Eidg. Anstalt für Wasserversorgung Abwasserreinigung

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Eidg. Anstalt für Wasserversorgung Abwasserreinigung

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G.TECHNISCHE HOCHSCHULEN

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung

Abwasserreinigung und Gewässerschutz


Zum Titelbild

Das Mineral Goethit (a-FeOOH) tritt in der Natur sehr weitverbreitet auf und ist fast

immer sehr feinteilig; es gibt sich nur durch seine ockergelbe Farbe zu erkennen. Es ist

Bestandteil der Böden und entsteht bei der Verwitterung eisenhaltiger Gesteine.

Goethit ist der Farbträger im Saharastaub, der bei bestimmten Wetterlagen über sehr

grosse Umwege bis hierher verfrachtet wird und schmutziggelbe Niederschläge von

Illit, Kaolinit und Quarz zur Folge hat. Aus hydrothermalen Restlösungen, welche

silikatreich sind und beim Erkalten Quarzdrusen ausbilden, entstehen gelegentlich

millimetergrosse Goethitnadeln, die in dichten Büscheln aus dem Quarz herauswachsen,

wie auf unserem Titelbild (Vergrösserung ca. 70 x ).

Aufnahme: Prof. R. Giovanoli, Laboratorium für Elektronenmikroskopie, Anorganisch-chemisches

Institut der Universität Bern.


EAWAG Jahresbericht 1988

EIDG.TECHNISCHE HOCHSCHULEN

Eidg. Anstalt für Wasserversorgung

Abwasserreinigung und Gewässerschutz

Überlandstrasse 133, CH-8600 Dübendorf

Tel.: 01/823 5511, Telex: 828 687 EAWA CH

Telefax 01/823 50 28


Inhalt

1. EINLEITUNG 1-1

2 HAUPTBEITRÄGE 2-1

2.1 Wieviel Restwasser brauchen die Lebensgemeinschaften der

Fliessgewässer 2-1

2.2 Ein Endlagerkonzept für feste Abfallstoffe - Konsequenzen für

die Volkswirtschaft 2-9

2.3 Regionale Stoffflussstudien - ein neues Instrument zur Analyse

der Anthroposphäre 2-13

3. KURZBEITRÄGE 3-1

3.1 Gewässerschutz 3-1

3.2 Siedlungswasserbau 3-1

3.3 Technische Prozesse 3-2

3.4 Entsorgung 3-15

3.5 Prozesse in Seen 3-22

3.6 Prozesse in natürlichen Gewässern 3-33

3.7 Methoden 3-39

3.8 Neues Rechenzentrum EAWAG/EMPA 3-42

4. LEHRE UND AUSBILDUNG 4-1

4.1 Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich 4-1

4.2 Lehrveranstaltungen an anderen Lehrinstituten 4-3

4.3 Kurse und Fachtagungen 4-3

4.4 Seminare und Kolloquien 4-6

4.5 Gastwissenschafter 4-9

5. PERSONAL 5-1

6. RECHNUNGSWESEN 6-1

7. ANHANG 7-1

7.1 Abgeschlossene Dissertationen und Diplomarbeiten 7-1

7.2 Wissenschaftliche Publikationen 7-1

7.3 Kommissionstätigkeit 7-7

7.4 Wichtigere Vorträge 7-9

7.5 Besuche an der EAWAG 7-14


1.EINLEITUNG

1-1

Besuch von Bundesrat Flavio Cotti an der EAWAG

Am 19. August besuchte Bundesrat Flavio Cotti, der Vorsteher des Depatementes des

Innern die EAWAG. Mit diesem Besuch und dem sich anschliessenden bei der EMPA

schloss Bundesrat Cotti seine Besuchsrunde im Schulratsbereich ab.

Nachdem Prof. Stumm die EAWAG und ihre leitenden Mitarbeiter vorgestellt hatte,

liess sich Bundesrat Cotti über die Forschungsaktivitäten der EAWAG orientieren.

Den mehr theoretischen Ausführungen im Hörsaal folgten alsbald praktische Demonstrationen

im chemisch-analytischen und im biotechnologischen Labor.

Abb. 1.1 Bundesrat Flavio Cotti und Prof. Werner Stumm beobachten einen Bioreaktor,

in dem Mikroorganismen unter kontrollierten Bedingungen

Schadstoffe abbauen.

(Foto: P. Schlup)

Ein zweiter Schwerpunkt des Besuchsprogramms bildete die Diskussion mit der Direktion,

dem Stab und den Abteilungsleitern über die Umweltforschung. Dabei ging es

dem hohen Gast vor allem um die Frage einer Mitwirkung der Forschung bei der Lösung

kurzfristiger Probleme, um Kriterien für die politische Entscheidungsfindung bei

kontroversen Meinungen der wissenschalftlichen Experten und um spezifische Auskünfte

über das Ozonproblem.

Nach einem Aperitiv im Kreise der EAWAG-Mitarbeiter verabschiedete sich Bundesrat

Cotti. Er dankte den Mitarbeitern für ihre Arbeit, betonte deren Wichtigkeit und

wies auf die besondere Bedeutung der Teamarbeit, wie sie an der EAWAG praktiziert

wird, hin. Der Bundesrat ist an einer guten Umweltforschung interessiert und wird

seinen Teil zur Lösung der akut anstehenden Probleme vor allem im Bereich der

Luftreinhaltung und Entsorgung beitragen.


1- 2

Dieter Imboden: Professor für Umweltphysik an der ETH Zürich

Auf den 1. Juni 1988 wurde Dr. Dieter Imboden zum

ordentlichen Professor für Umweltphysik an der ETH

Zürich ernannt. 1943 in Horgen geboren, verbrachte er

seine Schulzeit in Küsnacht und Basel. Er studierte in

Basel und Berlin theoretische Physik und promovierte

1971 bei Prof. Baltensperger an der ETHZ mit einer Dissertation

über "Streuung an Kristallen und Ionenspin-

Gitterkopplung". Im Herbst 1971 stiess er zur EAWAG

und spezialisierte sich in der Folge auf die Physik der

natürlichen Gewässer. Bald entwarf er sein erstes See-

Modell, welches in weiterentwickelter Form noch heute

zur Beurteilung von Seesanierungsprojekten verwendet

wird. 1974 - 1988 gehörte Dr. Imboden zum Leitungsgremium

der Multidisziplinären Seenforschungsgruppe.

Ebenfalls seit 1974 wirkte er im Lehrauftrag

an verschiedenen Unterrichtsveranstaltungen

Dieter Imboden

der ETH Zürich mit. 1982 habilitierte er sich daselbst für

das Gebiet der aquatischen Physik, und arbeitete am Konzept des neuen "Umweltnaturwissenschaftlichen

Grundstudiums" mit. Prof. Imbodens heutige Forschungsschwerpunkte

liegen auf dem Gebiet der Mischungs- und Transportprozesse in Seen

und bei der mathematischen Modellierung von Umweltsystemen.

Wir wünschen Herrn Prof. Imboden in seiner neuen Tätigkeit viel Erfolg und Befriedigung.

Mit der Wahl von Dieter Imobden zum Professor für Umweltphysik an der ETHZ ergaben

sich EAWAG-intern einige Änderungen. Prof. Imboden leitet seit 1. Juli 1988 die

neue Abteilung für Umweltphysik, welcher vier Fachgruppen angehören (in Klammern

die Leiter):

- Radioaktive und chemische Tracer (Dr. Jürg Beer)

- Aquatische Physik (Prof. Dieter Imboden)

- Mathematische Modellierung (Dr. Claudia Pahl-Wostl)

- Sedimentologie (Dr. Michael Sturm)

Wie die Gruppe Sedimentologie ist auch der Fachbereich Radiologie aus der Abteilung

"Multidisziplinäre Limnologische Forschung/Erdwisschenschaften" ausgeschieden.

Da der bisherige Leiter des Fachbereichs Radiologie, PD Dr. Peter Santschi einem Ruf

als Professor an der A & M University at Galveston, Texas/USA, folgte, wurde Dr. Jürg

Beer, bisher Mitarbeiter bei Prof. Oeschger am Physikalischen Institut der Universität

Bern, Leiter der Gruppe radioaktive und chemische Tracer (vgl. Organigramm S. 1-7).


Personelles

1-3

Am 29. Juli 1988 starb Dr. Ferdinand Zehender im 80.

Lebensjahr. Dr. Zehender trat im Jahre 1946 als Mitarbeiter

der Abteilung für Chemie in die EAWAG ein.

Während vielen Jahren, bis zu seiner Pensionierung

1974, wirkte er als stellvertretender Abteilungsleiter. Er

war gewissermassen der ruhende Pol in dieser sich

während seiner Amtszeit oft verändernden Abteilung.

Ferdinand Zehender blieb ein gern gesehener Gast an

Veranstaltungen und Betriebsausflügen der EAWAG.

Wir werden den Verstorbenen in ehrender Erinnerung

behalten.

Am 31. Januar 1988 trat Dipl. Ing. Hans Weber in seinen

wohlverdienten Ruhestand über. Seit 1955 gehörte er

der Abteilung für Ingenieurwissenschaften an. Schon

früh engagierte er sich für das Recycling von Kieswaschwasser

in Kiesgruben und Fertigbetonwerken,

eine Technik, die heute überall eingeführt ist. Gegen

den Schluss seiner Tätigkeit sah er die Umweltprobleme

und deren Lösung in einem immer grösser werdenden

Rahmen, wobei ihm auch das Studium der

sanften Wassertechniken vergangener Zeiten zu neuen

Ideen verhalf.

Dr. Ferdinand Zehender

Hans Weber


1-4

Im Sommer, am 31. Juli 1988 verliess uns auch Herr

Eugen Schwager; auch er ist in Pension gegangen. Herr

Schwager wirkte seit seinem Eintritt 1953 als Maschinenschlosser

in der Werkstatt der Tüffenwies. Er hat

viele, knifflige Konstruktionswünsche von EAWAG-

Mitarbeitern Wirklichkeit werden lassen. So hat er

auch die meisten der auf EAWAG-Booten verwendeten

Probenahmenkrane angefertigt.

Eugen Schwager

Wir wünschen beiden Pensionierten eine gute Gesundheit und viel Freude im neuen

Lebensabschnitt und noch viele glückliche Jahre.

Die Universität von Kreta in Iraklion (Griechenland) ernannte am 15. Juni 1988 Herrn

Prof. Werner Stumm zu ihrem 'Ehrendoktor. Die Laudatio betont vor allem den Beitrag

von Werner Stumm für die Erweiterung der Grenze der Umweltwissenschaften

und seine Arbeiten für die Umweltchemie.

Der ehemalige Leiter der Abteilung Feste Abfallstoffe,

Prof. Rudolf Braun, erhielt in Würdigung seiner grossen

wissenschaftlichen Verdienste das Bundesverdienstkreuz

I. Klasse der Bundesrepublik Deutschland.

Am B. März 1988 überreichte Generalkonsul Dr. Wolfram

Dufner Herrn Braun in Zürich diesen vom deutschen

Bundespräsidenten Dr. Richard von Weizsäcker

gestifteten Orden.

Prof. Rudolf Braun

Die Herren Markus Bolier und Christoph Munz, beide Mitarbeiter der Abteilung für

Ingenieurwissenschaften erhielten gemeinsam mit den Herren Jean-Louis Walther

und Ralph Bland, beide Pruntrut, den "Chemviron Carbon Award 1988" für ihre Arbeit

mit dem Titel "Granular Activated Carbon Adsorption of Chlorinated Hydrocar-


1-5

bons in Layered Upflow Carbon Adsorbers (LUCA)". Diese innovative Methode der

Trinkwasseraufbereitung wird in der neuen Trinkwasseranlage von Porrentruy erstmals

grosstechnisch zum Einsatz gelangen.

Herr Frank Niessen erhielt für seine Doktorarbeit "Sedimentologische, geophysikalische

und geochemische Untersuchungen zur Entstehung und Ablagerungsgeschichte

des Luganersees" die Silberne Medaille der ETH und den Preis der Hydrobiologie-

Limnologie-Stiftung für Gewässerforschung, Zürich.

Im Juli 1988 ging der achte Kurs des Nachdiplomstudiums für Siedlungswasserbau

und Gewässerschutz der ETH (NDS), der von der EAWAG und der ETHZ gemeinsam

gegeben wird, zu Ende. Die erfolgreichen Absolventen heissen:

Antonio Adrover Leuenberger

Louis Egger

Stefan Haderlein

Pia Kugler

Vincent Rebstein

Katrin Seiler

Verdankungen

Markus Ammann

Emil Gerber

Martin Hess

Claudia Pahl-Wostl

Andreas Schöl

Heiner Sturzenegger

Sabine Brugger

Joachim Guthruf

Matthias Kroedel

Albert Pazeller

Peter Schwer

Josef Tremp

Die Beratende Kommission der EAWAG trat am 25. März und am 29. November zu je

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

für das stete Interesse an den Belangen der EAWAG.

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

den Leitern der Fachabteilungen und Fachbereiche sowie allen anderen Mitarbeiterinnen

und Mitarbeitern für die gute und engagierte Arbeit.

Besonders danken möchte ich auch dem Personalausschuss für die gute Zusammenarbeit

und dem Vorstand und den Angestellten der Interessengemeinschaft Personalrestaurant

für die tadellose und flexible Führung des Personalrestaurants, auch unter

den oft erschwerten Bedingungen.

Die Redaktion des vorliegenden Jahresberichtes besorgte Herr Dr. Rudolf Koblet. Frau

Therese Hänni führte die heikle Reinschrift aus. Die graphischen Darstellungen - soweit

sie nicht von den Autoren am PC konstruiert wurden - zeichnete Frau Heidi

Bolliger. Die photographischen Arbeiten und insbesondere die Erstellung der Reprofilme

besorgte Herr Paul Schlup.

Dübendorf, März 1989

4,.

Werner Stumm


1 - 6

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

- PD Dr. B. Böhlen, Direktor, Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft, Bern

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

- Dipl. Ing. B. Jost, Amt für Gewässerschutz und Wasserbau des Kantons Zürich

- Prof. Th. Koller, Institut für Zellbiologie der ETH Zürich

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

- Dr. A. Menth, Direktor, Werkzeugmaschinenfabrik Örlikon-Bührle AG, Zürich

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

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

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

Wasserversorgung, Überlingen-Süssenmühle (BRD)

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

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

Liebefeld-Bern

Abb. 1.2

Ausblick von der EAWAG auf den neuen Viadukt der S-Bahn. (Foto: R. Koblet)


Org anigramm

der EAWAG

Direktion

Direktor

I

Stumm W. Dr., Prof.

