söhne und für

kürzere Zeit sein Schwiegersohn beteiligten sich an den Forschungen im Grobschen

Gaschromatographielabor - eine Familienaktivität, wie sie in der Forschungswelt nur

sehr selten anzutreffen ist. Eine ganze Reihe von Techniken in der hochauflösenden

Gaschromatographie, die untrennbar mit dem Namen Grob verbunden sind, werden heute

in vielen Bereichen der analytischen Chemie eingesetzt, so z.B. in der chemischen

Industrie, in der Umweltforschung, in der organischen Geochemie, in der Gerichtsmedizin,

in der Lebensmittelanalyse und in der klinischen Chemie. Nachdem Kurt Grob

zeigen konnte, dass die Gaschromatographie mit Glaskapillaren wesentliche Fortschritte

bringt für die Untersuchung von organischen Spurenverunreinigungen in der

Luft, in Abwasser, in Gewässern und im Trinkwasser, verlegte er seinen Arbeitsort

1974 an die Eidgenössische Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und Gewässerschutz

(EAWAG) in Dübendorf. Auch in diesem Arbeitsfeld hatte er einen grossen

Einfluss, und seine Methoden eröffneten neue Dimensionen. In der Wasseranalytik

erlaubt zum Beispiel das "Ausblasverfahren nach Grob" die quantitative Bestimmung

der Spurenkonzentrationen einzelner organischer Umweltchemikalien bis hinunter auf

10 -9 g/1 Wasser (d.h. ein milliardstel Gramm pro Liter Wasser). Kurt Grob förderte

die Anwendung der Kapillargaschromatographie durch seine Tätigkeit als Hochschullehrer,

zuerst als Privatdozent an der Universität Zürich und später an der Eidgenössischen

Technischen Hochschule Zürich, die ihn 1983 zum Titularprofessor ernannte.

In vielen sehr praxisbezogenen Ausbildungskursen profitierten Zürcher Studenten

und Kursteilnehmer aus aller Welt von seinem begeisternden Unterricht.

Kurt Grobs Leistungen sowohl als Lehrer als auch als Forscher wurden von der Universität

Bern und von der ETH Zürich mit der Verleihung des Ehrendoktors gewürdigt.

Mit seiner konsequent durchgeführten Forschung, seiner hohen wissenschafltichen

Produktivität und seinem aussergewöhnlichen didaktischen Talent hat Kurt Grob seinen

Schülern und Kollegen, den Zürcher Hochschulen und der analytischen Chemie als

naturwissenschaftlicher Disziplin grosse Dienste erwiesen.

(Walter Giger, Neue Zürcher Zeitung, 17. März 1987)


1 - 14

Ehrendoktorwürden für Direktor Werner Stumm

Im vergangenen Jahr durfte Professor Werner Stumm zwei grosse persönliche Ehrungen

entgegennehmen:

Am B. April 1987 ernannte der Staatsrat des Kantons Genf auf Antrag des Rektors und

der Dekane der Universität Genf Professor Stumm zum docteur es sciences ehrenhalber.

Die feierliche Übergabe der Urkunde fand im Juni statt. Die Universität Genf ehrte

Prof. Dr. h.c. Werner Stumm als Chemiker, welcher mit seinen wissenschaftlichen

Arbeiten massgeblich dazu beitrug, unsere bedrohte Umwelt besser schützen zu

können.

Am 27. April 1987 verlieh das Royal Institute of Technology in Stockholm Professor

Stumm für "seine wegweisende Forschungsarbeit und seinen persönlichen Einsatz auf

dem Gebiete der aquatischen Chemie" ebenfalls die Ehrendoktorwürde. Die Laudatio

würdigt speziell seine interdisziplinäre Arbeitsweise und hebt sein Bemühen nach

ganzheitlichen Systemzusammenhängen in der Oberflächenwasser- und Grundwasserforschung

hervor.

Prof. Dr. h.c. Stumm betrachtet beide Ernennungen nicht nur als persönliche Würdigung,

sondern ebensosehr als Anerkennung der Leistungen aller seiner Mitarbeiter an

der EAWAG.

(P. Perret)

Abb. 1.1

Lichtverteilung im Innern eines

zylindrischen Algenkulturgefässes.

Dieses wirkt für die von

vorn einfallenden Lichtstrahlen

als Linse, so dass eine Brennfläche

entsteht (rechts).

Stellt man das Gefäss in ein

Wasserbad (gleicher Brechungsindex

innen und aussen), so ergibt

sich eine homogene Lichtverteilung

(links).

(Computergrafik von H. Bührer)

E

N


2.1 FORSCHUNGSPOLITISCHE FRÜHERKENNUNG IM GEWÄSSERSCHUTZ

Die EAWAG hat z.Hd. des Schweizerischen Wissenschaftsrates einen Bericht zum Thema

'Forschungspolitische Früherkennung im Gewässerschutz' ausgearbeitet (Verfasser:

U. Bundi, H. Göttinger, W. Stumm). Nachfolgend ist die Kurzfassung dieses Berichtes

aufgeführt. Die ausführliche Fassung kann von der EAWAG angefordert werden

(Tel. 01 823 50 31)

Die Gewässerschutzforschung betätigt sich in einem schwierigen Spannungsfeld verschiedenartiger

Anforderungen der Wissenschaft, der Ausbildung, der Praxis, des

Gewässerschutz-Vollzuges usw. Ihre Aufgaben sind vielgestaltig und lassen sich nicht

auf reine Forschungsbedürfnisse reduzieren.

Das primäre Ziel des Gewässerschutzes muss es sein, die Struktur und die ökologischen

Funktionen der Gewässer zu erhalten. Die Aufgaben des Gewässerschutzes umfassen

den Ausgleich der verschiedenen Nutzungsinteressen und das Verhindern und Beheben

von Schäden. Gewässerschutz ist überdies als Teil der umfassenden Umweltproblematik

zu verstehen.

Die Gewässerschutzforschung umfasst ein weites Feld natur-, ingenieur- und sozialwissenschaftlicher

Belange und das Zusammenwirken dieser Belange. Ihre Problemstellungen

und Arbeitsweisen sind selbst innerhalb der Forschungsteilbereiche ausge-

sprochen disziplinenübergreifend. Die Hauptträger der Forschung sind im Hochschulbereich

(inklusive Annexanstalten der ETHs) angesiedelt. Das dürfte auch in Zukunft

nicht wesentlich ändern. Es stellt sich aber die Frage, ob im Hinblick auf die für

die erfolgreiche Realisierung des Gewässerschutzes erforderliche Wissensdiffusion

nicht eine breitere Streuung der Forschungsaktivitäten anzustreben ist.

Der Druck auf die Gewässer steigt generell weiter an. Die Bedeutung der dispersen

Aktivitäten (Freizeit, Konsum, Landwirtschaft, Energienutzung) nimmt dabei weiter

zu. Wasserkraftnutzung und Urbanisierung gefährden die Existenz vieler Gewässer.

Neue Technologien können sich rasch ausbreiten und in kurzer Zeit neue Umweltprobleme

hervorrufen. Anderseits werden Gewässer- und Umweltschutzvorschriften zu einer

Dämpfung bestehender Probleme führen (Luftbelastung, Chemikalien usw.).

Die künftigen Probleme: Mit der generellen Einführung der Kläranlagen konnten wichtige

Probleme des Gewässerschutzes gelöst werden. Es treten aber andauernd neue

Schädigungen auf. Diese werden immer komplexer, weil sie häufig durch das Zusammenwirken

mehrerer Einzelstörungen entstehen. Die gravierendsten Störfaktoren sind die

xenobiotischen Stoffe (synthetische Chemikalien), die bei Verbrennungsprozessen

entstehenden Schadstoffe, die durch die Landwirtschaft mobilisierten Stoffe (Dünger)

sowie die Eingriffe in den Wasserhaushalt und die Gewässerbette. Die Erneuerung der

Gewässerschutz-Infrastrukturen ist systematisch zu fördern, will man künftige finanzielle

Engpässe vermeiden.. Eine neue, auf das Vermeiden von Problemen auszurichtende

Gewässerschutzstrategie erfordert ein neues Instrumentarium. Die Schweizer

Forschung sieht sich auch mit den Umweltproblemen der Entwicklungsländer und den

globalen Umweltproblemen konfrontiert.


2-2

Das Ablaufmuster neuer Umweltprobleme ist immer wieder durch eine grosse Verzögerung

(20-40 Jahre) zwischen dem Erkennen eines Problems und dem Wirksamwerden von Massnahmen

gekennzeichnet. Diese Zeitspanne muss in Zukunft verkürzt werden. Angesichts

der beschleunigtes technologischen Fortschrittes müssen die Voraussetzungen dafür

geschaffen werden, dass negative Entwicklungen vorsorglich vermieden werden können.

Dafür gibt es kein Rezept; sicher aber spielt der Wissensdialog zwischen der Forschung

und den Akteuren des Umweltschutz-Vollzugssystemes eine sehr wichtige Rolle.

Forschungsbereiche: Die Erforschung der Gewässerökosysteme ist und bleibt von zentraler

Bedeutung. Zur Erfassung des Verhaltens und der Auswirkungen von Schadstoffen

in den Oekosystemen müssen chemodynamische und ökotoxikologische Konzepte erarbeitet

werden. Im weiteren gilt es, die für den Stoffaustausch zwischen Wasser, Boden und

Luft massgebenden Prozesse zu untersuchen. Die Ingenieurwissenschaften sehen sich

vor die Aufgabe gestellt, neue Konzepte für die Siedlungshydrologie und die Fernhaltung

von Abwasserschadstoffen von den Gewässern zu entwickeln. In der Abfallwirtschaft

sind Verfahren zur weitgehenden Mineralisierung der Abfälle gesucht; als

langfristiges Ziel muss die Reduktion der Mengen und der Schadstoffgehalte der Ab-

fälle gelten. Die Erforschung der komplexen sozialen, ökonomischen und ökologischen

Wechselwirkungen soll dazu beitragen, wirksame Umweltschutzstrategien und umweltkon-

forme Zivilisationssysteme zu entwickeln.

Aufgaben und Rolle der Forschung: Die Forschung muss die Führungsrolle spielen für

die Früherkennung von Umweltproblemen und das Aufzeigen von umweltverträglichen

Entwicklungen. Sie wird nie in der Lage sein, alle Umweltprobleme umfassend zu bear-

beiten, hat aber mitzuhelfen, exemplarische Einsichten zu Gewässer- und Umweltschutzkonzepten

zu verallgemeinern. Die Aus- und Weiterbildung der Umweltexperten

müssen zu einem wesentlichen Teil von den Forschern getragen werden. Zur praktischen

Umsetzung der wissenschaftlichen Erkenntnisse ist ein Wissensdialog zwischen der

Forschung und der Praxis nötig. Die Forscher müssen sich auch für die Popularisierung

der Forschungsergebnisse einsetzen. Forschungsbeiträge zur Lösung von Umweltproblemen

in Entwicklungsländern setzen eingehende Kenntnisse der dortigen Verhältnisse

voraus und erfordern ein langfristiges Engagement. Im übrigen ist die Schweiz

auf die Nutzung der internationalen Forschungsergebnisse angewiesen; dazu benötigt

sie eine eigene, hochstehende Forschung.

Institutionelle Erfordernisse: Der Hochschulbereich bietet ein geeignetes Umfeld für

die multidisziplinäre Forschung und Lehre. Die Aufgaben und Qualitätsansprüche der

Forschung bedingen, dass die Forschungsinstitutionen über ausreichende Kapazitäten

und ein gewisses Mass an Unabhängigkeit verfügen. Ihre Funktionen sollen die Forschung,

Lehre und Beratung umfassen und klar gegenüber amtlichen und Ueberwachungsfunktionen

abgegrenzt sein. Die Förderung des Wissensdialoges zwischen der (Hochschul-)Forschung

und der Praxis erfordert spezielle Ressourcen und geschieht am

besten durch Institutionen, die im Spannungsfeld der beiden Bereiche angesiedelt

sind.

Die EAWAG spielt in der Gewässerschutzforschung eine zentrale Rolle. Ihr Status als

Annexanstalt der ETHs und ihre Funktion als Bindeglied zwischen Forschung und Praxis

schaffen ein geeignetes Umfeld, um die multidisziplinäre Forschung und Lehre in die

Hochschule, und umgekehrt, die Forschungserkenntnisse in die Praxis hineinzutragen.

Die aufgeführten institutionellen Erfordernisse betreffen ausgewählte Aspekte; eine

ausführliche Analyse sprengt den Rahmen dieses Papiers.


2 -3

2.2 VALORISIERUNG DER FORSCHUNG UND ZUSAMMENARBEIT MIT DER PRAXIS

Die Dreiteilung der Aufgaben von der (anwendungsorientierten) Forschung über die

Lehre bis zur Beratung der Praxis zeigt deutlich, dass der EAWAG die Rolle eines

"Bindegliedes oder Förderbandes" zwischen Forschung und Praxis zukommt. Damit diese

Verbindung in beiden Richtungen funktionieren kann, braucht die EAWAG einerseits

wissenschaftliche Anerkennung in Hochschulkreisen (sie misst deshalb ihre Forschung

an internationalen Massstäben), anderseits muss sie die Bedürfnisse der Praxis kennen

und auch deren Vertrauen geniessen. Die EAWAG wird sich deshalb besonders an-

strengen, sowohl in der Forschung als auch in der Praxis starke Kontaktstellen

auszubauen und diese den sich ändernden Aufgabenstellungen (und deren Gewichtung)

laufend anzupassen.

Für die Erfüllung dieser Aufgaben orientiert sich die EAWAG an folgenden Leitge-

danken:

- Die EAWAG konzentriert sich vor allem auf Probleme, die sie (dank ihrer Multidisziplinarität)

besser bearbeiten kann als andere Hochschulinstitute, Forschungsanstalten,

Behörden oder Private. Die Privatwirtschaft soll nicht konkurrenziert

werden. Die EAWAG entwickelt weder Apparate, noch tritt sie als Unter-

nehmer auf.

- Nebst der Lehre vermittelt die EAWAG ihre Kenntnisse vor allem in der Beratung

und bringt sie so zur praktischen Anwendung. Dabei achtet sie besonders auf:

• eine dauernde Kontinuität der Informationsvermittlung und Verwendung einer verständlichen,

adressatengerechten Sprache;

• einen Miteinbezug der Auftraggeber in die Projekte, um die Valorisierung möglichst

effizient zu verwirklichen.

• Förderung eines (Wissens)-Dialoges in beiden Richtungen.

- Die EAWAG fühlt sich verpflichtet, bei der Bewältigung ausserordentlicher Ereignisse

(Okokrisen) in übergeordneten Interessen mitzuwirken und die dazu erforderliche

fachliche Bereitschaft und betriebliche Flexibilität sicherzustellen.

In der nachfolgenden Tabelle sind die im Jahre 1987 für die Praxis erbrachten

Dienstleistungen summarisch dargestellt. Aus der Vielfalt (Adressat/Thematik/-

Projekt-Grösse) lassen sich folgende 5 Gruppen charakterisieren:

1. Kommissionen des Bundes: Mitwirkung in eidg. Kommissionen, Expertengremien oder

Arbeitsgruppen. In der Regel bedingen die einzelnen Mandate einen Aufwand von je

ca. 5 bis 20 Arbeitstagen

2. Kleinere Beratungsaufträge, Technologie,Transfer, analytische Unterstützung: Hier

handelt es sich vielfach um Sofortmassnahmen oder "Hilfe zur Selbsthilfe". Bei

dieser Art von Aufträgen werden sehr viele wertvolle Kontakte (Vertrauensbasis)

geschaffen, Forschungsresultate können effizient umgesetzt werden und die EAWAG

lernt die Probleme der Praxis kennen. Gelegentlich entwickelt sich aus einem

derartigen Kontakt auch ein Beteiligungsverhältnis (siehe Pkt. 5). Bei dieser

Gelegenheit muss auch erwähnt werden, dass die EAWAG aus grundsätzlichen Über-

legungen keine Routine-Dienstleistungen durchführt.

3. Einsätze bei Ökokrisen/Umweltkatastrophen: Schweizerhalle und Tschernobyl waren

Ereignisse, die einen Sondereinsatz der EAWAG zur Folge hatten.


4. Langfristige Untersuchung von Ökosystemen, Monitoring: Die EAWAG untersucht ausgewählte

Ökosysteme (Seen, Fliessgewässer) aufgrund eigener wissenschaftlicher

Fragestellungen. Langfristige Routine-Überwachungen (Monitoring) gehören nicht

zum Arbeitsbereich der EAWAG. In einigen Fällen war es aber möglich, eigene Messprogramme

mit denjenigen Dritter zu kombinieren.

5. Beteiligungsverhältnisse: Sie dienen der Förderung der Zusammenarbeit, des Wissensdialoges

und der Vermittlung wissenschaftlicher Erkenntnisse zuhanden Industrie,

Wirtschaft und öffentlicher Hand. Ein Beteiligungsverhältnis liegt vor,

wenn ein Dritter ein gemeinsames Forschungsvorhaben mitfinanziert und aktiv daran

mitarbeitet.

Die EAWAG achtet darauf, dass die Resultate solcher Zusammenarbeit publiziert

werden. Es ist beabsichtigt, die Beteiligungsverhältnisse aufgrund der bisherigen

positiven Erfahrungen sukzessive auszubauen.

Nebst den bisher erwähnten Dienstleistungen (Einzelprojekte) bemüht sich die EAWAG

auch, ihre Erkenntnisse an die Allgemeinheit weiterzugeben. Dies erfolgt u.a. durch

- Publikationen in Fachzeitschriften, Sonderdrucke, Mitteilungen der EAWAG;

- Vorträgen von EAWAG-Mitarbeitern;

- öffentliche Seminarreihen an der EAWAG;

- Unterstützung der Medien bei der Vorbereitung/Präsentation spezieller Fach-

Informationen;

- Fortbildungskurse für Lehrer;

- Fachtagungen z.B. für analytische Chemiker, Gemeindebehörden, beratende

Ingenieure, etc.;

- Unterstützung von Fachtagungen anderer Organisationen durch Mitwirkung von EAWAG-

Mitarbeitern.

Abschliessend soll eine (ständige) Problematik im Zusammenhang mit dem Wort "Dienstleistung"

nicht verschwiegen werden: Die EAWAG kann dank ihrer Multidisziplinarität

in vielen Umweltbereichen zu Problemlösungen beitragen. Der Name EAWAG ist auch

relativ gut bekannt - wobei über den genauen Auftrag, Rolle und Mittel der EAWAG

vielfach unzutreffende Vorstellungen bestehen. Dies führt oft zu falschen Erwartungen

gegenüber der EAWAG. Die EAWAG bittet deshalb auch um Verständnis für die ihr

auferlegten Randbedingungen und dass sie somit nicht allen Wünschen nach Dienstleistungen

entsprechen kann.

(H. Wasmer)


â

A

B

C

D

E

F

G

H

I

J

K

L

M

N

*

Themati k

der erbrachten

wissenschaftlichen

Dienstleistung

Kommissionen

Konzept Studien Versorgung

Konzept Studien Entsorgung

Wiss. Grundlagen f. Umwelt-

Schutz-Politik

Technologie-Transfer

Seensanierung

Fischereifragen

Chemodynamik

Analytik/Methoden

Gewässer-Untersuchung

Oeko-Katastrophen

Monitoring

Gerichte

Drittwelt-Probleme

WISSENSCHAFTLICHE DIENSTLEISTUNGEN DER EAWAG FÜR DIE PRAXIS

unter

1 kfr

1 bis

20 kfr

2 9

1

2 2

1

Verteilung der 1987 bearbeiteten 94 Projekte

gegliedert nach Partnern, Thematik und Jahreskosten*

P A R T N E R

verrechnete wissenschaftl. Dienstleistung

B u n d

I Kantone/ Gemeinden /Zweckverband P r i v a t e

20 bis

100 kfr

2

1

100 bis

500 kfr

1

2

1

über

500 kfr

unter

1 kfr

1 bis

20 kfr

20 bis

100 kfr

100 bis

500 kfr

über

500 kfr

unter

1 kfr

1 bis

20 kfr

1

1

4 2 1

2 8

1 2

20 bis

100 kfr

100 bis

500 kfr

über

500 kfr

unter

1 kfr

Betei igungs— #*

v e r h ä l t n i s s e

1 bis

20 kfr

20 bis

100 kfr

1 2

100 bis

500 kfr

2 1 1 3***

1 6 1 1***

5 3 1 3 2

1 1

Kosten gemäss Betriebsrechnung (die Stundenansätze der EAWAG bewegen sich in der Bandbreite der SIA-Tarife)

** Bei den Beteiligungsverhältnissen sind die Partner in der Regel mit ungefähr gleich hohen Kosten wie die EAWAG beteiligt

*** Beginn erst Ende 1987

1

2

1 2 2 1

3

über

500 kfr

1***


3. HAUPTBEITRÄGE

3.1 SIMULATION DES SCHICKSALS DER "SCHWEIZERHALLE"-PESTIZIDE IM RHEIN

Am 1. November 1986 brannte in Schweizerhalle ein Lagergebäude nieder, in dem 1350

Tonnen Chemikalien, vorwiegend Pestizide, gelagert waren. Zur Brandbekämpfung wurden

grosse Wassermengen eingesetzt. Ca. 1-3 % der gelagerten Menge an Chemikalien gelangte

über die Regenwasserkanalisation in den Rhein und führte zu einer akuten

Vergiftung des Flusses. Eine erste Bestandesaufnahme ergab, dass Kleinlebewesen und

Fischbestand durch die eingeleiteten Chemikalien fast vollständig vernichtet worden

waren. An der Vegetation wurden geringe Schäden und an den Sedimenten nur lokal eine

drastisch erhöhte Belastung beobachtet (Erster EAWAG-Zwischenbericht vom 12. Dezember

1986). Im zweiten Zwischenbericht der EAWAG vom 31. August 1987 wird festgestellt,

dass mit Ausnahme von Quecksilber und (möglicherweise) Endosulfan jetzt

keine Rückstände der vom Brand stammenden Chemikalien mehr im Wasser, in den Sedimenten

oder den Organismen zu erwarten sind. Im weiteren wird festgehalten, dass

eine weitgehende (aber nach Arten differenzierte) Wiederbesiedlung der geschädigten

Flussstrecke stattgefunden hat. Zwischen Schweizerhalle und Birsfelden ist die Wiederbesiedlung

durch Kleinlebewesen aus dem ungeschädigten Oberlauf bzw. rechtsufrigen

Bereich sehr rasch erfolgt, unterhalb der durch das Kraftwerk Birsfelden gebildeten

Barriere nur langsam. Verschiedene Weissfischarten werden in beachtlicher,

Bachforelle, Zander, Hecht und Egli in geringer Zahl wieder beobachtet, während Aal

und Aesche noch fehlen.

Untersuchung der Umweltbelastung durch den Chemielagerbrand

Ein Chemielagerbrand, wie in Schweizerhalle, kann zu einer unüberschaubaren Gefahr

für die Umwelt werden. Neben der Atmosphäre, in welche die Hauptmenge der Chemikalien

verfrachtet wurde, können durch Löschwasser auch Boden, Grundwasser und Oberflächengewässer

gefährdet werden. Die sofortige und sichere Beurteilung der im Feuer

ablaufenden chemischen Prozesse und der daraus resultierenden akuten Gefährdung von

Menschen, Tieren und Pflanzen ist bei einer derartigen Vielfalt von Lagergut und den

beim Brand entstehenden Produkten kaum möglich. Zudem können Schadstoffe in der

Umwelt innert weniger Stunden sehr weit . transportiert und weiträumig verteilt

werden.

Während und unmittelbar nach dem Brand von Schweizerhalle sind von der Atmosphäre

und vom Rhein nur ein paar wenige Stichproben genommen worden. Ihre Belastung liess

sich daher im Nachhinein nur noch indirekt feststellen, einerseits über Analysen der

Filter der bei der Brandbekämpfung verwendeten Schutzmasken und andererseits durch

nachträgliche Beobachtungen von Schäden an den Ökosystemen, durch Wasseranalysen im

Unterlauf des Rheins und mittels Simulationsrechnungen. Für die während des Brandes

in den Rhein eingeleiteten Pestizide wurden an der EAWAG solche Simulationsrechnungen

durchgeführt. Ziel der Rechnungen war die Ermittlung

- der Stärke und Dauer der Belastung der verschiedenen Rheinabschnitte,

- des chemodynamischen Verhaltens der Pestizide im Rhein und

- des endgültigen Verbleibs der Pestizide in der Umwelt.


Eindimensionales Transport-Prozess-Modell für Fliessgewässer

Für die Simulationsrechnungen ist ein an der EAWAG erarbeitetes dynamisches mathematisches

Modell verwendet worden, das den Transport und das Verhalten von Chemikalien

und Organismen in Fliessgewässern beschreibt. In diesem Modell wird der Flussquerschnitt

vereinfachend in zwei Zonen unterteilt, nämlich in eine Kernzone mit starker

Strömung und in eine Randzone ohne Strömung (Abb. 3.1). Zustandsvariablen werden in

beiden Zonen durch über den Zonenquerschnitt gemittelte Grössen dargestellt. Mit

diesem pseudo-eindimensionalen Modell lassen

sich, neben Veränderungen der Zustandsvariablen

über den Längsverlauf eines Flusses,

auch Austauschprozesse zwischen am

Flussgrund sorbierten und im fliessenden

Wasser gelösten Chemikalien und zwischen

festsitzenden und suspendierten Organismen

untersuchen. Die Hydraulik wird mit den

bekannten St. Venant-Gleichungen für den

Abfluss in offenen Gerinnen berechnet. Das

Randzone Fliesswasserzone Verhalten der Chemikalien und Organismen in

der fliessenden Welle wird mit eindimensionalen

Advektions-Dispersions-Reaktions-Glei-

Abb. 3.1 chungen beschrieben. In Abb. 3.2 sind schematisch

die wesentlichen Reaktionen und

Hydraulische Prozesse im Zweizonen- Prozesse dargestellt, die das Verhalten von

Fliessgewässermodell Chemikalien in Fliessgewässern bestimmen.

Basierend auf diesem Modell ist ein Simulationsprogramm entwickelt worden. Das Pro-

Ausgasung Eintrag

Luft—Wasser Grenzfläche

Bioanreicherung


I Hydrolyse

r, J Photolyse

gramm erlaubt die Eingabe von geometrischen und hydraulischen Daten für ein weites

Spektrum von Fliessgewässern und von kinetischen Prozessen und Stoffparametern für

beliebige Chemikalien und Organismen.

Verwendet wird das Programm vor

allem für die Planung und Auswertung

von Versuchen in der Fliessgewässerforschung.

Denkbar ist aber auch

seine Verwendung für die Berechnung

der Ausbreitung und des Verhaltens

Biodegradation

Biotransformation

von Chemikalien in Fliessgewässern

in Katastrophenfällen.

Transport

Gegen Ende 1986 ist das Simulationsprogramm

fertiggestellt und an der

Glatt getestet worden. Die erste

Anwendung erfolgte am Rhein, wo es

seine "Feuerprobe" zu bestehen hatte.

Da die vom Programm benötigte

Rechenleistung sehr gross ist, wurden

die Simulationsrechnungen auf

dem Grosscomputer der ETH-Zürich

durchgeführt.

Sedimentation 1T Resuspension

Sediment — Wasser Grenzfläche

Abb. 3.2

Schema der Reaktionen und Prozesse, die für

das Schicksal und Verhalten von Chemikalien

in Fliessgewässern eine Rolle spielen.

G bezeichnet die gelöste, P die an Partikel

gebundene Chemikalienform.


Simulation von hydraulischem Abfluss und Transport von Disulfoton im Rhein

Um in möglichst kurzer Zeit zu Ergebnissen zu gelangen, konnten für die Anpassung

des Modells an die Geometrie und Hydraulik des Rheins zwischen Basel und der holländischen

Grenze nur sofort verfügbare Daten verwendet werden, wie sie in Jahrbüchern

und Monographien über das Rheingebiet publiziert sind. Diese Publikationen enthalten

Daten über Gefälle und Querschnittsprofile des Rheins, wobei letztere der Einfachheit

halber im Modell durch Trapezprofile angenähert wurden. Die Reibungsfaktoren

wurden aus einigen gegebenen Pegel-Abfluss-Beziehungen und fehlende Zuflussdaten aus

den Differenzen aufeinanderfolgender Rheinhydrographen abgeschätzt. Der Einfluss der

Flusskraftwerke in den oberen Flussabschnitten erschwerte die Rechnung, da oberhalb

der Kraftwerkstaumauern die Wasserspiegellinie fast horizontal ist und damit der

Abfluss praktisch nur durch die Geometrie und nicht durch die Reibung bestimmt

wird.

Eine erste Simulationsrechnung wurde für Disulfoton durchgeführt, das in grossen

Mengen (ca. 3500 kg) in den Rhein gelangt war. Die im Rheinunterlauf für dieses

Insektizid erhobenen Konzentrationsmessreihen erlaubten die Kalibrierung der hydraulischen

Modellparameter. Abb. 3.3 zeigt Beispiele von Längsprofilen für Abfluss,

Wasserspiegelhöhe und mittlere Transportgeschwindigkeit, wie sie mit dem Modell

berechnet wurden. Da die unmittelbar nach dem Brand verfügbaren chemodynamischen

Daten widersprüchlich waren, mussten zunächst mehrere Rechnungen mit alternativen

Ansätzen für das chemodynamische Verhalten von Disulfoton im Rhein durchgeführt

werden.

Q 3000

[m3/s] 2000

1000

0

300

[m] 200

100

o

200 300 400 500 600 700 800

x [km]

Ergebnisse der Simulationsrechnungen

Abb. 3.3

Hydraulische Gegebenheiten im Rhein

am 1. Nov. 1986 um Mitternacht, dargestellt

durch Längsprofile des Abflusses

Q, der Wasserspiegelhöhe z

und der mittleren Abflussgeschwindigkeit

v.

Die Simulationsrechnungen zeigten, dass sich die im Rheinunterlauf beobachtete Verringerung

der Disulfotonfracht unter Annahme eines Eliminationsprozesses von erster

Ordnung nicht nachbilden liess. Mit einem Ansatz von nullter Ordnung und einer

Eliminationsrate von 1.5 . 10-8 g m-3 s -1 ergab sich jedoch eine gute Obereinstimmung

von berechneten Konzentrationsprofilen und gemessenen Konzentrationsreihen (Abb.

3.4).


Diese Ergebnisse der Simulationsrechnung sind im Nachhinein durch Laborexperimente

an der EAWAG bestätigt worden, mit denen Egli und Fleischmann den Eliminationsprozess

als biologischen Abbau mit einer Abbaurate in Rheinwasser von 1.3 . 10 - 8 g m-3s-1

identifiziert haben. Für die beim Brand in den Rhein gelangte Disulfotonmenge lieferte

die Simulationsrechnung mit dem Ansatz von nullter Ordnung eine Abschätzung

von 3600 kg. Dieser Wert stimmt gut mit den 3500 kg überein, die aus einer Sammelprobe

im 14 km unterhalb von Schweizerhalle liegenden Village-Neuf bestimmt worden

sind.

40

W130-

20-

t

Abb. 3.4

Vergleich der berechneten Konzentrationsprofile

(durchgezogene Kurven) mit

Konzentrationsreihen für Disulfoton

(gestrichelte Kurven), die von den

deutschen Behörden bei Maxau (km 362),

bei Mainz (km 498), bei Bad Honnef

(km 640) und bei Lobith (km 862) ge-

messen worden sind.

In der Folge wurde mit den ermittelten hydraulischen Modellparametern und einer

ebenfalls im Labor bestimmten Abbaurate von 9 . 10- 9 g m- 3 s - 1 für Thiometon eine

Simulationsrechnung durchgeführt. Ohne jede weitere Anpassung von Ansatz und Parameterwerten

lieferte diese Rechnung dieselbe gute Obereinstimmung von berechneten

Konzentrationsprofilen und Konzentrationsmessreihen wie für Disulfoton.

8 9 10 11 12

Nov. 1986 t [cif

Abb. 3.5 Konzentrationsprofile c(t) für die "Schweizerhalle"-Pestizide, bezogen auf

deren in den Rhein gelangte, geschätzte Menge m, berechnet für Lobith

(km 862):

1) Oxadixyl (440/500), Propethamphos (80/160)

2) DNOC (30/1400)

3) Metoxuron (20/190)

4) Fenitrothion (10/200), Parathion (10/50), Quinalphos (10/12),

Etrimfos (10/1000)

5) Endosulfan (5/40)

6) Captafol (0.3/3), Dichlorvos (0.2/2)

In Klammern angegeben sind die der Literatur entnommenen Halbwertszeiten

der Abbauprozesse in Tagen sowie die geschätzten eingeleiteten Pestizidmengen

in Kilogramm. Die Profile 1) sind typisch für Substanzen, die den

Rhein praktisch unverändert passieren, die Profile 6) für solche, die im

Rhein vollständig abgebaut werden.


Mit der Kalibrierung des hydraulischen Modellteils und den an der EAWAG für den

erwähnten Zweiten Zwischenbericht zusammengestellten chemodynamischen Daten über

Verteilungskoeffizienten und Reaktionsgeschwindigkeiten war es möglich geworden,

auch das Verhalten anderer "Schweizerhalle"-Pestizide zu berechnen, für die im Rhein

keine Konzentrationsprofile gemessen worden waren. Diese Simulationsrechnungen ergaben,

dass unter Ausklammerung allfälliger "Synergieeffekte", die Toxizitätsgrenzen

der einzelnen Pestizide schon bald unterhalb des Raumes Basel unterschritten worden

sind. In Abb. 3.5 sind die für Lobith an der holländischen Grenze für diese Pestizide

berechneten Konzentrationsprofile dargestellt. Die Abbildung zeigt, für welche

Pestizide angenommen werden kann, dass sie bereits im Rhein abgebaut worden sind und

welche praktisch unverändert in die Nordsee gelangt sein dürften.

(0. Wanner, P. Reichert)

3.2 UNTERSUCHUNGEN ÜBER DAS UMWELTVERHALTEN DES PHOSPHATERSATZSTOFFES NTA UND DES

ORGANISCHEN KOMPLEXBILDNERS EDTA

Aufgrund des im Sommer 1986 in Kraft getretenen Verbotes von Phosphaten in Textilwaschmitteln

musste mit einem ungefähr viermal grösseren Eintrag des Phosphatersatzstoffes

NTA (Nitrilotriacetat) in schweizerische, kommunale Abwässer gerechnet wer-

den. Die EAWAG übernahm die Aufgabe zu studieren, wie sich NTA in der Abwasserreinigung

und in der aquatischen Umwelt verhält und welche Restkonzentrationen in den

schweizerischen Gewässern beziehungsweise im Trinkwasser auftreten. Nachdem in einer

ersten Phase dieser Untersuchungen nur NTA gemessen worden war, wurde ab 1986 auch

der zweite wichtige organische Komplexbildner EDTA (Ethylendiamintetraacetat) in die

Untersuchungen miteinbezogen. Von dieser Substanz war zwar bekannt, dass sie, im

Gegensatz zu NTA, biologisch schlecht abbaubar ist, es lagen aber keine umweltanalytischen

Studien vor. Auch bezüglich ihrer Verwendung unterscheiden sich die

beiden Chemikalien: Während NTA fast ausschliesslich in Waschmitteln eingesetzt

wird, findet sich EDTA in sehr verschiedenen Produkten im Haushalt, im Gewerbe und

in der Industrie.

