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
1Ô
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.
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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,
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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
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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
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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