Stellvertretender Direktor

Stab

Wasmer H.R., dipl. Ing.

Bundi U., dipl Ing.

Güttinger H., Dr.sc.nat.

Perret P., Dr. phil.

Institut für Gewässerschutz

und Wassertechnologie (IGW)

der ETH Zürich

Vorsteher: Hoigné J., Dr., Prof.

Die Abteilungsleitung rotiert im zweijährigen Turnus

Technische Biologie

I

Hamer G., Dr., Prof.

Ingenieurwissenschaften

I Gujer W., Dr., Ing., PD

Chemie Chemische Analytik

I

1-7

Stumm W., Dr., Prof. Sigg L., Fr. Dr.sc.nat.,PD

Abfallwirtschaft und

Stoffhaushalt

Baccini P., Dr., Prof.

Umweltphysik

Imboden D., Dr., Prof.

Multidisziplinäre

Geologie

Limnologische Forschung/

Erdwissenschaften (MLF) Kelts K., Dr.sc.nat.

`Gächter R., Dr.sc.nat.

(Biologie)

Schwarzenbach R., Dr.

sc.nat., PD (Chemie)

Informatik

Ruchti J., Dr. sc.techn.

Wissenschaftliche, techn. Versuchsstation

u. administrative Dienste ESZEMEIr Tüffenwies und

Wasmer H.R., dipl. Ing.,

Werkstätte

Stellvertr. Direktor Burkhalter H., dipl. Ing.

Siedlungshygiene in

Entwicklungsländern

(IRCWD)

Schertenleib R., dipl. Ing.

18. September 1988 Bibliothek


2. IAUPTBEITRÄGE

2-1

2.1 Wieviel Restwasser brauchen die Lebensgemeinschaften der Fliessgewässer?

Diese Frage stellt sich in jedem Falle einer Wassernutzung, bei der auch angestrebt wird, die Lebensgemeinschaften

der Wasserorganismen im betroffenen Gewässer zu erhalten. Sie ist von besonderer

Aktualität, weil sie einen Bestandteil der Diskussion in der momentan laufenden Revision des

Gewässerschutzgesetzes (GSchG) bildet.

Der bundesrätliche Revisionsentwurf für das GSchG sieht für die Festlegung angemessener Restwassermengen

ein zweistufiges Verfahren vor: Einerseits werden im Gesetz selber verbindliche

Mindestrestwassermengen vorgeschlagen (Art. 31). Anderseits haben die Kantone diese

Mindestmengen soweit zu erhöhen, als dies aufgrund einer Interessenabwägung für und gegen das

Ausmass der Wasserentnahme möglich ist (Art. 33). Als Interessen gegen eine Wasserentnahme

werden unter anderem der Schutz des Gewässers als Lebensraum, die Erhaltung des Artenreichtums

der Tier- und Pflanzenwelt sowie die Erhaltung der Fischfauna angeführt.

Im Bemühen, die Lebensräume Gewässer besser zu schützen, ist es wichtig, bessere Kenntnisse über

die ökologischen Auswirkungen von Wasserentnahmen zu haben, als dies heute der Fall ist. Die im

Titel gestellte Frage wurde deshalb an bestehenden Restwassersituationen in der Töss (ZH), im

Schächenbach (Uri) und im Niemet (GR) untersucht. Die "Studie zur Erarbeitung ökologischer

Kriterien für die Beurteilung und das Festlegen von Restwassermengen in Fliessgewässern" wurde

1987/88 durchgeführt und vom Bundesamt für Umweltschutz finanziell unterstützt.

Inhalt der Untersuchungen

In den Untersuchungsobjekten wurden je ein Abschnitt oberhalb und je ein oder zwei Abschnitte

unterhalb der Wasserentnahmestelle untersucht. Die Untersuchungen konzentrierten sich auf die

Ausgestaltung der Bachlebensräume sowie auf das Vorkommen der Flussohlebewohner und der

Fische in Beziehung zur Wasserführung in den Gewässern. Die Felderhebungen umfassten:

Topographische Aufnahme des Flussbettes

- Abflussmengen-, Strömungs- und Tiefenmessungen

- Habitat (Lebensraum)kartierung

- Charakterisierung der Teilhabitate

Mikroorganismen-Vorkommen

- Habitatspezifisches Makroinvertebraten-Vorkommen

Zusammensetzung der Fischpopulation

Temperaturverlauf

Chemische Zusammensetzung des Wassers

Für die Charakterisierung der hydrologischen Verhältnisse wurden Erhebungen Dritter ausgewertet.

Die Hydraulik der Untersuchungsstrecken wurde aufgrund eigener Erhebungen und Berechnungen

bestimmt.

In Literaturstudien wurden einerseits Arbeiten ähnlichen Inhaltes ausgewertet und anderseits Angaben

über das präferentielle Vorkommen von Fliessgewässerorganismen zusammengestellt.

Charakterisierung der Untersuchungsobjekte

Die Charakterisierung findet sich zusammengefasst in Tabelle 1. Die Untersuchungsstrecken waren

wie folgt angeordnet:

Töss: Wasserentnahme bei Schöntal/Unter-Rikon, 500 m.ü.M.

- Referenzstrecke: ca. 400 m oberhalb Fassungsstelle

Restwasserstrecke 1: ca. 300 m unterhalb Fassungsstelle

Restwasserstrecke 2: ca. 700 m unterhalb Fassungsstelle


Schächen:

Niemet:

Abflusswerte

m3/s

MQ

Q182

Q300

Q347

Qmln

QREGSchG2)

Höhe der Wasserentnahme

m.ü.M.

Max. Wasserentnahme

m3/s

Dottermenge m3/s

Grösse des Einzugsgebietes

km2

Vergletscherung

des EZG %

Besondere Merkmale

Referenzstrecke

Töss Schächenbach Niemet

Restwasserstrecken

Restwasserstrecke

ohne Ent- effektiv

nahme

Referenzstrecke

1

Restwasser-

4,2 2,5 3,7 1,2 0,51) _1)

2,3 0,75 2,1 0,6

1,0 0,35 1,0 0,4

0,6 0,0 0,8 0,4 0,051) _1)

0,35 0,0 0,7 0,37

0,31 0,37

500

4,5

praktisch 0

150

0

Im Restwasserbereich

während 20-30 Tagen

pro Jahr kein Abfluss

Starke Verbauung:

Seitliche Befestigungen,

treppenartiges

Längsprofil mit Stufenlängen

von rund 100m

und-höhen von ca. 1m

2-2

Wasserentnahme in Unterschächen, 987 m.ü.M.

- Referenzstrecke: Im Vorder-Schächen, etwa 2,5 km oberhalb

Fassungsstelle

Restwasserstrecke: ca. 300 m unterhalb Fassungsstelle

Wasserentnahme oberhalb Alp Niemet, 1948 m.ü.M.

Referenzstrecke: direkt oberhalb Fassungsstelle

Restwasserstrecke 1: ca. 600 m unterhalb Fassungsstelle

Restwasserstrecke 2: ca. 2 km unterhalb Fassungsstelle

987

5,75

0

60

7

Wird kurz unterhalb

Fassung durch Bäche

und Grundwasser mit

relativ konstanter

Wassermenge neu gespiesen

0,051)

1950

nicht bekannt

0

10

5

Erhält unterhalb Fassung

seitliche Zuflüsse

und führt nach ca. 500 m

ganzjährig Wasser

1) Die Abflusswerte für den Niemet sind unbekannt und wurden, soweit möglich, anhand vergleichbarer

Gebiete geschätzt

2) QREGSchG = Mindestrestwassermenge gemäss Revisionsentwurf für das Gewässerschutzgesetz

Tabelle 1: Charakterisierung der Untersuchungsobjekte


Die Auswirkungen der Wasserentnahme

a) Struktur der Habitate, Algenbewuchs

2-3

Die Wasserentnahme führt zu einer Verkleinerung des Lebensraumes und zur Herabsetzung und

Monotonisierung der Fliessgeschwindigkeit (Tab. 2). Die mit der Herabsetzung der Fliessgeschwindigkeit

einhergehende Reduktion der mechanischen Wirkung und des Transportvermögens

des Wassers hat zur Folge, dass der Algenbewuchs (Tab. 3) und die Sedimentationsrate der feinen

Partikel zunimmt. Erreichen die Algenbestände einmal eine gewisse Dichte, so bewirken sie eine

weitere Strömungsreduktion und Zunahme der Sedimentation von Feinpartikeln. Die Folgen sind

steigende Sauerstoffzehrung durch erhöhten Abbau organischer Stoffe, geringerer Wasser- und

Stoffaustausch zwischen dem freien Wasser und den Hohlraumsystemen in der Flussohle und damit

Sauerstoffschwund über und in der Flussohle.

Töss:

Mittlere Hiess- Anzahl Tage

geschwindigkeit mit einer bestimmten

m/s Fliessgeschwindigkeit

ohne Entnahme Restwasser

200 Tage/J mit Rest- 0-0,1 10 100

wasser 0-1 m3/s 0,1-0,2 80 100

(ohne Entnahme 0,2-0,3 55

0,35-3,1 m3/s) 0,3-0,4 55

Schächenbach:

280 Tage/J mit Rest- 0,4-0,5 280

wasser 0,4-0,6 m3/s 0,5-0,6 -

(ohne Entnahme 0,6-0,8 170

0,7-6 m 3/s) 0,8-1,3 110

Tabelle 2: Auswirkung der Wasserentnahme auf die mittleren Fliessgeschwindigkeiten


) Temperaturre

2-4

Da geringere Wassermengen fliessen, erfolgt die Angleichung an die Lufttemperaturen rascher, d.h.

Erwärmung im Sommer, Abkühlung im Winter. Die oft vorhandenen Grundwasserzuflüsse können

eine Restwasserstrecke auch im umgekehrten Sinne soweit verändern, dass, wie etwa im Schächenbach,

zeitweise ein nach Temperatur (und Chemismus) neues Gewässer entsteht. Solch ungewohnte

Veränderungen des Temperaturregimes können Entwicklungszyklen von Insekten beschleunigen oder

verzögern; daraus ergeben sich grosse Gefahren für die Fortpflanzung, da die Flugstadien der Tiere

das Wasser eventuell zu einem klimatisch ungünstigen Zeitpunkt verlassen.

Charakteristische Temperaturveränderungen 1987/88:

Töss: - Die Wassertemperaturen sind in der Restwasserstrecke höher als in der Referenzstrecke:

Jahresmittel + 1,3°C

Max. Tagesmittelwert + 0,9°C

Min. Tagesmittelwert + 1,7°C

- Die Unterschiede der täglichen Maxima variieren von - 4°C bis + 7°C, wobei

die Temperaturzunahmen in den Restwasserstrecken eindeutig überwiegen.

Schächen: Februartemperaturen:

Referenzstrecke 0-1°C

Restwasserstrecke ca. 6°C

c) Mikrobenthos (insbesondere Ciliatenbewuchsl

Wegen der enorm schnellen Entwicklung der einzelligen Ciliaten (Generationszeiten von Tagen oder

weniger) reagiert das Mikrobenthos bezüglich seiner Vorkommensdichte und Arten-Zusammensetzung

sehr rasch auf ändernde Bedingungen. Populationsveränderungen sind daher sehr sorgfältig

bezüglich der Standortsgeschichte zu interpretieren. Eindeutig ist die Zunahme bestimmter Ciliatenarten

infolge Abnahme des mechanischen Stresses, aber auch infolge der Zunahme von sedimentierten

organischen Feinpartikeln, sei es, weil sie diese selber verwerten oder weil sie von Bakterien

leben, die ihrerseits die Feinpartikel verwerten. Die Ciliatenpopulationen verändern sich bei abnehmender

Strömungsgeschwindigkeit in ähnlicher Richtung wie bei Auftreten von organischen Belastungen.

d) Makroinvertebraten

Zur Zeit hoher, Wasserführung, in der Regel im Frühjahr und Sommer, sind die Makroinvertebraten-Populationen

in den untersuchten Restwasserstrecken der Töss und des Schächens

gegenüber der Referenzstrecke relativ wenig verändert; dies gilt vor allem für die Bewohner des

Kiesuntergrundes. (Eine hohe Wasserführung über mehrere Tage oder Wochen ist in den

Restwasserstrecken allerdings nur dann möglich, wenn die max. Wasserentnahme nicht zu hoch

angesetzt wird!) Die hochspezialisierte Lebewelt glatter Felsflächen (z.B. im Schächen) reagiert

empfindlicher auf Wasserentnahmen; die stabilen Oberflächen bieten so günstige Bedingungen für

das Wachstum von fädigen Algen, dass dieses schon frühzeitig einsetzen kann. Solche dichte Algenlager

bieten ungünstige Lebensbedingungen für die strömungsliebende Felsfauna.

Zur Zeit des Niederwassers, im Herbst, werden die Unterschiede im Aufbau der Makroinvertebraten-Lebensgemeinschaft

zwischen Referenz- und Restwasserstrecke auch im Kiesuntergrund

ausgeprägt. Als Folge der geringen Strömung und der dadurch zunehmenden Algendichte,

entwickeln sich die Zuckmücken (Chironomiden), eine bei uns sehr artenreiche Fami lie, zu dichten

Populationen. Umgekehrt gehen die typischen Formen des bewegten Bachwassers, wie die Steinfliegen,

Lidmücken und köchertragenden Köcherfliegen, relativ und meist auch absolut zurück

(vergleiche Tab. 3).

Diese Entwicklungstendenz wurde auch in andern Untersuchungen an Restwasserstrecken des

Alpengebietes und in den USA festgestellt.


e) Fische

2-5

Die Entnahme von Wasser führt zu starken Beeinträchtigungen der Fischhabitate. Damit Fischpopulationen

den natürlichen Lebenszyklus aufrechterhalten können, sind sie jedoch auf die volle

Funktionsfähigkeit der einzelnen Habitatskomponenten angewiesen. Dies sind: Laichareale, Aufenthaltsorte

der Dottersackbrütlinge und der Kleinfische, Fressareale, Unterstandsorte und Migrationsräume.

Die Habitatsansprüche von Fischen verändern sich innerhalb der Jahreszeiten, z.B. vom

Sommer zum Winter, jedoch auch im Verlaufe der verschiedenen Lebensabschnitte.

Die zunehmende Veralgung und die Sedimentation von Feinpartikeln beeinträchtigen die Laichareale.