Das an der EAWAG verfolgte Arbeitskonzept setzte sich zum Ziel, durch Feldstudien

möglichst gute Erkenntnisse über das chemodynamische Umweltverhalten von NTA zu

erarbeiten, obwohl ein Teil der Daten im Rahmen eines Uberwachungsprogrammes erhoben

wurde, das in Zusammenarbeit mit dem Bundesamt für Umweltschutz durchgeführt wurde.

Im vorliegenden Jahresbericht wird in drei Kapiteln über diese Feldstudien berichtet

(Kap. 3.21, 3.22, 4.1), und in einem weiteren Kapitel werden mikrobiologische Grundlagenstudien

über den Abbau von NTA beschrieben (Kap. 3.23).

3.21 Auftreten und Verhalten von NTA und EDTA in Belebtschlammanlagen

NTA-Gehalte in schweizerischen kommunalen Abwässern, Elimination in Kläranlagen

Im Sommer 1987 wurden die Zu- und Ablaufwerte der Belebtschlammstufen von zehn Kläranlagen

im Glattal analysiert. Zusätzlich wurde die Kläranlage Davos anfangs März

1987 untersucht. Die Analysenresultate dieser Tagessammelproben ergaben ein gutes

Bild über Auftreten und Verhalten von NTA und EDTA nach Inkraftsetzung des Phosphat-

verbotes in Textilwaschmitteln.


Aus der Tabelle 1 ist ersichtlich, dass in einer mittelstark belasteten Anlage NTA

zu über 98% biologisch eliminiert wird. In den zwei stark überlasteten Anlagen ist

die NTA-Elimination weniger wirksam (40-80%). Das Ergebnis aus der Untersuchung der

Kläranlage Davos zeigt, dass auch unter Winterbedingungen und einem Schlammalter von

weniger als 3 Tagen noch 90% des NTA abgebaut werden.

Tabelle Auftreten und Elimination von NTA in Kläranlagen. Konzentrationen in den

Abläufen des Vorklärbeckens (VKB) und Nachklärbeckens (NKB)

Kläranlage Konzentrationen

VKB: Vorklärbecken

NKB: Nachklärbecken

(14/l)

VKB NKB

Elimination

(%)

Temperatur

Bassersdorf 360 3 99 12

Bülach 1'690 30 98 14

Dübendorf 770 160 79 14

Glattfelden 1'330 10 99 14

Kloten-Opfikon 1'180 700 41 15

Nänikon 1'320 20 98 14

Niederglatt 360 4 99 14

Rheinsfelden 1'450 5 99 14

Fällanden 1'420 8 99 14

Zürich -Glatt 920 10 99 15

Davos 940 80 91 8

Dynamisches Verhalten von NTA und EDTA in einer Belebtschlammanla2e

Untersuchungen über das dynamische Verhalten von NTA und EDTA wurden an der Kläranlage

Glatt (110'000 Einwohnergleichwerte, Trockenwetteranfall 55-60'000 m 3 /d) der

Stadt Zürich durchgeführt. Die biologische Stufe der Anlage besteht aus vier parallelen

Belebungsteilen mit je drei in Serie geschalteten Becken (Abb. 3.6).

(°C)

Abb. 3.6

Fliessschema der biologischen. Stufe

der Kläranlage Zürich-Glatt mit den

Probenahmestellen


Die Anlage nitrifizierte im Winter teilweise und wurde mit einem Schlammalter von

3,6 Tagen im Winter und 4,8 Tagen im Sommer betrieben. Die Abwassertemperaturen

betrugen 11 bzw. 20°C.

ô

Y

1500-

1000-

500-

NTA im Ablauf VKB

1987

1984

0 08 .00 12'00 16'00 20'00 2400 04 !00 0800

ZEIT

400

300

200

100

/..._

q

I X

I :......

0

Abb. 3.7

Tagesverlauf der NTA-Konzentrationen im

Ablauf des Vorklärbeckens (VKB) der Kläranlage

Zürich-Glatt während der Winterversuche.

Durch das Verbot von Phosphaten

in Waschmitteln im Juli 1986 erhöhte sich

die NTA-Konzentration zwischen dem Winter

1984 (40-380 µg/l) und dem Winter 1987

(330-1'500 µg/l) um das Vierfache. Die

Kläranlage hat relativ grosse Vorklärbek-

ken mit einer Aufenthaltszeit von 3-4

Stunden, so dass der Beginn der Frachtspitze

auf 12 Uhr verschoben wurde.

Im Jahre 1984 betrug die NTA-Fracht der Kläranlage Glatt werktags 14 kg/d. Im Winter

und Sommer 1987 wurden im Wochenschnitt 52 kg/d gemessen. Deutliche Unterschiede der

Tagesfrachten wurden beobachtet: Am Sonntag wurde mit rund 20 kg/d die tiefste, am

Montag mit 85 kg/d die höchste NTA-Fracht erreicht. Die Tag/Nacht-Variation betrug

ca. ±70% des Tagesmittelwertes (vgl. Abb. 3.7 und 3.8).

q

N TA

— q Becken 1

x Becken 2

o Becker. 3

\`--,

X \`.^

1

X

o

.............0 .c:.........4

. X xO X9

0800 12'00 1600 20'00 2400 0400 08'00

ZEIT

Abb. 3.8 Vergleich der gemessenen (Symbole) und mathematisch simulierten (Linien)

NTA-Konzentrationen während des ersten Messtages im Winter. In der Zeit

zwischen 12 und 24 Uhr schwankten die Zulaufwerte zwischen 1'100 und

1'500 µg/l. Durch den Rücklaufschlamm wurden die Einlaufkonzentrationen

auf 740 µg/1 verdünnt. Im ersten Becken wurde die NTA-Fracht bereits um

53% (Winter) bzw. 70% (Sommer) abgebaut. Die NTA-Konzentration im Ablauf

des NKB variierte zwischen 5 und 30 µg/l, entsprechend einer Elimination

von 98%.


Während 48 Stunden im Winter und 36 Stunden im Sommer wurde der Tagesgang eines

Belebungsteiles mit Hilfe von 2h-Sammelproben im Ablauf des Vorklärbeckens (VKB) und

Nachklärbeckens (NKB) und 2h-Stichproben in den Abläufen der drei Belebungsbecken

und im Rücklaufschlamm gemessen. Zur Interpretation der Resultate diente ein dynamisches

Simulationsmodell (siehe Jahresbericht 1986, W. Gujer, Simulation von Belebungsanlagen,

S. 4-9), das zur Beschreibung des biologischen Abbaus von NTA und

Adsorption an den Belebtschlamm entsprechend erweitert wurde.

In der Wintermessperiode wurde am Nachmittag des zweiten Tages gleichzeitig mit der

NTA-Spitzenfracht zusätzlich 17 kg NTA (120% der Tagesfracht des untersuchten Anlageteiles)

während zwei Stunden zugegeben, um eine Sättigung der NTA abbauenden Bakterien

zu beobachten. Das ganze System war zwischen 13 und 17.30 Uhr voll gesättigt

und konnte während dieser Zeitperiode neben der normalen Zulauffracht etwa 50% der

zusätzlich eingelassenen NTA Menge abbauen. Die Belebung verarbeitete während diesen

4 bis 5 Stunden rund viermal mehr NTA (2,5 kg/h) als im Tagesdurchschnitt

(0,6 kg/h).

Abb. 3.9

Vergleich der Konzentrationen von NTA

und Zink im Ablauf des Nachklärbeckens

(NKB) während der NTA-Stossbelastung.

Durch die erhöhte NTA-Konzentration

(bis 2'000 µg/1) wurden Zink und Blei

aus dem Belebtschlamm rückgelöst, und

die Ablaufkonzentrationen im NKB erhöhten

sich um 200 bzw. 50%. Kupfer

zeigte während der NTA-Stossbelastung

keine Konzentrationszunahme.

pg/I

3000

2000

1000

NTA— KONZENTRATIONEN IM ABLAUF NKB

0 >< —^-

08 00 12 00 1600 20'00 2400 04'00 0800

ZEIT

Ng/I

150

100

50 o o

ZINK — KONZENTRATION IM ABLAUF NKB

o

o 0

O miülere Ablaufkonz.

ohne NTA Puls

o

o

o o o

0

0800 12'00 1600 20'00 24'00 04'00 0800

ZEIT

Da NTA und EDTA stärkere Komplexe mit den Schwermetallen bilden als mit Ca l+ und

Mg2+ , wurde im Winter auch das Rücklösevermögen von NTA in der Kläranlage bezüglich

Zink, Kupfer und Blei während der NTA-Stossbelastung untersucht (Abb. 3.9).

Die EDTA-Fracht im KB ist mit 5 kg/d rund zehnmal kleiner als die NTA-Fracht. Da

EDTA biologisch nicht abgebaut wird, ist die EDTA-Konzentration im Ablauf des NKB

etwa 5 bis 10mal höher als diejenige des NTA (Abb. 3.10).

Fol2erunen

Aufgrund der obigen Resultate können folgende Folgerungen gezogen werden:

- Für einen 80-90% NTA-Abbau im Winterbetrieb (T = 10°C) ist ein minimales

Schlammalter von 4 Tagen einzuhalten. Ein längsdurchflossenes Belebungsbecken

(Pfropfenströmung) ist vorzuziehen.

- Die Rücklösung von Schwermetallen aus dem Belebtschlamm durch stark variierende

NTA-Frachten ist im Vergleich zur normalen Schwermetallfracht im Ablauf der

Belebung vernachlässigbar klein. EDTA hingegen kann zur Mobilisierung von

Schwermetallen beitragen.


Literatur

200

E DTA

+ Ablauf VKB

o Ablauf NKB

0

0800 1600 24'00 0800 1600 ZEIT

Abb. 3.10 Konzentrationsverlauf von EDTA während der Sommermessperiode in den

Abläufen des VKB und NKB. Die Konzentrationen schwankten zwischen

30 und 150 µg/l. Eine Reduktion der Fracht war während beider Messperioden

ausserhalb der Fehlergrenze der EDTA-Bestimmung nicht

feststellbar. Deutlich ist die rund vierstündige Verschiebung (entsprechend

der mittleren Aufenthaltszeit des Abwassers in der biologischen

Stufe) des Konzentrationsverlaufs zwischen Zu- und Ablauf

zu erkennen.

- H.R. Siegrist, A. Alder, W. Gujer und W. Giger: Verhalten der organischen

Komplexbildner NTA und EDTA in Belebungsanlagen, Gas-Wasser-Abwasser, März 1988.

(A. Alder, H.R. Siegrist, W. Giger, Dea Renggli, H.U. Laubscher, N. Karrer,

S. Zahnd, Helga Ponusz, C. Schaffner, W. Gujer, M. Kühni, Laura Sigg, D. Kistler)

3.22 Auftreten und Verhalten von NTA und EDTA in schweizerischen Gewässern und im

Trinkwasser

Fliessgewässer

Die Untersuchungen über die Auswirkungen des Phosphatverbotes auf die NTA-Gehalte in

Flüssen erstreckten sich über mehr als vier Jahre (1983-1987) und basierten auf drei

sich ergänzenden Probenahmekonzepten. Einerseits wurden in der Glatt bei Rümlang

wöchentlich Stichproben entnommen, um die Verhältnisse in einem sehr stark mit Abwasser

belasteten Fluss und damit im Prinzip eine Situation zu erfassen, die als

"schlimmster Fall" einzustufen ist. Ebenfalls in der Glatt wurden Messungen in der

sogenannten fliessenden Welle durchgeführt, d.h. es wurde versucht, ein Wasserpaket

im Fluss zu verfolgen. Damit sollten verallgemeinerbare Aussagen über das Abbauverhalten

des NTA in Flüssen gewonnen werden. Die Ergebnisse der Studien in der Glatt

werden in einem besonderen Abschnitt dieses Jahresberichtes diskutiert (Kap. 4.1).


3-10

Im weiteren wurden in elf Flüssen an insgesamt vierzehn Stellen die im Rahmen des

Nationalen Programmes für die Überwachung der schweizerischen Fliessgewässer (NADUF)

erhobenen Wochensammelproben untersucht. Damit war gewährleistet, dass sowohl

Maximalkonzentrationen in einem kleineren, stark zivilisatorisch beeinträchtigten

Fluss mit schlechtem Abwasser-Verdünnungsverhältnis als auch durchschnittliche Konzentrationen

und Frachten in grösseren Flüssen überprüft wurden.

Abb. 3.11 10

Konzentrationen in Wochensammelproben

und Tagesfrachten der organischen

Komplexbildner NTA und

EDTA im Rhein bei Village -Neuf.

Jahresmittel der NTA-Konzentrationen:

1985: 2.2 ± 1.0 µg/1 (n = 6)

1986: 1.9 ± 0.8 µ /1 (n = 10)

1987: 2.2 ± 0.9 µg/l (n = 10)

Jahresmittel der NTA-Tagesfrachten:

1985: 0.18 ± 0.08 t/Tag

1986: 0.15 ± 0.06 t/Tag

1987: 0.27 ± 0.09 t/Tag

800

600_

tm aoo-

Die Abb. 3.11 zeigt Konzentrationen und Tagesfrachten von NTA- und EDTA im Rhein bei

Village-Neuf unterhalb Basels. Die bereits im Jahre 1985 festgestellten NTA-Werte

von ca. 2 µg/l bzw. 180 kg/Tag wurden durch das Phosphatverbot nicht erhöht! Die

gute biologische Abbaubarkeit des NTA, insbesondere bei höheren Konzentrationen,

verursacht diesen nicht unbedingt erwarteten Befund. In den Wochensammelproben wurden

die höchsten NTA-Konzentrationen in der Glatt bei Rheinsfelden, in der Birs bei

Münchenstein und in der Limmat bei Gebenstorf festgestellt, wobei auch in diesen

Flüssen nach dem Sommer 1986 keine statistisch signifikanten Konzentrationser-

höhungen eintraten. In der Glatt bei Rheinsfelden, d.h. unmittelbar vor ihrer Mündung

in den Rhein, wurde von 1985 bis 1987 eine mittlere NTA-Konzentration von 7.2 ±

3.5 µg/l(n=26) ermittelt. In den meisten Flüssen waren die EDTA-Belastungen höher

als die entsprechenden NTA-Werte. Die höchsten EDTA-Konzentrationen in Wochensammelproben

wurden ebenfalls in der Glatt festgestellt, nämlich im Dreijahresmittel

21± 9wg/l.

Infiltration ins Grundwasser

Dem Verhalten von Verunreinigungssubstanzen bei der Infiltration von Flusswasser ins

Grundwasser (der sogenannten Uferpassage) kommt für die Trinkwasserversorgung eine

grosse Bedeutung zu, weil in der Schweiz ca. 80% des Trinkwassers aus Grundwasser

gewonnen werden und weil grosse Grundwassergebiete durch die Uferfiltration von

Flüssen gespeist werden. Deshalb wurde das Problem einer möglichen Grundwassergefährdung

durch die beiden organischen Komplexbildner NTA und EDTA auf drei verschiedene

Arten studiert.

200-


Abb. 3.12

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Distanz in m

3 - 11

In Glattfelden an der Glatt wurde vor einigen Jahren durch die EAWAG ein Felduntersuchungsgebiet

eingerichtet, um Studien über das Verhalten von Wasserinhaltsstoffen

bei der Infiltration von verunreinigtem Flusswasser ins Grundwasser durchzuführen.

Es können Proben aus dem Grundwasser

entnommen werden, die über unter-

Glattfelden

schiedlich lange Distanzen infil-

100

triert sind. Wie die Abb. 3.12

NTA

zeigt, ergaben sich für NTA und EDTA

J i

M

80 -

60-

40-

Ÿ 20-

I 1' I I 1 1 I T

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Distanz in m

Verhalten von NTA und EDTA bei der Infiltration

von Flusswasser ins Grundwasser

beobachtet an der Glatt bei Glattfelden.

Angegeben sind Mittelwerte und Spannweiten

der Konzentrationen im Fluss und im Grundwasser

in zunehmendem Abstand vom Fluss-

6

5

4

O

d 3

L Co

Q 2

1

deutlich unterschiedliche Ergebnisse:

NTA wird durch die Uferpassage

wirkungsvoll eliminiert, so dass

bereits nach wenigen Metern Infil-

trationsstrecke nur noch niedrige

Restkonzentrationen übrigbleiben.

EDTA hingegen wird nicht beeinflusst,

ausser durch Verdünnung mit

echtem Grundwasser.

Das gleiche Resultat zeigte die

Untersuchung von Tagesganglinien in

einem Trinkwasserpumpwerk, das sehr

nahe am Flussufer der Sitter bei St.

Gallen gelegen ist. Die im Fluss

auftretenden EDTA-Konzentrationen

von durchschnittlich 8 µg/l wurden

auch im gepumpten Uferfiltrat fest-

gestellt; NTA hingegen konnte nicht

mehr nachgewiesen werden (


50

100-

150-

200-

250°

NTA

300

Tiefe in m

EDTA

3 - 12

Seen und Trinkwasseraufbereitung aus Seewasser

Genfersee Okt.87

0 1 2 µ9/L 3

Abb. 3.14

Tiefenprofile der NTA- und

EDTA-Konzentrationen im

Genfersee

Folgerungen und Ausblick

In verschiedenen Seen wurden Tiefenprofile der Konzentrationen

der beiden organischen Komplexbildner bestimmt,

wobei sowohl während der Sommerstagnation als

auch im Winter gemessen wurde. Die Abb. 3.14 zeigt als

ausgewähltes Beispiel eine Messung aus dem Genfersee.

Typischerweise finden sich im Epilimnion leicht erhöhte

NTA-Konzentrationen bis zu etwa 0.5 µg/l, während

im Tiefenwasser keine Gehalte oberhalb der Nachweisgrenze

von 0.2 11g/1 auftraten. Die EDTA-Werte.

hingegen blieben durch die ganze Wassersäule hindurch

konstant (ca. 1.2 11g/l). Da die höchsten EDTA-Konzentrationen

in Seewasser im Bodensee gemessen wurden

(ca. 3µg/1), wurden auch in den Wasseraufbereitungs-

werken am Bodensee Untersuchungen durchgeführt. In

Ubereinstimmung mit den Ergebnissen deutscher Studien

wurde gefunden, dass EDTA durch die verschiedenen

Wasseraufbereitungsverfahren nur geringfügig elimiAbb.

niert wird. Noch am besten wirksam ist die Ozonung,

während Aktivkohlefiltration diese gut wasserlösliche

Verbindung nicht entfernt, so dass in dem ins Leitungsnetz

abgegebenen Wasser EDTA-Restkonzentrationen

von 1 bis 2 1A/l auftreten.

Es lässt sich zusammenfassend festhalten, dass in den schweizerischen Gewässern

aufgrund des Phosphatverbotes in Textilwaschmitteln keine nenneswert erhöhten Umweltbelastungen

durch den Phosphatersatzstoff NTA eingetreten sind. Hingegen wurde

EDTA als weitverbreitete Umweltverunreinigungssubstanz erkannt, die sich in oberund

unterirdischen Gewässern über weite Gebiete ausbreitet, weil sie sehr schlecht

abbaubar und gleichzeitig im Wasser mobil ist. Daher sollte die Notwendigkeit der

verschiedenen Verwendungen des EDTA überprüft werden und unter Umständen besser

abbaubare Ersatzstoffe entwickelt werden.

(W. Giger, Helga Ponusz, A. Aider, D. Baschnagel, Dea Renggli, C. Schaffner)

3.23 Mikrobieller Abbau von organischen Komplexbildnern

Die im Vorfeld des Phosphatverbotes entfachten Diskussionen um die potentiell zur

Verfügung stehenden Phosphatersatzstoffe zeigten unter anderem, dass das Verständnis

des Abbaus von metallkomplexierenden, organischen Verbindungen durch Mikroorganismen

noch beachtliche Lücken aufweist [1, 2]. Da man in den heute verwendeten Textilwaschmitteln

vor allem NTA als Phosphatersatzstoff einsetzt, untersuchen wir verschiedene

Aspekte der Ökologie, der Biochemie und der Wachstumskinetik von NTA abbauenden

Mikroorganismen. Da die beiden vorangehenden Kapitel das recalcitrante

Verhalten des zweiten, vielverwendeten organischen Komplexbildners EDTA in der Umwelt

dokumentiert haben, ist diesem Kapitel eine kurze Zusammenfassung des mikro-

biologischen Wissensstandes über die Abbaubarkeit dieser Verbindung angefügt.


Biodegradation von NTA

3 - 13

Taxonomie von NTA-abbauenden Mikroorganismen

Die Mehrzahl der bis heute in der Literatur beschriebenen NTA-abbauenden Mikroorganismen

sind obligat aerobe, Gram-negative Bakterien. Trotz einer für taxonomische

Aussagen ungenügenden Charakterisierung wurden sie dem Genus Pseudomonas zugeordnet.

Eigene Untersuchungen haben nun ergeben, dass sowohl die früher isolierten

Bakterienstämme (soweit sie noch zur Verfügung stehen) als auch eine Reihe von eigenen

Isolaten, keiner der heute anerkannten Bakteriengattung zugeordnet werden können.

Die von uns untersuchten Gram-negativen, obligat aeroben Stämme werden die

Grundlage zweier neuer Gattungen innerhalb der a- Subgruppe der Purpurbakterien bil-

den [3]. Unter unseren obligat aeroben Isolaten befand sich auch ein Gram-positives

Bakterium, welches zur Gruppe der coryneformen Bakterien gehört.

Aus Sediment der Glatt konnten wir ein Gram-negatives Stäbchen-Bakterium in Reinkultur

isolieren, welches NTA nicht nur unter aeroben Bedingungen, sondern auch in

Abwesenheit von molekularem Sauerstoff, unter Verwendung von Nitrat als terminalem

Elektronenakzeptor abbauen kann. Dieses denitrifizierende Bakterium zeigt keine

Verwandtschaft zu den oben erwähnten obligat aeroben NTA-Abbauern. Es handelt sich

hier mit grosser Sicherheit um einen echten Pseudomonaden (G. Auling, persönliche

Mitteilung).

Die Tatsache, dass heute mehrere gut beschriebene Gruppen von verwandtschaftlich

weit voneinander entfernten Bakterienarten bekannt sind, welche NTA abbauen können,

deutet darauf hin, dass die Fähigkeit, NTA als Wachstumssubstrat zu verwerten, wohl

verbreiteter ist als ursprünglich angenommen wurde. Welche, und ob überhaupt eine,

der bis heute isolierten Bakterienarten hauptsächlich für den Abbau von NTA in Kläranlagen

verantwortlich sind, bleibt jedoch noch mit immunologischen Methoden zu

überprüfen.

Stoffwechselweg für NTA

Obligat aerobe Mikroorganismen

Der heute für den aeroben Abbau von NTA vorgeschlagene Stoffwechselweg ist in

Abb. 3.15 dargestellt. Von speziellem Interesse, weil spezifisch für den Metabolismus

von NTA, sind die am Abbau bis zu Glycin und Glyoxylat beteiligten Enzyme.

N TA

Zellmembran

aussen // innen

Transportenzym

• N TA

02 H20

NADH 2 NAD

N TA —MO

(Me**)

IDA

02

NADH2

.

H20

NAD

NA

NTA—MO

IMe**)

Glyoxylat

Glycin

+

Glyoxylat

allgemeiner

Stoffwechsel

Abb. 3.15 Vorgeschlagener Stoffwechselweg für NTA. Abkürzungen siehe Text


N TA

02

NADH2

IDA

H20

NAD

3 - 14

Unsere eigenen Untersuchungen haben gezeigt, dass in bezug auf den vorgeschlagenen

Stoffwechselweg noch einige Lücken und Ungereimtheiten bestehen. So ist bis heute

wenig über den Transport von NTA in die Zelle bekannt, das Enzym NTA-Monooxygenase

(NTA-M0) konnte bis heute nicht gereinigt werden, und die Beteiligung von NTA-MO an

der Spaltung von IDA zu Glycin und Glyoxylat ist bis heute ebenfalls rein hypothetisch.

Eine Reihe der noch offenen Fragen konnten durch unsere Arbeiten geklärt oder

eingegrenzt werden. So konnten wir nachweisen, dass es sich bei NTA-MO um ein aus

mindestens zwei Untereinheiten zusammengesetztes Enzym handelt, welches, unter den

von früheren Autoren verwendeten Bedingungen, schnell in seine Untereinheiten zerfällt.

Eine dieser Untereinheiten täuscht eine NTA-abhängige Monooxygenaseaktivität

vor. NTA wird dabei jedoch nicht mehr umgewandelt, sondern die von NADH stammenden

Reduktionsäquivalente werden direkt auf 0 2 übertragen (Abb. 3.16). Die Möglichkeit

des Zerfalls von NTA-MO bedeutet, dass der in der Literatur beschriebene spektrophotometrische

Nachweis von NTA-MO-Aktivität über die Oxidation von NADH zu NAD

nicht mehr eindeutig ist, sondern dass zur erfolgreichen Reinigung des nativen Enzyms,

eine Nachweismethode angewendet werden muss, welche auf dem Umsatz des Sub-

strates NTA beruht. Eine entsprechende Methode wurde von uns ausgearbeitet und eine

teilweise Reinigung der NTA-MO damit erreicht [4,5]. Es wird nun versucht, die NTA-

MO bis zur Homogenität zu reinigen, das Enzym zu charakterisieren und die Produkte

und Stöchiometrie der Reaktion eindeutig zu identifizieren. Ebenso wird abgeklärt,

welche Verbindungen durch NTA-MO neben NTA umgesetzt werden. Erste Versuche zeigten,

dass die teilweise gereinigte NTA-MO zwar NTA, aber kein IDA umsetzt. Dies lässt die

Vermutung zu, dass die in der Literatur postulierte Spaltung von IDA zu Glycin und

Glyoxylat nicht durch NTA-MO katalysiert wird und neu überprüft werden muss.

NATIVES ENZYM ZERFALLENES ENZYM

Milieu-Einflüsse

IpH. lonenstärke.

Art des Puffers etc.)

®

Untereinheit A

Bis heute keine

katalytische Aktivität

bekannt

9

NTA '

Ms.. ' Untereinheit B

F

j

AD L7

0 2H2O

NADH 2 NAD

täuscht NTA-M0-

Aktivität vor

Abb. 3.16 Auswirkungen des Zerfalls von NTA-Monooxygenase auf

die katalysierte Reaktion. Abkürzungen siehe Text.

FAD = Flavin-Adenin-Dinucleotid

Wie oben erwähnt wurde, ist auch die Aufnahme von NTA in die Bakterienzelle bis

heute noch ungenügend untersucht. Da NTA innerhalb des pH-Bereiches des optimalen

Wachstums dieser Bakterien (6.0


3 - 15

die Aufnahme und den Abbau dieser Verbindung. Unsere Versuche an intakten Zellen

haben gezeigt, dass die Transportrate in die Zelle mit Hilfe von 14 C-markiertem NTA

gemessen werden kann. Detaillierte Untersuchungen des Transportes sind jedoch nur

möglich, wenn nachfolgende Transformationen der transportierten Verbindung (z.B. die

Oxidation zu CO2 ) unterbunden werden können. Dies wird üblicherweise dadurch erreicht,

dass sog. Membranversikel hergestellt werden. Dazu wird die Bakterienzellwand

enzymatisch abgebaut und die entstehenden Protoplasten werden durch Ultraschallbehandlung

oder osmotischen Schock zum Platzen gebracht. Dabei entstehen aus

den Zellmembranbruchstücken kleine, stabile Versikel, welche NTA noch transportieren,

aber nicht mehr metabolisieren können. Trotz etlicher Versuche ist uns die

Herstellung solcher Membranversikel noch nicht gelungen, da sich die Zellwände unserer

Bakterien mit den üblichen Methoden nicht abbauen liessen.

Die Ausarbeitung der Bestimmungsmethoden für die Aktivitäten des NTA-Transportes und

der NTA-MO erlaubt uns nun, die Bildung dieser Enzyme als Funktion der Umweltbedingungen

zu untersuchen. Dazu werden Reinkulturen von NTA-abbauenden Bakterien in

Bioreaktoren unter kontrollierten Bedingungen gezüchtet. Untersucht werden z.B. die

Einflüsse von anderen, leicht abbaubaren Kohlenstoffen und/oder Stickstoffquellen

auf die Synthese der Enzyme des NTA-Stoffwechselweges. Danach soll die Ubertragbarkeit

dieser mit Hilfe von Reinkulturen gewonnenen Daten auf komplexere Systeme, wie

z.B. eine Laborkläranlage, überprüft werden.

Denitrifizierende Mikroorganismen

Die Stöchiometrie des Abbaus von NTA durch das aus Glattsediment isolierte, denitri-

fizierende Stäbchenbakterium wurde in Abwesenheit von molekularem Sauerstoff in der

Anreicherungskultur [6] und Reinkultur überprüft. Sie läuft, unter Berücksichtigung

von Kohlenstoff und Stickstoff, in beiden Fällen nach folgender Gleichung ab:

C 6 N (NTA) + 3.5 NO 3 -N -)- C 0.95 N 0.29 (Zellmaterial)

+ 5.05 CO 2 + l.4 N 2-N + 2.l N 20-N + 0.71 NH 4 +-N

Je nach Wachstumsbedingungen fällt ein mehr oder weniger grosser Teil des Nitrates

in Form von KO als Endprodukt der Denitrifikation an. Die optimalen Wachstumsbedingungen

für das Bakterium liegen bei 28-30°C und pH 6.5-7.5. Unter denitrifizierenden

Bedingungen erreichen die Zellen dabei mit NTA als einziger C/N-Quelle eine

maximale spezifische Wachstumsrate von 0.031 h ° 1 . Der Abbau von NTA unter aeroben

Bedingungen verläuft wesentlich schneller (µmax = 0.07 h °1.

Uber die am Abbau beteiligten Enzyme kann bis heute nur spekuliert werden. Sicher

ist jedoch, dass der Stoffwechselweg unter denitrifizierenden Bedingungen nicht über

den aus aeroben Bakterien bekannten Stoffwechselweg ablaufen kann (s. Abb. 3.15).

Wir sind gegenwärtig daran, das erste der am Abbau beteiligten Enzyme zu identifizieren.


Ökologische Untersuchungen

3 - 16

Aus dem Umstand, dass sich im Labor NTA-abbauende Mikroorganismen relativ leicht und

schnell aus einem bestimmten (Öko)system isolieren lassen, darf man noch nicht

schliessen, dass diese Bakterien dort auch in grosser Zahl vorhanden und für den

Abbau von NTA verantwortlich sind; es bedeutet einzig, dass die isolierten Organismen

unter den von uns im Labor gewählten Anreicherungsbedingungen bevorzugte Wachstumsbedingungen

angetroffen haben. Die Verbreitung der von uns isolierten Stämme und

ihre Fähigkeit, unter den betreffenden (Oko)systembedingungen NTA abbauen zu können,

muss also rückwirkend überprüft werden. Untersuchungen in dieser Richtung werden von

uns auf zwei Linien verfolgt. Einerseits wurden, in Zusammenarbeit mit dem Mikrobiologischen

Institut der Universität Hannover, gegen drei unserer Bakterienstämme

Hasen-Antikörper hergestellt. Wir versuchen nun, diese Antikörper, welche sich

spezifisch an die Zelloberfläche unserer ausgewählten Bakterien binden, an einen

fluoreszierenden Farbstoff zu koppeln. Diese Methode könnte es uns ermöglichen, die

zu unserer Gruppe gehörenden Bakterien in den verschiedensten Proben aus ARA's oder

Boden im Mikroskop als fluoreszierende Zellen zu erkennen und ihre Anzahl zu bestim-

men. Zusätzlich zu diesen immunologischen Untersuchungen studieren wir auch das

Wachstum unserer Isolate in Abwasserreinigungsanlagen und natürlichen Systemen. Dazu

werden Reinkulturen unserer Isolate in Dialysekammern in den entsprechenden Umgebungen

ausgesetzt und die Geschwindigkeit ihres Wachstums und die Fähigkeit, unter

diesen Bedingungen NTA zu metabolisieren, wird untersucht.

Biodegradation von EDTA?

Über den biologischen Abbau von EDTA sind bis heute widersprüchliche Ergebnisse in

der Literatur zu finden. Währenddem sich dieser Komplexbildner in mehreren unabhängigen

Untersuchungen als äusserst persistent erwies, wurde seine Biodegradation

unter aeroben Bedingungen in Boden-, Fluss-, Seesediment- und Klärschlammproben

beobachtet (für eine Zusammenfassung s. [2]). Bis zum heutigen Zeitpunkt ist kein

Mikroorganismus bekannt, welcher EDTA als Wachstumssubstrat verwenden oder diese

Verbindung transformieren kann. Mehrere Versuche, EDTA-abbauende Mikroorganismen

unter den verschiedensten Bedingungen anzureichern, sind in unserem Labor erfolglos

geblieben, und die in den beiden vorhergehenden Kapiteln beschriebenen Resultate

zeigen, dass diese Verbindung in Abwasserreinigungsanlagen und natürlichen Systemen,

falls überhaupt, nur sehr langsam abbaubar ist. Anzumerken bleibt, dass die identifizierten

Zwischenprodukte des biologischen EDTA-Abbaus identisch zu denjenigen des

Photoabbaus von Fe(III)-EDTA sind. Trotz der strukturellen Ähnlichkeit der beiden

Verbindungen war keiner unserer NTA-abbauenden Bakterien-Stämme in der Lage, EDTA

als Wachstumssubstrat zu verwenden.

(T. Egli, H.-U. Weilenmann, M. Snozzi, R. Schneider, Elvira Wilberg, U. Wanner,

J. Kemmler)

Referenzen

[1]

[2]

Bernhardt, H. et al. (1984). NTA Studie über die aquatische Umweltverträglichkeit

von Nitr lotriacetat (NTA). Verlag Hans Richarz, Sankt Augustin.

Egli, T. (1988). (An)aerôbic breakdown of complexing agents used in household

detergents. Microbiological Sciences, pp. 36-41.


Seilfilhrungs Getriebe

Drehung 0 Grad

3 - 17

[3] Egli, T., Weilenmann, H.-U., El-Banna, T., Auling, G. (1988). Gram-negative,

aerobic, nitrilotriacetate-utilizing bacteria from wastewater and soil.

Systematic and Applied Microbiology (in press).

[4] Snozzi, M., Schneider, R., Egli, T. (1987). Purification of NTA-Monooxygenase.

4th European Congress on Biotechnology. Proceedings 3: 345, Amsterdam

[5] Schneider, R., Zürcher, F., Egli, T., Hamer, G. (1988). Determination of

nitrilotriacetic acid in biological matrices using ion exclusion

chromatography (submitted to Analytical Biochemistry).