Damit werden die Überlebenschancen für die im Kies abgelagerten Eier und für die Brütlinge stark

herabgesetzt oder zunichte gemacht. Durch Verkleinerung der benetzten Bachbettfläche und durch die

Reduktion der Wassertiefe werden in Restwasserstrecken die Unterstandsflächen (O rte, wohin sich

Fische bei Gefahren zurückziehen) verkleinert. Ausreichende Unterstände sind für das Überleben

einer Population jedoch ausschlaggebend. Der in der Töss und im Niemet beobachtete Rückgang der

Forellendichte (bezogen auf die Bachlänge) liegt in der Grössenordnung von 60 % (Tab. 3) und ist

hauptsächlich durch ein ungenügendes Unterstandsangebot zu begründen.

Restwasserstrecken bzw. die Wasserfassungsbauwerke beeinflussen jedoch auch Fischwanderungen

negativ oder verhindern sie sogar.

Durch restwasserbedingte Lebensraumstörungen können menschliche Eingriffe zur Populationserhaltung

nötig werden (Besatz von Jungfischen). Besatzfische sind jedoch, ökologisch gesehen, kein

Ersatz für die verlorengegangene natürliche Population, die ein einmaliges Produkt eines Jahrtausend

langen natürlichen Selektionsprozesses war.

Abb. 2.1

Ava da Tuors, Wasserentnahmestelle oberhalb von Bergün im Kanton Graubünden. Dank der

Dotiereinrichtung wird der Unterlauf des Baches dauernd mit Wasser beschickt. Es stellt sich die

Frage, wie eine solche Dotierung zu gestalten ist, damit ausreichend gute ökologische Bedingungen

aufrechterhalten werden können.

(Foto: U. Bundi)


Erhebungsdatum:

für Invertebraten/Bewuchs

Mittlerer Abfluss (m3/s) während

ca. 10 Tagen vor Erhebung

Töss Schächen

1,0 0,50

8,1

62,3

Niemet

Referenz Restwasser Referenz

Restwasser Referenz Restwasser 1

21.9.87

Kiesbett fast vollständig mit Algen und

Detritus bedeckt. Ausmass der Bedaokung

in Restwasserstrecke deutlich

stärker.

Makroinvertebraten 4)

' Anz. Individuen/m2 13732 2'659

- Anz. Individuen/Probe

- Anteil der verschiedenen

Gruppen am Total in %

Nichtinsekten 1 2

Ephemeropteren 11 6

Plecopteren 5 4

Coleopteren 3 3

Dipteren 80 84

Trichopteren ^ 1

Total

100 100

Fische

Fischdichte in kg/1 O0m Bachlänge

in kg/ha

15,1

91,4

0,9 1)

26.10.87

0,50

Bedeckung der Steinblöcke mit Alge

in % der Gesamtfläche

15.9 87

0,5 2) 0,06 2)

Bedeckung des achbettes mit Algen in %

der Gesamtfläch a

5-25 % 75-1O8% 25-50 % annährend

100%

1'0G7 1'910 '

G7 445

1 1 3 7

41 8 72 11

22 8 16 5

O O 0 0

29 80 9 77

7 3 O O

100 100 100 100

2,8 3) 2,4 3) 5,3 2,2

29,9 38,1 64,7 55,2

1) Die Refe nzstrecke l im Vorder Schächen, der über weniger als die Hälfte der Wasserführung des Schächens verfügt.D ieim Vorder Schächen

entsprächen etwa 2m3/s in der Restwasserstrecke des Schächens (wenn diese nicht durch die Wasserentnahme beeinträchtigt wäre).

2) Abfluss zum Zeitpunkt der Probenahme

3) Die Fischpopulationen im Schächen sind nicht vergleichbar: Regenbogenforellen in der Referenzstrecke, Bachforellen im Restwasserbereich

4) Makroinvertebraten des kiesigen Gewässergrunds

Tabelle 3: Auswirkungen der Wasserentnahmen zur Zeit relativ niedriger Abflüsse im Herbst auf Wasserorganismen


2-7

Interpretation der biologischen Auswirkungen der Wasserentnahmen

Für den Schutz der Gewässer vor Verunreinigung wurden Qualitätsziele postuliert, die - unter anderen

- auch ökologisch-biologische Belange der Fliessgewässer betreffen (Verordnung über Abwassereinleitungen,

Artikel 1, Absätze 2 und 4). Diese Ziele sind weiterhin unbestritten. Ihre sinngemässe

Anwendung für den Schutz der Gewässer vor Beeinträchtigung durch Wasserentnahmen

würde, gestützt durch die vorliegenden Untersuchungen, zu den folgenden Anforderungen führen:

Biologische Ziele für den Schutz der Fliessgewässer bei Wasserentnahmen

a) Es dürfen keine Algenwucherungen entstehen.

b) Die unter natürlichen Bedingungen vorkommende Lebensgemeinschaft der Flussohle-Bewohner

muss in ihrer typischen Ausprägung existieren können.

c) Die natürlicherweise möglichen Fischpopulationen müssen existieren können. Ihre natürliche

Fortpflanzung muss gewährleistet bleiben. Der Altersaufbau darf verhältnismässig nicht

verändert und die Vorkommensdichte nicht wesentlich beeinträchtigt werden.

Vergleicht man diese Ziele mit den Auswirkungen der Wasserentnahmen in den drei untersuchten

Gewässern, so erlaubt dies eindeutige Aussagen:

In der Töss ist bereits der biologische Zustand oberhalb der Wasserentnahme unbefriedigend.

Das ist auf die Verbauung zurückzuführen, die für sich allein schon eine starke Herabsetzung

und Monotonisierung der Strömung bewirkt. Die durch die Wasserentnahme zusätzlich verschlechterten

Bedingungen in der Restwasserstrecke führten im September 1987 sogar zu

einem Rückgang der Makroinvertebratendichte auf etwa 20 % jener in der Referenzstrecke!

In der Restwasserstrecke des Schächenbaches tritt heute ein Restwasserabfluss auf, der bei

100-150% der Mindestanforderung gemäss Revisionsentwurf GSchG (= 0,37 m 3/s) liegt. Die

Auswirkungen dieser Situation sind nicht kompatibel mit den biologischen Zielen.

Im Niemet treten in der Restwasserstrecke bei einem Abfluss, der etwa der

Mindestanforderung gemäss Revisionsentwurf GSchG entspricht, unerwünschte biologische

Auswirkungen auf.

Diese Auswirkungen, in Beziehung gesetzt zu den Abflussverhältnissen in den untersuchten

Gewässern, zeigen klar, dass die Mindest -Restwassermengen, wie sie im Revisionsentwurf

für das Gewässerschutzgesetz vorgeschlagen werden, im Falle der untersuchten

Bachtypen (Gebirgswildbach, Bach/Kleinfluss mit Geschiebetrieb in den Voralpen)

aus ökologischer Sicht nicht genügen und zu erhöhen sind.

Anforderungen an die Restwasserführung

Um die biologischen Ziele zu erreichen, muss nicht nur ein bestimmter Minimalabfluss, sondern auch

eine ausreichende Variabilität des Abflussgeschehens gewährleistet sein: Der Charakter der

natürlichen Abflussdynamik muss erhalten bleiben. Es gelten die folgenden Anforderungen:

Ein bestimmter Minimalabfluss darf - ausser in natürlichen Niederwasserperioden - nie

unterschritten werden, damit der verbleibende Lebensraum die Grundbedürfnisse der Wasserorganismen

noch erfüllen mag.

Ein erhöhter Abfluss soll im Frühjahr/Frühsommer gewährleistet sein, weil in dieser Zeit

natürlicherweise hohe Abflüsse auftreten, die für die Juvenilentwicklung der Salmoniden und

der auf Kies ablaichenden Cypriniden wichtig sind, und an welche die aquatischen Lebensgemeinschaften

angepasst sind.

Periodisch erhöhte Temporärabflüsse und Hochwasser sind nötig zur Säuberung der

Bachsohle von Feinpartikeln, zur Eindämmung des Algenbewuchses sowie zur Reinigung und

Strukturierung der Bachsedimente.


Richtwerte für die Restwasserführung

2 - 8

Die Indizien, die sich aus der Untersuchung der drei Testgewässer ergeben, erlauben - unterstützt

durch Literaturangaben - quantitative Anforderungen im Sinne von generellen Richtwerten zu postulieren:

Was den Minimalabfluss betrifft, so hat es sich gezeigt, dass jener Abfluss, welcher übers

Jahr gesehen am häufigsten auftritt, von besonderer biologischer Bedeutung ist und nicht unterschritten

werden sollte. Um die Dynamik des Abflussgeschehens zu gewährleisten, ist anderseits

auch die im Maximum nutzbare Wassermenge zu begrenzen. Diese Begrenzung hat so zu erfolgen,

dass ein ausreichender Teil der im Jahresverlauf auftretenden höheren Abflüsse im Gewässer

verbleibt.

1. Minimalabfluss = häufigste Abflussmenge QH* (im allgemeinen etwa Q300)*

in der Zeit, in der QH natürlicherweise effektiv erreicht oder überschritten wird

2. Limitierung der Grenzwassermenge (= maximal nutzbare Wassermenge + Minimalabfluss)

auf ca. Q 100 bis Q80*

Ermöglicht die Beibehaltung erhöhter Abflüsse zur Zeit der natürlicherweise hohen Abflüsse

sowie von strukturwirksamen Abflussspitzen.

Diese Limitierung bedeutet, dass während durchschnittlich 100 (bzw. 80) Tagen pro Jahr der

Minimalabfluss in der Restwasserstrecke überschritten wird. Damit kann auch ein Teil der

natürlichen Abflussdynamik gewahrt werden.

3. Periodisch erhöhte Temporärabflüsse/Hochwasser

Wenn der Minimalabfluss oder ein darunter liegender Abfluss (in natürlichen Niedrigwasserperioden)

in der Restwasserstrecke jeweils zwei Wochen gedauert hat, dann muss der höher

liegende Zufluss bzw. die nächstfolgende Zuflusserhöhung während mindestens eines Tages

grösstenteils an die Restwasserstrecke weitergeleitet werden.

Die Folgerungen und Richtwerte dieses Berichtes gelten für die häufig vorkommenden und häufig

genutzten Typen "Gebirgs-Wildbach" und "Bach/Kleinfluss mit Geschiebetrieb in den Voralpen".

Für die übrigen Gewässertypen der Bergregion (reine Gletscher- und Schneeschmelzebäche,

temporär austrocknende Karstbäche) sind die entsprechenden Anforderungen durch zusätzliche

Untersuchungen abzuklären.

Die Richtwerte erlauben, die ökologisch-biologischen Ziele für das "durchschnittliche Gewässer" zu

erfüllen. Es ist aber in jedem Einzelfall der Festlegung von Restwasseranforderungen

zu überprüfen, ob die Richtwerte tatsächlich genügen.

Schliesslich gilt es noch eine weitere, für die Entwicklung der aquatischen Lebensgemeinschaften

wichtige Anforderung zu beachten:

Das Kontinuum des Baches darf durch die Konstruktion der Wasserfassung nicht

unterbrochen werden, das heisst, ein Teil des Zachgerinnes muss durchgehend sein,

um die Wanderung der Fische und der übrigen Wasserorganismen zu ermöglichen.

*Erläuterungen:

QH =

Q300 =

die "häufigste Abflussmenge" ist dadurch gekennzeichnet, dass relativ viele Abflusswerte

genau dieser oder ähnlicher Grösse auftreten.

Im Falle des Schächenbaches z.B. hat QH den Wert von 0,95 m3/s und ist damit 2,6 mal

grösser als die Mindestanforderung gemäss Revisionsentwurf GSchG.

jene Wassermenge, die an 300 Tagen pro Jahr überschritten wird, oder

umgekehrt, an 65 Tagen pro Jahr unterschritten wird.

desgleichen Q80, Q100

= jene Wassermenge, die an 80 (100) Tagen pro Jahr überschritten wird, oder umgekehrt,

an 285 (265) Tagen pro Jahr unterschritten wird.

(Ueli Bundi, Elie Eichenberger, Peter Baumann, Ueli Sieber, Armin Peter, Peter Reichert,

Jürg Zobrist, Hans Burkhalter, Peter Perret, Ursula Singenberger)


22 Ein EnCagerkonzc. t für fesa Abfallstoffe - Konsequenzen für die

Volkswirtschaft

METER

I

Aufenthaltszeiten (Jahre) in Umweltkompartimenten (c)

Lithosphäre

( 10 4- 106)

Hydrosphäre

(0.1 - 100)

2-9

I. Die Deponie als notwendiger Tell einer Volkswirtschaft

Der Stoffhaushalt einer Volkswirtschaft, an der Millionen von privaten und öffentlichen Haushalten

beteiligt sind, unterliegt den gleichen Naturgesetzen, wie sie für alle lebenden Organismen gelten, von

der Zelle bis zum Oekosystem. Ein totales Recycling ohne Energiezufuhr ist nicht möglich. Es werden

somit nebst Abluft und Abwasser auch feste Abfälle produziert, die deponiert werden müssen

("anthropogene Sedimente"). Die Deponie ist unentbehrlicher Teil einer Volkswirtschaft. Quantität

und Qualität der zu deponierenden Feststoffe sind abhängig von den ökonomischen und kulturellen

Aktivitäten einer Gesellschaft (materieller Lebensstandard und Wertordnung).

Mit der Einführung von Kernkraftwerken in der zweiten Hälfte dieses Jahrhunderts entstand ein neuer

Typ von "Abstoffen", nämlich radioaktives Material. Es sollte so deponiert werden, dass es auch

langzeitlichen Sicherheitsanforderungen genügen kann. Für eine solche Deponie wurde der Begriff

"Endlager" geprägt. Vor allem für die hochaktiven und langlébigen radioaktiven Isotope sind in der

Lithosphäre dichte Nischen zu schaffen, in denen Rückstände genügend l ange (Hunderttausende bis

Millionen von Jahren) von den biogeochemischen Kreisläufen der Erdoberfläche ferngehalten werden

(Abb. 2.2a). Es handelt sich um Abfälle in der Grössenordnung von g pro Einwohner und Jahr.

Vereinfacht ausgedrückt geht es darum, mit einem Paket von Massnahmen in grosser Tiefe das

Eindringen von Wasser und die nachfolgende Verteilung derart zu reduzieren, dass die resultierenden

Restflüsse in die Biosphäre keine Schäden mehr erzeugen können.