[6] Egli, T., Weilenmann, H.-U. (1986). Biodegradation of nitrilotriacetic acid in

the absence of oxygen. Experientia 42: 1061-1062

Abb. 3.17

SeilfUhrungs Getriebe

Drehung 30 Grad

Wasserproben aus einem See werden an Haspeln emporgeholt.

Eine Seilführung sorgt dafür, dass das Seil schön regelmässig

aufgewickelt wird. Handelsübliche Seilführungen

sind entweder gross und schwer oder empfindlich auf Vereisung.

Daher wurde ein Spezialgetriebe mit unrunden Zahnrädern

entwickelt, das seit zwei Jahren auf den EAWAGschiffen

seinen Dienst tut. (Computergrafik von H. Bürer)


0

4-1

KURZBESCHREIBUNGEN AUS DEM BEREICH FORSCHUNG UND BERATUNG

4.1 GEWÄSSERSCHUTZ

Chemodynamische Analyse und Überwachung von NTA in der Glatt

Um die Auswirkungen des 1986 in Kraft getretenen Phosphatverbots in Waschmitteln

festzustellen, wurden dem zivilisatorisch stark belasteten Mittellandfluss Glatt von

1985-87 vierzehntägliche Stichproben entnommen und auf den Phosphatersatzstoff NTA

analysiert. Die statistische Trendanalyse dieser NTA-Frachten erwies sich wegen der

sehr grossen Streuung der Messwerte als recht schwierig. Der Grund dieser hohen

Streuungswerte liegt darin, dass den zufälligen Schwankungen des NTA-Eintrags und

den Analysenfehlern die systematischen Einflüsse des Tagesgangs (unterschiedliche

Probenahmezeiten) und des Abflusses (schlechtere NTA-Elimination der Kläranlagen bei

hohem Abfluss) überlagert sind. Eine Untersuchung auf Abhängigkeiten von der Tempe-

ratur oder vom Wochentag (die Daten beschränkten sich auf die Tage Montag - Mittwoch)

führte zu einem negativen Ergebnis. Eine wesentliche Reduktion der Streuung

ergab sich deshalb durch Verwendung eines Ansatzes, welcher den mittleren Einfluss

von Tagesgang und Abfluss auf die Fracht eliminierte. Für den Mittelwert über den

Tagesgang zwischen 9 Uhr und 18 Uhr (die Messungen lagen nur für diesen Zeitraum

vor) ergab sich der in Abb. 4.1 dargestellte ansteigende Trend. Dieser Trend sowie

die allgemein hohen NTA-Konzentrationswerte in der Glatt werden durch zwei nicht

mehr dem heutigen Standard entsprechende hochbelastete Kläranlagen verursacht. Für

die Beantwortung detaillierterer Fragen, wie nach einem Abflachen des Trends im

Jahre 1987, war die Reststreuung der Daten immer noch zu gross.

Abb. 4.1

1985 1987

12 14 16 18 20 22

Zelt (h)

24

Anstieg der NTA-Konzentrationen in Rümlang.

Auf Tagesgang und Abfluss korrigierte

Messwerte, Trend und 95% Konfidenzintervalle

des Trends. Wegen der un-

terschiedlichen Gewichtung ist der Trend

der Messwerte schlecht sichtbar.

Abb. 4.2

NTA-Konzentrationen in Stundensammelproben

und aufgrund von Modellrechnungen.

Die Rechnungen wurden mit einer

Halbwertszeit des NTA-Abbaus von 0.7

Tagen (ausgezogene Kurven), 0.35 Tagen

und ohne Abbau (lang und kurz .gestri-

chelte Kurve) durchgeführt.


In einer zweiten Untersuchung wurde das chemodynamische Verhalten von NTA in der

Glatt untersucht. Dazu wurden am 22. Juli 87 an drei Messstellen je eine Reihe von

Stundensammelproben genommen. Die gemessenen Konzentrationen wurden mit Modellrechnungen,

die mit dem Glattmodell (vgl. Jahresbericht 86, S. 32) mit unterschiedlichen

Abbauraten durchgeführt worden sind, verglichen. Die Ergebnisse in Abb. 4.2 deuten

auf eine Halbwertszeit des Abbauprozesses von der Grössenordnung von 0.7 Tagen hin.

Die beiden Untersuchungen zeigen die Möglichkeiten und Grenzen einer Überwachung und

einer gezielten chemodynamischen Untersuchung. Während bei der Überwachung wegen der

nur teilweise möglichen Elimination von Nebeneinflüssen grosse Datenserien nötig

sind, um bescheidene Trendanalysen durchzuführen, können bei gezielten Experimenten

mit kleinerem Aufwand verallgemeinerbare Resultate über das Verhalten von Substanzen

in der Umwelt gewonnen werden.

(P. Reichert, W. Giger, Helga Ponusz, Ch. Schaffner, 0. Wanner)

Anaerober Abbau von aromatischen Kohlenwasserstoffen mit N 7 0 als Oxidationsmittel

Grundwasserleiter im Infiltrationsgebiet von Deponien und verschmutzten Flüssen

weisen oft eine hohe mikrobielle Aktivität und ein Sauerstoffdefizit auf. Es wurde

lange Zeit angenommen, dass aromatische Kohlenwasserstoffe im Grundwasser nur in

Gegenwart von Sauerstoff mikrobiell abgebaut werden können. Feldstudien im Infiltrationsgebiet

der Glatt und Laborstudien mit Grundwasserkolonnen haben dann aber gezeigt,

dass zumindest Xylol und Toluol auch unter denitrifizierenden Bedingungen

mineralisiert werden (siehe EAWAG-Jahresbericht 1985). Da aromatische Kohlenwasserstoffe

bedeutende Erdölkomponenten und damit für sehr viele Grundwasserverschmutzungen

verantwortlich sind, haben wir die Rahmenbedingungen für ihren anaeroben Abbau

in denitrifizierenden Grundwasserkolonnen genauer untersucht. Als Modellverbindungen

dienten Toluol und m-Xylol.

Die Arbeiten in den Kolonnen zeigten, dass unter kontinuierlichen Flussbedingungen

die Oxidation von Toluol und m-Xylol zu CO 2 mit der Reduktion von Nitrat zu Nitrit

und vermutlich gasförmigen Produkten wie N 2 0 und N 2 gekoppelt ist. Die Mineralisierung

von Toluol und m-Xylol zu CO 2 liess sich nachweisen, indem 14C- ringmarkiertes

Substrat eingesetzt und das gebildete 14 CO 2 aufgefangen wurde. Quantitative Messungen

ergaben, dass der vollständige Abbau von 0.19 mM m-Xylol in Gegenwart von 5 mM

Nitrat zu einer Akkumulation von rund 1 mM Nitrit führt. Wurde Nitrat aus dem in die

Kolonne fliessenden Medium entfernt, brach die Oxidation von m-Xylol sofort zusammen,

und erst nach einer erneuten Zugabe von Nitrat setzte der Abbau wiederum ein

(Abb. 4.3A). Interessanterweise konnte aber Nitrat durch N 2 0 ersetzt werden, ohne

dass der Abbau von m-Xylol beeinträchtigt wurde (Abb. 4.3B). Erst nachdem aus dem

einfliessenden Medium auch N 2 0 entfernt wurde, stoppte die Oxidation von m-Xylol.

Analoge Resultate wurden auch mit Toluol erhalten.

Biologische Verfahren zur Reinigung von verschmutzten Grundwasserleitern ("in situ

restoration") sind rein technischen Massnahmen (beispielsweise Sperriegel oder Ausbaggern)

potentiell überlegen, weil sie kostengünstig sind und die Schadstoffe abgebaut

und nicht lediglich verschoben werden. Andererseits bedingt aber ein sinnvoller

Einsatz von biologischen Verfahren umfassende chemische und mikrobiologische Kenntnisse

der verschmutzten Zone. Die Praxis zeigte bisher, dass diese Kenntnisse oft

nicht vorgängig erarbeitet wurden, und dass der Einsatz von biologischen Standardverfahren

kontraproduktiv war. Wird beispielsweise ein mit aromatischen Kohlenwasserstoffen

verschmutzter anaerober Grundwasserleiter mit Sauerstoff oder H 2 02 behandelt,

wird die Struktur der nativen mikrobiellen Population weitgehend zerstört.


E

0.2

T

x 0.1

E

ô

.ro

â

N

ô

e 0.2

3

0.1

NO3 durch

N 20 ersetzt

1 5 10

Inkubationszeit (Tage)

A

B

15

4-3

Abb. 4.3

Konzentration von m-Xylol im Ausfluss einer

Grundwasserkolonne unter kontinuierlichen

Flussbedingungen in Abhängigkeit des

Elektronenakzeptors.

Einflusskonzentrationen: m-Xylol (gestrichelte

Linie): 0.19 mM (A) resp. 0.17 mM (B);

Nitrat: 5 mM; N 2 0: 26 mM

A: Konzentration von m-Xylol nach Entfernung

und Zusatz von Nitrat

B: Konzentration von m-Xylol nach dem Ersatz

von Nitrat durch N20

Wird andererseits dieser Grundwasserleiter mit Nitrat als Elektronenakzeptor versetzt,

zeigen unsere Ergebnisse, dass eine rasche Akkumulation von toxischem Nitrit

nicht ausgeschlossen werden kann. Ob sich ein Zusatz von N 2 0, das sehr gut wasser-

löslich ist und das keine toxischen Produkte bildet, unter Freilandbedingungen als

Lösung anbietet, ist noch offen.

(J. Zeyer, Petra Eicher, J. Dolfing, R.P. Schwarzenbach)

4.2 SIEDLUNGSWASSERBAU

Die Simulation von Abwasserreinigungsanlagen ist praxisreif

1983 hat die IAWPRC (International Association for Water Pollution Research and

Control) eine Arbeitsgruppe gebildet, in der Wissenschafter aus der ganzen Welt

zusammen die Aufgabe erhielten, ein Modell zu erarbeiten, das geeignet ist für die

mathematische Simulation für Betrieb und Dimensionierung von biologischen Reinigungsverfahren.

Aufgrund ihrer Erfahrungen war auch die EAWAG in dieser Arbeitsgruppe

vertreten. 1986 hat die Arbeitsgruppe ihren Schlussbericht abgeliefert. 1987

hat sie das 'First Technology Transfer Seminar' der IAWPRC in Kopenhagen durchgeführt

und damit die Simulation in der praktischen Anwendung international eingeführt.

Zwei weitere Seminare, in Rom und Bangkok, sind bereits geplant.

Als Basis für die Simulation diente ein Programm, das an der EAWAG entwickelt worden

ist und durch ein Schweizer Ingenieurbüro professionell gestaltet wurde. Sowohl das

Modell als auch das Programm haben sich im erwähnten Kurs bewährt. Die Teilnehmer

haben sich äusserst positiv zu diesem neuen Werkzeug geäussert und sind überzeugt,

dass sie damit in Zukunft ihre Probleme besseren Lösungen zuführen können.


4-4

1988 werden auch in der Schweiz solche Ausbildungskurse durchgeführt; fast 40

Schweizer Ingenieure haben sich bereits dafür angemeldet. Es ist absehbar, dass in

naher Zukunft viele neue Reinigungsanlagen auf der Basis der Simulation gestaltet,

betrieben und optimiert werden. An der EAWAG wird die Simulation seit längerer Zeit

mit Erfolg in Beratung, Forschung und Lehre angewandt, dabei können wir auf Modelle

und Programme zurückgreifen, die weit über die ursprüngliche Zielsetzung der IAWPRC

Arbeitsgruppe hinausreichen.

(W. Gujer)

4. Internationale Konferenz über Siedlungsentwässerung

In Abständen von 3 Jahren findet die 'International Conference on Urban Storm

Drainage', die gemeinsam von der IAWPRC (International Association for Water Pollution

Research and Control) und der IAHR (International Association for Hydraulic

Research) organisiert wird, statt. 1987, vom 31.8. bis zum 4.9., hat die vierte

Konferenz, als paralleles wissenschaftliches Ereignis zum XXII. Kongress der IAHR,

an der ETH Lausanne stattgefunden. Mitarbeiter der EAWAG waren verantwortlich für

die Organisation des technischen Programmes zu den Themen 'Urban Storm Water

Quality' und 'Urban Drainage Planning and Management', wobei die Vorträge als Buch

erschienen sind.

In allen technischen Sessionen wurde der Einsatz von Computern stark betont und

damit deutlich gezeigt, dass die Zeiten, in denen der Fortschritt in diesem Gebiet

durch rechnerische Methoden und Mittel begrenzt waren, überholt sind. Neu treten nun

wieder die Grenzen unserer Kenntnisse der physikalischen, chemischen und biologischen

Prozesse sowie die begrenzten Möglichkeiten der Interpretation der Auswirkun-

gen der Siedlungsentwässerung auf die Umwelt in den Vordergrund; von besonderem

Interesse ist dabei die Nahtstelle zwischen Siedlungsgebiet und Vorflut, respektive

Grundwasser. Leider ist das internationale Forum noch recht einseitig überwiegend

aus Ingenieuren zusammengesetzt; häufig fehlt noch der Einbezug von naturwissenschaftlichen

und insbesondere ökologischen Überlegungen, der für die bereits absehbare

Neuorientierung der Siedlungsentwässerung in Richtung auf eine eher ganzheitliche

Optimierung der Entwässerungssysteme erforderlich ist.

Die wissenschaftlichen Beiträge der EAWAG befassten sich mit den Quellen und Transport-Prozessen

von Schmutzstoffen in den Entwässerungssystemen und mit der Problematik

der Festlegung von Emissions- und Immissions-Grenzwerten im Zuasammenhang mit

Regenereignissen. Insbesondere wurde dabei auf die grosse Lücke zwischen der Verfeinerung

der Arbeitsmittel des Ingenieurs und den weitgehend fehlenden Möglichkeiten

des Okologen bei der Interpretation der prognostizierten Belastung der Vorflut hingewiesen.

Die Mitarbeiter der Arbeitsgruppe "Siedlungshydrologie" der EAWAG hatten im Rahmen

der technischen Organisation und der Durchführung dieser Konferenz die Gelegenheit,

mit den führenden Fachleuten aus der ganzen Welt Kontakte zu knüpfen, die sich heute

als wertvoll erweisen und für den neuen Aufbau dieser Arbeitsgruppe von Bedeutung

sind. Leider haben nur wenig Schweizer Kollegen aus der Praxis die Gelegenheit genutzt,

im Rahmen dieser Konferenz ihrerseits Kontakte zu Kollegen im Ausland zu

knüpfen. Dies wäre wünschenswert, um in Zukunft wissenschaftliche Resultate rascher

und direkter in die praktische Tätigkeit einfliessen zu lassen.

(W. Gujer, V. Krejci)


4.3 Technische Prozesse

L'influence du tri mécanique des déchets urbains sur la distribution des substances

après leur incinération

L'étude comparative de l'incinération des déchets urbains (DU) dans l'usine de

Cottendart NE avant (1985) et après (1987) l'installation d'une unité de tri

mécanique mène aux résultats et conclusions suivants:

1)

2)

3)

Table

Cl

Cd

La composition chimique des déchets analysés ne diffère pas significativement

et correspond aux valeurs moyennes en Suisse. Cependant la concentration de

chlore a diminué d'un tiers (Table), probablement dû à la diminution du PVC

dans les emballages commerciaux (promise depuis 1986).

Le tri conduit à un combustible plus riche en carbone. Le fractionnement par le

tri limite insuffisamment les flux des halogènes (p.ex. Cl, Table) et des

métaux lourds (p.ex. Cd, Table) pour atteindre les valeurs de 1'OPAIR sans

installation supplémentaire de purification des gaz.

Les fractions triées non-incinérées (environ 20% de la masse totale), ont une

composition chimique proche des déchets urbains et nécessite un traitement

avant leur stockage final.

(P. Baccini, H. Hämmerli, H. Mönch, R. Zimmerli)

Concentrations et distributions de chlore et de cadmium

Déchets

urbains

Distribution (%) Emissions

mg/m3

g/kg DU TRI Scorie Filtre Gaz mesurées OPAIR

limite

1985 7.5 10 10 80 840

1987 4.9 18 4 12 66 590

1985

mg/kg DU

14 21 78 1 0.06

1987 14 21 29 44 0.12

30

0.1


Biologische Abbaubarkeit von Kalkseifen

Infolge zunehmenden Umweltbewusstseins wird vermehrt die Anwendung natürlicher Seifen

gefordert, die als Gemische aus Alkalisalzen mehr oder weniger langkettiger,

aber leicht abbaubarer., Fettsäuren im Ruf guter Umweltvertäglichkeit stehen. Ein-

schränkend muss jedoch darauf hingewiesen werden, dass Seifen im Brauch- und Abwasser

durch die Verbindung mit härtebildenden Calcium-Ionen als unlösliche Kalkseifen

ausflocken. Diese Flocken sind nahezu unbenetzbar, so dass die Frage nach einer

hieraus resultierenden Beeinträchtigung der biologischen Abbaubarkeit durchaus berechtigt

scheint. Bis jetzt sind jedenfalls keine exakten Untersuchungen bekannt,

die einen quantitativen Abbau solcher Verbindungen beschreiben. Wir haben dieses

Problem deshalb aufgegriffen und versucht, die biologische Abbaubarkeit des Calciumstearats,

einer Calciumverbindung der Stearinsäure als typischer Vertreterin lang-

kettiger Seifenfettsäuren, unter aeroben Bedingungen zu prüfen. Als Methode konnten

wir den modifizierten OECD-Screening Test, d.h. einen Schüttelflaschenansatz, anwen-

den, weil die zunächst aufrahmenden Flocken des Calciumstearats durch den sofort

einsetzenden Bakterienbewuchs (Abb. 4.4) bereits nach 2 Tagen vollständig im Sub-

strat suspendiert waren.

Abb. 4.4 Bakterienbewuchs von Calciumstearatflocken

(Phasenkontrast 600x) (Foto: Kl. Mechsner)

Da unter diesen Bedingungen durch Messung des gelösten organischen Kohlenstoffs -

DOC - nur die löslichen Abbauprodukte des Calciumstearats nachzuweisen waren, sollte

durch zusätzliche Analyse des freigesetzten Calciums das Ausmass der Reaktion sicher

erfasst werden. Der dargestellte Versuch (Abb. 4.5) zeigt als Folge des biologischen

Abbaus eine Zunahme des freien Calciums sowie die Entstehung und Elimination von

Abbauprodukten des Stearats. Konkret sehen wir, dass bei einer Ausgangskonzentration

von 50 mg Calciumstearat das Calcium nach zweiwöchiger Versuchsdauer quantitativ

freigesetzt und der DOC als Mass der Testsubstanz nach der "gesetzlichen Abbaufrist"

von 19 Tagen zu mehr als 90% eliminiert war. Makro- und mikrobiologisch konnte der

Abbau ausserdem durch die vollständige Elimination der zunächst deutlich sichtbaren


4-7

Calciumstearatflocken verfolgt werden. Der rapide bakterielle Bewuchs und die

folgende Zersetzung des unlöslichen Stearats lässt darauf schliessen, dass auch

andere Calciumfettsäureverbindungen auf gleiche Art und Weise degradiert werden. Da

zumindest ein Teil der Kalkseifenpartikel an Vorklärschlämme adsorbiert und mit

diesen in die Faultürme gelangen, ist beabsichtigt, ebenfalls den anaeroben Abbau

von Kalkseifen zu untersuchen.

(Kl. Mechsner, K. Stumpf, Th. Egli)

Abb. 4.5

Verlauf des biologischen Abbaus von

Calciumstearat; T 25°C, Anfangskonzentration:

50 mg/1 Calciumstearat,

entsprechend: 35,6 mg/1 DOC

3,3 mg/l Calcium

12.0

9.0

r3 6.0

E

Aktivkohleadsorption zur Entfernung von chlorierten Kohlenwasserstoffen - eine neue

Betriebsweise

Jedes Wasser enthält gelöste natürliche organische Wasserinhaltstoffe, welche im

Vergleich zu unerwünschten Spurenstoffen im allgemeinen schlechter an Aktivkohle

adsorbierbar sind und meistens auch in weit grösseren Konzentrationen vorkommen.

Dies führt zu einer Vorbeladung der Aktivkohle mit organischen Wasserinhaltsstoffen,

welche einen wesentlichen Einfluss auf das Adsorptionsverhalten der Spurenstoffe

ausübt.

Mit dem Ziel, den Einfluss der DOC-Voradsorption zu minimieren, wurde die schichtweise

aufwärtsdurchströmte Aktivkohleadsorption in einer Pilotanlage in Porrentruy

(JU) untersucht und im Parallelbetrieb mit je einem aufwärts- und einem abwärtsdurchströmten

Festbettadsorber verglichen und quantifiziert. Das für diese Versuche

voraufbereitete Quellwasser war mit relativ niedrigen Mengen an chlorierten Kohlenwasserstoffen

(CKW), nämlich Trichlorethen (TRI) und Tetrachlorethen (PER) kontami-

niert.

Die schichtweise aufwärtsdurchströmten Filter wurden wie folgt betrieben: Zuerst

wurde eine 30 cm starke Schicht eingebracht. Bei Erreichen einer Auslaufkonzentration

von 5µg/1 ECKW wurde eine weitere 30 cm starke Aktivkohleschicht eingebracht.

Dieser Vorgang wurde so lange wiederholt, bis die maximale Schütthöhe erreicht war.

3.0

0.0


MASSE ENTFERNT

(g/kg AK) 2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

MASSE ENTFERNT

(g/kg AK) 2.5

Festbeüadsorber aufwärtsdurchströmt

Kohle: TL830 ; V=15 m/h

Substanz: CCl2=CCl2

. . . . . . . . ..

0.0

0 1 2 3 4 5

2.0

1.5

1.0

0.5

Abb. 4.6 A,B

Wirkungsgrad = 160 6

Schichtweise aufwärtsdurchströmt

Kohle: TL830 ; V=75 m/h

Substanz: CCl2=CCl2

Schicht (m)

-^- 0.0 - 0.3

- 0.3 - 0.6

--^- 0.6 - 0.9

o 0.9 - 1.2

-+- 1.2 - 1.5

MASSE ZUGEGEBEN (g/kg AK)

0.0

0 2 3

4 5 6

B

MASSE ZUGEGEBEN (g/kg AK)

Verlauf der Beladung von Tetrachlorethen (PER) in den einzelnen

Schichten der aufwärtsdurchströmten Aktivkohlefilter:

A) Festbettadsorber

B) Schichtartige Fahrweise

Aus den gemessenen Ganglinien der Konzentrationsprofile der CKWs liessen sich die

Beladungen der Aktivkohle für die beiden Spurenstoffe TRI und PER ermitteln.

Abb. 4.6 A,B zeigen den Verlauf der Aktivkohlebeladungen von PER in den einzelnen

Schichten des aufwärtsdurchströmten Festbettreaktors und des mit der gleichen Kohle

schichtweise aufwärtsdurchströmten Filters. Daraus ist ersichtlich, dass die erreichten

Beladungen für PER in den einzelnen Schichten des schichtweise betriebenen

Filters praktisch gleich sind (Abb. 4.6 B). Im Gegensatz dazu weisen die erreichten

Beladungen in den einzelnen Schichten des Festbettadsorbers (Abb. 4.6 A) deutliche

Unterschiede auf und sind, mit Ausnahme der ersten 30 cm starken Schicht, wesentlich

kleiner als diejenigen des schichtweise betriebenen Adsorbers. Diese Verminderung

der Aktivkohlekapazität im Festbettreaktor ist auf die Voradsorption von DOC zurückzuführen.

6


E

e

Relative Adsorptionkapazität für Trichlorethen

in Abhängigkeit der Filtertiefe

180

150

120

90

:Lt 60 -

'4%

Schichtwelse —

Festbett -->

A

D

30 - H 2 0

Kohle: TL830

V=15m/h

q 0 = 2.62 g/kg

o

00


0.2

.

0.4 0.6 0.8 10

Abb. 4.7

q/qc (-)

Relative Adsorptionskapazität

für Trichlorethen (TRI) in Abhängigkeit

der Filtertiefe.

4.4 ENTSORGUNG

Die Triage von Sondermüll

4-9

Abb. 4.7 zeigt, wie sich die relative erreichbare

Beladung in einem Festbettadsorber mit

zunehmender Filtertiefe erniedrigt und einem

Wert von q/q 0 O.5 zustrebt. Unter der Annahme,

dass der Filter bis zur vollständigen

Erschöpfung der Aktivkohle betrieben wird,

stellt die Summe der in Abb. 4.7 bezeichneten

Flächen A und B die relative Adsorptionskapazität

der Aktivkohle ohne Vorbeladung dar.

Daraus ist erkennbar, dass in einem Festbettreaktor

die Kapazitätseinbusse der Aktivkohle

B/(A+B), welche auf die DOC-Voradsorption

zurückzuführen ist, mit zunehmender Filter-

tiefe zunimmt.

Demnach werden in Porrentruy mit der schichtweisen

Aufwärtsfiltration bei gleichen Betriebsbedingungen

(15 m/h), 1.5 m Gesamtschütthöhe

und bei einer Auslaufkonzentration

von 5µg/l (FCKW), Durchsätze erreicht, die um

35% bis 50% höher sind als diejenigen der

herkömmlichen Festbettadsorber. In der zukünftigen

Trinkwasseraufbereitungsanlage in

Porrentruy werden durch den Einsatz von grösseren

Gesamtschütthöhen noch wesentlich bessere

Leistungen erwartet.

(C. Munz, M. Boller)

Pro Einwohner fallen in der Schweiz je nach Region jährlich ca. 20 - 40 kg Sonderabfälle

an. Diese bestehen zu ca. einem Drittel aus Metallhydroxidschlämmen (z.B.

Filterstäuben aus KVA: 10 kg), einem Drittel aus ölhaltigen Produkten und einem

Drittel aus verschiedenen Abfällen in meist geringeren Mengen. Gemäss Leitbild für

die schweizerische Abfallwirtschaft sind aus diesen Abfällen entweder wiederverwert-

bare oder endlagerfähige, langfristig ohne Nachsorge deponierbare Stoffe zu erzeugen.

Für die Bewirtschaftung der Sonderabfälle stellt sich die Hauptfrage, nach

welcher Methodik die Abfallstoffe den einzelnen Behandlungen bzw. dem Endlager zuzuordnen

seien. Ein Vergleich verschiedener Tests zur Beurteilung der Deponiefähigkeit

von Abfällen ergab, dass keine der untersuchten Methoden (EPA Uniform Leach Procedure,

Minnesota PCA Land Disposal Leach Test, Standard Leach Test von B. Ham) geeignet

ist, das langfristige Verhalten von Abfallstoffen in einem Endlager abzuschätzen.

Am Beispiel einer Schlacke eines Recyclingprozesses wurde gezeigt, dass

die Beobachtungen des Verhaltens der Schlacke in einer 20jährigen Deponie nicht mit

den Resultaten von universellen Auslaugetests erklärt werden können. Für eine zuverlässige

Zuordnung von Stoffen zu Behandlungsverfahren ist es notwendig, die genaue

Zusammensetzung der Matrix und der wichtigsten Spuren der Abfallstoffe zu kennen.


4 - 10

Aufgrund dieser Kenntnisse können die möglichen Wechselwirkungen der Inhaltsstoffe

mit der Umwelt abgeschätzt werden. In zusätzlichen Labortests muss, z.B. anhand der

Bestimmung der Alkalinität/Azidität, der Löslichkeit bei unterschiedlichen Bedingungen,

der biologischen Abbaubarkeit u.a., das Langzeitverhalten abgeschätzt werden.

Die Folgerungen für die Praxis können somit wie folgt zusammengefasst werden: 1.

Eine notwendige Voraussetzung für die umweltverträgliche Verarbeitung und

Endlagerung von Abfallstoffen ist, dass ihre Zusammensetzung (Matrix und Spuren)

bekannt ist. 2. Die Zuordnung von Abfällen zu Behandlungen oder Deponien mit

universellen Eluattests ist nicht möglich. Dazu ist eine differenzierte,

massgeschneiderte biologisch/chemisch/physikalische Beurteilung anhand der

Zusammensetzung und von Labortests notwendig.

(P.H. Brunner, R. Zimmern)

Diagenese von Klärschlamm in Deponien

In natürlichen Ablagerungen (Sedimenten) laufen biologische, chemische und physikalische

Prozesse ab, die sich in ihrer Gesamtheit als Diagenese umschreiben lassen;

mit zunehmender Uberdeckung durch jüngere Ablagerungen werden die Sedimente dabei zu

Gesteinen transformiert. Klärschlämme in Deponien können als anthropogene organische

Sedimente betrachtet werden. Der Klärschlamm wird solange transformiert, bis das

diagenetische Potential sehr klein ist (Abb. 4.8). Dabei entwickelt sich die Klärschlammdeponie

von einer Reaktordeponie zu einem Endlager.

Abb. 4.8

Die Vertorfung und Inkohlung im Van Krevelen-

Diagramm (atomare Verhältnisse H/C gegen 0/C):

Der Klärschlamm (Faulschlamm) liegt im Feld

des Torfes. Mit fortschreitender Diagenese

entwickelt sich der Torf über Braunkohle und

Steinkohle zum Graphit; die Verhältnisse H/C

o • d5 to 2.0 und 0/C nehmen ab (das diagenetische Potential

sinkt).

Im Rahmen eines von der Aktion COST-681 unterstützten Projektes wurden die frühen

diagenetischen Veränderungen von Klärschlamm in Deponien mit Hilfe von Indikatorparametern

aus Chemie, Biologie, Physik und Geotechnik untersucht. Proben aus

existierenden Klärschlamm-Monodeponien gaben Aufschluss über die Transformationen in

den ersten 30 Jahren. Das langfristige Verhalten (103 -6 Jahre) wurde untersucht,

indem die Diagenese natürlicher organischer Sedimente (Sapropel, Torf, organische

Böden) mit den möglichen langfristigen Umwandlungen des Klärschlammes verglichen


4 - 11

wurde. Es zeigte sich, dass zwei Drittel der organischen Fraktion des Fauschlammes

das Stadium schneller Transformation (zwischen 2 und 20 Jahren) überleben. Insbeson-

dere trifft dies auch für einige speziell untersuchte synthetische organische

Schlamminhaltstoffe zu (PCB, Nonylphenol, Alkylbenzolsulfonate). Sofern bei der

Konkurrenz zwischen den langfristigen Prozessen "Abtragung durch Wind und Wasser

(Erosion)" und "weitergehende Ueberlagerung mit jüngeren Sedimenten aus anthropogenen

oder natürlichen Quellen" die Sedimentation überwiegt, dauert es 10 6 - 7 Jahre,

bis das organische Material vollständig zu Wasser, Gas und unlöslichen refraktären

organischen Substanzen umgesetzt ist. Für bestimmte Deponien ist aber zu erwarten,

dass die mechanische und chemische Verwitterung durch fortschreitende Erosion die

entscheidenderen Langzeiteffekte sind als die anaerobe Transformation, so dass diese

Deponien innerhalb von 10 3 -4 Jahren wegtransportiert werden.

(Th. Lichtensteiger, P.H. Brunner)

Der anthropogene Güterfluss als Beitrag zum Stofffluss einer Region

Im Projekt RESUB wird der Fluss ausgewählter Stoffe durch eine Region anhand verschiedener

Teilprojekte (Stofffluss in der Anthroposphäre, im Boden, durch das

Wasser und die Luft) untersucht. Das Teilprojekt "Güterflüsse" hat zum Ziel, eine

Ubersicht über die wichtigsten Prozesse und Güterflüsse zu gewinnen und die dabei

anfallende Wertschöpfung zu erfassen. In einem zweiten, noch folgenden Teil, sollen

diese Angaben dazu benutzt werden, durch eine ökonomische Input-Output Analyse

volkswirtschaftliche Parameter mit naturwissenschaftlichen zu verknüpfen.

Die untersuchte Region wird von 28'000 Einwohnern in 10'000 Haushaltungen bewohnt;

insgesamt stehen 11'000 Arbeitsplätze zur Verfügung (6% Landwirtschaft, 59% Industrie

und 35% Dienstleistungen). Um die Güterumsätze zu ermitteln, wurden in einzelnen

Unternehmen Befragungen durchgeführt über den Güterumsatz und die Wertschöpfung.

Bei diesem Quervergleich der unterschiedlichen Branchen kamen folgende Ergebnisse

zustande:

Der grösste Güterfluss in dieser Region besteht im Bauhauptgewerbe: 570'000 t oder

rund 680 t/Beschäftigter. Die hauptsächlich umgesetzten Güter sind Sand/Kies, Zement

und Aushubmaterial. An zweiter Stelle folgt die metallverarbeitende Industrie mit

170'000 t oder rund 330 t/Beschäftigter. In der Abfallwirtschaft dominiert eine

Autoshredderanlage den Güterfluss der Region. Hier werden ca. 120'000 t Metalle

umgesetzt. In der Nahrungsmittelindustrie werden rund 80'000 t verarbeitet. Erst die

Verknüpfung von Mengen- und Wertgrössen führt zu einer Betrachtung, die Aussagen

über die Konsequenzen von Güterumsätzen auf natürliche und wirtschaftliche Systeme

zulässt. Dies sei anhand der Tabelle aufgezeigt.

Branche Güterumsatz in t

total pro Beschäftigter total

Bauhauptgewerbe 570'000 680 nicht erhoben

Wertschöpfung in Fr. 1000

pro Beschäftigter pro t Input

Metallverarbeitung 170'000 330 127'000 110 l.40

Nahrungsmittelindustrie 80'000 180 46'000 100 0.58

Kunststoffindustrie 20'000 24 64'000 75 3.20

Elektrotechnik 3'800 6 40'000 59 11.0


4 - 12

In der mengenmässig bedeutenden Branche Metallverarbeitung wurde zwar eine Wertschöpfung

von rund Fr. 110'000 pro Mitarbeiter erzielt, aber pro t Input nur eine

solche von ca. Fr. 1'400. Diese ist beinahe um den Faktor 10 kleiner als in der

Branche Elektrotechnik. In der Nahrungsmittelindustrie wird ein Güterumsatz von

180 t pro Mitarbeiter erzielt. Die Wertschöpfung pro t Inputgut erreicht noch

Fr. 580. Das Verhältnis von Wertschöpfung und der Menge der Inputgüter hat für die

Region konkrete Auswirkungen auf das wirtschaftliche System (Arbeitsplätze, Steueraufkommen,

Nachfrage nach Produkten von Unterlieferanten, etc.) und auf das ökologische

System (Reststoffe aus Produktionsprozessen, nachgefragtes Transportvolumen,

Bodennutzung, etc.).

Schlussfolgerungen: 1) Es zeigt sich, dass die wirtschaftlich bedeutenden Branchen

nicht die güterumschlagsmässig wichtigsten sind. 2) Bei der Beurteilung von Güterumsätzen

in der Anthroposphäre kann die wirtschaftliche Bedeutung einer Branche (erzielte

Wertschöpfung) mit der umgesetzten Gütermenge (z.B. Inputgütermenge) und der

resultierenden Umweltbelastung (z.B. regionale Restflüsse in Wasser oder Luft) in

Verbindung gebracht werden.

(A. Rist, P.H. Brunner)

Einfluss von Umweltfaktoren auf die Oberlebensfähigkeit von Escherichia coli

Das Darmbacterium Escherichia coli, allgemein als "Coli" bekannt, gilt noch immer

als der wichtigste Indikatororganismus für die hygienische Beeinträchtigung von

Trinkwasser. Ausgehend von der Voraussetzung, dass Coli in allen Warmblüterdärmen

stetig vorkommt und sich nur dort vermehrt, bedeutet der positive Nachweis dieses

Organismus in einer Trinkwasserprobe die potentielle Gefahr einer Infektion durch

Erreger von Darmkrankheiten, da diese, wie Coli, mit Fäkalien ausgeschieden werden.

So gilt weltweit die Regel, dass in 100 ml einwandfreiem Trinkwasser kein Coli nachgewiesen

werden darf. In den letzten Jahren wurde diese Indikatorfunktion wiederholt

kritisch diskutiert, und neben Verbesserungen der Nachweismethodik wurden gründliche

Untersuchungen über das Verhalten des Colis ausserhalb seines natürlichen Darmstandortes

gefordert. Eine wichtige Rolle spielt vor allem die Uberlebensfähigkeit des

Indikatororganismus, verglichen mit den anzuzeigenden Krankheitserregern unter Umweltbedingungen,

die z.B. in tropischen Regionen durch wesentlich ausgeprägtere

Klimaextreme als in gemässigten Breiten charakterisiert sind. Wir haben deshalb ein

Versuchsprogramm zusammengestellt, durch welches das langfristige Verhalten von Coli

sowie anderer Indikatororganismen und Krankheitserreger in definierten Abwasserproben

beobachtet werden soll. In einer ersten Versuchsreihe wurde der Einfluss verschiedener

Temperaturen (10, 20, 30°C) und Ausgangs-pH werte von 7, 9 und 11 in je

5 1 sterilfiltrierten Abwassers auf das Uberleben von Coli untersucht. Durch spezifische

Färbung (INT) der Coli-Suspensionen konnte mikroskopisch der Anteil der lebenden

Organismen an der Gesamtkeimzahl differenziert und durch Extraktion des Farbstoffes

die Aktivität der Biomasse bestimmt werden.

Die unterschiedlichen Anfangs-pH beeinflussten den langfristigen Ausgang der Experimente

nicht. Alle pH-Werte stellten sich innerhalb eines Monats auf einen Bereich um

pH 9 ein.


Tabelle

4 - 13

Der Einfluss der Temperatur auf das Überleben von E. coli in Abwasser:

bei 10°C: Lebende Coli nach 42-60 Tagen nicht mehr nachzuweisen

bei 20°C: Lebende Coli nach 3 Monaten noch nachzuweisen

bei 30°C: Lebende Coli nach 90 Tagen nicht mehr nachzuweisen

Die Ergebnisse zeigen (Tab.), dass sich die Versuchstemperatur von 10°C am un-

günstigsten auf Coli ausgewirkt hat,, dass Werte um 20°C optimal sind und dass dieser

Organismus auch bei 30°C noch gute Uberlebenschancen hat. Dieses Resultat wird durch

zusätzliche mikroskopische Beobachtungen verständlich, die zeigen, dass die Colibakterien

bei 20°C und 30°C zu Flocken aggregiert und nicht, wie bei 10°C, einzeln

dispergiert auftraten. Eine Vitalanalyse dieser Flocken ergab, dass der lebende Anteil

der Gesamtcoli in den Flocken 80% und ausserhalb der Flocken 38% betrug. Offensichtlich

können Mikroorganismen in derartigen Aggregaten ungünstige Umwelt-

situationen wesentlich leichter überdauern. Frühere Untersuchungen haben bestätigt,

dass die Flockungsbereitschaft von Bakterien entscheidend von deren physiologischen

Zustand und den Kulturbedingungen bestimmt wird.

(M.K.C. Sridhar, K1. Mechsner, G. Ramer, R. Schertenleib)

Verwendung von Abwasser und Fäkalien in der Landwirtschaft und Fischproduktion in

Drittweltländern

Die Arbeiten des Fachbereichs "Siedlungshygiene in Entwicklungsländern" (IRCWD) konzentrieren

sich in diesem Gebiet in erster Linie auf Fragen des Gesundheitsrisikos

und auf die Ausarbeitung von Vorschlägen, wie Fäkalien und Abwasser mit minimalen

Risiken verwendet werden können. Vorausgesetzt wird, dass es grundsätzlich erstrebenswert

ist, alle natürlichen "Abfälle", also auch die menschlichen Fäkalien, zur

Bodenerhaltung in die Primärproduktion zurückzuführen. Für eine wachsende Zahl von

Städten in Entwicklungsländern ist die Abwasserverwendung zum integrierten Bestandteil

der Abwasserplanung bzw. -entsorgung geworden und in Latrinenprogrammen

versucht man, die Verwendung der abgebauten Fäkalien als Bodenverbesserungsmittel

und Dünger zu fördern.

Absterben von Krankheitskeimen in doppelkammrigen Trockenlatrinen (Guatemala)

Eine private guatemaltekische Entwicklungsorganisation entwickelte vor mehreren

Jahren zusammen mit Dorfbewohnern Latrinen, die es ermöglichen, die abgebauten Fäkalien

nach mehrmonatiger Lagerung in der Landwirtschaft zu verwenden. Das IRCWD

unterstützte eine einjährige Untersuchung über das Absterbeverhalten von Spulwurm-

(Ascaris-)Eiern und Faekalcoli. Spulwurmeier sind wegen ihres grossen Ueberlebensvermögens

als Indikatoren für die hygienische Qualität der gelagerten Fäkalien

besonders geeignet. Zur Zeit werden die Daten analysiert. Eine vorläufige Grobaus-

wertung von 390 Latrinenkammern ergab eine durchschnittliche Eierkonzentration von

728/g fäkalischem Material während der Benützung der Kammern (Lagerzeit nur wenige

Monate). Davon waren 10% lebensfähig. Im fertig gelagerten "Dünger" (Lagerzeit > ca.

8 Mte.) wurden noch 50 Eier/g gefunden, die aber alle ihre Lebensfähigkeit verloren

hatten.


Abb. 4.9

Entnahme von fäkalischem Material aus einer

doppelkammrigen Latrine zur Bestimmung der

Konzentration überlebender Wurmeier

(Foto: M. Strauss)

Epidemiologische Untersuchungen im Zusammenhang mit fäkaliengedüngten Fischteichen

in Java (Indonesien)

Viele Bewohner im Hügelgebiet Java's besitzen kleine Fischteiche. Diese Teiche

dienen nebst der Fischproduktion seit alters her einerseits der Entsorgung der

Fäkalien mittels "Pfahlbauer"-Latrinen - wodurch auch gleich die Teichdüngung

sichergestellt wird - und andererseits der Nutzwasserversorgung (persönliche

Hygiene, Waschen von Geschirr und Kleidern). Die Regierung hatte diese traditionelle

Art der Fäkalienentsorgung als gesundheitsgefährdend erachtet und versucht, die

Bevölkerung zur Benützung von "Land"-Latrinen zu bewegen. Aus kulturellen Gründen

blieb der Kampagne jedoch der Erfolg verwehrt. Da alle Fische gekocht gegessen

werden, ist eine Krankheitsübertragung durch den Fischkonsum auch kaum zu erwarten.

Hingegen wäre denkbar, dass Leute, welche das von den Teichen abfliessende Wasser

zum Waschen benützen, häufiger an Durchfall erkranken als solche, die hierfür

andere, "bessere" Wasservorkommen nutzen (Teichwasser wird grundsätzlich nicht als

Trinkwasser benützt). In Zusammenarbeit mit dem Tropeninstitut London wird ein

lokales Forschungsteam unterstützt, welches mit epidemiologischen Abklärungen

Antworten auf diese Fragen sucht.

Bisher, d.h. nach Erfassung von 40% der total 2400 Haushalte (12'000 Personen) und

einer ersten Analyse der Daten, konnte nicht nachgewiesen werden, dass die Benützung

von fäkaliengedüngtem Fischteichwasser zu Haushaltzwecken als einzelner Risikofaktor

zu vermehrtem Vorkommen von Durchfallerkrankungen führt.


4 - 15

Abb. 4.10 Fäkalienentsorgung und Teichdüngung in einem:

Fischteich-Latrine in Indonesien (Hochland von

Bandung, Java) (Foto: U.J. Blumenthal, Tropen-

institut London)

Neue WHO-Qualitäts- und Planungsrichtlinien für die Abwasserbewässerung

Die Weltgesundheitsorganisation (WHO) hat erstmals 1973 Qualitätsrichtlinien für die

Abwasserbewässerung publiziert. Diese basieren auf einem Richtwert von < 100 Totalcoli/100

ml und Einsatz von konventionellen wie auch weitergehenden Abwasserreinigungstechnologien.

Deren Anwendung ist in Entwicklungsländern jedoch mit grossen

Schwierigkeiten verbunden. Zudem sind die wenigsten dieser Verfahren auf die Eliminierung

von Krankheitskeimen ausgerichtet. (Bei der Verwendung von Abwasser zur

Bewässerung geht es in erster Linie um diese und nicht um die Eliminierung organischer

Verunreinigungen.)

Ausgehend von der zunehmend grossen Zahl von Abwasserbewässerungsprojekten, neueren

epidemiologischen Erkenntnissen (allgemein geringere gesundheitliche Risiken als

bislang angenommen) und der Erforschung angepasster Reinigungsverfahren, beschloss

die WHO, in Zusammenarbeit mit betroffenen Institutionen (u.a. IRCWD) und Vertretern

zuständiger Verwaltungen aus Entwicklungsländern neue Richtlinien zu formulieren.

Die neue Abwasserqualitäts-Richtlinie bezüglich Bakterien lautet < 1000 Fäkalcoliforme/100

ml. Als zusätzliches Kriterium wählte man Wurmeier und formulierte einen

Richtwert von < 1 Nematoden-(Rundwurm-)Ei/l. Diese Werte können in einem mehrstufigen

Teichsystem mit 3-4 Wochen Gesamtaufenthaltszeit erreicht werden. Teichsysteme

stellen eine sehr robuste, technisch einfache und wirtschaftlich günstige Technologie

dar. Weitere empfohlene Massnahmen zur Minimierung des Gesundheitsrisikos

sind: Einschränkung in der Wahl anzubauender Kulturen, Wahl der geeigneten

Bewässerungsart, Verhaltensmassnahmen (Schutzkleidung) zur Vermeidung von direktem

Kontakt mit Abwasser und abwasserbewässerten Kulturen oder Böden sowie gute persön-

liche Hygiene.

(M. Strauss, R. Schertenleib)


4.5 PROZESSE IN SEEN

4 - 16

Das Geheimnis des sauerstoffreichen Tiefenwassers des Urnersees

Die langjährigen Messungen der Abteilung Limnologie der EAWAG in den Sechziger- und

frühen Siebzigerjahren haben gezeigt, dass das Tiefenwasser des Urnersees praktisch

dauernd einen sehr hohen Sättigungsgrad an gelöstem Sauerstoff (0 2 ) besitzt. Im

Gegensatz dazu sank im Tiefenwasser des benachbarten Gersauersees (vom Urnersee

durch eine 85 m tiefe Unterwasserschwelle getrennt) die 0 2 -Sättigung oft deutlich

unter 50 %, vor allem im Herbst und frühen Winter. Der Unterschied zwischen den

beiden morphologisch und biologisch sehr ähnlichen Becken wurde bisher hauptsächlich

den verschiedenen Windverhältnissen zugeschrieben: Der Urnersee liegt entlang der

N/S-Achse und wird häutig von starken Föhnstürmen sowie in der warmen Jahreszeit von

den tagesperiodischen Hang/Tal-Winden beeinflusst; über dem Gersauersee hingegen

sind die Winde meist schwach. Mit Hilfe eines physikalisch-limnologischen Messpro-

gramms sollte vom März bis Oktober 1986 ein möglicher zweiter Grund für diese Unterschiede

untersucht werden: In den Urnersee münden zwei grosse Flüsse (Reuss, Muota),

bei denen starke Hochwässer auftreten können und die das Wasser in diesem Becken

theoretisch in 1.4 Jahren erneuern; der einzige grössere Zufluss zum Gersauersee,

die Engelberger Aa, führt hingegen rund dreimal weniger Wasser als Reuss und Muota

zusammen.

Die Untersuchungen bestätigten den Einfluss von Wind und Zuflüssen und brachten

zugleich Überraschungen: (1) Im April führen bei noch schwacher Schichtung starke

Winde über dem Urnersee zu einer Erneuerung des Wassers von 50 % unterhalb von

100 m. Als Folge der vertikalen Mischung ist dann unterhalb von 20 m der Urnersee

wärmer als der Gersauersee, das Urnerseewasser also leichter. (2) Schon im April,

dann aber vor allem im Mai und Juni, tauchen die kalten Hochwässer von Reuss und

Muota sporadisch ins Tiefenwasser ab und tauschen dort weitere 20 % des Volumens

aus. Während des restlichen Sommers bleibt der Austausch kleiner als 10 %; er kommt

fast ausschliesslich durch Dichteströmungen zustande, welche von trübstoffreichen

Hochwässern erzeugt werden. (3) Als die grosse Uberraschung entpuppten sich horizontale

Dichteströmungen aus dem oberen Hypolimnion des Gersauersees (50 - 80 m) in

das Tiefenwasser des Urnersees; diese tauschen im Mai und Juni ca. 65 % des dortigen

Wassers aus. Sie werden durch zwei Mechanismen induziert, durch den schon erwähnten

Temperaturunterschied zwischen den beiden Becken und durch die unterschiedliche

Wasserhärte: Das Wasser im Gersauersee ist reicher an Kalziumkarbonat als dasjenige

im Urnersee und damit schwerer. Somit präsentieren sich die beiden Seebecken als

eigenartiges Paar: Eine Kombination unterschiedlicher geochemischer und topographischer

Eigenschaften macht den Gersauerseee zum "Mischungsmotor" des Urnersees.

(A. Wüest, D. Imboden, M. Schurter, M. Täsch)

Phosphorzufuhr in den Sempachersee: Die Landwirtschaft im Vormarsch

Im August 1979 hatte die EAWAG zuhanden des Kantons Luzern ein Gutachten über die

Sanierungsmöglichkeiten des Sempachersees abgeliefert. Die darin gemachten

Empfehlungen basierten zum einen auf den Resultaten von Modellrechnungen über Nährstoffkonzentrationen

und Algenwachstum im See, zum andern auf einer Schätzung der

Phosphor-Belastung des Sees nach vollständiger Sanierung des Einzugsgebietes.


4 - 17

Diese Schätzung lag zwischen 5.7 und 6.2 Tonnen Phosphor pro Jahr, was im Vergleich

zur aus der Zuflussuntersuchung in den Jahren 1976/77 berechneten Belastung von

14.7 Tonnen pro Jahr die Hoffnung auf eine signifikante Reduktion bedeutete.

Da unterdessen auch interne Sanierungsmassnahmen eingeleitet worden waren, drängte

sich eine Erfolgskontrolle bei den externen Maassnahmen auf. Im Mai 1984 wurde vom

Amt für Umweltschutz des Kantons Luzern in Zusammenarbeit mit dem Kantonalen Laboratorium

und dem Ingenieurbüro Kost und Nussbaumer & Partner eine neue Zuflussuntersuchung

begonnen. Die Daten der ersten 2 Jahre dieser Messkampagne sind unterdessen

im Auftrag des Kt. Luzern von der EAWAG ausgewertet worden.

Was haben diese Messungen ans Licht gebracht? Einen Verlierer, einen Gewinner und

insgesamt Ernüchterung: Innerhalb der Unsicherheiten des Mess- und Rechenverfahrens

hat sich die P-Zufuhr in den vergangenen 10 Jahren offenbar nicht verändert, sehr

wohl aber verlagert. Der Abwasseranteil, damals auf 5.5 bis 9.3 t pro Jahr geschätzt,

ist auf rund 1.9 t pro Jahr gesunken und liegt somit sogar unter dem vor 8

Jahren anvisierten Ziel von 2.5 bis 3 t pro Jahr. Dafür ist die Landwirtschaft unverzüglich

"in die Lücke gesprungen"; ihr Anteil an der P-Zufuhr in den Sempachersee

beträgt heute rund 80 %.

Eine analoge Analyse ist im Augenblick für die Zuflüsse des Baldeggersees im Gange;

einiges weist darauf hin, dass auch dort die Landwirtschaft einen signifikanten

Beitrag zur P-Belastung des Sees liefert. Auf jeden Fall stimmen die Zahlen nachdenklich

und geben Anlass zum Uberdenken der einstigen Erwartungen, die man an die

Bekämpfung der Eutrophierung gesetzt hatte. Es ist zu hoffen, dass die erarbeiteten

Resultate dazu beitragen, das langfristige Ziel, die Sanierung der betroffenen Seen,

im Auge zu behalten und dass Mittel und Wege gefunden werden, die heutigen, vor

allem diffusiven P-Quellen konsequenter zu eliminieren

(Dorith Marti, D. Imboden)

Der Phosphorrückgang verringert die Primärproduktion im Vierwaldstättersee

Seit zehn Jahren wird im Vierwaldstättersee neben andern Zustandsgrössen die Primärproduktion

des Phytoplanktons regelmässig gemessen. Diese Langzeituntersuchung liefert

unter anderem die Basisinformation für die Berechnung der Produktivität des

Sees, ein Schlüsselparameter zur Bestimmung des Trophiegrades. In den Alpenrandseen

wird die Primärproduktion durch das wachstumgsbegrenzende Phosphat-Angebot gesteuert:

Wenn das Phosphat im Wasser aufgebraucht ist, wird den Algen als Träger der

Produktion die Nahrungsgrundlage entzogen. Dieser anscheinend direkte Zusammenhang

zwischen Phosphat-Angebot und Primärproduktion kann jedoch in komplexen Ökosystemen

durch verschiedene Regelmechanismen verwischt werden. Um ihn sichtbar zu machen,

sind Langzeitbeobachtungen im See unumgänglich.

Die Resultate deuten nun einen Trend an, welcher von der Theorie erwartet und von

Gewässerschutzkreisen erhofft wurde: Der stetige Rückgang des wachstumsbegrenzenden

Nährstoffes Phosphat (siehe EAWAG Jahresbericht 1985) setzt die Primärproduktion

allmählich herab (Abb. 4.11). Damit wird die Belastung des Sees mit selbst erzeugtem

organischem Material verringert. Es fällt dabei auf, dass der Vierwaldstättersee für

die beobachtete Phosphatkonzentration eine relativ hohe Primärproduktion aufweist.


m9P/m3

40 400

20-

10l

o

77 78 79 80 81 82 83 84 85 86

Kreuztrichter

-200

- 100

o

gC/m2.J

Abb. 4.11

Die Entwicklung der Primärproduk-

30- -300 tion und der Phosphatkonzentration

in den letzten 10 Jahren im Kreuztrichter

des Vierwaltstättersees:

Das Stufendiagramm beschreibt die

Jahreswerte der Primärproduktion.

Die senkrechten Balken präsentieren

die jeweiligen Basis-Phosphatkonzentrationen

während der Vollzirkulation

im Januar bis März,

die gestrichelte Linie die gleitenden

Monatsmittel der mittleren

Phosphatkonzentration im ganzen

Das Studium solcher Oligotrophierungsprozesse am natürlichen Objekt ergibt wertvolle

Erkenntnisse zur Beurteilung künftiger Entwicklungen in anderen Seen. In diesem

Zusammenhang interessiert uns insbesondere die Frage, auf welchem Niveau sich die

Primärproduktion im Vierwaldstättersee schliesslich einpendeln wird.

(P. Bossard, H. Barer, H. Ambühl)

See.

Die Hochwasserablagerungen des Sommers 1987 im Lago di Poschiavo/GR

Die Hochwasserereignisse des Jahres 1987 haben die Sedimentationsverhältnisse im

Lago di Poschiavo in einem Ausmass verändert wie seit Jahrzehnten nicht mehr. Sedimentationsraten

von bisher 35-50 mm/Jahr erhöhten sich durch die Hochwasserablage-

rungen von 1987 um das 10- bis 100-fache. In Seemitte erreichten die Sedimente eine

Mächtigkeit von 32 cm. Das Volumen der Hochwasserablagerungen (ohne den Deltabereich)

wird auf 27'000 nr3 oder rund 70'000 t geschätzt. Am 29. September 1987 waren

im See noch ca. 5'000 t Schwebstoffe suspendiert.

Aus den überfluteten Tankanlagen von Poschiavo wurde während des Hochwasser Heizöl

EL in den See verfrachtet. Spuren davon lassen sich in Konzentrationenvon 40 µg/g

bzw. 120 µg/g in den Hochwasserablagerungen nachweisen. Vorzugsweise an feine Sedimentpartikel

angelagert, dürften auf diese Weise ca. 300-400 kg Heizöl EL in die

Sedimente des Sees gelangt sein.

Keine erhöhten Konzentrationen zeigten die Schwermetalle Zink, Kupfer, Blei und

Cadmium, welche die Werte des natürlichen Gesteinsuntergrundes (karbonatarme

Kristallingesteine) widerspiegeln (ZN = 150 4g/g, Cu = 50 µg/g, Pb = 46 µg/g,

Cd =


0

0

2

4

6

10

12

14

16

18

20

22

[dpm/g]

5 10 15 20 25 30

Sept. 1987

- 1963

137-Caesium

- 1986

9

8.

[mg/g]

0 2 4

0

2

4

10

12

14-

16

18-

20-

22

4 - 19

In der Bucht von Le Prese, welche im allgemeinen schlechter durchmischt wird als der

übrige See, kam es zeitweise zur Sedimentbildung unter ±anaeroben Bedingungen. Entsprechend

zeigen die in den Sedimenten bestimmten Nährstoffparameter POC und PP eine

kontinuierliche Zunahme seit ca. 1950. Diese Entwicklung wurde im Sommer 1987 durch

die Hochwasser-bedingte, völlige Durchmischung des Sees und die dabei abgelagerten

Sedimente zum Vorteil für den Zustand des Sees wieder unterbrochen.

(M. Sturm, A. Zwyssig, E. Grieder, W. Giger, Chr. Schaffner)

6 8 10 12 14 16 18 20

â2

8.

4

[mg/g]

0.0 0.5

0

10-

12-

14-

16-

18

20

22

- ,963

.0 1.5 2.0

Sept. 1987

-1986

Phosphor

Abb. 4.12 Aktivitätsverteilung von 137 Cs und Konzentrationen von org. Kohlenstoff

und tot. Phosphor in einem Sedimentkern des Lago di Poschiavo

(entnommen am 30.9.87, Wassertiefe 36 m)

Metalimnisches Sauerstoff-Minimum und Nitrifikation (Abb. 4.13)

Die in einigen Seen extreme Sauerstoffzehrung im Metalimnion führte zur Frage nach

den Ursachen und der Vermeidung. Die Gegenüberstellung des 02-Zehrungsverhaltens

vieler Seen ergab: Das metalimnische Sauerstoffminimum ist ein allgemeines Phänomen,

das sich um so deutlicher ausbildet, je produktiver der See ist. Die Tiefe des Seebeckens

spielt dabei auch eine entscheidende Rolle. Nur in relativ tiefen Seen (ab

etwa 30 m Maximaltiefe) kann sich das metalimnische Minimum typisch ausbilden. In

flacheren Seen wird es verwischt durch die Zehrung, welche aus der grössten Tiefe

nach oben vordringt. Die wichtigste Ursache ist im Abbau der im Epilimnion entstandenen

Organismen zu sehen. Direkt sauerstoffzehrende Zuflüsse (z.B. Ammonium führende

Abwässer oder organisch belastete Bäche) liefern normalerweise weniger als ein

Viertel der Sauerstoff-Gesamtzehrung im Metalimnion (hier vor allem als Nitrifika-

tion). Ausser in wenigen Sonderfällen sind daher keine gezielten Massnahmen ange-

bracht.

(H. Bührer, W. Gujer)


Abb. 4.13

Sauerstoffgehalte (mg/l) im Walensee

am 1. Sept. 1974. Es wurden folgende

Simulationsvarianten berechnet:

a) 176 t NH4 N und 880 t partikulärer

à

z

o

I

¢ 1000 -

r

z

w

2000 -

1500

• 500-

Ô

O

Organ. Kohlenstoff pro Jahr

(realistisch)

b) Mit 3500 t NH, } -N pro Jahr, aber

ohne partikulärer Organ. Kohlenstoff

(masslos übertrieben)

c) Zufluss wie b) und See beinahe

ohne Algen

Spielen Mikroorganismen eine signifikante Rolle für den Phosphorrückhalt in Seesedimenten?

Unter aeroben Bedingungen können ursprünglich anoxische Sedimente erhebliche Mengen

von zusätzlichem Phosphat speichern. Dem Biogeochemiker stellt sich die Frage, ob an

dieser Pauschalreaktion nur abiotische oder auch mikrobielle Prozesse beteiligt

sind.

Abb. 4.14

PO4 -Konzentrationen in Sediment-

Wasser Suspensionen nach 48 h

Expositionszeit

Um diese Frage zu klären, wurde Sediment aus dem Sempachersee (Oberflächensediment

(0 bis 1 cm) aus 87 m Tiefe) mit filtriertem Hypolimnionwasser (Porenweite 0.2 µm,

[PO4 -P] = 200 4g/l) verdünnt (10 g Sed./450 ml Wasser). Ein Teil der so vorbereite-

ten Proben wurde mit 50 ml Formol sterilisiert. Den Kontrollen wurde anstelle des

Formols 50 ml dest. Wasser zugesetzt. Anschliessend wurden alle Proben auf einer

Schüttelmaschine exponiert und kontinuierlich belüftet. Nach 16 Stunden wurde die


4 - 21

Phosphatkonzentration in den Kontrollen und in den vergifteten Proben um 0, 800,

1200, 1600 und 2000 4g/l erhöht. Zusätzlich wurde je eine Probe und eine Kontrolle

mit 2000 µg PO4 -P/1, mit Glukose (200 mg C/l) und mit NH 4 cl (40 mg N/l) angereichert.

Aus Abb. 4.14 ist ersichtlich, wieviel gelöstes Phosphat nach weiteren 48 Stunden

Expositionsdauer noch beobachtet wurde. Die vertikale Distanz der Messpunkte von der

1:1 Linie zeigt, dass im Vergleich zu den vergifteten Proben in den Kontrollen 14

bis 31 % mehr Phosphat partikularisiert wurde. In der mit Glukose angereicherten

Kontrolle konnte nach 24 Stunden kein PO 4 mehr nachgewiesen werden, obwohl in der

entsprechenden vergifteten Probe 1160 µg PO 4 -P/1 in Lösung blieben. Die Differenzen

zwischen den Kontrollen und den mit Formol behandelten Proben können als mikrobielle

PO4 -Aufnahme in den nicht vergifteten Proben interpretiert werden.

Aus folgendem Grund kann angenommen werden, dass in diesem Experiment der mikrobielle

Beitrag zur Phosphatfixierung eher unterschätzt als überschätzt wurde: Der

innerhalb von 16 Stunden beobachtete Farbwechsel von schwarz auf braun deutet darauf

hin, dass das im Sediment reichlich vorhandene FeS sowohl in den Kontrollen als auch

in den vergifteten Proben rasch oxidiert wurde. Dadurch wurden im Vergleich zum

ursprünglichen Sediment neue abiotische Bindungsstellen für Phosphat geschaffen.

Umgekehrt wurde durch die Verdünnung des Interstitialwassers mit Hypolimnionwasser

und mit dest. Wasser die Qualität des Substrats für Bakterien mit grosser Wahrscheinlichkeit

verschlechtert.

Die Resultate dieses Experiments weisen somit darauf hin, dass in Seesedimenten

neben abiotischen Reaktionen auch Mikroorganismen einen wesentlichen Beitrag zum

Phosphorhaushalt von Seen leisten können.

(J. S. Meyer, R. Gächter)

Die Selbstreinigungsfähigkeit natürlicher Gewässer nach einem radioaktiven Ausfall:

Beispiel der Cäsium Isotope in Schweizer Seen nach dem Tschernobyl-Unfall

Cäsiumisotope gehören radiologisch gesehen zu den wichtigsten Produkten der Uranspaltung,

die durch einen Kernkraftwerksunfall oder eine Zündung einer Atombombe,

freigesetzt werden. Es gab aber bis vor kurzem (d.h. vor Tschernobyl) nur spärliche

Messungen über das Verhalten von Cäsiumisotopen in natürlichen Gewässern nach einem

radioaktiven Ausfall. Die wenigen Studien mit brauchbaren Messresultaten stammen

noch aus den Jahren der oberirdischen Atombombentests. Zur quantitativen Analyse des

Transportverhaltens sind sie aber oft zu wenig detailliert, da mit den Messungen

meist erst 10 Jahre nach der Ausfallperiode (1952-1962) begonnen wurde. Ausserdem

waren diese Messreihen meist nur örtlich und auch zeitlich beschränkt.

Der Tschernobylausfall erfolgte hingegen als zeitlich eindeutig definierte Inputfunktion;

er liess sich auch mit nicht allzu grossem Aufwand in den Schweizer Gewässern

während der letzten 2 Jahre gut verfolgen. Die Resultate unserer Messungen von

Cäsiumisotopen im Wasser von 6 Schweizer Seen (vertikale Profile im Zürichsee, Bodensee,

Luganersee, Sempachersee, Soppensee, Urnersee) und in einigen Flüssen (Zeit-

reihen im Oberrhein, Alpenrhein, Tresa, Inn) zeigten, dass innert 1-2 Monaten

134 137 Cs-Konzentrationen in Flüssen und Oberflächenschichten von Seen um mindestens

90 % reduziert wurden. Dieser Befund wird durch Messungen in anderen europäischen

Gewässern bestätigt (Abb. 4.15). Unsere Messungen aus dem Zürich-, Boden- und


1.0

.

.

.

0.8

0.7

-a

0.6 -3


100

a

7.10.87

Cs-137 Aktivität Zürichsee

3.4.87

100

80/m3

. i000

Tiefe in m Tiefe in m

20-

40-

60-

80

100

4-23

Cs-137 Aktivität im Bodensee

Abb. 4.17 Beobachtete Seenprofile von 137 Cs im Zürichsee (a), im Südbecken

des Luganersees (b), und im Bodensee (c) (Bq/m 3 ). Zur gammaspektroskopischen

Bestimmung dieser Aktivitätskonzentrationen

wurden 10 - 30 1 Seewasser an speziell imprägniertem Ionenaustauscherharz

extrahiert.

Nahrungsökologie von Jungfelchen im oligotrophen Sarnersee

Wegen methodischen Schwierigkeiten sind bisher nur wenige Untersuchungen über die

Ernährung von Felchenbrütlingen im natürlichen Milieu durchgeführt worden. Das genaue

Verständnis der Beziehungen zwischen Brütlingen und ihrer Beute ist aber eine

entscheidende Voraussetzung, um die Bedeutung der einzelnen ökologischen Faktoren

für die Entwicklung der Jungfische ermessen zu können. Besonders interessant ist in

diesem Zusammenhang die Untersuchung von Brütlingen, die zu verschiedenen Zeiten in

den See gelangen und so - bei gleichem Entwicklungsstadium - unterschiedlichen Bedingungen

ausgesetzt werden, was dank der Erbrütung bei tiefer Temperatur möglich

ist.

Im Sarnersee, unserem Versuchsgewässer, wurden vom 2. bis 26. Mai 1986 rund 15 Mio.

Felchenbrütlinge eingesetzt. Die natürlicherweise im See geschlüpften Brütlinge

traten dagegen - in geringerer Anzahl - schon ab Anfang März auf. Dichte und horizontale

Verteilung der Felchenbrütlinge an der Oberfläche wurde an 5 Tagen zwischen

dem 17. April und dem 27. Mai 1986 mit einem Larvennetz erhoben. Gleichzeitig wurden

Zooplanktonproben durch kontinuierliches Pumpen von Oberflächenwasser genommen.

Diese wurden jeweils ergänzt durch Vertikalzüge mit dem Zoo-Netz von 30 bis 0 m

Tiefe an drei Stellen im See.

Die dargestellten Ergebnisse (Abb. 4.18) beschränken sich auf die jeweils jüngsten

Brütlinge (11-13.9 mm Länge in 3 Klassen). Die Zusammensetzung der aufgenommenen

Nahrung ist bis zum 7. Mai bemerkenswert homogen, wobei Cyclopiden dominieren.

Be/m3


4-24

Später fehlt dann eine dominierende Nahrungskategorie, wobei zusätzliche Kategorien

wie Calaniden und Rotatorien (15. Mai) sowie Daphnia sp. (22. Mai) wichtig werden.

DATEN

7 MAI

N:11

15 MAI 22 MAI

N:14

104

h

U iO3

io

Z 10

W

=,A4

0.

N:8

N:5 N:24 N:16 N:5 N:6

100

50

0

0 50 100 0 50 100 0 50 100 0 50 100 0 50 100

Nauplii

Cyclopiden

% VOLUMEN

Calaniden

Bosmina sp.

- iO3

N

Z 1Ô

10

Daphnia sp.

Rotatorien

Abb. 4.18 Nahrungsspektrum der Felchenbrütlinge. Fisch-

Diese Zunahme der Diversität in der

Nahrung spiegelt eine abnehmende Verfügbarkeit

der bevorzugten Beute

(Cyclopiden) an der Seeoberfläche

wider (Abb. 4.19, links), nicht aber

eine generelle Abnahme im See (Abb.

4.19, rechts). Da sich die Cyclopiden

bei fortschreitender Erwärmung der

Seeoberfläche auf die bevorzugte Temperatur

von 12°C (4-5 m Tiefe am 15.

und 22. Mai) zurückziehen, sind sie

für die Brütlinge nicht mehr erreichbar.

Diese benötigen für die Nahrungsaufnahme

in den ersten Lebenswochen

eine hohe Lichtintensität, wie sie nur

an der Oberfläche herrscht. Die Nahrung

im See muss also nicht nur bezüg-

lich Menge und Artenspektrum den Bedürfnissen

der Jungfische entsprechen,

sondern für sie auch wirklich verfügbar

sein.

(D. Ponton, R. Müller)

länge oben 11 mm, Mitte 12 mm, unten 13 mm

- 1Ô

v_

w 1 Ô

Cyclopiden

FF

Calaniden

Bosmina sp.

il

Daphnia sp.

I I t

17 4 1.5 7 515.5 225

F

DATEN

Q 10

1

J

2 4

Z 1Ô

10

Daphnia sp.

17.4 1.5 7.5 15.5 22.5

Abb. 4.19

Häufigkeit der wichtigsten Futterorganismen

an der Seeoberfläche (links) und in


W 13

1 10

10

2

M iO4

O 1Ô

Z iÔ

den obersten 30 m (rechts)

r

10

o 10.

®10

^ 10

a.

t

Cyclopiden

1 ' ,

Calaniden

Bosmina sp.