Die nicht radioaktiven Abfälle wurden bis heute mit wenigen Ausnahmen an der Grenzschicht

Biosphäre/Lithosphäre deponiert (Distanz von der Erdoberfläche 0-20 m, Abb. 2.2b). In allen mit

der Schweiz vergleichbaren Industrieländern wurden in den vergangenen Jahrzehnten Stoffgemische

abgelagert, welche genügend organisches Material besitzen, um Mikroorganismen zu ernähren und

welche zu wenig dicht sind, um die Wechselwirkung mit Wasser kurz- bis langfristig zu verhindern.

Diese Abfallflüsse liegen um zwei bis sechs Grössenordnungen höher als die radioaktiven Abfälle,

nämlich kg bis t pro Einwohner und Jahr. Die Emissionen solcher Ablagerungen sollten für die

Deponieumgebung auch langfristig verträglich sein. Es geht also darum, die heutigen Kenntnisse über

die zeitlichen Dimensionen geologischer Stoffkreisläufe (Abb. 2.2c) auch für die Deponierung nicht

radioaktiver Abfälle zu berücksichtigen. Der Begriff "Endlager" ist für beide Abfälle gleich, weil die

ökologischen Zielsetzungen identisch sind. Die daraus resultierenden Verfahren und Bauwerke sind

hingegen unterschiedlich.

Radioaktive Abfälle (a) Nicht radioaktive Abfälle (b)

Biosphäre

2. Deponierungsstrategien

JB88.gem

Abb. 2.2

Schematische Darstellung zur Lagerung

von Abfällen.

a: Endlagerung hochaktiver radio -

aktiver Abfälle

b: Deponierung nicht radioaktiver

Abfälle an der Erdoberfläche

c: Grössenordnungen der Aufenthaltszeiten

von Stoffen in den Umweltkomparitmenten

Die in den meisten Industrieländern verfolgten Deponierungsstragegien für nicht radioaktive Abfälle

lassen sich in zwei Gruppen einteilen, die mit den Ueberschriften "Hochsicherheitsdeponie" und

"Reaktordeponie" gekennzeichnet werden.


ORG. C

N

F

P

s

CI

METALLE

2-10

Hochsicherheitsdeponie

Die Hochsicherheitsdeponie geht von der Zielsetzung aus, die Abfallstoffe in ein Bauwerk

einzuschliessen, welches höchsten Dichtigkeitsanforderungen gerecht wird. Es soll jederzeit und

überall möglich sein, dieses Werk zu kontrollieren und Fehler (z.B. Lecks) rechtzeitig zu korrigieren.

Man kennzeichnet diese Strategie auch mit den englischen Stichwörtern "Concentrate & Contain"

(Konzentrieren und Einschliessen). Man kann dieses Bauwerk an der Grenzfläche Biosphäre/Lithosphäre

oder analog den radioaktiven Abfällen im Erdinnern (z.B. in Salzkavernen)

errichten (siehe auch Abb. 1). Mit anderen Worten: Der Bauingenieur ist aufgerufen, eine Pyramide zu

bauen; der Geologe wird angefragt, eine Pyramide zu finden. Im ersten Fall geht man davon aus,

dass künftige Generationen dieses Bauwerk an der Oberfläche betreuen, d.h. als "Zwischenlager"

führen. Der Inhalt, dessen Schadstoffpotential nicht verringert wird, muss eines Tages

umweltverträglich behandelt werden. Im zweiten Fall stellt sich das gleiche Problem wie bei den

radioaktiven Abfällen. Bisherige Untersuchungen zu deren Endlagerung zeigen, dass die verfügbaren

tauglichen "Nischen" (Wirtsgesteine) zur Schaffung von Untertage-Deponien äusserst rar sind. Im

Gegensatz zu radioaktiven Abfällen, deren Schadstoffpotential entsprechend ihrer Zerfallskinetik

abnimmt und berechnet werden kann, behalten bestimmte nicht radioaktive Abfälle (z.B. halogenierte

Aromaten oder wasserlösliche Schwermetallsalze) ihre Gefährlichkeit für die Biosphäre, wenn sie

nach sehr langen Aufenthaltszeiten in der Lithosphäre wieder in die Biosphäre gelangen können.

Geologisch betrachtet ist eine solche Deponie eine potentie lle Reaktordeponie.

Reaktordeponie

Sie ist eine Oberflächendeponie, die als chemischer Reaktor (ein Festbett-Reaktor) geführt wird.

Ausgangsprodukte sind der Abfall und das natürliche Niederschlagswasser. Das Enzymprogramm

der natürlich vorhandenen und sich entwickelnden Mikroorganismen ist zudem mitbestimmend für

Art und Geschwindigkeit der Reaktionen. Der "Reaktionsbehälter" ist der natürliche Untergrund,

ergänzt durch zusätzliche Abdichtungen. Diese haben zwei Aufgaben. Erstens sollen umweltschädliche

Sickerwässer gesammelt und behandelt werden. Dies gilt, falls notwendig, auch für Gase.

Zweitens, für einen späteren Zeitpunkt, soll ein langsamer Tr ansport von Reststoffen in die unteren

Schichten erreicht werden. Diese Strategie wird mit den Stichwörtern "Attenuate and Dilute"

(Verlangsamen und Verdünnen) charakterisiert. Für diese Deponierungsstrategie wird also der Verfahrensingenieur

eingesetzt, dessen Aufgabe es ist, den Reaktor zu führen. Nach heutigen Schätzungen

wissen wir, dass er solche Reaktoren der nächsten Generation zur weiteren Betreuung übergeben

muss. Die Untersuchungen an Siedlungsabfalldeponien zeigen (Abb. 2.3), dass die Sickerwässer

vor allem wegen erhöhter Nichtmetall-Konzentrationen (z.B. organischer Kohlenstoff, Phosphor in

Phosphaten) über Jahrhunderte behandelt werden müssen.

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10 100 1000 10000

Zeit [j]

Abb. 2.3

Stoffflüsse in Sickerwässern von

Siedlungsabfall-Deponien:

Geschätzte Zeiträume für einige Elemente

bis zur Enlagerqualität

Fazit

Beide Strategien lösen das gestellte Entsorgungsproblem nicht "endgültig", d.h. langfristig ohne Betreuung

des Menschen. Die "Pyramidenlösung" verschiebt die Probleme der Behandlung, resp. der

resultierenden Produkte, auf spätere Generationen. Die "Reaktorlösung" beginnt zwar mit der Behandlung

und kann, allerdings über mehrere Generationen, die Qualitätsziele für Abluft und Abwässer

erfüllen, d.h. zwei Produkte kontrollieren. Das dritte und quantitativ bedeutendste Produkt,

der feste Rückstand, ist hingegen weder chemisch definiert noch in seiner Entwicklung zeitlich

genügend genau vorauszusehen.


2-11

3. Das Endlagerkonzept für die Schweiz

Die Gegenüberstellung von Deponierungsstrategien zeigt deutlich, dass hinter jedem Vorgehen

politische Leitbilder stecken, bewusst oder unbewusst. Mit anderen Worten: Deponierungsstrategien

basieren auf gesellschaftspolitischen Grundsätzen, die Nutzungsziele in einem volkswirtschaftlichen

Raum und in der Zeit festlegen. Das Leitbild für die schweizerische Abfallwirtschaft enthält solche

Grundsätze. Danach soll die Abfallwirtschaft

in erster Priorität zum Schutze der menschlichen Gesundheit und der Umwelt operieren, d.h.

gesamthaft umweltverträglich sein,

- nur zwei Produkte herstellen, nämlich wiederverwertbare und n 1 rf i Stoffe (nebst den

luft- und wasserverträglichen Restflüssen),

- der Schweiz eine Entsorgungsautonomie sichern und nach dem Verursacherprinzip finanziert

werden (d.h. grundsätzlich keine staatliche Subventionen).

Die sich daraus ergebenden Konsequenzen sind:

1) Der Staat muss neu.auch die Qualitätsziele für die festen Reststoffe aus der Abfallwirtschaft

festlegen. (Die 1988 in die Vernehmlassung geschickte "Technische Verordnung über Abfälle

(TVA)" enthält solche Qualitätsziele).

2) Jede Generation muss die Entsorgung ihrer Abfälle bis zu den geforderten stofflichen Qualitäten

in ihrer Zeit vollständig durchführen, d.h. bis zur Endlagerqualität behandeln und finan zieren.

(Es dürfen also keine "Altlasten" mehr geschaffen werden. Somit fallen sowohl

"Hochsicherheitsdeponien" wie auch "Reaktordeponien" mit Laufzeiten >_ 30 Jahren ausser

Konkurrenz).

Die zwei Produkte der Abfallwirtschaft müssen definiert werden. Qualität und Quantität der

wiederverwertbaren Stoffe sind durch den Markt gegeben und sollen hier nicht erläutert werden. Das

stoffliche Qualitätsziel für die Endlagerung fester Reststoffe ist wie folgt definiert:

"Eine Deponie hat Endlagerqualität, wenn ihre Emissionen die geogenen Eigenschaften der benachbarten

Umweltkompartimente (Luft, Wasser, Boden) über Tausende von Jahren nicht negativ beeinflussen."

Dies soll auch heissen, dass die Emissionen einer solchen Deponie vom Menschen nicht

mehr behandelt werden müssen. Der abzulagernde Stoff muss demnach Eigenschaften besitzen, wie

wir sie von Teilen der Erdkruste schon kennen und aus Erfahrung wissen, dass sie ohne Gefahr für

die Umwelt sind. Es handelt sich um

- natürliche Sedimente

Steine und Erze

- B öden.

Für Erze muss man ergänzend betonen, dass ihre Stabilität milieuabhängig ist. Werden Erze im Tagbau

der Verwitterung ausgesetzt, so können umweltschädliche Emissionen entstehen. Naturwissenschaftliche

und technische Kriterien zur Beurteilung der Endlagerqualität sind ausführlicher

unter dem Titel "The Landfill: Reactor and Final Storage" (ed. P. Baccini), in Lecture Notes in Earth

Sciences, Springer 1989, zusammengestellt.

Die Behandlungsanlagen der Abfallwirtschaft haben die Aufgabe, aus Abfällen Stoffe mit erdkrusteähnlichen

Eigenschaften herzustellen. Dazu drei Beispiele:

Bodenähnliches Material

Biogene Abfälle (z.B. pflanzliche und tierische Abfälle aus Küche und Garten) sollen separat

gesammelt und kompostiert werden. Das Produkt Kompost hat dann eine Qualität, die der natürlich

gewachsenen Humusschicht des Bodens gleichkommt, wenn der verwendete Abfall nicht mit anderen

Stoffen kontaminiert ist..

Steine

Schlacken aus Kehrichtverbrennungsanlagen zeigen eine chemische Zusammensetzung der Hauptkomponenten,

die jener von Steinen nahekommt. Der Gehalt an einigen Nichtmetallen (z.B. organischer

Kohlenstoff), gut wasserlöslichen Salzen (z.B. Chloride) und einigen Metallen (z.B. Zink) ist

jedoch noch zu hoch, um als endlagerfähiges Material oder als wiederverwertbarer Baustoff eingesetzt

zu werden. Die Schlacke muss also noch weiterbehandelt werden.


Kies&Sand

noZ000n111u111nuun

ZZZZZZZZZZZ Ae

111M111 ZZZZZZZZZZ

2-12

In den Produkten der KVA-Rauchgasreinigung und den Rückständen von Galvanikabwässern finden

sich relativ hohe Schwermetallkonzentrationen, die jenen von Erzen nahekommen können. Wie für

Schlacken gilt es jedoch, einen möglichst geringen Gehalt an organischem Material zu erreichen und

die leicht löslichen Salze zu entfernen, respektive die Schwermetallionen in schwerlöslichen,

anorganischen Verbindungen zu immobilisieren.

4. Konsequenzen für die Volkswirtschaft

Das Endlagerkonzept zu realisieren bedeutet, sowohl die Entsorgung wie die Versorgung zu

verändern.

Die Abfallwirtschaft als Teil der Volkswirtschaft wird zu folgenden Massnahmen gezwungen:

- Die Abfälle müssen chemisch charakterisiert sein, bevor sie Behandlungsverfahren zugeordnet

werden.

Die Behandlungsverfahren müssen so angepasst werden, dass sie g_lk geforderten Produktequalit

äten (Abluft, Abwässer, Feststoffe für Endlager) erreichen können.

Die Bedeutung dieser Massnahmen für die ganze Entsorgungstechnik soll hier nur exemplarisch erläutert

werden. Nach heutigem St and des Wissens und der Technik ist die Verbrennung das wichtigste

Verfahren, um in erster Näherung die geforderten Endlagerqualitäten zu erreichen, d.h. organische

reaktive Gemische in anorganische, oxidierte und schwerlösliche Verbindungen überzuführen.

Die Abfallwirtschaft wird nicht in der Lage sein, das oben gesteckte Ziel mit den heute verwendeten

Systemen zu erreichen. Es wird auch nicht möglich sein, nur durch verfahrenstechnische Anpassungen

sämtliche stofflichen Qualitätsforderungen zu erfüllen. Es wird in Einzelfällen notwendig sein,

gewisse Güter stofflich den begrenzten Möglichkeiten der Abfallwirtschaft anzupassen. In der

Schweiz sind dafür die gesetzlichen Grundlagen mit der Stoffverordnung geschaffen. Sie wurde denn

auch bereits angewendet, z.B.

Cadmium in Pigmenten, Korrosionsschutzverfahren und Kunststoffstabilisatoren zu verbieten,

respektive zu begrenzen,

Tripolyphosphate und Nonylphenolethoxylate in Waschmitteln zu verbieten,

Quecksilber in Alkali-Mangan-Batterien zu begrenzen.

A—Erze

A—Steine

Steine

Zement

®

7800

Abb. 2.4

"Steinflüsse" in der Versorgung (Kies und S and, Zement,

Steine) und in der Entsorgung mit Endlagerqualität (Abfallsteine

und Abfallerze) in kg pro Kopf und Jahr (Schweiz,

Stand 1985)

630

390

300

30


2-13

Der Anteil der bezüglich "Entsorgungstauglichkeit" konsequent untersuchten Stoffe am gesamten

Stoffarsenal (es sind deren Zehntausende) ist noch sehr klein. M an wird sich auf wenige Indikatorstoffe

beschränken müssen. Erst die weiteren Erfahrungen werden zeigen, welche unter den bereits

im Konsum sich befindlichen Stoffe ersetzt oder begrenzt werden müssen. Neue Stoffe haben sich

vorgängig dieser Prüfung zu unterziehen, bevor sie in Umlauf gesetzt werden. Damit verstärkt sich

auch der Druck auf die Wiederverwertung. In letzter Konsequenz bewirkt also das gewählte

En la erkonz- s sen Ein En •ru.n i- Fr hune _ns En wi,klun ne r G"ter nd

Prozesse. Die bis anhin fehlende Rückkopplung Entsorgung/Versorgung soll damit hergestellt werden.