Schwermetalle in unseren Gewässern

ZUFLOSS

FESTE EIN -/J^

TRAGUNGEN ,'//7A.


NIEDERSCHLÄGE

^^ II

FESTSTOFFE GELOSTE

METp LLE

SEDIMENTATION

4-25

In unseren Gewässern befinden sich als anorganische Komplexbildner in abnehmender

Menge neben Wasser HCO3 SOU--, Cl--, CO3-- und OH--Ionen. Diese können mit

Metallionen Niederschläge oder lösliche Komplexe bilden. Organische Komplexbildner

wie Glycinate, Fulviate, Oxalate oder Nitrilotriacetate (NTA) sind nur in sehr geringen

Konzentrationen vorhanden. Lokal, an Sediment- oder biologischen Grenzflächen,

können natürlich grössere Konzentrationen auftreten.

BILDUNG VON FESTSTOFFEN

, (z.B. PHOTOSYNTHESE)

BIOMASSE-

(CH 3 ) x MFISCH

(NAHRUNGS-

KETTE)

FÄLLUNG KOMPLEXBILDUNG

W x] FÄLLUNG ML,‹

•: .•.• ..

:DESORPTION .

^DIS SO ZIATION

'AUFLOSUNG

.'.'• REDX O REAKTION :'.'.•

B IOM E TH VLIES UN G

ATMOSPHÄRE

GASE, AEROSOLE

Abb. 4.20 Kreisläufe und Transformationen der Metalle in Gewässern

Die Metalle bilden mit obigen Ionen lösliche Komplexe oder Niederschläge. Als Aquokomplexe

oder auch mit anderen Liganden können sie an suspendiertem anorganischen

oder organischen Material adsorbieren. Oft werden die Metalle auch von Pflanzen und

Tieren inkorporiert. Diese Bioakkumulation findet sowohl mit essentiellen als auch

mit nicht essentiellen toxischen Schwermetallen statt. Letztere werden beispielsweise

als Analoge mit den essentiellen Metallen aufgenommen.

(Der Text und die Abb. 4.20 entstammen dem soeben erschienenen Lehrbuch GEWÄSSER als

ÖKOSYSTEME - GRUNDLAGEN DES GEWÄSSERSCHUTZES von R. Kummert und W. Stumm, 242 Sei-

ten, ISBN 3'7281'1609'2, Verlag der Fachvereine, ETH-Zentrum, 8092 Zürich, oder

Buchhandlung)


4.6 PROZESSE IN NATÜRLICHEN GEWÄSSERN

350

300

250

200

É

u 150

100

50

0

300

250-

200-

°. 150-

^i

100

50

jun jul

1986/87

m Fdllanden

® Ruemlong

jui

4-26

Zusammensetzung der Schwebstoffe und Verteilung von Spurenmetallen zwischen Schwebstoffen

und Wasser in der Glatt

Die Verteilung von Spurenmetallen zwischen Wasser und Schwebstoffen, insbesondere der

Einfluss der Zusammensetzung der Schwebstoffe und des Wassers auf diese Verteilung

werden in der Glatt untersucht; es stellt sich die Frage, inwiefern diese Verteilung

durch Gleichgewichte der Metallionen mit den Partikeloberflächen zu erklären ist. Zu

verschiedenen Zeiten wurden Wasser- und Schwebstoffproben (durch Zentrifugation grösserer

Wasservolumen von ca. 30-40 1 und durch Filtration) aus der Glatt bei Fällanden,

Rümlang und Rheinsfelden entnommen und auf die Konzentrationen der Spurenmetalle

Pb, Cd, Zn, Cu sowie von Fe, Mn und auf weitere Parameter untersucht.

x 103

6

120

u ug ep okt dez eb apr un jul

1986/87

Verteilungskoeffizienten Pb

(mol/kg)/(mol/I)

x 106 m Fällenden

® Ruemlong

5

rn 4

r3

Y

3

2

1

Verteilungskoeffizienten Zn

(mol/kg)/(mol/I)

o

jun jul aug ep , okt o dez feb apr jun jul

1986/87 1986/87

Abb. 4.21 Abb. 4.22

Zusammensetzung der Schwebstoffe Verteilungskoeffizienten (Schwebaus

der Glatt: Kohlenstoffgehalt stoffe/Wasser) für Zink und Blei in

und C/P-Verhältnis (mol/mol) in Fällanden und Rümlang

Fällanden und Rümlang

Die Zusammensetzung der Schwebstoffe ist in Fällanden durch die aus dem Greifensee

abgeschwemmten Partikeln dominiert, während in Rümlang sowie wahrscheinlich in

Rheinsfelden die aus den Kläranlagen stammenden Partikeln überwiegen. Die saisonalen

Unterschiede in der Zusammensetzung der Partikeln aus dem Greifensee sind in Fällanden

deutlich erkennbar, während sie in Rümlang nur noch schwach erscheinen (Abb.

4.21). An allen untersuchten Stellen ist der Anteil an organischem Kohlenstoff in den


40-

-40

4-27

Schwebstoffen mit 100-250 mgC/g Trockengewicht sehr gross. Die Partikeln aus Fällanden

und Rümlang unterscheiden sich unter anderem deutlich im C/P-Verhältnis sowie im

Gehalt an Fe und an Cu, Pb, Cd, Zn, die alle in Rümlang viel höher sind.

Die Verteilungskoeffizienten (Konzentration in den Schwebstoffen/Konzentration im

Wasser) für Blei und Zink unterschieden sich deutlich; sie sind viel höher für Blei,

das vorwiegend an den Schwebstoffen gebunden ist. Die Verteilungskoeffizienten für Pb

und Zn sind (mit wenigen Ausnahmen) systematisch höher in Fällanden als in Rümlang

(Abb. 4.22); sie sind im Kläranlagenausfluss noch etwas tiefer. Diese Verteilungskoeffizienten

dürften weitgehend durch die Wechselwirkung der Metallionen mit dem

organischen Material in den Feststoffen bestimmt werden. Die Unterschiede zwischen

Fällanden und Rümlang können entweder durch die unterschiedliche Affinität des

Schwebstoffmaterials für Metallionen (Algenmaterial vs. bakterielle Überreste aus

Kläranlage) oder durch die Unterschiede in der Zusammensetzung des Wassers (natürliche

und synthetische Komplexbildner) erklärt werden. Diese Fragen werden durch

Laborexperimente weiter abgeklärt.

(Laura Sigg, Ursula Michel, D. Kistler)

Phosphatbelastung der Gewässer aus Bodendüngung und -erosion: Welcher Anteil kann von

Algen verwertet werden?

Die Wirkung der partikulären Phosphate, die aus der landwirtschaftlichen Düngung und

aus der Erosion gedüngter Böden stammen, auf die Algenentwicklung im See, hängt von

der Qualität des partikulären Phosphates und von den chemischen Eigenschaften der

Partikel ab. Die einzige Zustandsform des Phosphors, welche die Algen aufnehmen und

verwerten können, ist das gelöste Orthosphosphat. Alle anderen Formen müssen zuerst

chemisch oder enzymatisch in diese Form gebracht werden. Mit den aus der Erosion

stammenden Partikeln gelangen sowohl organische als auch anorganische Phosphate in

die Seen. Die organischen Phosphate in den Partikeln bestehen aus Verbindungen

pflanzlichen oder tierischen Ursprungs (z.B. Nukleotide der DNS und Formen von Speicher-Phosphat)

und sind für die Algen nicht direkt verfügbar. Die in den Partikeln

vorkommenden anorganischen Phosphate lassen sich grob in drei Gruppen unterteilen:

Calcium-, Eisen- und Aluminium-Phosphate. Ihre Löslichkeit ist im allgemeinen gering.

0 200 400 600 800 1000

Phosphat in Lösung jµg Pli]

• A: y = - 4,3 + 0,040x; r = 0,99

• B: y = -20,1 + 0,039x; r = 0,99

• C: y = -29,2 + 0,037x; r = 0,99

Abb. 4.23

Gleichgewichtsversuch mit

drei verschiedenen Böden. EPC

(Equilibrium P Concentration)

bezeichnet die Konzentration

bei der keine Sorption stattfindet.


2.5 3 4.5

5

Goethlt

4-28

Eine weitere wichtige Gruppe bildet das Phosphat, das an die Oberflächen solcher

Partikel sorbiert ist. Es reagiert mit seiner Umgebung schneller als das in den

Partikeln gebundene Phosphat. Die Zusammensetzung und Phosphat-Bindungsfähigkeit der

Partikel hängt weitgehend von der Bodenqualität des Einzugsgebietes eines Sees ab.

Als Schwebstoffe können sie im See Phosphat adsorbieren und dadurch den Phosphat-

Gehalt in der Lösung senken, oder sie können Phosphat desorbieren und somit den

Phosphat-Gehalt in der Lösung erhöhen; welcher Prozess im Einzelfall stattfindet,

hängt von den Partikeleigenschaften und von der Phosphat-Konzentration im See ab. In

einem Gleichgewichtsversuch können diese Partikel-Eigenschaften abgeschätzt werden.

Im Gleichgewichts-Versuch (Abb. 4.23) wurden Proben von drei Bodentypen in Phosphat-

Lösungen (Konzentrationen zwischen 0 und 1000 µg P/i) während 2 Stunden equilibriert.

Im Vergleich zu den in der Schweiz standardmässig durchgeführten

Boden-P-Tests (Methode Dirks-Scheffer, 1930), die nur sehr grobe Aussagen über das

Phosphat in der Bodenlösung zulassen, erlaubt der Gleichgewichts-Versuch eine

differenziertere Beurteilung des Boden-Phosphat-Zustandes, da sich die

Phosphat-Sorptionseigenschaften des Bodens abschätzen lassen. Diese Information kann

angewendet werden, um die Düngung von Böden besser zu dosieren oder auch, um ein

latent vorhandenes Eutrophierungs- Potential anzuzeigen.

(L. Tschudi)

Zur Mobilisierung des Al(III) in Böden

In Gewässern und Böden spielt Al(III) eine wichtige Rolle. Als Al 3+ kann es toxische

Wirkungen ausüben. Durch sauren Regen wird die Mobilisierung des Al(III) beschleunigt.

Bei Verwitterungsprozessen, bei der Infiltration in Böden und in Gewässer kommt

der Adsorption des Al(III) an der Oberfläche der Mineralien eine grosse Bedeutung

ZU.

pH

0/0

100

80-

60—

40—

20 —

0

B

25 3.5 4 4.5

Abb. 4.24 Aluminium Adsorption:

A) an Goethit (5 g/1) und

B) an Aerosil (5 g/1)

Altotal(2.4 E- 5 mol /1)

Aerosil

pH


4-29

Die Adsorption von Aluminium an oxidischen Oberflächen

Für die Beschreibung der Aluminium-Adsorption an Oxiden wurde das Modell der Oberflächenkomplexbildung

verwendet. Die Adsorption wird bei diesem chemischen Modell mit

Massenwirkungsausdrücken beschrieben. Die elektrostatischen Gegebenheiten. der Oxide

werden über eine Aktivitätskorrektur berücksichtigt. Als Modellsubstanzen dienen

Goethit und Aerosil (amorphe Kieselsäure). Goethit zeigt seinen Ladungsnullpunkt

zwischen pH 7-8, ist damit im untersuchten pH-Bereich positiv geladen. Der Ladungsnullpunkt

von Aerosil liegt zwischen pH 2-3, was eine negativ geladene Oberfläche zur

Folge hat. Wie unterschieden sich nun diese beiden Oberflächen in ihrem Adsorptionsverhalten

gegenüber dem dreifach positiv geladenen Al-Kation? Wie die Abbildungen

zeigen (Abb. 4.24 A,B), hat die Oberflächenladung, gleich ob positiv (Goethit) oder

negativ (Aerosil), keinen merklichen Einfluss auf die Adsorption von Al 3+ . Im pH-Bereich

der Adsorptionskante findet noch keine Hydrolyse statt. Es kann daher angenom-

men werden, dass das freie A1 3+-Kation adsorbiert und nicht die Hydrolyseprodukte.

Als Ergebnis kann festgehalten werden:

Metalle mit einer starken Affinität zu Oberflächen, viele Schwermetallkationen wie

Cd, Pb, aber auch Al und Fe, werden an Oberflächen jeglicher Ladung adsorbieren. Die

Adsorption kann mit einfachen Reaktionsgleichungen der Form

n Oberfl. OH + Me z+ = (Oberfl. 0)nMe (z-n)+ + n H+

beschrieben werden. Die Adsorption entspricht einem Ligandenaustausch Metall gegen

Proton. Die bestimmenden Grössen der Adsorption sind die Protonenkonzentration, die

Anzahl freier Adsorptionsplätze, die Metallkonzentration und die Stabilitätskonstante

obiger Reaktionsgleichung. Denkt man sich die freie Bildungsenergie der Adsorption

Gads zusammengesetzt aus einem elektrostatischen Anteil Gelek und einem chemischen

Anteil G chem

Gads = Gchem + Gelek

dann dominiert die Adsorption von Aluminium die chemische Wechselwirkung eindeutig.

(D. Raab)

Lösungskinetik des Hämatits (Fe 2 03 (s)) in Bikarbonatlösungen und ihre Beziehung zur

Oberfiächenkomplexbildung

Es wurde die Lösungskinetik des Hämatits in wässrigen Lösungen unter konstantem CO2

Partialdruck bei 25° und konstanter Ionenkonzentration (0.2 M NaNO 3 ) untersucht.

Bisherige Ergebnisse deuten auf eine stark erhöhte Lösungsrate des Hämatits in Bikarbonatlösungen

hin. Die Resultate lassen, zusammen mit früheren Informationen über

CO2 -Adsorption an Hämatit, vermuten, dass der Lösungsmechanismus über die Bildung von

> Fe2 03 -0O2 oder/und >Fe 3 03 -HCO3 -Oberflächenkomplexen abläuft. Eisen (I I I )Gl ei chgewichtskonzentrationen

von 10 -5 und 10-6 Mol/dm- 3 werden in ein paar Stunden gebildet.

Diese Gleichgewichtslöslichkeiten könnten durch die Bildung eines löslichen Mischkomplexes

von Fe(OH) 3 CO3 erklärt werden.

(J. Bruno (Chem. Dept. Royal Inst. of Technology, Stockholm), W. Stumm)


1.00

0.80

rO

H

c.;7 0.60

ô F-

L

0.40

0.20

1.00

o 3

0.80

0.60

0.40

0.20

o

Pb 0

o

6)

0

0

0

0

4 5

pH

I

o

0

Cu 000

0 0 0 0

o

3 4 5

pH

I

0

o

o 0

o o

^

o

o_

o

6 7

^

o

o

6 7

4-30

Trockendeposition von Schwermetallen auf einer Wasseroberfläche: pH-abhängige Auflösung

Die atmosphärische Trockendeposition wurde während jeweils zwei Wochen auf einer

vorgelegten Wasseroberfläche aufgefangen (s. Jahresbericht 1985, S. 81). Die mittleren

trockenen Depositionsraten (auf dieser Oberfläche) betragen in Dübendorf (April-

Dezember 1987): Zn 39 µgm- 2 d- 1 ; Cd 0.5 µgm- 2 d- 1 ; Cu 9 µgm- 2 d- 1 ; Pb 16 µgm- 2 d-1. Je

nach Anteil an sauren bzw. basischen Aerosolen und Gasen stellt sich ein variabler

pH-Wert im vorgelegten destillierten Wasser ein. Die Verteilung der Schwermetalle

zwischen ungelösten Partikeln und Wasserphase in Abhängigkeit dieses pH ist für die

Elemente Fe, Zn, Cd, Cu und Pb stark unterschiedlich (Abb. 4.25):

Abb. 4.25

Anteil von Pb und Cu im Filtrat in

Abhängigkeit des pH bei der Trokkendeposition

auf einer Wasserober-

fläche

- Fe wird hauptsächlich in den Partikeln gefunden, mit vernachlässigbaren Anteilen im

Filtrat bei pH > 5.5. Fe liegt wahrscheinlich als Oxid mit geringer Löslichkeit

vor, z.B. aus Bodenpartikeln oder aus Verbrennungsprodukten.

- Zn, Cd und Cu werden bei pH6 werden wesentliche Anteile dieser Elemente in den Partikeln gefunden.

- Für Pb ist der Anteil im Filtrat stark pH-abhängig im Bereich von pH 4.0-6.5.

Zn, Cd, Cu und Pb liegen in den Aerosolen entweder als ihre Oxide (oder eventuell

Halogenide) oder an anderen Partikeln gebunden vor. Die starke pH-Anhängigkeit der

Verteilung zwischen Lösung und Partikeln erklärt sich aus der Auflösung von Oxiden

oder der Freisetzung aus anderen Partikeln.

A- hnliche Prozesse würden auch in Regentropfen ablaufen, so dass im Regenwasser mit pH

4.0-4.5 grosse Anteile an Metallionen in der gelösten Phase resultieren.

(Laura Sigg, Ursula Michel, C. Jaques)


Saurer Regen auf 2500 m.ü.M.

4 - 31

Analog zum sauren Regen gibt es auch sauren Schnee. Besonders vom sauren Schnee betroffen

ist der Alpenraum, also dort, wo die mit dem Schnee abgelagerten. Luftschadstoffe

über längere Zeit festgehalten und dann während der Schneeschmelze schlagartig

freigesetzt werden. Besonders zu Beginn der Vegetationsperiode ist das Okosystem auf

solche Stossbelastungen sehr anfällig. Das saure Schmelzwasser entzieht dem Boden

lebensnotwendige Mineralstoffe und schwächt damit die empfindliche Hochgebirgsvege-

tation zusätzlich.

Um den Säureeintrag in das alpine Ökosystem abzuschätzen, wurde die chemische Zusammensetzung

des Schnees auf 2500 m.ü.M. in einem gemeinsamen Projekt des physikalischen

Institutes der Universität Bern und der EAWAG untersucht. Zusätzlich zur Quan-

tifizierung der sauren Depositionen war auch vorgesehen, Unterlagen über den Transport

und die Herkunft von Luftschadstoffen zu erhalten.

Der alpine Schnee vom Weissfluhjoch kann als schwache Säurelösung betrachtet werden.

Der wichtigste Säurebeitrag stammt von der Salpetersäure, welche durch photochemische

Oxidation von NOx in der Atmosphäre gebildet wird. Schwefelsäure trägt weniger zur

Gesamtacidität bei, weil Sulfat hauptsächlich in Form von Salzen, Ammoniumsulfat und

Calciumsulfat deponiert wird. Bemerkenswert ist die gute Korrelation zwischen

Ammonium und Sulfat. Ammoniumsulfat entsteht in den Wolkentröpfchen durch die Reaktion

von SO2 und NH3 , wobei der basische Ammoniak die Aufnahme von SO 2 in die

Tröpfchen stark fördert. Durch biochemische Oxidation von Ammonium zu Nitrat wird im

Schmelzwasser zusätzliche Säure freigesetzt. Gegenüber Schnee und Regen vom Mittelland

enthalten die hochalpinen Schneeproben etwa 5-10mal geringere Säure-Konzentrationen.

Um mögliche Verunreinigungen bei der Probenahme sowie während der Aufarbeitung

im Labor zu vermeiden, war es notwendig, besondere Sorgfalt bei den Analysen

anzuwenden.

Der Zusammenhang zwischen der

Schadstoffkonzentration in der

Luft und der Schneezusammensetzung

kommt im untersuchten

Höhenprofil (Abb. 4.26) deutlich

zum Ausdruck. Mit zunehmender

Höhe über der Talsohle nimmt die

Säurekonzentration ab. Die Konzentrationsverteilung

ist sehr

ausgeprägt und veranschaulicht

die geringe vertikale Luftdurchmischung

im Januar 1986 sowie

den Einfluss der lokalen Emissionsquellen.

Für die Säurebelastung

im Schnee vom Weissfluh-

joch sind neben weiträumig

transportierten Luftschadsstoffen

auch lokale Quellen verant-

wortlich.

[m.ü.M1

2500

2000

1500

Abb. 4.26

Weissfluhjoch

lopeq/l

N HNO3+H2SO4

Säurekonzentration im Oberflächenschnee in

Abhängigkeit von der Höhenlage. Im Januar 1986

gemessene Konzentrationen von HNO 3 + H 2 SO4 in

µeq/1

Schneefelder, auch wenn sie weiss und unberührt erscheinen, stellen wegen der eingelagerten

Schadstoffe einen ökologischen Störfaktor dar. Bisher weiss man noch sehr


4-32

wenig über die Prozesse während der Schneeschmelze und deren Folgen für das darunterliegende

Ökosystem. Wissenslücken in diesem Bereich sind daher in Zukunft vordringlich

anzugehen.

(F. Zürcher, Claudia Mäder, Ursula Michel, W. Suter, in Zusammenarbeit mit A. Neftel

und A. Sigg vom physikalischen Institut der Uni Bern)

Konkurrenz zwischen eingebürgerten und einheimischen Forellenarten

Die ursprünglich an der Westküste Nordamerikas einheimische Regenbogenforelle (Salmo

gairdneri) wurde vor 100 Jahren in die Schweiz eingeführt. Seit 1976 untersteht das

Aussetzen von Regenbogenforellen in schweizerischen Gewässern keiner Bewilligungs-

pflicht mehr. Die Regenbogenforelle ist heute in vielen Gewässern der Schweiz künstlich

(d.h. durch Einsätze) verbreitet. Bei Anwesenheit der einheimischen Bachforelle

(Salmo trutta fario) treffen zwei Forellenarten aufeinander, die als ökologische

Aequivalente einzustufen sind.

In den sanktgallischen Binnenkanälen (Werdenberger und Rheintaler Binnenkanal) wird

die Regenbogenforelle seit mehr als 20 Jahren eingesetzt. Frühere EAWAG-Untersuchungen

bezifferten den Anteil der Regenbogenforelle am gesamten Forellenbestand der

Binnenkanäle im Jahre 1973 mit 35%, denjenigen der Bachforelle mit65%. Im Jahre 1987

durchgeführte Untersuchungen ergaben, dass die Bachforelle in den Binnenkanälen durch

die Regenbogenforelle weitgehend verdrängt wurde. Der Bachforellenanteil am gesamten

Forellenbestand beträgt heute lediglich noch 6.5% (im Gegensatz zu 93.5% Regenbogenforellenanteil).

Abb. 4.27

Dottersackbrütling einer Regenbogenforelle.

Dieser Brütling wurde am 5. Mai 1987

aus dem Kiesbett des Werdenberger Binnenkanals

ausgegraben. Die Totallänge des.

Brütlings beträgt 14 mm.

(Foto: Colette Grieder)

Im Werdenberger Binnenkanal

existiert heute eine sich na-

türlicherweise fortpflanzende

Regenbogenforellenpopulation

(Regenbogenforellenbiomasse:

190 kg/ha, im Herbst 1987 2500

Sömmerlinge pro ha. Sowohl das

Ablaichen als auch die Entwicklung

der im Kies deponierten

Eier und das Schlüpfen und

Uberleben der Jungfische konnte

1987 nachgewiesen werden (Abb.

4.27). Damit wurde 100 Jahre

nach der ersten künstlichen

Verbreitung die erfolgreiche

natürliche Reproduktion der

Regenbogenforelle in der

Schweiz erstmals beschrieben.

Es ist nicht bekannt, welche

Faktoren hauptsächlich zur

Elimination der Bachforellen

beitrugen. Die Konkurrenz zwischen

diesen beiden Forellenarten

(zwischenartliche Konkurrenz)

ist schlecht beschrieben.


4-33

Ob die Regenbogenforelle die einheimische Bachforelle aus ihrer ökologischen Nische

zu verdrängen vermag oder diese nur einengt, werden weitere Beobachtungen und Wiederansiedlungsversuche

mit Bachforellen im Binnenkanal zeigen. Erste gezielte Wiederansiedlungsversuche

im Jahre 1987 scheiterten grösstenteils.

Aus den Beobachtungen in den sanktgallischen Binnenkanälen ist zu folgern, dass künftig

der Konkurrenz zwischen einheimischen und eingeführten Salmoniden höchste Bedeutung

beizumessen ist. Es handelt sich eindeutig um rivalisierende Arten mit identischen

Umweltansprüchen und Verhaltensweisen. In keinem Gewässer darf durch derartige

Konkurrenzsituationen eine Elimination der einheimischen Bachforellenpopulation provoziert

werden, da nur diese langfristig Gewähr für eine stabile Population bieten.

(A. Peter)

Ein Brown'sches Koagulationsmodell zur Erklärung der beobachteten anomalen Effekte

beim "Scavenging" von Thoriumisotopen in natürlichen Gewässern

Das Ungleichgewicht zwischen dem in natürlichen Gewässern gelösten Mutternuklid

Uran-238 und dessen Tochternuklid Thorium-234 wird zur Berechnung der Verweilzeiten

von Th-Isotopen und damit assoziierten Partikeln sowie von scheinbaren Sorptions- und

Desorptionsraten verwendet.

Eine solche Berechnung ist im Prinzip möglich, wenn die entsprechenden Konzentrationen

der Mutter- und Tochternuklide im gelösten und im partikulären Zustand bekannt

sind. Ozeanographen und Limnologen bedienen sich zur Unterscheidung der Aggregationszustände

der Radionuklide behelfsmässig der Filtrations- und Zentrifugationsmethoden.

Bei den "homöopathischen" Konzentrationen von Radionukliden in natürlichen Gewässern

(ca. 10-15 -10-20 M) ist es unmöglich, ohne eine mit grossem technischen Aufwand betriebene

Vorkonzentrierung die für diesen Zweck wesentlich besseren elektrochemischen

Methoden anzuwenden.

Obwohl heute eine relativ gute Datenbasis über so berechnete Sorptionsraten von

Th-Isotopen an Partikel und deren Eliminationsraten in natürlichen Gewässern vorhanden

ist, ist das beobachtete Sorptionsverhalten von Th-Isotopen und gewissen stabilen

Schwermetallionen bis heute nicht befriedigend erklärt worden. Vier Charakteristiken

dieses Sorptionsverhaltens sind scheinbar unvereinbar mit physikochemischen Adsorp-

tionsmodellen (siehe Abb. 4.28).

1) Die charakteristischen Sorptionszeiten betragen Tage bis Wochen.

2) Die berechneten Reaktionskonstanten für die Sorption sind von der Partikelkonzentration

abhängig.

3) Die berechneten Reaktionskonstanten für die Sorption korrelieren gut mit dem

empirisch bestimmten Verteilungskoeffizienten (Q)

4) Die Q-Werte sind invers korrelierbar zur Partikelkonzentration.

Wird bei der mathematischen Modellierung der Th-Isotopenverteilung die Tatsache berücksichtigt,

dass gelöste Substanzen nicht nur an filtrier- oder zentrifugierbare

Partikel, sondern auch an nicht-filtrierbare kolloidale Partikel adsorbieren, lässt

sich das beobachtete anomale Verhalten der Th-Isotope und anderer Schwermetallionen


7

rn

0

o,

6

5

4

3

4-34

in natürlichen Gewässern wie auch in Laborsystemen befriedigend erklären. Die geschwindigkeitsbestimmende

Reaktion ist dabei die Koagulation der nicht-filtrierbaren,

kolloidalen Partikel mit filtrierbaren, grösseren Partikeln. Detaillierte Modellrechnungen

zeigen, dass Th-Isotope in natürlichen Gewässern als "Koagulometer" benutzt

werden können.

o -8 -7 -6 -5 -4 -3 -2 -1

log Partikelkonzentration (kg/l)

0

' 0

a'\\0^

a`au

228 Th Sorption an Polystyrol

Latex (0.758pm) in 5mMNaNO3

-1

2

r ^°

09

oi ^r°'e

o

234Th / 238 u im

Ozean und im Labor

l I I 3 ffi

5 10

Zeit (Tage)

15 20 -8 -7 -6 -5 -4

log Partikelkonzentration

-3 -2

(kg/l)

Be H9^Fe

Fe Sn

--nj Co

ein^n Fe

Cp%=0.1 Cp Cd 8 a M CpF/Cp=0.03

S e Co, Co

Se

CS /Zn ^'

Se C S

Cs Sn

Ba Cd Sbi

Cd

/Ba

Ba Mn

Co

Radionuklidsorption

an Tiefseesedimenten

2 3 4 5 6 7

log Verteilungskoeffizient (1/kg)

Abb. 4.28 Beobachtete Abhängigkeit des in Feld- oder Laborexperimenten

empirisch bestimmten Verteilungskoeffizienten, Q, von Th-Isotopen

a) von der Sorptionszeit und

b) von der Partikelkonzentration sowie

c) Abhängigkeit der Sorptionskonstanten von Th-Isotopen von der

Partikelkonzentration oder

d) der Sorptionskonstanten einer Reihe von radioaktiven Schwermetallen

vom Verteilungskoeffizienten, Q.

Da es mit traditionellen Methoden bis heute unmöglich ist, etwas über die Grössenverteilung

von submikrongrossen kolloidalen Teilchen und deren Dynamik zu erfahren, ohne

das System zu stören, wäre eine solche Re-Interpretation der bisherigen Thorium-Messungen

in natürlichen Gewässern von grossem Wert.

(B. Honeyman, P. Santschi)


4-35

Wie gut können wir Verweilzeiten von Spurenelementen in aquatischen Systemen aufgrund

von Labormessungen voraussagen?

Die biogeochemischen Kreisläufe vieler Elemente werden auf diesem Planeten durch den

Menschen stark beeinflusst.. Die Beseitigung der Abfallprodukte unserer Gesellschaft

erfolgt immer häufiger nicht auf die ökologisch unbedenklichste Art, sondern als

Folge wirtschaftlicher Sachzwänge oder durch Unglücksfälle. Um die bestmögliche Option

für die Abfallbeseitigung zu finden, um die Selbstreinigungsfähigkeit unserer

Gewässer besser zu verstehen, oder um Expositionszeiten für Organismen festzulegen,

sind wir darauf angewiesen, dass wir aus den im Labor bestimmten thermodynamischen

Daten die Verweilzeiten verschiedener Substanzen (T T ) in aquatischen Systemen berechnen

können. TT -Werte lassen sich annäherungsweise aus den Verweilzeiten der

Partikel (t p ) und dem Bruchteil der Substanz, die mit absinkbaren Partikeln assoziiert

ist (fp ), als TT =tp /f p, abschätzen. In den bisherigen thermodynamischen

Modellen wird angenommen, dass f aus den Stabilitätskonstanten für Komplexe

(in Lösung und an Partikeloberflächen) berechnet werden kann. Es wird dabei weiter

postuliert, dass die chemischen Potentiale der Oberflächenkomplexe der besagten ionischen

Substanz auf dem Partikelaggregat additiv aus denjenigen der Einzelkomponenten,

aus denen sich die natürlichen Partikel zusammensetzen, vorausgesagt werden können.

Es liegen aber eindeutig experimentelle Beweise vor, die zeigen, dass dieses

Additivitätsprinzip bei der Adsorption von Schwermetallen an Oberflächen von binären

Partikelgemischen oft verletzt wird. Da bis heute dafür eine thermodynamische Erklärung

fehlt, spricht man von "anomalen Effekten". Sie bewirken, dass eine solche Rechnung

vorderhand unmöglich ist (s. Abb. 4.29). Dies ist natürlich kein Fehler des

thermodynamischen Vorgehens, sondern deckt nur den Stand unseres Wissens über die

Anwendung thermodynamischer Daten auf natürliche Partikel auf. Beispiele von Beobachtungen

über "anormales Verhalten" von Ionen an natürlichen Partikeloberflächen

sind z.B. langsame Gleichgewichtseinstellung, Heterogenität der Sorptionsstellen an

Partikeloberflächen, Partikelkonzentrationseffekte oder Protonenaustauschkoeffizienten,

die scheinbar eine Funktion des vorherrschenden pH-Wertes und der Oberflächenbe-

legung sind.

Die Hauptursache dieser Beobachtungen "anomalen" Verhaltens ist die Tatsache, dass

die Oberflächen-Zusammensetzung natürlicher Partikel, im Gegensatz zu den gut charakterisierten,

monodispersen Modellpartikeln im Labor, nicht der Zusammensetzung der

Bulkphase (das Partikel-Innere) entspricht. Substanzen wie kolloidal verteilte natürliche

Huminstoffe oder kolloidale Oxyhydrate des Eisens oder des Mangans können sich

an Partikeloberflächen anreichern. Ausserdem sind solche kolloidal verteilte Huminstoffe

oder Oxyhydrate selbst äusserst gute "Adsorber" für gewisse Spurenstoffe und

stehen daher in Konkurrenz zu den grösseren Partikeln, um gelöste ionische Spurensub-

stanzen zu binden.

Mit dem in Abb. 4.30 abgebildeten Rechenbeispiel, das auf experimentell bestimmten

Unsicherheiten entsprechender Parameter beruht, soll angeregt werden, dass weiteres

Forschen im Labor wie auch in Feldsystemen dringend notwendig ist, um diese interaktiven

Effekte besser verstehen zu können. Dabei ist es hilfreich, vermehrt natürliche

radioaktive Tracer in aquatischen Systemen zu verwenden, um damit die Richtig-

keit unseres theoretischen Verständnisses solcher Systeme zu testen.

(B. Honeyman, P. Santschi)


Abb. 4.29

L. •

Seen

Tiefer

_ I Ozean tAestuarieni

4-36

Labor

Batch Experimente

9

Küst r engewässer Flüsse

Böden

Sedimente

7—

5_ Kp =f(r)- © /

1I

K p = 10 7 j^^/p%j

0/0 partikulär

3 -

)/*/f/ /0.1

2-f (Cp5)e)^

▪ Kp=f (P,X(P/pH))© / /M z + +XSOH(1 X) SONa Kp

//

Kp

1

f (Cp

) p / %!///%ip

,, 0- K = 10

1 1 p, t I 1

-12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2

log [r =Sorptionsplätze1 (M)

I I I I I I l I 1 I I

-9 -7 -5 -3 -1 1

log [Cp = Partikelkonzentration I (kg /1)

-10

-100

Feldsystem = F II— o C I E= Experiment. System

p

XH + TSOM 1 11 + +(i-X)Na+

Berechnete Verweilzeit, T T , eines hypothetischen Spurenmetallions in

einem natürlichen Gewässer, bei Kenntnis der Verweilzeit der Partikel

in diesem System, als Funktion der Gleichgewichtskonstante, K p , für

die Sorptionsreaktion des Metalls Mz+ an den oberflächenständigen

OH-Gruppen, SOH, und den mit Alkali- und Erdalkalimetallionen belegten

SO-Gruppen (hier symbolisiert durch SONa) und der Partikelkonzentration,

C p . Dieses Rechenbeispiel illustriert das Ausmass, welches

nicht-deterministische Effekte auf unsere Fähigkeit haben, Verweilzeiten

von Spurenmetallen in natürlichen Gewässern aus Labordaten vorauszusagen;

aus der aus dem hypothetischen Laborexperiment bei

C D = 10 g/l gewonnenen Gleichgewichtskonstanten K D = 10 -7 {—} würde

märt eine Verweilzeit im System entlang der Linie 1 erwarten. Während

Pkt. 1 die bei C D = 1 mg/1 für ideales Verhalten berechnete Verweilzeit

darstellt, bedeuten Pkt. 2 und 3 berechnete Verweilzeiten unter

Berücksichtigung des "Partikelkonzentrationseffektes". Pkt. 4 und 5

berücksichtigen Effekte, bewirkt durch die Inhomogenität der Sorptionsplätze

an den Partikeloberflächen, resp. beobachtete Abhängigkeit des

Protonenaustauschkoeffizienten, r, vom Belegungsgrad der Sorptionsplätze.