Gleichzeitig muss hervorgehoben werden, dass damit die marktwirtschaftlichen Möglichkeiten

zur Steuerung von umweltverträglichen und ressourcenschonenden Güterflüssen weder begrenzt

noch überflüssig werden. Mit der gewählten Entsorgungsstrategie wird weder ein Güterverzicht noch

eine Einschränkung von Aktivitäten verlangt. Für die Schweiz bedeutet die Endlagerqualität primär

ein qualitatives, nicht aber ein quantitatives Problem. Aus all den zu behandelnden Abfällen (St and

achtziger Jahre) ergibt sich ein Materialfluss in die Endlager (Abb. 2.4), der um das 30-fache kleiner

ist als der aktuelle Steinfluss zum Aufbau der Anthroposphäre.

(P. Baccini)

2.3 Regionale Stoffflussstudien - ein neues Instrument zur Analyse der

Anthroposphäre

Handelbare Güter werden durch den Menschen in eine Region eingeführt, umgewandelt,

transportiert, gelagert und grösstenteils wieder ausgeführt. Bei diesen Tätigkeiten entstehen auch

Güter mit einem geringen bzw. keinem We rt, deren Weiterbearbeitung keine Wertschöpfung mehr zur

Folge hat, und die als eigentliche Abfälle, Abwässer oder Abgase bezeichnet werden können. Die

Zielsetzung für die Weiterverarbeitung dieser Abfälle ist im Leitbild für die schweizerische Abfallwirtschaft

festgehalten: Im wesentlichen soll die Behandlung von Abfällen entweder wiederverwertbare

oder deponierbare, langfristig umweltverträgliche Produkte liefern. Damit dieses Ziel erreicht

werden kann, muss ein der Art und Menge der Abfallstoffe angepasstes Entsorgungssystem

vorhanden sein.

Die Zielsetzung "langfristige Umweltverträglichkeit" soll nicht nur auf Abfälle sondern auch auf andere

Güter- und Stoffflüsse angewendet werden. Es stellt sich dann die Frage, wie diese

Umweltverträglichkeit gemessen werden soll. Eine Möglichkeit besteht darin, als ersten Schritt die

natürlich vorhandenen Stoffflüsse und -reservoire zu messen bzw. abzuschätzen und mit den vom

Menschen geschaffenen neuen Flüssen zu vergleichen. Auf die im zweiten Schritt notwendige, viel

schwierigere ökotoxikologische Beurteilung kann dann verzichtet werden, wenn es gelingt, durch

technische Massnahmen die anthropogenen Restflüsse in die Umwelt auf ein Mass zu reduzieren,

welches die natürlichen Flüsse und Reservoire langfristig nicht signifikant verändert. Mit ähnlichen

Ueberlegungen kann auch die Umweltverträglichkeit von neuen Prozessen beurteilt werden oder

könnten Emissionsgrenzwerte abgeschätzt werden.

Für die Planung der zukünftigen Entsorgungsanlagen, die Prüfung der Umweltverträglichkeit bestehender

und neuer Verfahren wie auch für die Beurteilung der langfristigen Auswirkungen verschiedener

menschlicher Aktivitäten auf z.B. den Boden oder die Gewässer ist es notwendig, als

Grundlage über Stoffflusstudien zu verfügen. Im Projekt RESUB (Regionaler Stoffhaushalt Unteres

Bünztal) wird der Güter- und Stofffluss durch die Anthroposphäre einer Region gemessen bzw.

abgeschätzt, und mit dem ebenfalls erfassten Stoffhaushalt in Wasser, Boden und Luft dieser Region

verglichen. Das Ziel dieses Projektes besteht darin, die Grundlagen zu schaffen, um Stoffflüsse in

einer Region wirtschaftlich effizient derart zu steuern, dass ihre langfristige Umweltverträglichkeit

gewährleistet ist.

Die Untersuchung des Stofffhaushaltes einer Region

Die Fragestellung nach dem Güter- bzw. Stofffluss einer Region ist neu. Es gibt noch keine

Standardrezepte zur Auswahl und zur Messung von Stoffen in der Anthroposphäre und der Umwelt

eines begrenzten Gebietes. Im Zentrum der Studie RESUB steht deshalb die Ausarbeitung einer

Methodik zur Erfassung ausgewählter Stoffflüsse. Zu diesem Zweck wurde das Projekt in die zwei

Bereiche "Anthroposphäre" und "Umwelt" mit folgenden fünf Teilen gegliedert:


2-14

Im Teil "Güterflüsse durch die Anthroposphäre" werden die wichtigsten Prozesse und Güterflüsse,

die der Mensch in der ausgewählten Region für seine Aktivitäten benötigt, durch Befragungen bei

Industrie und Gewerbe sowie durch die Auswertung von Wirtschaftstatistiken untersucht. In den

Gütern werden für ausgewählte Stoffe die Konzentrationen abgeschätzt bzw. gemessen, und daraus

Stoffflüsse durch die Anthroposphäre berechnet.

Der Teil "Abfallflüsse" ( vgl. S.3-18) befasst sich mit den in privaten Haushaltungen wie auch in Industrie,

Gewerbe und öffentlichen Diensten entstehenden Abfallgütern, und berechnet anhand

früherer EAWAG-Untersuchungen von Entsorgungsanlagen die Umwandlung und Verteilung der

Güter und Stoffe bei der Abfallbehandlung.

Im Projekt "Wasser" (vgl. S.3-15) wird der Wasserhaushalt der Region anhand von Messungen der

Niederschläge, der Oberflächengewässer, von Trinkwasser und Abwasser und der Veränderungen

des Grundwasserspiegels berechnet bzw. abgeschätzt. Anhand der Konzentration der ausgewählten

Stoffe in Wasserproben (Niederschläge, Oberflächen- und Grundwasser, Trink- und Abwasser,

Klärschlamm) wird der durch den Wasserhaushalt transportierte Stofffluss berechnet. Das Ziel ist wie

bei allen RESUB Projekten eine Jahresbilanz.

Der Beitrag der Atmosphäre zum Stoffhaushalt der Region wird im Projekt "Luft" (vgl. S.3-18) bestimmt.

Durch Messung der nassen und trockenen Deposition auf Modellrezeptoren wird der Eintrag

aus der Luft auf die verschiedenen Oberflächen der Region (Wald, Kulturland, Siedlungsfläche)

abgeschätzt.

Im Projekt "Boden" (vgl. S.3-20) besteht das Ziel darin, ausgewählte Stoffe im Boden zu bilanzieren.

Insbesondere werden der Ein- und Austrag von landwirtschaftlichen Gütern und in ihnen enthaltenen

Stoffen auf drei Bauernhöfen und im Boden gemessen; zusammen mit Angaben von Landwirtschaftlichen

Genossenschaften über Verbrauch und Produktion landwirtschaftlicher Güter wird auf den

Stoffhaushalt des Bodens der ganzen Region hochgerechnet.

Die in den einzelnen Projekten erhaltenen Stoffflüsse werden anschliessend mit dem Instrument der

Input/Outputanalyse zu einem Stofffluss durch die ganze Region verknüpft.

Die Güter- und Stoffflüsse in einer Region als Spiegel der menschlichen Aktivitäten

Obschon die Bestandesaufnahme der Güterflüsse in der Anthroposphäre noch nicht abgeschlossen ist

(es fehlen vor allem noch die Daten aus privaten Haushaltungen), können erste Folgerungen über den

Güter- und Stofffluss in einer ausgewählten Region (66 km 2, 28'000 Einwohner) abgeleitet werden:

Pro Kopf der Bevölkerung werden in Industrie und Gewerbe jährlich 70-140 Tonnen Güter umgesetzt.

Der Güterumsatz in privaten Haushaltungen ist kleiner, liegt aber wegen dem Wasserkonsum

(64 Tonnen/Einwohner) immer noch in der gleichen Grössenordnung. Das wichtigste durch den

Menschen in der Region umgesetzte Gut ist das Wasser (140-180 Tonnen/E) gefolgt von der Luft.

Bei den festen Rohstoffen dominieren Steine und Erden (20 Tonnen/E), die in den Branchen

"Baugewerbe" und "Steine und Erden" umgesetzt werden (Tabelle 1). Der Grosshandel wird durch

ein Shredderwerk geprägt, welches zusammen mit 70'000 Tonnen Altstoffen jährlich rund 120'000

Autos verarbeitet und damit von überregionaler Bedeutung ist. Die entstehenden 25'000 Tonnen (0.9

Tonnen/E) Shredderabfälle sind die grössten Abfallmengen in der Region. Ebenfalls von überregionaler

Bedeutung ist ein Stahlwerk der Branche "Metall-, Maschinen-, Fahrzeugbau", in welchem

jährlich 160'000 Tonnen Stahl erzeugt werden. Die dabei entstehenden 17'000 (0.6 Tonnen/E)

Schlacke und Filterstaub stellen die zweitgrösste Abfallmenge in der Region dar.


2-15

Tabelle 1 Güterumsätze einiger Betriebe der wichtigsten Branchen im 2. Sektor der RESUB-Region.

1) – 90 % der Güter werden durch einen Autoshredder umgesetzt, 2) vorwiegend "Textilien/

Bekleidung/Wäsche" und "chemische Erzeugnisse"

Input [1000 t/Jahr]

Branche Rohstoffe

Betriebsstoffe

Brennst. Wasser Luft

Handelsgüter

Output [1000 t/Jahr]

Abfälle

Feststoffe Abwasser Abgase

Bauhauptgewerbe 480 n.b. n.b. n.b. 460 n.b. n .b. n.b.

Grosshandel 1) 200 n.b. 4 1 170 25 4 1

Metall,Maschinen,

Fahrzeugbau 170 7 57 120 160 17 57 130

Nahrung/Getränke 69 1 530 18 69 0.4 530 19

Steine/Erden 66 0.3 21 3 80 7.5 n.b. 3

Rest 55 8.7 250 2 ) 98 41 6.1 250 110

Summe 1040 17 860 240 980 56 840 260

n.b. nicht bestimmt

Die natürlichen Flüsse des Gutes "Lu ft" übertreffen die vom Menschen geschaffenen Flüsse dieses

Gutes um mehrere Grössenordnungen. Für das Gut "Wasser" trifft dies nicht mehr zu: Ein Viertel des

in der Region entstehenden Oberflächenabflusses besteht aus gereinigtem Abwasser. Der Flux von

festen Gütern wird fast ausschliesslich vom Menschen verursacht.

Die Region befindet sich bezüglich ihrer jährlichen Ein- und Ausfuhr von Gütern nahe einem Fliessgleichgewicht.

Allerdings werden in der Anthroposphäre Güter angereichert (Steine, Erden,

Baustoffe, Einrichtungsgegegnstände etc.), deren Schicksal nach ihrer Aufenthaltszeit von Jahrzehnten

nicht vorausgesagt werden kann. Im Verhältnis zum Fluss a ller Güter inkl. Wasser ist diese Anreicherung

jedoch gering (ca. 10 %). Von einem quantitativen Standpunkt aus gesehen kleine Defizite

betreffen die Abfälle: Die Hälfte der Siedlungsabfälle wie auch einige mengenmässig wichtige Industrieabfälle

werden innerhalb der Region abgelagert.

Im Gegensatz zu der Bilanz von Gütern befindet sich die Region bezüglich der Ein- und Ausfuhr von

zahlreichen Stoffen nicht im Gleichgewicht. Dieses qualitative Problem kann am besten am Beispiel

des Stoffes Phosphor erläutert werden: Rund die Hälfte des vor allem als Nahrungs- und Düngemittel

in die Region eingeführten Phosphors wird nicht mehr exportiert sondern verbleibt im Boden der Region.

Die Landwirtschaft ist der Schlüsselprozess zur Kontrolle des P-Fluxes in der Region. Der

Boden ist auch für verschiedene Schwermetalle eine wichtige Senke: Bedingt durch sein Rückhaltevermögen

werden mehr als 90 % des auf den Boden eingetragenen Blei und ein grosser Teil des

Cadmiums in der Region angereichert. Eindrücklich ist hier der relativ grosse Beitrag der atmosphärischen

Deposition zum Stofffluss dieser beiden Metalle.

Das Ungleichgewicht zwischen Ein- und Ausfuhr rührt auch daher, dass verschiedene Stoffe mittelfristig

(Jahrzehnte) in der Anthroposphäre stark angereichert werden. Dieses Reservoir wird in

Zukunft zu entsorgen sein, auch wenn durch künftige Massnahmen die Einfuhr dieser Stoffe (z.B.

Cadmium) gebremst würde.

Welche Folgerungen ergeben sich für die Praxis?

Die durchgeführten Stoffflussstudien bilden eine wichtige Entscheidungsgrundlage für Massnahmen

zur Sicherung der langfristigen Umweltverträglichkeit von menschlichen Aktivitäten in einer Region.

Dies soll anhand der folgenden drei Beispiele gezeigt werden (als weiteres Beispiel ist auf S.3-20 der

vorsorgliche Bodenschutz dank Stoffbuchhaltung landwirtschaftlicher Betriebe aufgeführt):


2-16

Emissionen von Müllverbrennungsanlagen: Aufgrund der Zahlen der Gemeinden über die Menge an

Siedlungsabfällen, der Kenntnisse über die Abfallzusammensetzung, der Verteilung der Abfallinhaltstoffe

bei der Müllverbrennung, Messungen über den Cadmiumgehalt des Bodens und der Annahme,

dass die benachbarten Regionen ähnliche Stoffflüsse aufweisen (d.h. Import und Export durch die

Luft sind gleich), können die in Tabelle 2 aufgeführten Immissionen berechnet werden. Gemäss

Leitbild für die schweizerische Abfallwirtschaft soll die Belastung der Umwelt durch die

Abfallbehandlung langfristig umweltverträglich sein. Diese Forderung kann in bezug auf Cadmium in

den Abgasen einer MVA dann erfüllt werden, wenn die Konzentration dieses Metalles in der Senke

"Boden" infolge der atmosphärischen Deposition über hunderte von Jahren nicht verändert wird.