In diesem Rechenbeispiel wird die Verweilzeit der Partikel als

1 Tag angenommen, ein Wert, der für das Epilimnion von Seen und für

Küstengewässer typisch ist.

Uran im Porenwasser von Sedimenten von zwei Tiefsee-Ebenen des Nordatlantiks

(Great Meteor East und Southern Nares Abyssal Plain)

Die Schweiz ist einer der Teilnehmer am internationalen Forschungsprogramm zur möglichen

Endlagerung von radioaktiven Abfällen in Tiefseesedimenten. Eine zentrale

Frage dieses Programms betrifft die Mobilität von Radionukliden durch die Sedimente

aus 30-50m Tiefe ins überstehende Wasser. Sedimente sind die wichtigste Barriere für

den Transfer von Radionukliden aus dem konditionierten Abfall in den Ozean und


4-37

schliesslich zum Menschen. Das Verhalten des Urans (Hauptbestandteil dieses Abfalls)

in natürlichen Gewässern ist gekennzeichnet durch seine lösungschemischen und oberflächenchemischen

Eigenschaften. Karbonatkomplexe in Lösung sind die Ursache für das

konservative Verhalten von U(VI) im Ozean und damit für dessen lange Verweilzeiten

(ca. 0.5 Mio Jahre); die Eliminierung von Uran findet in anoxischen Meeresbecken und

Küstensedimenten statt. Die Reduktion des U(VI) zu U(IV) wurde bisher nur in anoxischen

Sedimenten, nicht aber in anoxischen Gewässern beobachtet. Feststoffoberflächen

scheinen den Reduktionsprozess zu katalysieren. U(IV) oxidiert aber sehr schnell zu

U(VI) in Gegenwart von geringsten Mengen von Sauerstoff. Deshalb werden heute alle

bisher erhobenen Daten über Urankonzentrationen in Porenwässern von Tiefseesedimenten

in Zweifel gezogen. Wir haben daher massenspektrometrisch die Urankonzentrationen in

je 10ml Porenwasserproben von zwei 20-30m langen Sedimentkernen gemessen. Diese Bohr-

kerne wurden während der internationalen ESOPE-Expedition (Juni/ Juli 1985) an zwei

intensiv untersuchten Stellen im Nordatlantik (Great Meteor East in den Madeira

Abyssal Plain, 31°27'N, 24°49'W, und Southern Nares Abyssal Plain, 23°35'N, 63°32'W),

unter Ausschluss von Sauerstoff, gewonnen. Die meisten der gemessenen U-Werte waren

sehr niedrig und lagen zwischen 0.1-0.5 ppb U. Es waren die bisher kleinsten im

Interstitialwasser von Tiefseesedimenten gemessenen U-Konzentrationen. Ausserdem sind

diese Werte um mehrere Grössenordnungen kleiner als die aus thermodynamischen Daten

für die aktuellen Bedingungen bezüglich Phosphat, Fluorid und Karbonatkonzentrationen

berechnete Löslichkeit von UO 2 , U4 08 , U 3 08 oder USiO 4 . Daraus kann man schliessen,

dass die Löslichkeit von U(IV) in Sedimenten durch Adsorptionsgleichgewichte an

Partikeloberflächen kontrolliert ist und nicht durch eine feste Phase des Urans.

Ausserdem ergab sich eine gute Korrelation zwischen den U-Konzentrationen und dem

direkt im Sediment, mit Pt-Elektroden empirisch gemessenen Redoxpotential (siehe Abb.

4.30).

Abb. 4.30

Massenspektrometrisch bestimmte Urankonzentrationen

im Porenwasser von

Sedimenten von zwei Tiefsee-Ebenen des

Nordatlantiks als Funktion des mit

Pt-Elektroden bestimmten Redoxpotentials,

E h , im Sediment. Kurve 1 und

2 bedeuten lineare bzw. logarithmische

Korrelationen der Daten.

Die daraus abgeleitete, geringe Mobilität des Urans in diesen Tiefseesedimenten, die

an beiden untersuchten Orten zahlreiche Turbiditschichten aufweisen, hat wichtige

Konsequenzen sowohl für die Beurteilung einer möglichen Endlagerung von radioaktiven

Abfällen in den Tiefseesedimenten, wie auch für unser geochemisches Verständnis des

marinen Kreislaufes des natürlichen Urans.

(P. Santschi; C. Bajo, M. Montavani,D. Orciuolo (PSI); R. Cranston (Atlantic Geoscience

Center, Bedford Institute of Oceanography, Dartmouth, Nova Scotia, Canada)

und J. Bruno (Dept. of Inorganic Chemistry, Royal Institute of Technology, Stockholm,

Sweden))


4.7 METHODEN

QUERSCHNITT DURCH DEN MESSKOPF

Tracerzuleitung

tl

Einspritzventil

W ASSER

Emissionslicht ^

Fotodetektor

ele

AgMk

N ^'•^

i7

Tracerwolke

Lichtstrahl

11IIIIIII141»ffl

I_I_I AMII►IMI/I

Abb. 4.31

Lichtquelle

Sammellinse

Glasplatte

4-38

Ein Strömungsmessgerät ohne Nullpunktdrift

Für die Quantifizierung von Mischungsprozessen in Seen werden im oberen Hypolimnion

Temperaturmessungen verwendet. Weil im tiefen Hypolimnion die zeitlichen und räumlichen

Temperaturgradienten sehr klein sind, versagt dort diese Methode. Seit Jahren

bemüht sich die Gruppe Seephysik daher um den direkten Nachweis von Mischungsprozessen

via Strömungsmessungen. Da die Strömungen in Bodennähe tiefer Seen sehr klein

1 cm/s) sind, müssen für Strömungsmessgeräte besonders strenge Anforderungen bezüglich

der Stabilität des Nullpunktes und der Anlaufschwelle gestellt werden.

Die hier beschriebene Sonde erfüllt diese Forderungen in fast idealer Weise. Sie

basiert auf folgender Idee: Eine ungefähr 1 cm grosse Farbwolke wird in zeitlich

kurzen Abständen ins Wasser emittiert und über eine Strecke von 10 cm optisch ver-

folgt, indem der Schwerpunkt der Wolke in Abständen von 50 Millisekunden gemessen

wird. Aus diesen Positionsbestimmungen kann direkt, ohne weitere Kalibrierung, der

Strömungsvektor berechnet werden. Abb. 4.31 zeigt den Querschnitt durch den Messkopf.

Er besteht aus 36 monochromatischen Lichtquellen (grün, 560 nm), die einen gebündelten

Strahl ins Wasser aussenden und wabenförmig um einen Lichtdetektor angeordnet

Druckgehäuse

Messprinzip des Messgerätes für kleine

Strömungen. Die Position der in der Strömung

driftenden künstlichen Tracerwolke

wird via Lichtemission in einem Fotodetektor

gemessen.

sind. Die Lichtquellen werden in Abständen

von 1 Millisekunde während

einiger 10 Mikrosekunden sequentiell

gezündet. "Trifft" der Strahl die

Rhodamin-Tracerwolke, emittiert diese

rotes Licht, das vom Detektor selektiv

gemessen wird. Die Grösse dieses Antwortsignals

gibt den Deckungsgrad der

Wolke mit dem Strahl an. Aus den 36

Signalen kann die (Schwerpunkts-)

Position berechnet werden. Dank der

Methode der Emission werden durch die

Farbverschiebung des Rhodamins Störungen

durch andere Partikel, die grünes

Licht emittieren, eliminiert. Da die

empfangenen Lichtmengen sehr klein

sind, musste ein sehr grosser Aufwand

bei der analogen und digitalen Daten-

verarbeitung getrieben werden. Die

Sonde arbeitet autark oder über eine

"Nabelschnur" mit einem Terminal verbunden.

Der Messbereich erstreckt sich

bis zu Geschwindigkeiten von 2 cm/s,

bei einem (statistischen) Nullpunkts-

fehler von 0.2 cm/s.

(B. Stotz, M. Schurter)


4-39

Auflösung der Sedimentstrukturen von Talfüllungen mit dem elektromagnetischen

Reflexionsverfahren (EMR oder Georadar)

Für die schweizerische Hydrogeologie ist die mangelhafte Kenntnis des 3-dimensionalen

Aufbaus der Grundwasserträger ein wichtiges Problem, das zukünftiger Erforschung

bedarf. Komplexe, grossräumige Sedimentstrukturen in fluvio-glazialen und lakustrischen

Quartärablagerungen bilden in der Schweiz die hauptsächlichen Talfüllungen. Wie

unsere vorausgegangenen Felduntersuchungen dieser Strukturen in Kiesgruben zeigten,

weisen diese potentiellen Grundwasserhorizonte z.T. erhebliche interne Vernetzungen

auf, die bedeutende Kurzschlussverbindungen darstellen, welche den Schadstofftransport

und die vertikale Mischung signifikant beeinflussen. Dies wird am besten

mit Computermodellen demonstriert, die anhand unserer Feldstudien entscheidend ver-

bessert werden konnten. Um diese Kenntnisse nun auf unaufgeschlossene Gebiete zu

übertragen, braucht es die Hilfe indirekter geophysikalischer Methoden.

Die Anforderungen für eine solche geophysikalische Methode sind: Eine Eindringtiefe

>40m mit einer Auflösung im dm-Bereich, minimale Geländeeingriffe, einfache und

kostengünstige Handhabung und digitale Signalaufzeichnungen für die Datenverarbeitung.

Die meisten heute angewandten geophysikalischen Methoden sind unzulänglich für

hochauflösende Analysen von seichten Strukturen (


4-40

dieser quartären Sedimentkörper scheinen für Georadaranalysen günstig zu sein.

Andere Experimente zeigen, dass das Signalrauschen mit Hilfe eines "running point

average" und eines Digital-Oszilloskops beträchtlich gedämpft werden kann.

Abb. 4.32 Abb. 4.33

Schematische Feldaufnahmetechnik mit

Pulsgeber, Empfängermodul und

Faksimilerekorder

Faksimile Testaufnahme mit 80 mHz eines

bedeckten Wasserkanals. Skala in Metern

und Nanno-Sekunden

EMR-Messungen zeigen potentiell nützliche Anwendungsmöglichkeiten innerhalb der allgemeinen

Forschung in Hydrogeologie und Schadstofftansport und liefern den Intergrund

für die Planung von zukünftigen Feldstudien in verbindung mit hydrodynamischen Modellierungen.

(E. Meier, K. Kelts, P. Huggenberger)


5. LEHRE UND AUSBILDUNG

5.1 Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich

Sommersemester 1987

Prof. H. A m b ü h 1

- BIOLOGIE V, mit Exkursionen

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, F. Stössel)

- PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND OEKOLOGI-

SCHER BIOLOGIE II

(Mitwirkend: H.R.BÜrgi, H. Bührer,

F. Stössel, E. Szabo)

- LIMNOLOGIE II

- ARBEITSWOCHE IN GEWÄSSERBIOLOGIE

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, P. Bossard,

F. Stössel

Prof. P. Bacci ni

- STOFFHAUSHALT UND ABFALLWIRTSCHAFT

Dr. Joan Davi s/

PDDr. D. Imboden

- MENSCH - TECHNIK - UMWELT

(Gruppenarbeit)

Prof. G. Hamer/Dr. I. Adl er*/

PDDr. A. Ei nsel e*/

Prof. A. Fiechter*

- BIOTECHNOLOGIE A: V BIOVERFAHRENSTECHNIK

Prof. G. Hamer/Prof. J. Hoi gné

- TRINKWASSERHYGIENE UND CHEMIE DER

WASSERVERSORGUNG

PDDr. D. Imboden/

PDDr. R. Schwarzenbach

- MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG VON UMWELT-

PHANOMENEN

Dr. K. K e l t s

- COMPARATIVE LACUSTRINE SEDIMENTOLOGY

(Limnogeologie) ETH + Uni

PD Dr. Laura S i g g/ Prof. W. Stum m

- CHEMIE NATÜRLICHER GEWÄSSER

PD Dr. W. Gujer / Prof. W. Stumm

- GEWÄSSERSCHUTZ UND UMWELTÖKOLOGIE

5-1

Wintersemester 1987/88

Prof. H. A m b ü h 1

- LIMNOLOGIE I

- PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND OEKOLGI-

SCHER BIOLOGIE I

(Mitwirkend: F. Stössel, H.R. Bürgi,

A. Frutiger)

- BIOLOGIE NATÜRLICHER GEWÄSSER (mit

Exkursionen)

- VOLLPRAKTIKUM IN LIMNOLOGIE

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, P. Bossard,

J. Bloesch, A. Frutiger, F. Stössel,

E. Szabo, U. Uehlinger

Dr. M. Bol l er/PDDr. W. Gujer

- GRUNDLAGEN DER WASSERTECHNOLOGIE

Dr. P.H. Brunner

- ABFALLTECHNIK

Dr. H.R. Bürgi / F. Gartman n*

- KRYPTOGAMEN (ohne Pilze)

Dr. R. Gächter/Prof. H. Ambühl

- ANGEWANDTE LIMNOLOGIE

Dr. Joan Davi s/PDDr. D. Imboden

- TECHNIK UND UMWELT

Dr. M. Bol l e r/ P D D r. W. G u j e r /

Prof. G. Hamer/Prof. J. Hoi gné

- EINHEITSVERFAHREN DER WASSERAUFBEREITUNG

UND ABWASSERREINIGUNG

Prof. G. H a m e r

- BIOLOGICAL WASTEWATER TREATMENT

Prof G. Hamer/Prof. J. Hoi gné

- TRINKWASSER UND ABWASSER

mit einem * bezeichnete Dozenten gehören

nicht zur EAWAG


PDDr. D. Imboden/

PDDr. R. Schwarzenbach

- GRUNDLAGEN DER ORGANISCHEN UMWELTCHEMIE

(Mitwirkend: Dr. J. Zeyer)

Prof. E. L a n d o 1 t*/

Dr. F. Leutert*/Prof. W. Stumm

- EINFÜHRUNG IN DIE ÖKOLOGIE

Dr. R. M ü 1 1 e r

- SCHWEIZERISCHE FISCHEREI UND FISCHZUCHT

PD Dr. P.H. Santsch i

- GEOCHEMISCHE OZEANOGRAPHIE

Dipl. Ing. R. Schertenl ei b

- WASSERVERSORGUNG UND ENTSORGUNG IN

ENTWICKLUNGSLANDERN

(Mitw. im Rahmen der Vorlesung

"Planung in ländlichen Räumen" des

Nachdiplomstudiums für Entwicklungsländer,

NADEL)

Dipl. Ing. M. Strauss/

Dipl. Ing. M. W e g e 1 i n/

Lic. phil. B. Heft i*

- WASSERVERSORGUNG UND FÄKALIENENTSORGUNG IN

ENTWICKLUNGSLÄNDERN

im Rahmen des Vertiefungsblocks B7 der

Abt. VIII A, Landwirtschaftlicher

Wasserbau, Wasserwirtschaft u.

Melioration

Prof. J. Hoi gné/Prof. W. Stumm

- UMWELTCHEMIE UND CHEMISCHE ÖKOLOGIE

Nachdiplomstudium Siedlungswasserbau

und Gewässerschutz

7. Kurs, 3. Trimester 1987

Dr. M. Bol l er/PDDr. W. Gujer

- GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER WAS-

SER-AUFBEREITUNG UND ABWASSERREINIGUNG II

Dipl. Ing. H. W a s m e r

- ABFALLWIRTSCHAFT

Dipl. Ing. U. B und i und Gäste

- PLANUNG UND REALISIERUNG DES GEWÄSSER-

SCHUTZES (Ausgewählte Kapitel)

5-2

Dr. R. Gächter/Prof. H.Ambüh1

- ANGEWANDTE LIMNOLOGIE

Prof. G. Hamer / Dr. T. E g l i

Dr. K. M e c h s n e r

- GRUNDLAGEN DER MIKROBIOLOGIE DER

GEWASSERSCHUTZTECHNIK UND DER

WASSERVERSORGUNGSHYGIENE

PD Dr. Laura Si gg/Prof. J. Hoi gné

Prof. W. Stumm

- ALLGEMEINE CHEMIE MIT SPEZIELLER

BERÜCKSICHTIGUNG DER WASSERCHEMIE

B. Kurs, 1. Trimester 1987/88

Ohne Mitwirkung von Dozenten der EAWAG

B. Kurs, 2. Trimester 1987/88

Dr. M. Bol l e r/ D r. W. Gujer

- GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER

WASSERAUFBEREITUNG UND ABWASSERREINIGUNG I

Dipl. Ing. U. B und i

- GRUNDLAGEN DES GEWÄSSERSCHUTZES

Dr. H.R. Bürgi /Dr. P. Perret/

Prof. H. A m b ü h l

- BIOLOGIE UND OEKOLOGIE DER AQUATISCHEN

LEBENSRÄUME

Prof. G. Hamer / Dr. T. E g l i

- GRUNDLAGEN DER MIKROBIOLOGIE DER GEWASSER-

SCHUTZTECHNIK UND DER WASSERVERSORGUNGS-

HYGIENE

P D Dr. D. I m b o d e n/ P D Dr. W. G u j e r

- MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG TECHNISCHER UND

NATURLICHER SYSTEME

Prof. J. Hoi gné/PDDr. LauraSi gg/

Prof. W. Stumm

- ALLGEMEINE CHEMIE MIT SPEZIELLER

BERÜCKSICHTIGUNG DER WASSERCHEMIE


5.2 Lehrveranstaltungen an anderen

Lehrinstituten

5.21 Hochschulen

Prof. P. Baccini Université de Neuchâtel:

- Chimie de l'environnement

- Chimie de 1'anthroposphäre

Dr. Joan Davis Gesamthochschule Kassel:

Vorlesungsreihe:

- Wasser, Gewässer und

Gewässerschutz

Dr. W. Giger Universität Karlsruhe:

- Organische Geochemie

Dr. K. Kelts Inst. Salt Lake Res. Acad.

Sinica, Xining, QingHai

Prov., Volksrep. China:

- Limnogeology Short

Course

Dr. M. Snozzi Universität Zürich:

- Grundausbildung Biologie,

Praktikum in Bioenergetik

- Biochemische und ökologische

Aspekte der Denitrifikation

Prof. W. Stumm Asociasiôn Argentina de

Investigaciôn fisicoquimica,

School of

Science, Buenos Aires:

- Aquatic and Atmospheric

Chemistry

Dr. R. Müller Universität Zürich:

- Okologie der Süsswasserfische

5-3

5.22 Andere Lehranstalten

Schweiz. Tropeninstitut Basel

R. Schertenleib:

Grundlagen der Wasserversorgung

und Entsorgung

in den Tropen

Interkantonales Technikum Rapperswil

Dr. H.R. Bürgi, Oekologie und

Dr. B. Flückiger: Umweltschutz

Technikum Winterthur

Dipl.Ing. M. Wegelin: Krankheiten - Wasser -

Fäkalien: Ihre Vernetzung

und Lösungsmöglichkeiten

in Entwicklungsländern

Ingenieurschule Zürich

Dipl.Ing. V. Krejci: Kanalisation und Abwasserreinigung

Dipl.Ing. B.M. Novak: - Hydraulik

- Wasserversorgung

5.3 Kurse und Fachtagungen

5.31 Kurse und Fachtagungen an der EAWAG

Dübendorf

15.1./ Kurse RZ-EAWAG für wiss. Mitarbei-

22.1. ter EAWAG und Hochschulzugehörige.

H.R. Rhein:

- Einführung in die Programmierung

am RZ-EAWAG

24.-25.3."Deponie von Klärschlamm" COST 681

Referenten der EAWAG:

P.H. Brunner:

- Die Transformation des Klärschlammes

vom Faulbehälter zum Endlager -

Vorstellung eines Konzeptes

Th. Lichtensteiger:

- Von der Theorie zur Praxis: Die

Methodik der Untersuchung der

Klärschlamm-Transformation in

Deponien

2./9.4. Kurse RZ-EAWAG für Lehrlinge.

H.R. Rhein:

- Einführung in das RZ-EAWAG und die

Programmierung


6./7.4 Workshop COST 641 (Kurs)

R. Schwarzenbach / D. Imboden:

- "Modelling Concepts for Organic

Micropollutants in Natural

Waters"

31.8.- Fortbildungskurs für Gymnasial-

2.9. lehrer

H. Ambühl, P. Bachmann, H.R. Bürgi,

B. Flückiger, A. Frutiger,

F. Stössel:

- Erfolge des Gewässerschutzes

- Biologie und Oekologie aquatischer

Standorte

5.32 Veranstaltungen am Seenforschungslaboratorium

Kastanienbaum

Dr. M. Sturm:

"Seabed", Sedimenttaskgroup

Prof. H. Ambühl, Dr. R. Gächter:

NDS-Kurs, Angewandte Limnologie

Dr. P. Stadelmann:

Kant. Amt für Umweltschutz

Luzern;Lebenskundetag der

Gewerbeschule

9.-12.6. Besuch Universität Hannover

13.-17.7. Dr. W. Gujer, Dr. M. Boller:

NDS-Kurs, Wassertechnologie

27.-31.7. Prof. H. Ambühl:

NDS-Kurs

27.8. MLF -Workshop

6.-8.10. Besuch Universität Uppsala

16.-21.10. Besuch Universität Hamburg

26.-30.10. Dr. R. Gächter:

NDS-Kurs

2.-14.11. Einführungskurs für Drogistenlehrlinge

Leiter Herr Kohler, Neuenkirch

2.-13.11. Prof. H. Ambühl, Dr. P. Bossard:

Vollpraktikum, Abt. Limnologie

Es fanden während 29 Tagen Veranstaltungen

für Volks- und Mittelschulen statt. Zudem

wurden 22 Führungen durchgeführt.

5-4

5.33 Kurse und Fachtagungen an der ETH

Zürich

25.3. Jahrestagung der Polymergruppe

der Schweiz

P. Baccini:

Kunststoffflüsse in der

Schweiz und die damit verbundenen

Entsorgungsprobleme

16.9. Die Umweltverträglichkeitsprüfung

von Entsorgungsanlagen "Einführung

in die Methodik der Stoffflussanalyse"

P. Baccini:

Kriterien für die Beurteilung

von Entsorgungsanlagen

P. Brunner:

Die UVP von Verbrennungsanlagen

H. Belevi, G. Henseler:

Die UVP von Deponien

P. Brunner:

Beurteilung mechanischer Sortieranlagen

W. Obrist:

Die Prüfung von Kompostieranlagen

P. Baccini, H.-P. Diener:

Die Stoffflussanalyse von

regionalen Entsorgungssystemen

5.34 Andere Fachtagungen

10.-11.4. Int. Geol. Correlation Program

(IGCP-219), Kehrsiten

K. Kelts (Organisator):

Phanerozoic Record of

Lacustrine Basins

14.-18.4. International Symposium on

cytochrome systems: molecular

biology and bioenergetics, Bari

M. Snozzi:

The ubiquinol-cytochrome C

oxidoreductase of phototrophic

bacteria

15.-17.4. European Union Geosciences

Symposium, Strassburg

Paleoclimatic and environmental

reconstructions from Lacustrine

Basins

K. Kelts, Y.J. Qing, G. Lisler,

F. Niessen:

Postglacial Sediments of

Quinghai Lake China: A Test of

Climatic Change Models

A. Losher:

The Sediments of Swiss Lakes


30.4. Seminar on Appropriate Technology

for Water Supply and Sanitation,

Bern

Mitorganisation: IRCWD

11.-15.5. 3rd International Symposium

Toxicity Testing Using Microbial

Systems, Valencia

T. Egli:

- Isolation, Characterization

and Physiology of a Variety of

Bacteria Able to Degrade

Ni tri1otriacetate (NTA)

- The Physiological Status of

Microbes and Its Relevance in

Biodegradability and Toxicity

Tests

14.-19.6. 4th European Congress on Biotechnology,

Amsterdam

T. Egli:

Biodegradation of Nitrilotriacetic

Acid (NTA): Isolation,

Physiological Properties and

Morphology of a Variety of

NTA-Utilising Bacteria

G. Hamer:

Preview Lecture: Microbial

Physiology

C.A. Mason, G. Hamer:

Survival of Bacteria under

Starvation Stress at Superoptimal

Temperatures

K. Mechsner:

Cocultures of Methanotrophic

and Methylotrophic Bacteria

for Denitrification with

Methane as Sole Carbon Source

M. Snozzi:

Purification of a NTA-Monoxygenase

15.-19.6. Second Project Meeting on Use of

Human Waste in Agriculture and

Aquaculture, Adelboden

R. Schertenleib, M. Strauss:

Review of Guidelines for the

Safe Use of Wastewater and

Excreta

17.6. Health Emergencies in Large

Populations (HELP); IKRK Genf

R. Schertenleib:

Water and Sanitation

22.-24.6. Int. Kurs Unterwassertechniken

zur Erforschung und Sanierung der

Gewässer, Biol. Landeslabor

Leifers-Bozen

M. Sturm:

Morphologie und Ablagerungen

der alpinen Seen

4.-6.7. SNG Klima Workshop, Gletsch

K. Kelts, (Leiter Gruppe 2,

Proxy-Daten)

5-5

6.-10.7.

24.-29.7.

Workshop über Hygiene und Entsorgung

in Entwicklungsländern,

Gersau

R. Schertenleib:

Zusammenhang von Gesundheit/

Wasser/Hygiene

M. Strauss:

Latrinentechnologie

Primer Seminario Latinoamericano

sobre Saneamiento Alternativo,

Medellin, Kolumbien

M. Strauss:

Aspectos Higienicos de la

Disposiciön y Uso de

Excretas y Aguas Negras

12.8. Water Engineering Conference,

Jakarta, Indonesien

24.-28.8.

M. Wegelin:

Gravel and Sand used in Rural

Water Treatment

Int. Symposium on Biology and

Management of Coregonids,

Joensuu, Finnland

H.-J. Meng, R. Müller:

Assessment of the functioning

of a white fish (Coregonus

sp.) and char (Salvelinus

alpinus) spawning ground

modified by gravel extraction

13.-18.9. Soc. Int. Limnol.: Functional and

Structural Properties of Large

Lakes, Konstanz

K. Kelts:

Lacustrine Carbonates as Geochemical

Archives of Biotic/

Abiotic Interactions

A. Losher:

Sulfur Diagenesis in Freshwater

Lake Sediments (Poster)

10.10. Schweiz. Geol. Gesellschaft, an

SNG-Tagung: Paläoklima aus Seesedimenten,

Luzern

K. Kelts, Y.J. Qing, G. Lisler,

F. Niessen:

- Climate History from Lake

Sediments: an Introduction

- Postglacial history of Qing

Hai Lake, China

10.+19.11. VGL-Tagung "Das Umweltschutzgesetz

- Neue Herausforderung für

Gemeinden",

Winterthur und Bern

U. Bundi, Tagungsleitung


5.4 Seminare und Kolloquien

9. 1. M. Tschui: Dynamik der mesophilen

Schlammfaulung

16. 1. Prof. J. Hoigné: Huminstoff- und

Nitrat-sensibilisierte Photolyse

organischer Spurenstoffe in Oberflächenwasser

*Prof. A. Gigon: Ökologische Stabilität,

biologisches Gleichgewicht und

Harmonie

*Prof. F. Zwahlen: Les développements

récents de l'hydrogéologie, en

particulier en zone aride

*Prof. .B. Ulrich: Bodenchemische

Veränderungen als Folge der sauren

Deposition und ihre ökochemische

Bewertung

*Prof. H. Ulrich: Ökologie und Ökonomie

in systemischer Sicht

13. 2. Dr. P. Capel: Diagenesis of Hydrophobic

Organic Contaminants in Lake

Sediments

27. 2. Dr. P. Huggenberger / *Ch. Siegenthaler:Geologisch-/sedimentologische

Prozesse bei der Ablagerung

von Lockergesteinen - Schlüssel zum

Verständnis der aktuellen Fliessvorgänge

in Grundwasserleitern?

13. 3. PD Dr. R. Schwarzenbach: Physikalisch-chemische

Eigenschaften und

Umweltverhalten von Nitrophenolen

3. 4.

10. 4.

*PD Dr. D. Ammann: Intrazelluläre

Mikroelektroden

*Dr. J.R. Ertel: Dissolved Humic

Substandes of the Amazon River

System

*Prof. J.I. Hedges: Organic Material

in the Amazon River

24. 4. PD Dr. D. Imboden: Das Modellzeitalter:

Zwischen Wissen, Glauben und

Aberglauben

8. 5. *Prof. Ch. O'Melia: Particle Deposition

in Porous Media

*Prof. E. Brun: Durch Selbstordnung

ins Chaos: Modelle und Realität

15. 5. *Prof. U. Müller-Herold: Die Folgen

und Grenzen des Wachstums in chemischen

Modellsystemen

22. 5. *Dr. P. Allen: Evolution and Self

-Organization in Ecological Systems

Mit einem * bezeichnete Referenten gehören

nicht zur EAWAG

5-6

5. 6. *Dr. A. Fischlin: Die Modellierung

natürlicher Ressosurcen, Mythos und

Wirklichkeit

12. 6. *Prof. B. Schefold: Energie und Berglandwirtschaft:

Integration ökonomischer

und ökologischer Probleme in

Modellen

*E. Bouwer: Biotransformation of

Groundwater Pollutants

19. 6. *Dr. J. Bruno: Uranium in Natural

Waters

Prof. P. Baccini: "Vorwärts in die

Steinzeit". Steuerungsprobleme bei

Stoffflüssen am Übergang Anthroposphäre

/ Umwelt

26. 6. *Dr. N.L. Wolfe: Transformation Processes

of Pesticides in Natural

Waters and Sediments

29. 6. *Prof. R.G. Zepp: Sunlight -Induced

Organic Oxidations Involving Iron

Complexes and Peroxides

3. 7. *Dr. J. Staehelin: Konzept zur Auswertung

einer lufthygienischen Messkampagne,

die 1987 in der Nordwestschweiz

durchgeführt wird

*Dr. P. Wiederkehr: Luftverschmutzung

in der Schweiz: Stand, Entwicklung,

Zielsetzungen

10. 7. M. Kroedel: Die Bedeutung mathematischer

Modelle in der Siedlungshydrologie

16. 7. *Dr. D.A. Anati: Comparative Study on

Mixing Across Narrow and Wide Sea-

Passages

17. 7. Dr. L. Charlet: Surface Chemistry of

a Tropical Soil and Use of the Triple

Layer Model

30.10. Dr. H. Siegrist: Verhalten der

organischen Komplexbildner NTA and

EDTA in Belebungsanlagen

6.11. *Prof. Th. Koller: Die Verpackung des

Erbmaterials im Zellkern höherer

Organismen und deren Beziehung zur

Funktionsweis der Gene

13.11. Dr. P. Reichert: Mathematische Modellierung

von Fliessgewässern - Grundlagen

und Anwendungsfälle

*Prof. G.A. McFeters: Occurrence,

Detection and Health Significate of

Injured Enteric Bacteria in Water

20.11. *Prof. W. Lowrie: Polaritätsumkehrungen

des Erdmagnetfeldes

27.11. *Prof. K.J. Hsu: On the Scientific

Basis of Darwinism


30.11. *Prof. J.P. Giesy: Photoinduced

Toxicity of Polycyclic Aromatic

Hydrocarbons to Aquatic Organisms

4.12. *Prof. R.K. Thauer: Carbonylierungschemie

in anaeroben Bakterien

10.12. *Susan Trumbore: Measurement of Gas

Exchange in Soils and Ecosystems

Using SF6 and 222 Rn

*Dr. P. Galliker: Präsentation des

Films "So leben die Mikroorganismen"

11.12. *Prof. St. Müller: Die Alpen - eine

Schlüsselstruktur der Europäischen

Geotraverse

18.12. Dr. H. Güttinger: Energie und Umwelt

5.5 Gastwissenschafter

BECKETT Francis, Bundesstipendiat, England

(Oktober 87 - Juli 88)

BRUNO Jorge, Chemiker, Royal Institute of

Technology, Stockholm, Schweden

(Mai-Juli 87)

CAPRI Silvio, Chemie-Ing., Istituto die

Ricerca sulle Acque, Rom, Italien

(Juni 87)

DREVER James, Prof., University of Wyoming,

USA

(September 87 - September 88)

EMERSON Steve, Prof., University of

Washington, Seattle, USA

(Februar-September 87)

GONCALVES Maria de Lurdes, Prof., Centro de

Quimica Estrutural, Inst. Superior

technico, Lisboa, Portugal

(Juli-August 87)

HIRSCHWEHR Herbert, Bundesstipendiat, Oesterreich

(Oktober 87 - Juli 88)

MARCOMINI Antonio, Dr. Chemiker, Dip. di

Scienze Ambientali, Università di

Venezia, Italien (Mai-Juni 87)

McFETERS Gordon, Prof., Mikrobiologe, Montana

State University, Bozeman, USA

(seit September 87)

O'CONNOR John, Prof., University of Missouri,

Columbia, USA

(Juli-August 87)

PAVLOVA Violeta, Chemikerin, Universität

Göteborg, Schweden

(September 86 - September 87)

5-7

POLLINGER Utsal, Biologin, Prof., Israel

Oceanographie and Limnol. Res. Inst.,

Haifa, Israel

(August 87 - Juli 88)

PONTON Dominique, Biologe, Inst. de Limn.,

Thonon, Frankreich

(Februar 87 - Dezember 88)

REBHUN Menahem, Prof., Technion, Haifa,

Israel

(Juli-Dezember 87)

SCHNOOR Jerald, Prof., Unweitchemie,

University of Iowa, USA

(Januar-Februar 87)

SRIDHAR Mynepalli, Prof., Ing., Dept. of Preventive

and Social Medicine, University

of Ibadan, Nigeria

(Oktober 86 - September 87)

STEPHANOU Euripides, Prof., University of

Heraklion, Griechenland

(Juli-August 87)

WANG Ao Sheng, Geologe, Inst. of

Geography, Academia Sinica, Nanjing,

China

(Februar-September 87)

XUE Hanbin, Chemikerin, Academia Sinica,

Beijing, China

(März 86 - März 87)

YU Jun Qing, Geologe, Qing Hai Salt Lake Res.