Anhand der Stoffflussanalyse ist es nun möglich, zu beurteilen, ob die Forderung des Leitbildes erfüllt

wird. Das Beispiel in Tabelle 2 zeigt für Cadmium, dass nach dem besten St and der Technik

gebaute Verbrennungsanlagen dem Leitbild genügen.

Tab. 2 Folgerungen für die Praxis: Abgase einer KVA, welche nach dem besten Stand der Technik

gereinigt werden, belasten den Boden auch langfristig nicht mehr messbar.

Messgrösse spez. Menge Menge bezogen

auf die Region

Erkenntnisse aus:

Einwohnerzahl 420 E/km 2 28'000 E RESUB Regionsbeschreibung

Fläche 66 km 2 RESUB Regionsbeschreibung

Menge Siedlungsabfall (SA) 360 kg/E.J 10'000 t/J RESUB "Abfälle"

Cadmium im SA 10 g/t SA 100 kg/J Stoffflussstudie KVA

Transfer von Cd in die Luft:

A: KVA ohne weitergehende 1 g/t SA 10 kg/J RESUB "Luft"

Rauchgasreinigung

B: bester Stand der Technik 0.001 g/t SA 0.010 kg/J Stoffflussstudie KVA

BDdenbelastung durch Abgase

in 300 Jahren A: 150 mg/m 2 3'000 kg Annahmen: Kein Export/Import

B: 0.15 mg/m 2 3 kg (Leitbild für die Abfallwirtschaft

der Schweiz)

Gehalt je Bodenfläche (20cm) 50 mg/m 2 3'300 kg RESUB "Boden"

Zusatzbelastung durch KVA in

300 Jahren in % des natürlichen

Gehaltes A: + 100

B: + 0.1

Einleitung von Abwässern in die Bünz: Während dem Fluss durch das Bünztal verdoppelt sich die

Wassermenge der Bünz. Ein Viertel des neu in die Bünz fliessenden Wassers ist gereinigtes Abwasser

(vgl. S.3-15). Dies bedeutet, dass in der Region kein grosses Verdünnungspotential für Abwässer

besteht. Aus der Stoffbilanz der Region kann berechnet werden, welche Abscheideleistung die

Abwasserreinigungsanlagen erbringen müssen, um bestimmte Qualitätsziele in der Bünz einzuhalten.

Darüberhinaus kann beurteilt werden, welche Einflüsse weitere Massnahmen (z.B. in der Landwirtschaft)

auf die Konzentrationen in der Bünz haben werden. Bei der Einführung neuer Prozesse

(z.B. Abfallverbrennung mit Nassreinigung) oder Stoffe (neue waschaktive Substanzen) in der

Region kann anhand der Reinigungsleistung der Kläranlagen der Einfluss auf die Bünzqualität wie

auch die Schlammzusammensetzung berechnet werden.

Anforderung an die Behandlung von Rückständen aus industriellen Prozessen: Die beiden wichtigsten

Abfälle in der Region sind die Reststoffe aus einem Autoshredder und die Schlacke aus einem

Stahlwerk. Die Shredderabfälle besitzen neben einem hohen Anteil an organischer Substanz und

damit einem hohen Heizwert auch relativ grosse Gehalte an Schwermetallen und Halogenverbindungen.

Falls dieses Gut, welches für die Deponierung ungeeignet ist, thermisch behandelt werden soll

(Verbrennung oder Pyrolyse), stellt sich die Frage, welche Qualitäten die Reststoffe dieser Behandlung

aufweisen sollen (Abgase, Filterstäbe, Schlacke). Anhand der regionalen Stoffflussananlyse

können diese Qualitäten so definiert werden, dass aus den Restflüssen in die Umwelt keine zusätzliche

Belastung für die Region entsteht. Analog können die bei der Deponie der Stahlschlacke entstehenden

Auslaugeprozesse in Bezug auf ihren Beitrag zum Stofffluss in der Region beurteilt werden.

(P.H.Brunner)


3. KURZBEITR? GL

3.1 Gewässerschutz

3-1

Physikalisch-ökologische Charakterisierung der schweizerischen Gebirgsbäche

Die Bäche der Gebirgsregion der Schweiz werden heute schon in einem hohen Grade für die

Energiegewinnung genutzt. Wasserableitungen schmälern oder eliminieren die Lebensbasis in vielen

Bachabschnitten. Es existiert nun allerdings kein Ueberblick über die ökologisch-nutzungsmässige

Situation der alpinen und voralpinen Fliessgewässer. Ein solcher ist aber nötig, um die Schutzerfordernisse

für diese Gewässer erkennen zu können.

Das vorliegende Projekt verfolgt zwei Ziele: a) Aufbau eines besseren Wissens über die alpinen und

voralpinen Fliessgewässer und b) Aufsuchen von Objekten, die sich für die weitergehende Untersuchung

von Restwasserfragen eignen. Es ist konzipiert als eine multidisziplinäre Studie, an der

Biologen, Ingenieure, Hydrauliker und Chemiker mitbeteiligt sind.

Ausgehend von der Hypothese, dass zwischen physikalischen Umgebungsparametern, der Struktur

der Habitate im Gewässer und der Biologie eines Gewässers enge Beziehungen zu erwarten sind,

wird zunächst besonderes Gewicht gelegt auf eine physiographische Charakterisierung der Gewässer.

Deshalb wurde im Spätsommer und Herbst 1988 in Kartenstudien und Felduntersuchungen ein erster

Ueberblick über die Höhenlage, das Gefälle und weitere physiographische und biologische Merkmale

der Gewässer in ausgewählten Regionen gewonnen. Aufgrund dieser Informationen wird versucht,

eine geeignete Charakterisierungsmatrix zu entwickeln. Auf deren Basis sollen die Gewässer

physiographisch typisiert und gezielte biologische und chemische Untersuchungen durchgeführt

werden.

Diese physiographisch-ökologische Charakterisierung der Gewässer soll ergänzt werden durch

Angaben über deren wasserwirtschaftliche Nutzung. Bis Ende 1989 wird angestrebt, einen Ueberblick

über die Situation der Gewässer in einer grösseren Gebirgsregion zu gewinnen.

(Claudia Friedl, Ueli Bundi, Ehe Eichenberger, Hans Burkhalter, Jürg Zobrist)

3.2 Siedlungswasserbau

Entwässerung von Siedlungen wird neu überdacht

Die vor ca. 100 Jahren in der Schweiz eingeführte Schwemmkanalisation hat viel zum Entwässerungskomfort

und zur Verbesserung der hygienischen Bedingungen in unseren Siedlungen beigetragen.

Heute verfügen die meisten Gemeinden über ein effizientes Kanalisationssystem, das anfallendes

Meteorwasser rasch und sicher der Vorflut zuführt. Neben vielen Vorteilen erkennen wir in diesem

System aber heute vermehrt auch Nachteile, insbesondere für die Gewässer. Basierend auf diesen

Erfahrungen ist es an der Zeit die Zielsetzung der Siedlungsentwässerung neu zu überdenken.

Die Gruppe für Siedlungshydrologie hat sich 1988 intensiv bemüht neue Erkenntnisse, Gedanken

und Methoden in die Praxis einzuführen:

Im Rahmen von Fortbildungskursen wurde versucht die Zusammenhänge aufzuzeigen und neue

Erkenntnisse vorzustellen.

Durch die Mitarbeit in der VSA Komission für die Überarbeitung der Richtlinien für die Entwässerungsplanung

konnten die Resultate der Forschung der letzten Jahre in praxisgerechter

Form vorgestellt werden.

Für die Bereitstellung von Informationen über Regenereignisse, die den Anforderungen

moderner Arbeitsmethoden entsprechen, wurde 1. in Zusammenarbeit mit der Ingenieurschule

Zürich ein Weiterbildungskurs durchgeführt, 2. die heutige Situation analysiert und daraus das

Pflichtenheft für eine VSA Fachkommission erarbeitet, 3. der Vorsitz dieser Kommission

übernommen und 4. eine VSA Tagung zum Thema Regen organisiert.


3-2

- Es wurde Einsitz in den leitenden Ausschuss für das generelle Entwässerungsprojekt der

Agglomeration Luzern genommen, das gibt die Gelegenheit aktuelle Probleme mitzubearbeiten.

- Es wurden drei Diplomprojekte betreut, die aufzeigen, wie neue Elemente der Siedlungsentwässerung

gestaltet werden können (Siebanlagen, Meteorwasserretention, Flachdachbegrünung

und Abwasserversickerung).

- Es wurden eine Reihe von Weiterbildungskursen geplant und ein Forschungsprogramm erarbeitet.

Die personelle Situation dieser Gruppe konnte entscheidend verbessert werden, sodass ab Mitte 1989

eine intensive Forschungstätigkeit einsetzen kann.

(Vladimir Krejci, Willi Gujer)

Ausbildungskurse zur Simulation von Belebungsanlagen - Ein neues Werkzeug

fasst Fuss

An Belebungsanlagen werden immer höhere Ansprüche gestellt. Nach mehrjärigem

Forschungsaufwand wurde in den letzten Jahren, in Zusammenarbeit mit einem privaten Ingeniuerbüro,

ein Simulationsprogramm für komplexe Belebungsanlagen erstellt, getestet und in der Praxis

eingeführt.

Die praktische Anwendung dieses neuen Werkzeugs im Entwurf und im Betrieb bedingt eine

sorgfältige Einführung des Praktikers in die theoretischen Grundlagen und deren praktische Umsetzung.

1988 wurden durch Mitarbeiter der EAWAG, z.T. in Zusammenarbeit mit ausländischen

Fachleuten, 6 dreitägige Einführungskurse durchgeführt, zwei davon in der Schweiz, unter Mithilfe

des Verbandes Schweizerischer Abwasserfachleute, vier im Ausland, unter Mithilfe der International

Association for Water Pollution Research and Control (im Rahmen des Technology Transfer

Programmes) sowie einzelner Hochschulen. Total wurden ca. 100 Praktiker und Hochschulangehörige

in den Gebrauch der Simulation eingeführt.

Bereits sind erste positive Auswirkungen dieses Aufwandes zu erkennen, viele neue Projekte in der

Schweiz und im Ausland basieren heute auf den differenzierten Optimierungsüberlegungen, die die

Simulation ermöglicht.

Willi Gujer, Hansruedi Siegrist, Markus Bolier

3.3 Technische Prozesse

Verhalten von LAS in mechanisch-biologischen Kläranlagen

Die linearen Alkylbenzolsulfonate (LAS) sind die am meisten verwendeten waschaktiven Substanzen

(Tenside) in Wasch- und Reinigungsmitteln. Bedingt durch den lipophilen Teil des Tensidmoleküls

zeigt LAS eine hohe Affinität zu Fettsubstanzen. Mehr als 25 % der LAS-Zulauffracht im Rohabwasser

sind daher an die Schwebstoffe adsorbiert und gelangen ü ber das Vorklärbecken (VKB) direkt in

den Faulraum (Abb. 3.1). Die Resultate aus den Untersuchungen an der Kläranlage Zürich-Glatt

zeigen, dass LAS in Gegenwart von Sauerstoff biologisch gut abbaubar ist (Abb. 3.2). Durch den

biologischen Abbau von gelöstem LAS wird das anfänglich an die Biomasse adsorbierte LAS

desorbiert und der Biotransformation zugänglich gemacht. Die LAS-Fracht, die über den Überschussschlamm

ins VKB umd von dort in den Faulraum gelangt ist daher klein im Vergleich zur adsorbierten

Zulauffracht. Anaerob wird LAS nicht eliminiert, was zu entsprechend hohen LAS-

Konzentrationen (2-9 g LAS/kg TS) im Klärschlamm führt. Fettlösliche Verbindungen, die speziell

für die Verwendung im Wasser produziert werden, sollten deshalb sowohl aerob als auch anaerob

abbaubar sein.

(H. Siegrist, A. Alder, P. Brunner und W. Giger)


J rn

E

3-3

Überschussschlamm < 2 %

Abb. 3.1

LAS-Stoffflüsse in der Kläranlage Zürich-Werdhölzli (VKB: Vorklärbecken,

BB: Belebungsbecken, NKB: Nachklärbecken und FT: Faulturm).

Die Frachten sind berechnet aus den Mittelwerten der Messungen vom 22.,

23. und 28. Februar 1988. Die mittlere Tagesfracht betrug 0,6 t LAS/d.

® adsorbiert q gelöst

Ri R2 R3 Ri R2 R3

Abb. 3.2

Adsorbierte und gelöste LAS-Konzentration

in den Abläufen der drei in Serie

geschalteten Belebungsbecken (R1, R2,

R3) einer Belebungsstrasse der

Kläranlage Zürich-Glatt bei einem

Schlammalter von 3,6 Tagen.

Gehalte an Nonylphenol und linearen Alkylbenzosulfonaten (LAS) in Faulschlämmen:

Auswirkung der Verordnung für umweltgefährdende Stoffe

Beim biologischen Abbau der Nonylphenolpolyethoxylat-Tenside (NPnEO) entstehen zunehmend

lipophilere Verbindungen bis zu den schwerer metabolisierbaren 4-Nonylphenol (NP), 4-Nonylphenolmonoethoxylat

(NP1EO) und 4-Nonylphenoldiethoxylat (NP2EO). Die geringere Wasserlöslichkeit

gekoppelt mit einer hohen Affinität für Oberflächen führt zu Anreicherungen im

Faulschlamm. Aufgrund der hohen Toxizität gegenüber aquatischen Organismen von NP, NP1EO

und NP2EO wurden in der schweizerischen Verordnung für umweltgefährdende Stoffe auf den

1. September 1987 die NPnEO-Tenside in Textilwaschmitteln, nicht aber in Reinigungsmitteln,

verboten.

Um die Auswirkungen dieses Verbotes festzustellen, wurden 1988 die gleichen Kläranlagen, die

bereits 1986 erfasst worden waren, untersucht. Die Ergebnisse aus den Jahren 1986 und 1988 von

Faulschlämmen aus 18 Kläranlagen im Kanton Zürich sind in der Abb. 3.3 wiedergegeben. Der NP-

Mittelwert sank von 1,27 ± 0,34 g NP/ kg TS (Spannweite: 0,64 - 2,20 g/kg) auf 0,34 ± 0,14 g


2

0

m = 0,34 ± 0,14 g /kg

8 1 1:2 1.4 1:6 1:8 2

g NP / kg T.S.

3-4

NP/kg TS (Spannweite: 0,16 - 0,65 g/kg). Demzufolge zeigte im Falle des NP die Ursachenbekämpfung

durch Massnahmen an der Quelle deutliche Auswirkungen, ohne aber das

Anreicherungsproblem im Klärschlamm vollständig zu lösen.