Inst., Academia Sinica, Xinhing,

China

September 85 - Juni 87)

ZEPP Richard, Prof., University of Miami, USA

(Juni-August 87)


6. PERSONAL

Personalbestand Durchschnitt 1987

(in Personenjahren und Köpfen) Pj K

Kaufmännische

Angestellte

Lehrlinge Erdwissenschafter

Sekretärinnen

Photograph, Zeichnerin

6-1

ETH-Professoren (3) und

Berufskategorien (exkl. Doktoranden,

-Assistenten (4) 5 7

Lehrlinge und Gastwissenschafter)

Etatstellen EAWAG 121 144

Nicht-Etatstellen zulasten Hochschulabsolventen 97

Kredite EAWAG 14 25 HTL-Ingenieure und Techniker 10

Mitarbeiter zulasten

Laboranten und übrige technische

- Nationalfonds 12 15 Angestellte 41

- anderer Fremdkredite 14 18 Kaufm. und Verwaltungs-Angestellte 12*

Handwerker

6

Total Personal 166 209

Doktoranden 32 41

Lehrlinge 10 10

Gastwissenschafter 11 19

Total Mitarbeiter 219 279

Aufgliederung des Personals nach Berufen

*davon 6 Administration

Professoren ETH

Laboranten

Andere Naturwissensch.

Bauingenieure

Kulturingenieure

Ing. Agronomen

Maschineningenieure

Sanitary Engineers

166


7. RECHNUNGSWESEN

7-1

Ausgaben und EinDahmen pro 1987 gemäss Staatsrechnung

Bewilligter Kredit

Ausgaben Kreditrest

AUSGABEN Fr. Fr. Fr.

PersonalbezUge 9'286'800 9'286'839 - 39

Hilfskräfte 169'100 169'132 - 32

Ersatz von Auslagen 141'500 141'442 + 58

HDnorare 10'100 10'022 + 78

Auswärtige Gastwissenschafter 81'300 81'249 + 51

Verwaltungsauslagen 104'400 104'408 - 8

Unterhalt und Reparaturen 134'600 134'641 - 41

Betriebsausgaben 815'000 814'999 + 1

Unterricht und Forschung 931'800 931'804 - 4

Mitgliederbeiträge 3'400 3'365 + 35

Int. Referenz-Zentrum (IRC) 201'600 201'681 - 81

Vertragliche Leistung 45'700 43'130 + 2'570

Ausbildung (Doktoranden-Stipendien) 121'500 121'301 + 199

Maschinen, Apparate 538'100 538'027 + 73

Total 12'584'900 12'582'040 + 2'860

E INNAHMEN (auf 1000 Fr. gerundet) Voranschlag Einnahmen Saldo

Erlös aus Forschungs- und

Dienstleistungsaufträgen 400'000 580'000 + 180'000

Bundesaufträge 1'127'000

Gesamteinnahmen 1'707'000

Ausgaben und Einnahmen in den Jahren 1982-1987 (in 1000 Franken)

AUSGABEN 1982 1983 1984 1985 1986 1987

Personalausgaben 8230 8562 8853 9013 9242 9758

Uebrige Ausgaben 2492 2695 2768 2799 2986 2824

Gesamtausgaben 10722 11257 11621 11812 12228 12582

EINNAHMEN

Verrechnete Untersuchungsgebühren 518 496

Verschiedene Einnahmen 6 6

514 280 512 580

Bezahlte Einnahmen total 524 502 514 280 512 580

Bundesaufträge 984 945 804 694 1196 1127

Gesamteinnahmen 1508 1447 1318 974 1708 1707


14

12

10

8

6

4

2

0 1982 1983 1984 1985 1986 1987

7-2

BEITRAGE AUSSERHALB DES EAWAG-VORANSCHLAGES 1982 1983 1984 1985 1986 1987

Schweiz. Nationalfonds 646 393 471 546 619 590

Andere Bundesmittel 234 220 225 328 361 553

Fonds und Stiftungen 178 260 137 82 68 90

Industrie - - 2 11 24 20

Kantone 169 104 70 171 331 526

Total 1227 977 905 1138 1403 1779

Mio Fr.

16

Gesamtausgaben

Personalbezüge

übrige Ausgaben

Gesamteinnahmen

Bundesaufträge

bez. Einnahmen

Abb. 7.1: Entwicklung der Ausgaben und Einnahmen

(Staatsrechnung)

AUFTRAGSWESEN IM JAHRE 1986/87

1986 1987

AUFTRAGE bearbeitet pendent bearbeitet pendent

31.12.86 31.12.87

von Kantonen,

Gemeinden und 71 48 74 52

Privaten

des Bundes 18 13 14 13

Insgesamt 89 61 88 65


B. ANHANG

8.1 Abgeschlossene Diplomarbeiten, Dissertationen

und Habilitationen (ETHZ

Diplomarbeiten

HEITZER, A.: Auswirkungen von kurzzeitigem

Temperaturstress auf das

Wachstumsverhalten und die

Zellaktivität von Kl. pneu -.

moniae in diskontinuierlichen

Kulturen (ETHZ)

NACHBAR, C.: Wachstumskinetik eines NTAabbauenden

Organismus (ETHZ)

NAUDL, Karin: Einfluss der Grösse und Menge

organischer Partikel auf die

Aufwuchsgesellschaft der Glatt

(ETHZ)

TÄSCH, Marion: Einschichtung der Reuss in den

Urnersee (Uni. Freiburg i.Br.)

WICKI, B. Zeitliche Variabilität der

phytoplanktischen Primärproduktion

anhand von Beziehungen

zwischen Produktivität und

Strahlungsintensität (ETHZ)

Dissertationen

AHEL, M.:

LAZKO, E.:

PETER, A.:

Biogeochemical Behaviour of

Alkylphenol Polyethoxylates in

the Aquatic Environment

(Inst.Rudjer Boskovie,

Zagreb, Jugoslawien)

Abbau von planktischem Detritus

in den Sedimenten voralpiner

Seen - Dynamik der

beteiligten Mikroorganismen

und Kinetik des biokatalysierten

Phosphoraustausches

(ETHZ)

Untersuchungen über die

Populationsdynamik der Bachforelle

(Salmo trutta fario)

im System der Wigger, mit

besonderer Berücksichtigung

der Besatzproblematik (ETHZ)

RIPPMANN, U.: Biologie und Bewirtschaftung

der Seeforelle (Salmo trutta

lacustris) des Vierwaldstättersees,

unter besonderer

Berücksichtigung der urnerischen

Gewässer (ETHZ)

Abb. 8.1

Computer-Darstellung der Struktur von Eis.

Vgl. hiezu die Abb. 8.2 (S. 8-14.

SWOBODA-COLBERG, N.: The Role of Specific

Adsorption in the Nucleation

of Magnesium and Cadmium

Oxalate (ETHZ)

URECH, J.A.: Untersuchungen über den

Langzeiteinfluss von

Schwermetallen auf das

Crustaceen-Plankton (ETHZ)

WEHRLI, B.:

WUEST, A.:

Vanadium in der Hydrosphäre;

Oberflächenkomplexe und

Oxidationskinetik (ETHZ)

Ursprung und Grösse von

Mischungsprozessen im

Hypolimnion natürlicher Seen

(ETHZ)


8.2 Wissenschaftliche Fachpublikationen

a) Wasseraufbereitung

Mechsner, K.: Theory and Practice für the

Testing and Operation of Ultraviolet Systems

for Water Treatment. Aqua No. 2, 73-79 (1987)

Tang, H.X., Stumm, W.: Coagulating Behaviors

of Fe(III) Polymeric Species; Part I. Preformed

Polymers by Base Addition. Part II.

Preformed Polymers in Various Concentrations.

Water Res. 21, 1, 115-128 (1987)

Wegelin, M.: A Pretreatment for Slow Sand

Filters. Develaping World Water, 187-189

(1987)

Wegelin, M.: Préfiltre â flux horizontal, un

manuel de conception, de construction et

d'exploitation. Publication IRCWD No. 07/87,

126 pp.

Wegelan, M., Boller, M., Schertenleib, R.:

Particle Removal by Horizontal -Flow Roughing

Filtration. Aqua No. 2, 80-90 (1987)

Wegelin, M., Schertenleib, R.: Horizontalflow

Roughing Filtration for Turbidity Reduction.

Waterlines No. 4, 24-28 (1987).

b) Gewässerschutz, Wassernutzung,

Wasserqualitätsbeurtei1ung

Ahel, M., Conrad, T., Giger, W.: Persistent

Organic Chemicals in Sewage Effluents. 3.

Determinations of Nonylphenoxy Carboxylic

Acids by High-Resolution Gas Chromatography/-

Mass Spectrometry and High-Performance Liquid

Chromatography. Environ. Sci. Technol. 21,

697-703 (1987)

AmbEihl, H.: Seenrestaurierung in Theorie und

Praxis: Eine Aufgabe des modernen Gewässerschutzes.

Gas-Wasser-Abwasser 67, 433-439

(1987)

Bolier, M.: Nutrient Removal From Wastewater.

7th Eur. Sewage anhd Refuse Symp.

EWPCA-IFAT, Munich, 19-22 May 1987, pp. 253-

278

Boiler, M.: Practical Experience with Phosphorus

Removal and Nitrogen Conversion. Proceedings

of the Int. Congress on Lake Pollution

and Recovery, Rome 1985, published 1987

Bundi, U.: Einführung in den Gewässerschutz:

- Zum Themenbereich Wasser/Abwasser (Kap.3/2)

- Arten und Konsequenzen von Gewässerbelastungen

(Kap.3/3). In: "Abluft! Abfall! Abwasser!

Neue Vorschriften und Lösungen für die betriebliche

Praxis" (Hg.: P. Leumann,

H. Eicher. WEKA-Verlag, Zürich 1987

8-2

Bundi, U., Stegemann, W.: UVP von Hochwasserschutzmassnahmen

an Bächen im Zürcher Weinland.

Gas, Wasser, Abwasser 67, 701-711

(1987)

Czuczwa, J., Leuenberger, C., Tremp, J.,

Giger, W.: Determination of Trace Levels of

Phenol and Cresols in Rain by Continuous

Liquid-Liquid Extraction and High-Performance

Liquid Chromatography. J. Chromatogr. 403,

233-241 (1987)

Frutiger, A.: Zum Nutzen weitergehender

Abwasserreinigung für die Biologie des Vorfluters.

Gas-Wasser-Abwasser 66, 3, 136-140

(1986)

Gächter, R.: Lake Restoration. Why Oxygenation

and Artificial Mixing Cannot Substitute

for a Decrease in the External Phosphorus

Loading. Schweiz. Z.Hydrol. 49/2, 170-185

(1987)

Giger, W., Brunner, P.H., Ahel, M., McEvoy,

J., Marcomini, A., Schaffner, C.: Organische

Waschmittelinhaltsstoffe und deren Abbauprodukte

in Abwasser und Klärschlamm. Gas-Wasser-

Abwasser 67, 111-122 (1987)

Gujer, W., Krejci, V.: Urban Storm Drainage

and Receiving Waters Ecology", Proceedings of

4th Int. Conf. on Urban Storm Drainage 1987,

p. 1-19

Gujer, W., Krejci, V., Editors. "Topics in

Urban Storm Water Quality, Planning and

Management", Proceedings of 4th Int. Conf. on

Urban Storm Drainage, 1987

Hoehn, E., Santschi, P.H.: Interpretation of

Tracer Displacement During Infiltration of

River Water to Groundwater. Water Resources

Res. 23, 4, 633-640 (1987)

Hoehn, E., Santschi, P.H.: Traced River

Water as a Basis for Protection Schemes of

Ground Water Recharged by the River. 19th

Congress Int. Assoc. Hydrologists, Sympos. on

Ground-Water Protection Areas, Karlovy Vary,

CSSR, 8-15 Sept. 1986, Vol. XIX-Part 2,

Novikar Publ. House 1987, pp. 199-206

Imboden, D.M.: Restaurierung von Seen: Eine

multidisziplinäre, ökologische Aufgabe. Gas-

Wasser-Abwasser 67, 427-432 (1987)

International Conference an Lake Restoration

at Zürich, 3-4 November 1986. Schweiz.Z.-

Hydrol. 49/2, 129-274 (1987)

Kummert, R., Stumm, W.: Gewässer als Ökosysteme

- Grundlagen des Gewässerschutzes.

vdf, Verlag der Fachvereine, Zürich 1988,

242.S.


Marcomini, A., Capri, S., Giger, W.: Determination

of Linear Alkylbenzenesulphonates,

Alkylphenol Polyethoxylates and Nonylphenol in

Waste Water by High-Performance Liquid Chroma

on Octadecylsilica.

-tography After Enrichment

J. Chromatogr. 403, 243-252 (1987)

Marcomini, M., Giger, W.: Simultaneous Determination

of Linear Alkylbenzenesûlfonates,

Alkylphenol Polyethoxylates, and Nonylphenol

by High 3 Performance Liquid Chromatography.

Anal. Chem. 59, 1709-1715, 1987

Müller, J., Schneider, J., Sturm, M.: Industrial

Tailings in Lake Traunsee (Salzkammergut,

Austria). Hydrobiologia 143, 401-405

(1986)

Munz, C., Roberts, P.V.: Air-Water Phase

Equilibria of Volatile Organic Solutes. J. Am.

Water Works Assoc., 79, 62-69, 1987

Mutzner, H.: Der Chatzenbach bei Regenwetter.

VSA-Verbandsber. Nr. 326, Einzelmitgl.

Tagung 5.11.86, Dübendorf

Perret, P.: Die Wiederbelebung des Rheins

ist abhängig von komplexen biologischen und

ökologischen Randbedingungen. SANDOZ-Gazette

19, Nr. 246, 25.3.1987, S. 1-2

Siegrist, H., McCarty, P.L.: Column Methodologies

für Determining Sorption and Biotransformation

Potential for Chlorinated Aliphatic

Compounds in Aquifers. J. of Contaminant

Hydrol. 2, 31-50 (1987)

Stössel, F.: Effect of the Coefficients of

Discharge on Ciliate Populations of a Running

Water Contaminated by Municipal Wastewater.

Arch. Hydrobiol. 108, 4, 483-497 (1987)

Stumm, W.: Impact of Resource Use on the

Hydrosphere and Aquatic Ecosystems. In: Resources

and World Development" (eds. D.J.

McLaren & B.J. Skinner), Dahlem Konferenzen

1987. John Wiley & Sons, New York 1987, pp.

377-398

Wang, Z., Stumm, W.: Heavy Metal Complexation

by Surfaces and Humic Acids: A Brief

Discourse on Assessment by Acidimetric Titration.

Netherlands J. Agricult. Sci. 35, 231-

240 (1987)

Zobrist, J.: Methoden zur Bestimmung der

Acidität in Niederschlagsproben. VDI-Ber. Nr.

608, 401-420 (1987)

Zürcher, F.: Ionenchromatographie von hochalpinem

Schnee. In: Labor 2000", Sonderpubl.

zu Zeitschr. Labor Praxis 87/88, Vogel-Verlag,

Würzburg, 1987, S. 54-62

8-3

c) Abwasserreinigung

Bitzi, U.: Abbau organischer Lösungsmittel

mit bakteriellen Misch- und Reinkulturen.

Diss. ETHZ Nr. 8118, Zürich 1986

Boller, M., Lutz, H.: Variantenvergleich zur

Erweiterung einer Abwasserreinigungsanlage mit

Nitrifikation. Gas-Wasser-Abwasser 67, 397-411

(1987)

Bryers, J.D., Mason, C.A.: Biopolymer Particulate

Turnover in Biological Waste Treatment

Systems: A Review. Bioprocess Engng. 2,

95-109 (1987)

Bryers, J.D., Mason, C.A.: Biopolymer

Particulate Turnover in Biological Waste

Treatment Systems: A Review. Bioprocess Engng.

2, 95-109 (1987)

Giger, W., Ahel, M., Koch, M., Laubscher,

H.U., Schaffner, C., Schneider, J.: Behaviour

of Alkylphenol polyethoxylate Surfactants and

of Nitrilotriacetate in Sewage Tretment. Water

Sci. Tech. 19, 449-460 (1987)

Gujer, W.: Die mathematische Simulation von

Belebungsanlagen als Werkzeug für die Verfahrenstechnische

Gestaltung. 11. Wassertechn.

Seminar: "Stickstoffentfernung bei der Abwasserreinigung",

Schrr. WAR 31, TH Darmstadt

1987, S. 89-110

Gujer, W.: Ziele und Möglichkeiten der biologischen

Abwasserreinigung. Kurzfassg. Antrittsvorlesung.

ETH-Bull. Nr. 209, S. 11-14

Okt. 1987

Hamer, G.: Continuous Culture of Bacteria

with Special Reference to Activated Sludge

Wastewater Treatment Processes. In: "Environmental

Biotechnology" (Eds. C.F. Forster &

D.A.J. Wase). Ellis Horwood, Chichester, G.B.

1987, pp, 318-346

Hamer, G., Mason, C.A.: Fundamental Aspects

of Waste Sewage Sludge Treatment: Microbial

Solids Biodegradation in an Aerobic Thermophilic

Semi-Continuous System. Bioprocess

Engng. 2, 69-77 (1987)

Hamer, G., Mason, C.A., Fleischmann, T.:

Aerobe thermophile Vorbehandlung zur Hygienisierung

von Klärschlamm - Der Abbau von mikrobiellen

Feststoffen. Gas-Wasser-Abwasser 67,

3, 148-156 (1987)

Henze, M., Grady, C.P.L., Gujer, W., Marais

G.v.R., Matsuo, T.: "Activated Sludge Modell

No. 1". Scientific and Technical Report No. 1,

IAWPRC 1987

Krejci, V.: Die Wirkung von Regenbecken am

Beispiel von zwei ausgewählten Regenbecken in

Matten und Hilterfingen. VSA-Einzelmitgl.-

Tagung, 5.11.86 in Dübendorf, VSA-Verb.-Ber.

Nr. 323


Krejci, V., Bachmann, H.: Investitionskosten

von kleineren Kläranlagen. Schweizer Ingenieur

und Architekt Nr. 38 (1987)

Krejci, V., Dauber, L., Novak, B.,

Gujer, W.; Contribution of Different Sources

to Pollutant Loads in Combined Sewers. Proceedings

of 4th Int. conference on Urban Storm

Drainage, Lausanne, 31.8.-4.9.1987, p. 34-40

Kuhn, P.E.: Mikrobieller Abbau von Nitrilotriacetat

und von substituierten Benzolen bei

der Fliesswasser/Grundwasser-Infiltration:

Laborstudien. Diss. ETHZ Nr. 8176, Zürich

1986

Mason, C.A.: Grundlagen der Schlammvorbehandlung

mittels aerob-thermophiler Verfahren.

VSA-Verb.Ber. Nr. 334, (165. Mitgl.-Verslg.,

5.12.1986, Lausanne)

Mason, C.A., Hamer, G., Fleischmann, T.,

Lang, C.: Aerobic Thermophilic Biodegradation

of Microbial Cells. Appl. Microbiol. Biotechnol.

25, 568-576 (1987)

Mason, C.A., Hamer, G., Fleischmann, T.,

Lang, C.: Bioparticulate Solubilization and

Biodegradation in Semi-Continuous Aerobic

Thermophilic Digestion. Water, Air, and Soil

Pollution 34, 399-407 (1987)

Schwager, A., Gujer, W.: pH- Berechnung beim

Belebtschlammverfahren und Auswirkungen des

pH-Wertes auf die Nitrifikation, VSA-Verbandsbericht

Nr. 348, 1987

Siegrist, H., Gujer, W.: Demonstration of

Mass Transfer and pH Effects in a Nitrifying

Biofilm. Water Res. 21, 1481-1487 (1987)

Wanner, 0.: Analysis of Biofilm Ecoloev. In:

F. Megusar (Ed.), Fourth ISME Proceedings,

Ljubljana, Yugoslavia, 1986.

d) Chemie, Physik und Biologie natürlicher

Gewässer

Anderson, R.F., Santschi, P.H., Nyffeler,

U.P., Schiff, S.L.: Validating the use of

radiotracers as analogues of stable metal

behavior in enclosed aquatic ecosystem experiments.

Can. J. Fish. Aquat. Sci., 44 (Suppl.

1), 251-259 (1987)

Behbehani, A-R., Müller, J., Schmidt, R.,

Schneider, J., Schröder, H.-G., Strackenbrock,

Ines, Sturm, M.: Sediments and Sedimentary

History of Lake Attersee (Salzkammergut,

Austria). Hydrobiologia 143, 233-246 (1986)

Berelson, W.M., Buchholtz, M.R., Hammond,

D.E., Santschi, P.H.: Radon Fluxes Measured

With the MANOP Bottom Lander. Deep -Sea Res.

34, 1209-1228 (1987)

8-4

Boudreou, B.P., Imboden, D.: Mathematics of

tracer mixing in sediments: III. The theory of

nonlocal mixing within sediments. Am. J. Sci.

287, 693-719 (1987)

Braun, A.M., Frimmel, F.H., Hoigné, J.:

Singlet Oxygen Analysis in Irradiated Surface

Water. Int. J. Environ. Anal. Chem. 27, 137-

149 (1986) T

Buchholtz, M.R., Santschi, P.W., Broecker,

W.S.: Comparison of Raditracer K D Values

from Batch Equilibration Experiments With

In -Situ Determinations in the Deep -Sea Using

the Manop Lander: The Importance of Geochemical

Mechanisms in Controlling Ion Uptake and

Migration. In: T.H. Sibley, C. Myttenaire

(Eds.), "Application of Distribution Coefficients

to Radiological Assessment Models",

Elsevier Applied Science Publ., New York 1986,

pp. 192-205

Bûhlmann, B., Bossard, P., Uehlinger, U.:

The Influence of Longwave Ultraviolet

Radiation (u.v.-A) on the Photosynthetic

Activity ( 14 C-Assimilation) of Phytoplankton.

J. of Plankton. Res. 9, 5, 935-943 (1987)

Davis, Joan S.: Jahreszeitlich bedingte

Anderungen in der chemischen Zusammensetzung

des Rheins. Bericht Arbeitstagung 1987 der

Int. Arbeitsgemeinsch. Wasserwerke Rheineinzugsgebiet

(IAWR), Amsterdam 1987, S. 157-172

Davis, Joan S.: Improving information utilization

of data from rivers and streams. The

role of seasonal factors and annual periodicity

in the variance of biogeochemical Parameters.

Trends in Analytical Chemistry, S.

247-251 (1986)

Faust, B.C., Hoigné, J.: Sensitized

Photooxidation of Phenols by Fulvic Acid and

in Natural Waters. Environ. Sci. & Technol.

21, 957-963 (1987)

Frutiger, A.: Investigations on the Life-

History of the Stonefly Dinocras cephalotes

Curt. (Plecoptera: Perlidae). Aquatic Insects

9, 1, 51-63 (1987)

Giger, W.: Behaviour of Organic Micropollutants

During Infiltration of River Water

into Ground Water: Field Studies. Water

Pollution Research Reports, 3, 33-36 (1987)

Giger, W., Leuenberger, C., Czuczwa, J.,

Tremp, J.: Impuretés organiques en traces dans

l'atmosphère: analyse, origine et comportement

dans la pluie et le brouillard. Nouvelles de

l'EAWAG, 23, 10-12 (1987)

Giger, W., Leuenberger, C., Czuczwa, J.,

Tremp, J.: Organic Micropollutants in the

Atmosphere: Determination, Origins and Behavior

in Rain, Snow and Fog. EAWAG News

22/23, 13-15 (1987)


Gonçalves, Maria de L.S., Sigg, Laura,

Reutlinger, M., Stumm, W.: Metal Ion Binding

by Biological Surfaces: Voltammetric Assessment

in the Presence of Bacteria. The Sci. of

the Total Environment 60, 105-119 (1987)

Harder, W., Trotsenko, Y.A., Bystrykh, L.V.,

Egli, T.: Metabolic Regulation in Methylotrophic

Yeasts. In: "Microbial Growth on C,-

Compounds", ed. by H.W. Van Versefeld and 3.A.

Duine. Proc. of the 5th Int. Sympos., Martinus

Nijhoff Publ., Dordrecht 1987, 11 pp.

Johnson, Carola A., Sigg, Laura, Zobrist,

J.: Case Studies on the Chemical Composition

of Fogwater: The Influence of Local Gaseous

Emissions. Atmospheric Environ. 21, 2365-2374

(1987)

Karl, D.M., Jones, D.R., Novitsky, J.A.,

Winn, C.D., Bossard, P.: Specific Growth Rates

of Natural Microbial Communities Measured by

Adenine Nucleotide Pool Turnover. J. Microbiol.

Methods 6, 221-235 (1987)

Kuhn, E., van Loosdrecht, M., Giger, W.,

Schwarzenbach, R.P.: Microbial Degradation of

Nitrilotriacetate (NTA) During River Water/

Groundwater Infiltration: Laboratory Column

Studies. Water Res. 21, 1237-1248 (1987)

Lemmin, U., Imboden, D.M.: Dynamics of

Bottom Currents in a Small Lake. Limnol.

Oceanogr. 32, (1), 62-75 (1987)

Mason, C.A., Hamer, G.: Cryptic Growth in

Klebsiella pneumoniae. Appl. Microbiol. Biotechnol.

25, 577-584 (1987)

Mason, C.A., Hamer, G.: Survival Activity of

Klebsielle Pneumoniae at Superoptimal Temperatures.

Bioprocess Engng. 2, 121-127 (1987)

Matschullat, J., Heinrichs, H., Schneider,

J., Sturm, M.: Heavy Metal Contents in

Lake Sediments of the Western Harz Mountains

(FRG). Chem. Erde 47, 181-194 (1987)

Neftel, A., Sigg, A., Zürcher, F.: Acid

Deposition in a Snow Field at 2500 ma.s.l. in

Switzerland. In: Proc. 4th Europ. Sympos. on

Physico-chemical Behaviour of Atmospheric

Pollutants" (Eds. G. Angeletti, G. Restelli).

D. Reidel Publ. Co., Dordrecht 1987, pp. 500-

510

Niessen, F., Sturm, M.: Die Sedimente des

Baldeggersees (Schweiz) - Ablagerungsraum und

Eutrophierungsentwicklung während der letzten

100 Jahre. Arch. Hydrobiol. 108, 3, 365-383

(1987)

Reichert, P., Wanner, 0.: Simulation of a

Severe Case of Pollution of the Rhine River.

Proceedings of the XXII IAHR-Congress,

Lausanne, Switzerland, 31.8.-4.9.1987, pp.

239-244

8-5

Santschl, P.H., Amdurer, M., Adler, D.,

O'Hara, P., Li, Y.-H., Doering, P.: Relative

Mobility of Radioactive Trace Elements across

the Sediment-Water Interface in the MERL -Model

Ecosystems of Narragansett Bay. J. Marine Res.

45, 1007-1048 (1987)

Santschl, P.H., Bajo, C., Mantovani, M.,

Orcinolo, D., Cranston, R. and Bruno, J.:

Uranium in Pore Waters from North Atlantic

(GME and Southern Nares Abyssal Plain) Sediments.

Nature, 331, 155-157 (1987)

Santschi, P.W., Höhn, E., Lück, A., Farrenkothen,

K.: Tritium as a Tracer for the Movement

of Surface Water and Groundwater in the

Glatt Valley, Switzerland. Environ. Sci. &

Technol. 21, 909-916 (1987)

Schaffner, C., Ahel, M., Giger, W.: Field

Studies on the Behaviour of Organic Micro

River Water

-pollutants During Infiltration of

to Ground Water. Water Sci. Technol. 19, 1195-

1196 (1987)

Schindler, P.W., Stumm, W.: The Surface

Chemistry of Oxides, Hydroxides, and Oxide

Minerals. In: "Aquatic Surface Chemistry", (W.

Stumm, Ed.), J. Wiley & Sons Inc., New York

1987, pp. 83-110

Schneider, J., Müller, J., Sturm, M.: Geology

and Sedimentary History of Lake Traunsee

(Salzkammergut, Austria). Hyderobiologia 143,

227-232 (1986)

Schneider, J., Müller, J., Sturm, M.: Die

sedimentologische Entwicklung des Attersees

und des Traunsees im Spät- und Postglazial.

Mitt. Kommission für Quartärforschg., Oesterr.

Akad. Wiss. 7, 51-78 (1987)

Scully Jr., F.E., Hoigné, J.: Rate Constants

for Reactions of Singlet Oxygen with Phenols

and Other Compounds in Water. Chemosphere 16,

4, 681-694 (1987)

Schotterer, U., Siegenthaler, U., Oeschger,

H., Riesen, T., Müller, I., and Kelts, K.:

Isotopic Geochemistry of the Engadine mineral

springs of Scuol-Tarasp, Switzerland. Use of

Isotope Techniques in Water Resources Development.

IAEA SM-299, Vienna (1987)

Siegenthaler, Ch., Finger, W., Kelts, K.,

and Wang, S.: Earthquake and seiche deposits

in Lake Lucerne, Switzerland. Eclogae geol.

Helv. 80/1, 241-260 (1987)

Sigg, A., Neftel, A., Zürcher, F.: Chemical

Transformations in a Snow Cover at Weissfluhjoch,

Switzerland. In: "Seasonal Snowcovers:

Physics, Chemistry, Hydrology", H.G.

Jones & W.J. Orville-Thomas (eds.). D. Reidel

Publ. Co., Dordrecht NL, 1987, pp. 269-279


Sigg, Laura, Stumm, W., Zobrist, J.,

Zürcher, F.: The Chemistry of Fog: Factors

Regulating its Composition. Chimia 41, 5,

159-165 (1987)

Sigg, Laura: Surface Chemical Aspects of the

Distribution of Metal Ions in Lakes. In:

"Aquatic Surface Chemistry", (W. Stumm, Ed.),

J. Wiley & Sons Inc., New York 1987, pp. 319-

349

Stumm, W., Furrer, G.: The Dissolution of

Oxides and Aluminum Silicates; Examples of

Surface -Coordination -Controlled Chemistry. In:

"Aquatic Surface Chemistry", (W. Stumm, Ed.),

J. Wiley & Sons, New York 1987, pp. 197-219

Stumm, W. (Ed.): Aquatic Surface Chemistry.

Chemical Processes at the Particle-Water

Interface. Wiley-Interscience, New York 1987,

520 pp.

Stumm, W., Morgan, J.J.: Aquatic Chemistry.

An Introduction Emphasizing Chemical Equilibria

in Natural Waters, 2nd Ed. (Chinese

Translation), Publication Factory of Academia

Sinica, Beijing 1987, 554 pp.

Stumm, W., Sigg, Laura, Schnoor, J.L.:

Aquatic Chemistry of Acid Deposition..

Environ. Sci. & Technol. 21, 1, 8- 13 (1987)

Stumm, W., Wehrli, B., Wieland, E.: Surface

Complexation and Its Impact on Geochemical

Kinetics. Croatica Chim. Acta 60, 429-456

(1987)

Swoboda-Colberg, N.: The Role of Specific

Adsorption in the Nucleation of Magnesium and

Cadmium Oxalate. Diss. ETHZ No. 8216, Zürich

1987

Uehlinger, U., Bloesch, J.: Variation in the

C:P Ratio of Suspended and Settling Seston and

its Significance for P Uptake Calculations.

Freshwater Biology 11, 99-108 (1987)

Uehlinger, U., Bloesch, J.: The Influence of

Crustacean Zooplankton on the Size Structure

of Algal Biomass and Suspended and Settling

Seston (Biomanipulation in Limnocorrals II).

Int. Revue ges. Hydrobiol. 72, 4, 473-486

(1987)

Urech, J.A.: Untersuchungen über den Langzeiteinfluss

von Schwermetallen auf das

Crustaceen-Plankton. Diss. ETH-Zürich Nr.

8337, 1987

von Gunten, H.R., Sturm, M., Erten, H.N.,

Rössler, E., Wegmüller, F.: Sedimentation

Rates in the Central Lake Constance determined

with Z1 °Pb and 13 'Cs. Schweiz. Z. Hydrol.

49/3, 275-283 (1987)

Wakeham, S.G., Howes, B.L., Dacey, H.W.H.,

Schwarzenbach, R.P. and Zeyer, J.: Biogeochemistry

of dimethylsulfide in a seasonally

stratified coastal salt pond. Geochim. Cosmochim.

Acta 51, 1675-1684 (1987)

8-6

Wan, G.J., Santschi, P.H., Sturm, M.,

Farrenkothen, K., Lück, A., Werth, W.,

Schuler, C.: A Comparative Study on Recent

Sedimentation Rates of Lake Greifen, Switzerland,

Using Varve Counting and Radionucleide

Dating. (Orig.: Chines.). Geochimica 9, 259-

270 (1986)

Wan, G.J., Santschi,'P.H., Sturm, M.,

Farrenkothen, K., Lück, A., Werth, E.,

Schuler, C.: Natural ( 21u Pb, 'Be) and Fallout

("'Cs, 239,249u, 9°Sr) Radionuclides as

Geochemical Tracers of Sedimentation in Greifensee,

Switzerland. Chem. Geol. 63, 181-196

(1987)

Wang, Z.-j., Stumm, W.: Heavy metal complexation

by surfaces and humic acids: a brief

discourse on assessment by acidimetric titration.

Netherlands J. of Agricult. Sci. 35,

231-240 (1987)

Wanner, O., Bundi, U., Imboden, D., Kelts,

K., Krejci, V., Reichert, P.: Hydraulic Research

at EAWAG. Wasser, Energie, Luft 79,

7/8, 134-139 (1987)

Webb, B.W., Davis, J.S., Keller, H.M.:

Hysteresis in Stream Solute Behaviour. In:

International Geomorphology 1986 Part I (V.

Gardiner, ed.), J. Wiley & Sons Ltd., 1987

Wehrli, B.: Vanadium in der Hydrosphäre;

Oberflächenkomplexe und Oxidationskinetik.

Diss. ETHZ Nr. 8232, Zürich 1987

West, A.: Ursprung und Grösse von

Mischungsprozessen im Hypolimnion natürlicher

Seen. Diss. ETHZ Nr. 8350, Zürich 1987

Zepp, R.G., Braun, A.M., Hoigné, J., Leenheer,

J.A.: Photoproduction of Hydrated Electrons

from Natural Organic Solutes in Aquatic

Environments. Environ. Sci. & Technol. 21, 5,

485-490 (1987)

Zepp, R.G., Hoigné, J., Bader, H.: Nitrate-

Induced Photooxidation of Trace Organic

Chemicals in Water. Environ. Sci. & Technol.

21, 5, 443-450 (1987)

Zeyer, J., Eicher, Petra, Wakeham, S.G.,

Schwarzenbach, R.P.: Oxidation of Dimethyl

Sulfide to Dimethyl Sulfoxide by Phototrophic

Purple Bacteria. Appl. & Environ. Microbiol.

53, 2026-2032 (1987)

Zürcher, F., Gisler, B.: Contribution of

Ammonia to the Wet Deposition of Sulfur Compounds.

Proc. 4th Europ. Sympos. on Physico-

Chemical Behaviour of Atmospheric Pollutants

(Eds. G. Angeletti, G. Restelli), D. Reidel

Publ. Co., Dordrecht 1987, pp. 480-488


e) Abfallwirtschaft

Baccini, P.: Die Schweiz ist gut versorgt -

wie wird sie entsorgt? Chimia 41, 229-231

(1987)

Baccini, P., Henseler, G., Figi, R., Belevi,

H.: Water and Element Balances of Municipal

Solid Waste Landfills. Waste Managem. & Res.

5, 483-499 (1987)

Baccini, P., Brunner, P.H.: Long -term

Implications of the Land Disposal of Residuals

from the Management of Municipal and Industrial

Solid Wastes, Proc. 10th Annual Madison

Waste Conference, Univ. of Madison, Wisconsin

(1987)

Belevi, H., Baccini, P.: Water and Element

Fluxes from Sanitary Landfills, ISWA International

Sanitary Landfill Symposium,

Cagliari, Italy (1987)

Brunner, P.H., Baccini, P.: Stofffluss einer

Region. In: Die Umweltverträglichkeitsprüfung,

Verlag Paul Haupt, Bern (1987)

Brunner, P.H., Baccini, P.: Ziele einer

umweltverträglichen Kehrichtverbrennung. In:

Die Umweltverträglichkeitsprüfung, Verlag Paul

Haupt, Bern (1987)

Brunner, P.H., Baccini, P.: The Generation

of Hazardous Waste by MSW-Incineration Calls

for New Concepts in Thermal Waste Treatment.

Proc. 2nd Intern. Conf. on New Frontiers for

Hazardous Waste Management 1987

f) Andere Themen

Brechbùhler, B., Giger, W.: Kurt Grob und

die hochauflösende Gaschromatographie. Chimia

41, 219-223 (1987)

Cross, P., Strauss, M.: Health Aspects of

Nightsoil and Sludge Use in Agriculture and

Aquaculture. Part I: Existing Practices and

Beliefs in the Utilization of Human Excreta.

Part II: Pathogen Survival. IRCWD-Report No.

04/85 (1987)

Davis, Joan, S.: Für das Jagen von Phantomen

gibt es keinen Nobelpreis. Leader Sept. 1987,

S. 13-18

8-7

Brunner, P.H., Müller, M.D., McDow, St.R.,

Mönch, H.: Total Organic Carbon Emissions From

Municipal Incinerators. Waste Managem. & Res.

5, 355-365 (1987)

Davis, Joan S.: Möglichkeiten und Grenzen

der Verwertung von gewerblichen Abfällen.

In:"Müll- und Abfallbeseitigung" (Hg. G. Hösel

& W. Schenkel). E. Schmidt Verlag, Berlin,

Lfg. 7/87, Ziff. 8040, 1987, 175

Huber, J., Sigel, 0., Brunner, P.H.: Survey

of Sewage Sludge Disinfection Processes. Con

and

-certed Action, Treatment of Organic Sludge

Liquid Agricultural Wastes, Cost Project 681.

Commission of the European Coummunities, 1987,

0 .0.

Kistler, R.C., Widmer, F., Brunner, P.H.:

Behavior of Chromium, Nickel, Zinc, Cadmium,

Mercury, and Lead During the Pyrolysis of

Sewage Sludge. Environ. Sci. & Technol. 21,

704-708 (1987)

Obrist, W., Baccini, P.: Auswahlkriterien

für kompostierbare Abfälle. Wasser, Energie,

Luft 78, 11/12, 290-294 (1986)

Stammbach, M.R.: Untersuchungen zur Pyrolyse

von Klärschlamm in der Wirbelschicht. Diss.

ETHZ Nr. 8441, Zürich 1987

Eichenberger, E.: Karl Wuhrmann 1912-1985.

Arch. Hydrobiol. 108, 4, 571-582 (1987)

Hamer, G.: Poster Review Lecture: Microbial

Physiology. Proc. 4th Eur. Congr. Biotechnol.

(Eds. O.M. Neijssel et al.). Elsevier Science

Publ. B.V., Amsterdam 1987, Vol. 4, pp. 235-

247

Hamer, G.: Methane: Commercial Substrate or

Commercial Product? Enzyme Microb. Technol. 9,

503-505 (1987)


8.3 Kommissionstätigkeit

Ambühl, H.:

- Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee,

Experte, Mitarbeit in den Arbeitsgruppen

Zuflussuntersuchungen (Vorsitz), Freiwasser-Untersuchungen

- Internationale Arbeitsgemeinschaft Donauforschung

der Societas Internationalis Limnologiae

(Vertreter der Schweiz)

Baccini, P.:

- Eidg. Kommission für Abfallwirtschaft, Mitglied

- Aufsichtskommission für die Sondermülldeponie

Kölliken (Mitglied)

- Beratende Kommission für die Abfallwirtschaft

des Kantons Zürich (Experte)

- Beratende Kommission für die Abfallwirtschaft

des Kantons Thurgau (Experte)

- Arbeitsgruppe "NDS Umweltwissenschaften" der

ETH Zürich (Vorsitz)

Boller, M.:

- Baukommission für den Ausbau der ARA

Werdhölzli (Technischer Ausschuss)

- DVGW-Arbeitskreis "Flockung"

Bossard, P.:

- Eidg. Kommission für Tierversuche, Mitglied

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft SNG

Brunner, P.H.:

- Europ.Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

COST 681, Klärschlammbehandlung,

Delegierter

- Arbeitsgruppe Sondermüllverbrennung, Kanton

Zürich

- WHO-Expertengruppe über Health Hazards of

Heavy Metals and PAH Compounds from MSW-

Incineration

Barer, H.:

- Arbeitsgruppen Freiwasser-Untersuchungen,

Zuflussuntersuchungen und Aufstau des Rheins

der Int. Gewässerschutzkommission für den

Bodensee (Sachverständiger)

- Hydrobiologische Kommission der SNG

Bundi, U.:

- Groupe interdépartemental de coordination

pour les questions d'environnement en relation

avec les organisations internationales

- Geschäftsleitender Ausschuss der Schweiz.

Vereinigung für Gewässerschutz und Lufthygiene

VGL, Mitglied

Bürgi, H.R.:

- Arbeitsgruppe Freiwasser-Untersuchungen der

Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee

(Sachverständiger)

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft SNG (Quästor)

- Kryptogamen-Kommission der SNG

Davis, Joan:

- Arbeitsgruppe für operationelle Hydrologie

(administrative Leistung: Landeshydrologie)

8 - 8

- Arbeitsgruppe "Information Managers of European

Water Research Centers"

- Arbeitsgruppe "Forschungspolitische Früherkennung'

des Schweiz. Wissenschaftsrates

Eichenberger, E.:

- Arbeitsgruppe "Untersuchung von Oberflächengewässern"

des BUS

- Gewässerschutz- und Abfallkommission des

Kantons Zürich

Gächter, R.:

- Hydrobiologische Kommission der SNG

Giger, W.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiete der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

EUROP-COST, Aktion 641, "Organische

Mikroverunreinigungen in der aquatischen

Umwelt", Delegierter

- Arbeitsgruppe "Oelverschmutzung und Schadstoffbelastung"

der Int. Gewässerschutzkommission

für den Bodensee

Gujer, W.:

- Vorstand des Verbandes Schweiz. Abwasserfachleute

VSA, Mitglied

- IAWPRC Task Group an Mathematical Modelling

for Design and Operation of Biological

Wastewater Treatment

- IAWPRC Taks Group for Modelling for Biofilm

Systems

- Techn. Kommission für die weitergehende

Schlammbehandlung Werdhölzli, Zürich

- Projektkommission Erweiterung Kläranlage

Dübendorf

- Kommission Endausbau ARA Schönau, Region

Zugersee

- Fachausschuss 2.6 der ATV "Aerobe biologische

Abwasserreinigungsverfahren"

Hamer, G.:

- Int. Committee on Economic and Applied

Microbiology of the Int. Association of

Microbiological Societies

- Arbeitsgruppe Microbial Physiology, European

Federation for Biotechnology

- Arbeitsgruppe Environmental Toxicology,

European Science Foundation

- Kommission Angewandte Mikrobiologie der

Schweiz. Gesellschaft für Mikrobiologie

- ICRO/UNEP/UNESCO Panel on Applied Microbiology

and Biotechnology

Henseler, G.:

- Klärschlammkommission KEZO Hinwil (Mitglied)

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.:

- Hydrobiologische Kommission der SND

- Kommission für Ozeanographie und Limnologie

der SNG, Präsident


Kelts, K.:

- SNG CH-Kommittee, Int. Geosphere Biosphere

Program und SNG PROCLIM

- Hydrologische Kommission der SNG

- European Union Geoscience, Secretary

- International Geological Correlation Program,

Project 219 "Comparative Lacustrine

Sedimentology in Time and Space", Projektleiter

+ (SNG Komm. CH-IGCP)

Krejci, V.:

- VSA-Kommission für Ueberarbeitung der Richtlinien

für die Bearbeitung und Honorierung

des Generellen Kanalisationsprojektes

Mechsner, K.:

- 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

Müller, R.:

- Arbeitsgruppe "Kormoran und Fischerei" des

BUS

- Hydrobiologische Kommission der SNG

- European Inland Fisheries Advisory Commission

of FAO/EIFAC

Novak, B.:

- Arbeitsgruppe "Feststofftransport durch

Grundwasserströmung" der Kommission "Wasserwirtschaft

- Wassertechnik" des Schweiz.

Ingenieur- u. Architekten-Vereins SIA

Obrist, W.:

- Bundesinterne Arbeitsgruppe "Kompostierung"

- Redaktionskommission Zeitschrift 'Vaste

Management and Research"

Perret, P.:

- Hydrobiologische Kommission der SNG, Präsident

Santschi, P.H.:

- Eidg. Kommission zur Ueberwachung der Radioaktivität,

KUER, Experte

- Int. Kommission zum Schutze des Rheins gegen

Verunreinigung, Beratender Sachverständiger,

Mitarbeit in der Arbeitsgruppe "Radioaktivität"

- Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee,

Mitarbeit in der Arbeitsgruppe "Radioaktivität"

Schertenleib, R.:

- Steering committee on "Low Cost Sanitation"

SIDA /UNDP, Sweden

- "Aguasan": Schweiz. Koordinationsgruppe im

Bereich "Wasserversorgung und Entsorgung in

Entwicklungsländern"

Schwarzenbach, R.P.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

EUROP-COST, Aktion 641"Organische

Mikroverunreinigungen in der Aquatischen

Umwelt", Experçte

- Schweiz. Landeskommittee des Scientific

Committee on Problems of the Environment

SCOPE

8-9

- Fachkommission für Umwelttoxikologie des

Bundes

Sigg, Laura:

- Int. Kommission zum Schutze des Rheins gegen

Verunreinigungen. Ständige Arbeitsgruppe und

Untergruppe "Physikalisch-chemische Methoden"

- Nationales Programm für die Analytische

Daueruntersuchung von Fliessgewässern,

NADUF, Arbeitsgruppe

Strauss, M.:

- "Aguasan": Schweiz. Koordinationsgruppe im

Bereich "Wasserversorgung und Entsorgung in

Entwicklungsländern"

- WHO Scientific Group on Health Aspects of

Use of Treated Wastewater for Agriculture

and Aquaculture

Stumm, W.:

- Eidg. Gewässerschutzkommission, Mitglied

- Eidg. Kommission zur Ueberwachung der Radioaktivität,

KUER, Mitglied

- Kommission für Energie- und Umweltfragen des

schweiz. Schulrates

Sturm, M.:

- Arbeitsgruppe des Bundes für die nukleare

Entsorgung

- OECD/NEA Int. Seabed Working Group Executive

Committee Member)

Wanner, O.:

- IAWPRC Task Group on Modelling of Biolfilm

Systems

Wasmer, H.:

- Eidg. Expertenkommission zur Ausarbeitung

einer Verordnung über vorsorgliche Massnahmen

im Bereich des Umweltschutzes (Störfall-Verordnung)

Wegelin, M.:

- "Aguasan": Schweiz. Koordinationsgruppe im

Bereich "Wasserversorgung und Entsorgung in

Entwicklungsländern"

Zeyer, J.:

- Kommission "Angewandte Mikrobiologie" der

Schweiz. Gesellschaft für Mikrobiologie

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

EUROP-COST, Aktion 641 "Organische

Mikroverunreinigungen in der aquatischen

Umwelt", Experte

- Arbeitsgruppe "Stoffliste der Störfallverordnung"

BUS

Zobrist, J.:

- Subkommission 8 Lebensmittelbuch des Bundesamtes

für Gesundheitswesen

- Gruppe Nr. 107 "Wasserbeschaffenheit" der

Schweiz. Normenvereinigung

- Verband Schweiz. Abwasserfachleute, Chemiker-Kommission

Zürcher, F.:

- Subkommission 8 Lebensmittelbuch des Bundesamtes

für Gesundheitswesen, Experte


8.4 Pressekonferenzen und Vorträge

Pressekonferenzen

6. 1. Liestal, Bau- und Landwirtschaftsdirektion

des Kantons Basel-Landschaft

Erster Zwischenbericht der EAWAG

über ökologische Auswirkungen der

Brandkatastrophe in Schweizerhalle

auf den Rhein

Werner Stumm, Walter Giger, Peter

Perret, Hans Wasmer

Wichtigere Vorträge

Al-Awadhi, N.:

- Physiology of Bacillus Sp. NCIB 12522 in

Batch Culture; Microbiol. Dept. Univ.

Sheffield, GB

Al-Awadhi, N., Egli, Th., Hamer, G.,

Wehrli, E.:

- Thermophilic and Thermotolerant Aerobic

Methylotrophs; EFB, London

Alder, A.:

- Behaviour of NTA and EDTA in wastewater

treatment; Arbeitstagung COST 641, Kopenhagen

Baccini, P.:

- Die Belastung der Böden durch anthropogene

Stoffflüsse; Vorlesungsreihe "Nutzung des

Bodens", Uni/ETH Zürich

- Long-terra Implications of the Land Disposai

of Residuals; 10th Annual Madison Waste

Conf., Univ. Madison, USA

- Die Entsorgung s in der schweizerischen Volkswirtschaft;

Nationale Entsorgungskonzepte

Univ. Graz

- Das Endlagerkonzept und seine Konsequenzen

für die Entwicklung regionaler Entsorgungskonzepte;

Schweiz. Städteverband FES, Rigi

- Der Stoffwechsel der Schweiz; Chem. Gesellschaft

Fribourg

Belevi, H.:

- Water and Element Fluxes from Sanitary Landfills;

ISWA-Int. Sanitary Landfill Symposium,

Cagliari, Italien

Beutler, R., Frutiger, A.:

- On the ecology of Aphelocheirus aestivalis

Fabr. (Heteroptera: Aphelocheiridae) in a

Lake outlet streat; XXIII SIL Congress,

Hamilton, New Zealand

Bloesch, J.:

- Can results from limno- corral experiments be

transferred to in situ conditions? XXIII SIL

Congress, Hamilton, New Zealand

8-10

25. 9. Liestal, Bau- und Landwirtschaftsdirektion

des Kantons Basel-Landschaft

Zweiter Zwischenbericht der EAWAG

über ökologische Auswirkungen der

Brandkatastrophe in Schweizerhalle

auf den Rhein

Hans Wasmer, Paul Capel, Rudolf

Muller, Peter Perret, Fred Stössel

Bolier, M.:

- Nitrifikation in nachgeschalteten Tropfkörpern;

Weiterbildungs-Seminar Universität

Braunschweig

- 1. Stahltankfilter der ARA Hochdorf

2. Gravitationsfilter der ARA Bern; FSG-

Fachtagung, Zürich

- Nutrient Removal from Wastewater; 7th EWPCA

Symposium, München

- Filtration of Wastewater; Norske Sivilingeniörens

Forening, Lillehammer, Norwegen

- 1. Nutrient Removal

2. Filtration of Wastewater; University of

Trondheim, Norwegen

- Verfahrensalternativen zur Flockenabtrennung;

Karlsruher Flockungstage, Deiderheim,

BRD

- Abwasserentsorgung und Kläranlagen in der

heutigen Umwelt; Gemeinde Fehraltdorf

- Biologische Phosphorelimination im Belebtschlammverfahren;

VSA-Einzelmitglieder-

Tagung, Zürich

Bossard, P.:

- The effect of herbivorous zooplankton and

phosphate addition on epilimnetic carbon and

phosphorus fluxes; Int. Symposium IVL:

Functional and Structural Properties of

Large Lakes, Konstanz

Brunner, P.H:

- The Generation of Hazardous Waste by MSW-

Incineration calls for new Concepts in

Thermal Waste Treatment

-Total Organic Carbon Emissions from Municipal

Incinerators; ISWA/WHO Emission of Trace

Organics from MSW-Incinerators, Copenhagen

- Review of practice and Legislation of sludge

landfilling in Europe; COST 681 Processing

Requirement for Sludge Landfilling, Nancy

- Modelling of Regional Anthropogenic Material

Fluxes; Univerity of N.C. in Chapel Hill,

School of Publ. Health, Chapel Hill, USA

- A Conceptual Approach to Hazardous Waste

Disposai; Civil and Environmental Engineering,

Duke University, Raleigh/Durham, USA


Brunner, P.H.:

- Reaktordeponie und Endlager - Neue Konzepte

in der Abfallwirtschaft; SIA 150 Jahrjubiläum,

eine Herausforderunhg für Ingenieure,

Chemiker und Biologen, Basel

- Analytik und Bedeutung des TOC aus Müllverbrennungsanlagen;

Kernforschungszentrum

Karlsruhe, Labor für Isotopentechnik, Karlsruhe

- Verfestigungsmethoden für E-Filterstaub und

Galvanikschlamm - Prüfung der chem.-physikalischen

Eigenschaften; Fachtagung SGO Umweltschutz

und Galvanotechnik der 90er

Jahre, Bern

Bundi, U.:

- UVP für eine Bachkorrektion; 43. VSA-Hauptmitgliederversammlung,

Zürich

- Umweltverträglichkeitsprüfung = Gesetzliche

Pflicht und Gebot der Eigenverantwortung;

SKU, Schigiz. Kurse für Unternehmungsführung,

Brunnen

- The role of the environmental research institutes

with regard to environmental impact

assessment; 5th Conference of Directors of

Water Research Organisations, Berlin

Capel, P.D.:

- Computerized Quantification of Total PCB and

Congeners in Environmental Samples; COST 641

Arbeitstagung, Berlin

- Sampling Fog Water for Organic Analyses;

COST 641 Arbeitstagung, Bilthoven

Davis, Joan:

- Jahreszeitlich bedingte Aenderungen in der

chemischen Zusammensetzung des Rheins; Arbeitstagung

der IAWR, Noordwijk on Zee

Egli, T.:

- Mikrobiologie des Rheinbettes nach dem

Sandoz-Brand in Schweizerhalle; Biozentrum

Uni Basel

Frutiger, A.:

- Effects of different temperature regimes on

the embryogenesis of D. cephalotes, P.

grandis and P. marginata (Plecoptera:

Perlidae); VII Int. Plecopterasymposium,

Marysville, Australien

Gächter, R.:

- Lake restoration. Why oxygenation and artificial

mixing cannot substitute for a decrease

in the external phosphorus loading;

International Conference on Lake Restoration,

ETH Zürich

- Die Restaurierung von Seen; SNG-Tagung,

Symposium: Oekologie der Seen, Luzern

Giger, W.:

- Environmental chemical aspects of the Rhine

pollution caused by the catastrophic fire in

a warehouse of Sandoz Chemical at Schweizerhalle-Basel;

Rudjer Boskovic Institut,

Zagreb

- Verhalten organischer Wasserinhaltsstoffre

bei der Bodenpassage; Dechema-Fachgespräch

Umweltschutz, Frankfurt

8 - 11

- Environmental Chemistry of Detergent Chemicals;

Cycle de conférences en écotoxicologie,

ETH Lausanne

- Die Rheinverschmutzung durch organische

Schadstoffe nach der Brandkatastrophe in

Schweizerhalle: Umweltchemische Aspekte und

Schädigungen der Fischnährtiere; Naturforschende

Gesellschaft, Basel

Gujer, W.:

- Ziele und Möglichkeiten der biologischen

Abwasserreinigung; Antrittsvorlesung ETH

Zürich

- Aufgabe und Ziele der Siedlungsentwässerung;

17.+18. VSA Fortbildungskurs, Engelberg

- Urban Storm Drainage and Deceiving Waters

Ecology; 4th Int. Conf. on Urban Storm

Drainage, Lausanne

- Simulation of Complex activited sludge

plants; Kursleitung, 1. IAWPRC Technology

Transfer Seminar, Kopenhagen

Hamer, G.:

- Fundamental Aspects of Aerobic Thermophilic

Biodegradation; COST 681 Meeting, Nancy

- Environmental Biotechnology: A Scientific

Basis for Effective Wastewater and Waste

Sludge Treatment; Japano-Swiss Biotechnology

Seminar, ETH Zürich

- Aerobic Thermophilic Waste Sewage Sludge

Treatment; Dept. of Biology, Chinese University

of Hongkong

- Endogenous Activity in Bacterial Cultures:

Maintenance Requirements of Lysis/Cryptic

Growth; Medical Faculty, University of

Nagoya, Japan

- Continuous Culture Kinetics and Activated

Sludge Processes; Dept. of Chemical Engng.,

University of Melbourne, Australia

- A Microbiological Basis for Industrial

Wastewater Treatment; Div. of Chemical

Technol. CSIRO, Clayton, Australia; Dept. of

Chemical Engng. Universisty of Sydney,

Australia

- Aerobic Thermophilic Sludge Treatment Processes

- Some Appropriate Biotechnological

Concepts; Dept. of Biotechnol. University of

NSW, Sydney, Australia

- Microbial Death, Lysis and Cryptic Growth;

Dept. of Microbiology, University of NSWE,

Sydney, Australia; Dept. of Chemical Engng.

University of Queensland, Australia

- Biotechnological Innovation and Waste Treatment;

AWWA, Sydney, Australia

Hamer, G., Egli, Th., Al-Awadhi, N.:

- Polluted Water Renovation for Reuse: Recent

Biotechnological Advances Applicable in Hot

Aired Regions; Kuwait Inst. for Scientific

Research, Kuwait

Hoigné, J.:

- The Chemistry of Ozone in Water; Symp.

Process Techn. for Water Treatment, BBC

Baden-Dättwi1


Hoigné, J., Bader, H.,:

- Combination of Ozone /UV and Ozone /H. O.;

Formation of secondary oxidants. 8tfi Ozone

Congress, Zürich

Hoigné, J., Bader, H., Nowell, L.:

- Rate Constants for OH Radical Scavenging by

Aquatic Humic Substances: Role in Ozonation

and in a Few Photochemical Processes; Amer.

Chem. Society, Denver, USA

Hoigné, J., Faust, B.C., Haag, W.,

Zepp, R.G.:

- Aquatic Humic Substances as Sources and

Sinks of Photochemically Produced Transient

Reactants; Amer. Chem. Society, Denver, USA

Honeyman, B.:

- Can we predict trace metal residence times

in natural waters? Anorg. Chem. Institut,

Universität Bern

- The Effect of Particle Concentration on the

Rate of Thorium Adsorption; Amer. Chem.

Society, Denver, USA

- Particle-particle interactions: A New

paradigm for aquatic chemists? CHEMRAWN IV,

Internat. IUPAC Symposium and Workshop on

Modern Chemistry and Chemical Technology

applied to the Ocean and its Resourcés,

Denver, USA

- A Brownian-pumping model for slow metal

adsorption kinetics; Arbeitsversammlung der

Schweiz. Chem. Gesellschaft, Universität

Bern

Imboden, D.:

- Hypolimnic mixing in a deep alpine lake and

the role of a storm event; 23. SIL Congress,

Hamilton, New Zealand

- Mixing and transport in lakes: Mechanisms

and ecological relevance; Symposium on Functional

and Structural Properties of Large

Lakes, Konstanz

- Modelling of chemical species in the environment;

Workshop on Ecotoxicology,

Ittingen

- Erfahrungen mit der Bekämpfung der Seen-

Eutrophierung in der Schweiz; 11. Arbeitstagung

der Int. Arbeitsgem. Wasserwerke

Bodensee-Rhein (IAWR), Nordwijk, Holland

Kelts, K.:

- Geochemical Archives of environmental

change; Kolloq. Geol. Inst, Univ. Lausanne

Krejci, V.:

- Stormwater Pollution Control and Management

in Switzerland; 4th Int. Conference on Urban

Storm Drainage, Lausanne

- Contribution of Different Sources to Pollutant

Loads in Combined Sewers; 4th Int.

Conference on Urban Storm Drainage, Lausanne

- Aufgabe und Ziele der Siedlungsentwässerung;

VSA-Fortbildungskurs, Engelberg

Lichtensteiger, Th.:

- Transformation of sewage sludge in landfills;

COST 681 Processing Requirements for

Sludge Landfilling, Nancy

8 - 12

Mason, C.A., Hamer, G., Fleischmann, Th.:

- Microbial Solids Biodegradation under Aerobic

Thermophilic Conditions; 194th ACS Natl.

Meeting, New Orleans, USA

McDow, S.R.:

- A Comparison of Aerosol Photoemission and

Emissions of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons

from a Domestic Oil Heater; Int. Conference

on Carbonaceaous Particles in the

Atmosphere, Berkeley, USA

Müller, R.:

- Das Schicksal der Fische im Rhein nach

Schweizerhalle; Informationstag der EAWAG,

Dübendorf; Seminar Vet-med. Fak. Universität

Zürich

- Der Fisch als Bioindikator für den Zustand

der Seen; Jahrestagung SNG/Symp. "Seenökologie",

Luzern

Munz, Ch.:

- Compiti e obiettivi dell'evacuazione delle

acque nelle zone abitate; ASTEA (USA) Fortbildungskurs,

Origlio, TI

Nowell, L.H. und Hoigné, J.:

- Interaction of Iron(II) and Other Transition

Metals with Aqueous Ozone; 8th Int. Ozone

Congress, Zürich

Obrist, W.:

- Müllvermeidung und -verwertung in der

Schweiz; Landtagskonferenz der OVP, Dornbirn

- Das neue Abfall-Leitbild der Schweiz; Appenzell.

Naturwiss. Gesellschaft, Herisau

Perret, P.:

- Gewässer als gefährdete Okosysteme; Fachtagung

Schweiz. Gesellschaft für Oberflächentechnik,

Bern

- Naturwissenschaftliche Perspektiven der

Umweltbelastung; Lehrerfortbildung Baselland,

Muttenz

Peler, A.:

- Okologische Perspektiven der Besatzproblematik;

ETH-Vorlesung des FKZ, Zürich

Ruprecht, H. und Sigg, Laura:

- Case studies of fogwater composition: comparison

of fogwater with gases and aerosols

(Poster); ESF Symposium on cloud chemistry,

Cambridge

Santschi, P.:

- Radionuklide zur Erforschung von Transportvorgängen

in natürlichen Gewässern; Inst.

für Exakte Wissenschaften, Univ. Bern

- Use of radionuclides in the study of contaminant

cycling processes; 4th Int. Symp.

on Interactions between Sediments and Water,

Melbourne, Australia

- Chernobyl fallout in Switzerland - How to

make scientific use of it; Dept. of Oceanography,

Univ. of Hawaii at Manoa, Honolulu


Santschi, P.:

- Radionuclides in the environment: Tools for

predicting trace element behaviour in aquatic

systems; Dept. of Oceanography, College

of Geosciences, Texas A&M University,

College Station, Texas, USA

- Natural and Chernobyl fallout as tracer of

particle settling and resuspension in Lake

Zurich, Switzerland; Symposium on Radionuclides

in the Environment, EUG IV,

Strassburg

- Isotope geochemistry as an aid to predict

metal behaviour in aquatic systems; Département

de Chimie Minérale et Analytique -

Sciences II, Université de Genève - Möglichkeiten

und Probleme von Experimenten in

kontrollierten Okosystemen; Sonderforschungsbereich

327 Tiede/Elbe, Universität

Hamburg

- Thorium isotopes as an aid to predict metal

behaviour in aquatic systems; Dept. of

Nuclear Chemistry, Lawrence Livermore

Laboratories, Livermore, Calif., USA

- Can we predict trace metal residence times

in natural waters from just thermodynamic

equilibrium constants alone?; Dept. aof

Geochemistry, Lamont-Doherty Geological

Observatory of Columbia University,

Palisades, N.Y., USA

- Radionuklide in der aquatischen Umwelt als

Tracer für geochemische Prozesse; Jahrestagung

der Schweiz. Ges. für Strahlenbiologie

und Strahlenphysik, Bellinzona

- A need to study interactive effects;

CHEMRAWN IV, Internat. IUPAC Symp. and Workshop

on Modern Chemistry and Chemical

Technology applied to the Ocean and its

Resources, Denver, USA

- Experimentation with MERL Model Ecosystems;

Texas A&M University, Dept. of Oceanography,

Galveston, USA

Schuler, Ch.:

- Kinetics of 'Be and 21u Pb Cycling in Lake

Zurich, Switzerland; Symp. on Radionuclides

in the Environment, EUG IV, Strassburg

Schwager, A.:

- pH-Berechnung und Auswirkungen des pH-Wertes

auf die Nitrifikation beim Belebtschlammverfahren;

VSA-Einzelmitgliedertagung, Zürich

Schwarzenbach, R.:

- Environmental Behavior of Nitrophenols;

Universität Amsterdam

Schwarzenbach, R. und Zeyer, J.:

- Konzepte zur Beurteilung des Umweltverhaltens

von organischen Verbindungen aufgezeigt

am Beispiel der Nitrophenole; Inst. f.

Toxikologie, Schwerzenbach

Schwarzenbach, R. und Zeyer, J.:

- Mikrobieller Abbau von synthetischen organischen

Molekülen; Fachtagung der "Polymergruppe

der Schweiz", Zürich

8-13

Siegrist, H.:

- Abbau von NTA in Belebungsanlagen; VSA-

Einzelmitglieder-Tagung, Zürich

- Effects des retours du traitement des boues

sur la station d'épuration et la simulation

avec des modèles mathémataique; Seminaire

ASPEE, Lausanne

Sigg, Laura:

- Vorgänge im See aus chemischer Sicht; Antrittsvorlesung,

ETH Zürich

- Sedimentationsvorgänge von Schwermetallen in

Seen; Umweltgeochemisches Kolloquium,

Heidelberg

Strauss, M.:

- Okologische Krise in der Dritten Welt -

Umwelt- u. Wasserverschmutzung dargestellt

am Beispiel nordafrikanisch-arabischer Raum:

Verwendung von Abwasser zur Bewässerung;

Arbeitskreis Afrikanisch-Asiatischer

Akademiker Ittingen

Stössel, F.:

- Die Rheinverschmutzung durch Schadstoffe

nach der Brandkatastrophe in Schweizerhalle:

Umweltchemische Aspekte und Schädigungen der

Fischnährtiere; Naturforschende Gesellschaft

Basel

- Schädigung und Erholung der Makroinvertebraten.

Fauna im Rhein nach der

Brandkatastrophe in Schweizerhalle; Besucher

Informationstagung EAWAG, Dübendorf

Stumm, W.:

- In aqua sanitas - Assessing Hazards to

Aquatic Ecology; Ozon-Weltkonress, Zürich

- Ecotoxicology of heavy metals; Workshop on

Ecotoxicology der EAWAG und RIVMN Bilthoven,

Ittingen

- Die CHemie der Wasserkolonne und der Sedimente;

KOL-Symposium der Koran. f. Ozeanographie

und Limnologie und der Schweiz.

Naturforschenden Gesellschaft, Neuchâtel

- Aspects of surface chemistry and interface

for geochemistry; R.M. Parsons Seminar

Series, MIT, USA

- Chemical and ecological concepts in water

pollution management and preservation of

ecological systems; Jahresversammlung SETAC,

Pensacola, Florida, USA

- The role of the particle/water interface in

hydro-geochemical cycles; Royal Institute of

Technology, Abt. Chemie, Stockholm

- Effects of interfacial chemistry on geochemical

kinetics, and the distribution of

reactive elements in nature; Seminar,

Sciences II, Dépt. de chimie minérale

analytique et appliquée, Université de

Genève

Stumm, W., Likens G.:

- Problems in Developed Countries: Acid Rain.;

Seminar on Global Habitability der Columbia

University und Universität Genf, Genf


Stumm, W., Sigg, Laura:

- Atmospheric Water - Equilibrium models to

assess the variables that determine its

composition; European Science Foundation

Symposium on Cloud Chemistry, Cambridge

Sturm, M., Ammann, B., Giovanoli, F.,

Lotter, A., Ochsenbein, U.:

- Environmental Signals in Lacustrine Sediments

of the last 12'000 years; European

Union of Geosciences (EUG), Strassburg

Sturm, M., Bloesch, J., Müller, H.,

Müller J., Zeh, U.:

- Formation and distribution processes of

suspended particles in lakes; Int. Symposium

Functional and Structural Properties of

Large Lakes, Konstanz

Sturm, M., Giger, W., von Gunten, H.R.:

- Herkunft, Zusammensetzung und Alter der

Profundalsedimente im Bodensee; Jahres

der SGL, Luzern

Uehlinger, U., Brock, H., Minshall, G.W.:

- Experimental studies of the influence of

light and invertebrates on metabolism and

biomass of Periphyton communities; American

Soc. of Limnol. and Oceanography, Annual

Meeting, Madison, USA

Wegelin, M.:

- Experiencia con sistemas de prefiltraci6n en

grava horizontal como tratamiento de agua en

pequenas comunidades rurales; Centro

americano de Ingenierfa Sanitaria y

Ciencias del Ambiente (CEPIS), Lima, Peru

- Horizontal -flow Roughing Filters for

Turbidity Reduction; Asian Institute of

Technology (AIT), Bangkok, Thailand

Abb. 8.2

Das Modell von Abb. 8.1 lässt

schematisch die Struktur von Eis

erahnen. Die Formenvielfalt und

Schönheit wirklicher Eiskristalle

lässt sich daraus nicht ableiten.

Die Riesen-Eisrose fand sich in

einer Januarnacht auf der Motorhaube

eines parkierten Autos.

(Foto: R. Koblet)

8-14

Wüest, A.:

- River versus wind induced mixing in a deep

alpine lake; 22. Congress, Int. Assoc.,

Hydraulic Res. (IAHR), Lausanne

Zeyer, J.:

- Mikrobieller Abbau von Herbiziden in der

Umwelt; Eidg. Forschungsanstalt für Obst-,

Wein- und Gartenbau, Wädenswil

- Abbau aromatischer Nitroverbindungen;

DECHEMA-Fachtagung, Frankfurt

- Biodegradation - Begriffe und Grundlagen;

Fachtagung der Schweiz. Gesellschaft für

Mikrobiologie, ETH Zürich

- Dimethylsulfid als Elektronendonor für

phototrophe Purpurbakterien; Fakultät für

Biologie, Universität Konstanz

- Anaerober Abbau von Toluol in Grundwasserkolonnen;

Mikrobiol. Institut, Universität

Stuttgart

Zobrist, J.:

- Der Nebel als Träger konzentrierter Schadstoffe;

20. Essener Tagung, Aachen

- Möglichkeiten und Grenzen des Monitorings in

Fliessgewässern; VSA-Chemiker-Tagung, Olten

Zürcher, F.:

- Spurenanalytik mit der Fliessinjektionstechnik;

Kolloquium Physik. Institut der

Universität Bern

- Die Fliessinjektionsanalyse in der Wasseranalytik;

VSA-Chemiker-Tagung, Olten

Weitere Magazine dieses Users
Ähnliche Magazine