Im Gegensatz dazu wurden für LAS im Jahre 1988, gegenüber 1986, leicht höhere Werte gefunden.

Wie in der Abb. 3.3 ersichtlich erhöhte sich der Mittelwert der Konzentrationen von 4,4 ± 1,1 g

LAS/kg TS (Spannweite: 2,6 - 5,8 g/kg) auf 5,6 ± 1,6 g LAS/kg TS (Spannweite: 3,4 - 9,3 g/kg).

Mögliche Gründe für diese Verschiebung der LAS-Gehalte wären eine Verbrauchszunahme wegen

des Phosphat-Verbotes in den Textilwaschmitteln (ab Juli 1986) und/oder der gestiegene Gebrauch

flüssiger Waschmittel mit höheren Tensidanteilen.

LAS und NP gehören mengenmässig zu den wichtigsten schwer abbaubaren organischen

Verbindungen im Klärschlamm. Es muss aber darauf hingewiesen werden, dass grosse Wissenslücken

bestehen über das Auftreten und Verhalten vieler organischer Fremdstoffe, die im

Faulschlamm enthalten sind.

(A. Aider, D. Baschnagel, A. Caliesch, A. Chaperon und W. Giger in Zusammenarbeit mit M.

Koch, Gewässerschutzamt des Kanton Zürich)

A 1986 B

7

6

5

4

3

2

0

1988

8 9 10

g LAS / kg T.S.

Abb. 3.3

Konzentrationen von 4-Nonylphenol (A) und LAS (B) in Faulschlämmen aus 18 Kläranlagen im

Kanton Zürich in den Jahren 1986 und 1988. m: arithmetisches Mittel.

Rückstände aromatischer Tenside und polychlorierter Biphenyle im Boden nach

Klärschlammaustrag

Untersuchungen über organische Verunreinigungen im Klärschlamm haben die grosse Bedeutung

gewisser Inhaltsstoffe der Detergentien (Wasch-, Spül- und Reinigungsmittel) gezeigt. Insbesondere

die aromatischen, waschaktiven Substanzen und deren Abbauzwischenprodukte wurden in hohen

Konzentrationen in Faulschlämmen nachgewiesen (vgl. vorhergehende Beiträge und Giger, Brunner

et al., Gas-Wasser-Abwasser, 67,111-122, 1987). In einem anschliessenden Projekt wurde das


n

rn

E

10

0

5

c 3

Da' 2

E

1

e

0

3- 5

Verhalten wichtiger Umweltchemikalien studiert, die mit dem Klärschlamm auf den Boden

ausgetragen werden.In Zusammenarbeit mit der landwirtschaftlichen Forschungsanstalt für

Agrikulturchemie und Umwelthygiene in Liebefeld wurden hiefür in einem stark mit Klärschlamm

gedüngten Versuchsfeld während eines Jahres Messungen durchgeführt, um das Verhalten von LAS

(lineare Alkylbenzolsulfonate), NP (Nonylphenol) und PCB (polychlorierte Biphenyle) zu ermitteln.

Die Abbildung 3.4 zeigt die im Verlaufe eines Jahres nach dem letzten Klärschlammaustrag

gefundenen Restgehalte der drei Chemikalien.

50

40

30

20

LAS

Abb. 3.4

Konzentrationen an LAS ( Lineare

Alkylbenzolsulfonate), NP (Nonylphenol)

und PCB (polychlorierte

Biphenyle) in Bodenproben nach

Klärschlammaustrag

Die als weitverbreitete Umweltchemikalien bekannten PCB zeigten konstante Gehalte in den

Bodenproben von etwa 0,2 mg/kg. Sowohl für LAS als auch für NP hingegen ergab sich über die

ersten zwei Monate eine Herabsetzung der Gehalte um etwa 90 %. Die über die Versuchsdauer

verbleibenden Restkonzentrationen waren im Bereich von 5 bzw. 0,5 mg/kg. Die ökotoxikologische

Bewertung der in diesem Belastungsversuch aufgetretenen Restgehalte ist äusserst schwierig.

(A. Marcomini, P.D. Capel, W. Giger, in Zusammenarbeit mit H. Häni, Landwirtschaftliche

Forschungsanstalt, Liebefeld)

Organozinn im Abwasser und Klärschlamm: Spezierung, Kontamination,

Massenflüsse und ökotoxikologische Bedeutung

Organische Zinnverbindungen sind die am häufigsten verwendeten organischen Metallverbindungen.

Von der geschätzten Welt-Jahresproduktion von 35 000 t entfallen etwa 70% auf Stabilisatoren in

PVC. Etwa 23% werden als starke Biozide gegen verschiedenste Organismen verwendet.

Tributylzinn (TBT) und Triphenylzinn (TPT) gehören zu den giftigsten bisher bekannten Chemikalien

für Wasserlebewesen. Ueber die Kontamination von Abwasser oder Klärschlamm ist nur sehr wenig

bekannt. Völlig unbekannt ist das Schicksal dieser Verbindungen in einer Kläranlage. Ziel dieser

Studie ist die Messung der Hintergrundbelastung anhand des Abwassers und Klärschlammes aus der

Stadt Zürich. Zudem werden das Verhalten und die Massenflüsse der Organozinn-Verbindungen in

einer Kläranlage betrachtet.


3-6

Tagessammelproben vom Februar 1988 aus der Kläranlage Zürich-Werdhölzli wurden mit GC-FPD

analysiert. Die relativ aufwendige, hochentwickelte Analysemethode erlaubt eine Identifikation und

quantitative Erfassung von Organozinn-Verbindungen bis zu 1 ng/L. Im Rohabwasser konnten an

allen 3 Versuchstagen Butylzinn- Verbindungen nachgewiesen werden. Diese betrugen im Mittel

(Angabe als Ionen): 199 ng/L Monobutylzinn (MBT), 164 ng/L Dibutylzinn (DBT) und 173 ng/L

TBT (total: 536 ng/L), was eine tägliche Totalfracht von mehr als 80 g ergibt. Generell waren rund

90% der nachgewiesenen Butylzinn-Verbindungen an die Partikeln des Abwassers gebunden. Im

Vorklärbecken wurden bis zu 70% dieser Verbindungen durch Sedimentation der Feststoffe eliminiert

(Abb. 3.5). Damit werden die Organozinn-Verbindungen über die Adsorption an den Klärschlamm

zum grössten Teil aus dem Abwasser entfernt. Im Frischschlamm fanden sich auch mindestens 55 %

der Eingangsmengen. Von der im Abwasser verbliebenen totalen Menge wurde nur ein geringer Teil

im Belebtschlammbecken eliminiert. Analytisch gut nachweisbar ist am 22. Februar eine Abnahme

des TBT und die Erhöhung des DBT, was einen partiellen Abbau des TBT zu DBT zeigt. Die mittlere

TBT-Abnahme an beiden Tagen lag zwischen 20-30%. Im Auslauf des Nachklärbeckens fanden sich

noch im Mittel 36 ng/L MBT, 31 ng/L DBT und 18 ng/L TBT, was eine tägliche Fracht von rund

13 g ergibt. Der im Werdhölzli vor dem Abfluss in die Limmat eingeschaltete Filter vermochte aber

noch bedeutende Anteile von Organozinn zu adsorbieren, so dass in den Fluss noch 6 ng/L MBT, 4

ng/L DBT und 4 ng/L TBT gelangten (Abb. 3.6).

Organozinn im Abwasser (22. 2. 1988)

MBT

DBT

TBT

Abb. 3.5

Konzentrationen von Monobutylzinn (MBT), Dibutylzinn

(DBT) und Tributylzinn (TBT) im Einlauf (EINL), nach dem

Vorklärbecken (AVKB), nach dem Nachklärbecken (ANKB)

und im Auslauf (AUSL) am Versuchstag (22. 2. 1988).


t

3 -7

Massenflüsse des totalen Organozinns

t= gelöst

adsorblert

Rücklaufschlamm 8

? anaerober

Abbau ?

84 g/d = 100%

Abb. 3.6

Mittelwerte der Massenflüsse an totalem Organozinn in der Kläranlage Werdhölzli, unterteilt in

gelösten und adsorbierten Anteil. VB, Vorklärbecken; BS, Belebtschlammbecken; NB,

Nachklärbecken; FT, Faulturm.

Im Faulschlamm (Aufenthaltszeit im Faulturm 30-40 Tage) fanden sich noch substantielle Mengen an

Organozinn (Abb. 3.7). Die Mittelwerte pro kg Trockengewicht betrugen: 0.6 mg/kg MBT, 1.2

mg/kg DBT und 1.5 mg/kg TBT. In einer Probe wurden auch Phenylzinn-Verbindungen identifiziert.

Das hochtoxische TBT und TPT wird damit anaerob nur wenig abgebaut. Werden diese Werte als

Richtgrösse genommen, liegt die in der Schweiz jährlich etwa anfallende Menge an Organozinn im

Klärschlamm in der Grössenordnung von über 1000 kg. Als Quellen für MBT und DBT kommen

hauptsächlich das Herauslösen aus PVC, die Verwendung als Katalysatoren für chemische Prozesse

sowie als Stabilisatoren in Kunststoffen in Betracht. TBT und TPT werden als Biozide im

Pflanzenschutz, im Materialschutz (Textilien, Leder, Papier, Steinzeug), in Kühlwasserkreisläufen, in

Holzschutzmitteln und auch in Desinfektionsmitteln verwendet.

D

MBT

OBT

TBT

T.

Tripropyltin 5 Monophenyltin

6 Diphenyltin

7 Triphenyltin

0 5 10 15 20 25 30

Abb. 3.7

GC-FPD Chromatogramm eines Klärschlammes. MBT, Monobutylzinn; DBT, Dibutylzinn;

TBT Tributylzinn mit Koelution (T+). Tripropylzinn wurde als interner Standard

verwendet.

t (min)


3-8

Studien an Einzelorganismen mit TBT-kontaminiertem Wasser zeigen, dass die im Rohabwasser

ermittelten Konzentrationen an TBT akut toxisch sind für empfindlichste bisher untersuchte Algen

und für Muschellarven. Die Toxizität bei langzeitiger Exposition hingegen erstreckt sich auch auf die

empfindlichsten Zooplankter und adulte Muscheln. Schon sehr tiefe Konzentrationen im Bereiche von

1-10 ng/L wirken chronisch toxisch auf Meeresschnecken und Muscheln. Ueber die Toxizität von

DBT und MBT ist nur wenig bekannt. Sie ist aber tiefer als jene von TBT und TPT.

Oekotoxikologisch von Bedeutung ist auch die Kontamination des Klärschlammes, da er, als Dünger

in der Landwirschaft verwendet, zur Belastung des Bodens beitragen könnte. Denn die Organozinn-

Verbindungen des Abwassers werden fast vollständig an den Klärschlamm gebunden und sind in der

Umwelt relativ langlebig. TBT wird im Boden erst nach 15-20 Wochen mikrobiell zu DBT abgebaut.

Vollständige Mineralisierung dauert entsprechend länger. Zudem werden TBT und TPT über die

Nahrungskette akkumuliert. Nach einer Laborstudie verteilt sich TBT aus kontaminiertem Boden auf

die Bodenlebewesen. Ueber die toxischen Auswirkungen auf Bodenorganismen ist aber nur sehr

wenig bekannt. Doch lässt sich aus der hohen Giftigkeit von TBT und TPT für Wasserorganismen

vermuten, dass diese auch im Boden nicht unbedenklich sind, da vor allem Algen äusserst

empfindlich reagieren. Zudem dienen Organozinn-Verbindungen (z.B. TPT) gerade in der

Landwirtschaft zur Bekämpfung von Milben, Insekten und Pilzen.

(K. Fent, R. Fassbind, H. Siegrist)

Blähschlamm: Untersuchungen auf der Kläranlage Gossau SG

In Zusammenarbeit mit dem BUWAL und 15 Kantonen aus der Ost- und Zentralschweiz sowie dem

Fürstentum Lichtenstein untersucht die EAWAG Ursachen und Möglichkeiten zur Bekämpfung von

Blähschlamm in Belebungsanlagen. Ein erstes Teilprojekt auf der Kläranlage Gossau SG ist

unterdessen abgeschlossen.

Abb. 3.8

Mikroskopische Aufnahme einer

Belebtschlammflocke, die stark mit

Fadenorganismen durchwachsen ist

(Phasenkontrast Mikroskop, 40x,

Organismen der Typen 0961 und

1863).

Blähschlamm wird verursacht durch massenhaftes Auftreten von fadenartigen Bakterien (Abb. 3.8)

und führt z.B. in Gossau zu erhöhten Verlusten von suspendierten Stoffen im Ablauf

(durchschnittlich 57 mg/1 statt der erlaubten 20 mg/1). Die Entwicklung dieser Bakterien kann durch

eine geeignete Gestaltung des Belebungsbeckens vermindert werden. In Gossau wurden zwei

Pilotanlagen mit unterschiedlichem Belebungsbecken paralell zur grossen Anlage betrieben. Während

in der einen Pilotanlage mit volldurchmischtem Belebungsbecken und in der grosstechnischen Anlage

vergleichbare Absetzeigenschaften resultierten, konnte in der Anlage mit verbessertem

Belebungsbecken stabil ein tieferer Schlammvolumenindex (SVI) eingehalten werden (Abb. 3.9).


3-9

Schlammvolumen— Indices

0 7 14 21 28 35 42 49 56 63 70 77

Sept./Okt./Nov. 1988 (Tage)

+ Kläranlage x Rührkessel q SBR

Abb. 3.9

Vergleich der Schlammvolumenindices in der technischen Anlage Gossau, in einer

Pilotanlage, die den Betrieb der technischen Anlage simuliert (Rührkessel) und in

einer Pilotanlage mit verbessertem Belebungsbecken (SBR, 'längsdurchströmt').

Dieses und ähnliche weitere Projekte sollen dazu führen, Hinweise auf eine bessere Gestaltung von

Belebungsbecken zu erarbeiten. Die Resultate sollen mithelfen, bestehende und neue Anlagen im Betrieb

zu optimieren.

(Jürg Kappeler, Willi Gujer)

Anaerob-Filtration zur Vorbehandlung organisch stark belasteter Abwässer

Anaerobe biologische Festbettreaktoren, oft als Anaerob-Filter bezeichnet, eignen sich besonders zur

Behandlung von Abwässern, die mit abbaubaren organischen Substanzen stark belastet sind (> ca.

5000 mg CSB/1). Die hohen Stoffumsatzgeschwindigkeiten erlauben, in relativ kleinen Reaktoren den

notwendigen Abbau der organischen Stoffe zu vollziehen und zusätzlich verwertbare Energie aus dem

anfallenden Biogas zu gewinnen. Am Beispiel eines zuckerhaltigen Abwassers aus der Lebensmittelverarbeitung

wurden anhand von Pilotversuchen mit einem Anaerob-Filter von 7001 Inhalt und einer

Beschickung von 6 bis 35 1/h die möglichen Belastungs- und Abbauverhältnisse, die Nährstofferfordernisse

der anaeroben Biomasse, die Biogasproduktion, die Schlammproduktion und das Verhalten

der Biomassenaktivität bei Betriebsunterbrüchen geprüft. Abb. 3.10 zeigt eine Ansicht der Pilotanlage

auf dem Fabrikareal.

84


O

w

(J)

6

C

N

ô

od

0/O

100

80

60

40

30

2

101

3

2

10°

7

5

É 3

Û

20

2

10-0

I I 1

I 1 I

Totale CSB-

3j

-

Belastung - N ; :' ^ ^A

N _ / N /

At§ °+d 1 â

/ / p

/ /^, ; J G

N

-,

/.

//

.

Abb. 3.10

Ansicht der Pilotanlage zur

Anaerob-Filtration eines organisch

stark belasteten Abwassers.

Aus den Untersuchungen geht hervor, dass die Anaerob-Filtration ein sehr effizientes Verfahren zur

Teilreinigung (70-90% CSB-Elimination) darstellt, wenn es darum geht, ein Abwasser vor der Einleitung

in eine öffentliche Kanalisation am Ort des Anfalls vorzubehandeln.

0 5 100 150 200 250

Tage

Biogasproduktion

Schlammproduktion

Ablauf CSB gelöst

Abb. 3.11

Verlauf des Umsatzes der organischen Stoffe eines zuckerhaltigen Abwassers

in Biogas, Schlamm und Rest-Substanzen und Elimination des chemischen

Sauerstoffbedarfs (CSB) in einem Anaerob-Filter. Auffallend ist der problemlose

Neustart ohne Leistungseinbusse nach längerem Betriebsunterbruch.

Abb. 3.11 zeigt die während verschiedenen Versuchsphasen gemessene organische Belastung und die

im Anaerob-Filter erzielte Umwandlung in Biogas, Biomasse und Rest-organische Substanz. Profilanalysen

entlang der Reaktorhöhe haben offenbart, dass der grösste Teil der Abbautätigkeit bereits

nach den untersten 30 cm des Anaerob-Filters abgeschlossen ist, was unter Beachtung der erforderlichen

Nährstoffe und bei genügender Pufferung des Abwassers auf eine noch mögliche Leistungssteigerung

des Verfahrens schliesssen lässt. Die Optimierung der Füllkörpereigenschaften und der

Biomassenakkumulation und -verteilung im Festbett sind Möglichkeiten, die Wirtschaftlichkeit der

Anaerob-Filtration weiter zu erhöhen.

(M.Boller, J.Eugster, S.Zehnder)


3-11

Anaerober Toluolabbau durch eine bakterielle Reinkultur

In Laboratoriums-Grundwasserkolonnen konnten wir zeigen, dass mehrere aromatische Kohlenwasserstoffe

auch in Abwesenheit von molekularem Sauerstoff mikrobiell abbaubar sind. Toluol, das

als Modellverbindung diente, wurde in diesen Kolonnen vollständig mineralisiert und Nitrat wurde

reduziert (siehe Jahresbericht 1987). Kürzlich ist es nun gelungen, aus diesen Grundwasserkolonnen

ein Bakterium zu isolieren und den anaeroben Toluolabbau auch in bakteriellen Reinkulturen

nachzuweisen. Dieses Bakterium (Stamm T genannt, Abb. 3.12) ist polar begeisselt und beweglich,

gram-negativ, fakultativ denitrifizierend und neigt zur Bildung von Zellverbänden. Es gehört zur

Gattung der Pseudomonaden, einer bekannten A rt liess es sich aber bisher nicht zuordnen.

Abb. 3.12

Einzelzelle und Zellverband einer mikrobiellen Reinkultur (Stamm T), die unter denitrifizierenden

Bedingungen Toluol abbaut (Strichlänge = 51.1m).

(Foto: D aniel Studer, Servicelabor Elektronenmikroskopie ETHZ)

Mit Hilfe von 14C-markiertem Toluol wurde bewiesen, dass Stamm T Toluol innerhalb weniger Tage

vollständig zu CO2 (>70%) und Biomasse umsetzt. Kontrollversuche ergaben, dass Stamm T Toluol

auch bei einem sehr niedrigen Redoxpotential in Gegenwart von Eisensulfid mineralisiert. Es kann

daher mit Sicherheit ausgeschlossen werden, dass molekularer Sauerstoff am Abbau beteiligt ist.

Nitrat, Nitrit und Distickstoffmonoxid (N2O) dienen als Oxidationsmittel für den anaeroben Toluolabbau

durch Stamm T, wobei allerdings hohe Nitritkonzentrationen (>5 mM) das Wachstum von

Stamm T stark hemmen und Nitrit erst nach einer mehrtägigen Adaptionsphase verwertet wird. Bemerkenswert

ist, dass das biochemische Verhalten der Reinkulturen von Stamm T weitgehend mit den

Charakteristika der Grundwassersäulen übereinstimmt. Es darf somit angenommen werden, dass

Stamm T für die mikrobielle Population in der Säule repräsentativ ist.

In der Literatur finden sich vereinzelte Hinweise über den anaeroben mikrobiellen Abbau von aromatischen

Kohlenwasserstoffen in Deponien, Grundwasserleitern und Klärschlämmen. Die Rahmenbedingungen

und die Biochemie dieses Abbaus sind aber bisher weitgehend unbekannt. Der anaerobe

Toluolabbau durch Stamm T soll nun als Modellsystem dienen und erlauben, den Abbauweg und die

am Abbau beteiligten Enzyme zu charakterisieren. Erste Experimente ergaben, dass Stamm T neben

Toluol auch mehrere andere aromatische Verbindungen (z.B. Benzaldehyd, Benzoesäure, para-


3-12

Cresol, para-Hydroxybenzoesäure) unter denitrifizierenden Bedingungen abbaut und es wird nun

abgeklärt, ob einzelne dieser Verbindungen beim anaeroben Toluolabbau als Zwischenprodukte

auftreten.

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

Anaerober Abbau von Kalkseife

Der Nutzeffekt natürlicher Seifen wird durch deren Reaktion mit den Calcium-Ionen des Wassers in

technischer und oekologischer Hinsicht erheblich beeinträchtigt. Die hierbei ausflockenden

unlöslichen Kalkseifen bedingen nicht nur einen namhaften Verlust waschaktiver Substanz sondern

stellten auch die biologische Abbaubarkeit dieser Produkte in Frage. Der aerobe Abbau des

Calciumstearats, einer typischen langkettigen Kalkseifen-Verbindung, konnte jedoch von uns

nachgewiesen werden und wurde im Jahresbericht 1987 beschrieben. Da ein bedeutender Anteil

dieser Flocken zusammen mit dem Vorklärschlamm in die Faultürme unserer Kläranlagen gelangt,

war es wichtig, die Abbaubarkeit auch unter den dort herrschenden anaeroben Bedingungen zu

untersuchen. Wir erinnern in diesem Zusammenhang daran, dass z.B. die nach amtlicher

Messmethodik scheinbar gut abbaubaren "linearen Alkyl-Benzolsulfonate: LAS" in erschreckend

hohen Konzentrationen (5-15 mg LAS / kg Schlamm) im ausgefaultem Klärschlamm nachgewiesen

wurden, da sie offensichtlich anaerob nicht degradierbar waren.

Der Versuch in einem Labor-Bioreaktor, der mit Faulwasser beimpft und zur Erzielung anoxischer

Verhältnisse mit Stickstoff begast wurde, zeigte, dass die vorgelegten 50 mg Calciumstearat pro Liter

innerhalb von 33 Tagen zu 90%, d.h. praktisch maximal, abgebaut wurden (s.Abb. 3.13). Die relativ

lange Abbauzeit von gut 30 Tagen ist mit der versuchstechnisch bedingten sehr dünnen

Biomassekonzentration in unserem Ansatz zu erklären. Im praktischen Betieb der Faultürme mit ihren

hohen Schlammkonzentrationen stellt die Abbauzeit sicherlich keinen begrenzenden Faktor dar.

(K1.Mechsner)

Abb. 3.13

Anaerober Abbau von Calciumstearat

Als Mass dienen die durch Abbauvorgänge

freigesetzten "Calcium"-Ionen sowie gelöste

und anschliessend eliminierte organische Zwischenprodukte:

"DOC". T = 25° C, Anfangskonz.:

50 mg/1 Calciumstearat, entsprechend

35,6 mg/1 DOC resp. 3.3 mg/1 Calcium.

0 I I ï

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40

Tage

Charakterisierung des Abbaus von Nitrilotriacetat durch eine denitrifizierende

Reinkultur

Seit der Einführung von Nitrilotriacetat(NTA) als Komplexbildner in Waschmitteln ist nicht nur der

aerobe Abbau dieser Polycarbonsäure in Belebtschlammbecken von Kläranlagen und in Vorflutem

von Interesse, sondern auch ihre Mineralisierung in anaeroben Kompartimenten von Flüssen und

Seen.


3-13

Das in unserem Labor isolierte Gram-negative, denitrifizierende Stäbchen-Bakterium, B42, ist fähig

NTA als einzige Kohlenstoff-, Stickstoff- und Energiequelle sowohl unter aeroben als auch unter

sauerstofffreinen Bedingungen zu Biomasse, Ammonium und Kohlendioxid abzubauen.

Im Unterschied zu den bereits untersuchten, obligat aeroben Bakterienstämmen (Dissertation

R.Schneider, EAWAG) besitzt die fakultativ anaerobe Reinkultur, B42, keine Monooxygenase zur

Katalyse der aeroben NTA-Spaltung. Trotzdem ist in B42 für den aeroben Abbau ein 02-abhängiges

Enzym vorhanden, wahrscheinlich eine Oxidase, deren Aktivität aber im Gegensatz zu

Monooxygenasen nicht von NADH abhängig ist (J.Kemmler, nicht publizierte Resultate). Unter

anaeroben Bedingungen muss deshalb ein Enzym aktiv sein, welches NTA ohne Einbau von

molekularem Sauerstoff zu spalten vermag.

Als erster Schritt kommt die Abspaltung einer Carboxylgruppe mittels einer Decarboxylase oder die

Abspaltung einer Acetylgruppe mittels einer Dehydrogenase in Frage.

CH2-COOH

H-+N-- CH2-COOH

CH2-COOH

DC

CH2-COOH

H-+N- CH2-COOH + CO2

CH3

DH = Dehydrogenase

DC = Decarboxylase

H20 CH2-COOH

\- l > H-+N- CH2-COOH + HCO-COOH

DH e- H

Im zellfreien Extrakt wurde die Aktivität des anaeroben NTA-abbauenden Enzyms in Anwesenheit

von zwei Elektronenakzeptoren, Phenazinmethosulfonat(PMS) und Nitrat beobachtet. PMS diente als

primärer Elektronenakzeptor, welcher die Elektronen von NTA auf Nitrat überführte. Nitrat wurde in

der Folge zu Nitrit reduziert.

NTA

H20 DH

DH = Dehydrogenase

PMSox . PMSred.

NO2- NO3-

IDA + (Glyoxylat)

Als erstes Spaltungsprodukt von NTA wurde Imminodiacetat(IDA) festgestellt, was auf die Katalyse

durch eine Dehydrogenase schliessen lässt. Das durch diesen Vorgang ebenfalls entstandene

Glyoxylat wurde noch nicht nachgewiesen. Da IDA im gleichen Assay nicht weiteroxidiert wurde,

konnte gezeigt werden, dass pro Mol NTA ein Mol IDA gebildet wurde.


3-14

Die Enzymaktivität war nach Abzentrifugieren der Membranpartikel im Ueberstand gleich hoch wie

zuvor im gesamten Zellextrakt. In der Membranfraktion alleine konnte keine Aktivität festgestellt

werden. Falls in vivo die Elektronen von NTA über die Atmungskette der Plasmamembran auf Nitrat

übertragen werden, wäre dieses System in vitro nicht mehr funktionsfähig und PMS wäre somit der

Ersatz zur Elektronenübertragung. Natürliche und synthetische Elektronenakzeptoren wie NAD,

NADP, Pyrroloquinonquinolin(PQQ) und Dichlorphenolindophenol(DCPIP) konnten PMS nicht

ersetzen noch steigerten sie die Enzymaktivität in Anwesenheit von PMS.

Für die anaerob NTA-spaltende Dehydrogenase war im zellfreien Extrakt die Affinität für NTA

27.5 mg NTA/1 und die maximale Umsatzgeschwindigkeit 9.718 mg NTA/1 min (g Protein). Da die

(KM)Induktion der NTA-abbauenden Dehydrogenase ebenfalls in auf Pepton-Medium wachsenden

Zellen erfolgte, nicht aber auf Glucose oder Acetat als C-Quelle und Ammonium oder Nitrat als

Stickstoffquelle, kann angenommen werden, dass dieses Enzym nicht NTA spezifisch ist, sondern

auch andere Amine abzubauen vermag.

In weiteren Versuchen soll die anaearob NTA-spaltende Dehydrogenase gereinigt und charakterisiert

werden.

(Ursula Wanner, Judith Kennnler, Thomas Egli)

Versuche zur Bestimmung der maximalen Reinigungskapazität der Kläranlage

Werdhölzli im ein- und zweistufigen Betrieb

Im Auftrag des Tiefbauamtes der Stadt Zürich wurden unter der Leitung der EAWAG in den Monaten

Februar und März 1988 Versuche auf der ARA Werdhölzli durchgeführt. Die Untersuchungen hatten

zum Zweck, die Frage abzuklären, wieweit das heute realisierte Konzept des teilzweistufigen Betriebs

mit der alten Belebtschlammanlage als Teilstufe aufrechterhalten werden soll oder ob die heutige

Hauptstufe eine genügende Reinigungskapazität aufweist, so dass auf die Teilstufe verzichtet werden

kann.

Die zweistrassige ARA Werdhölzli wurde im Hinblick auf die Versuche auf der Strasse Süd einstufig

und parallel auf der Strasse Nord teilzweistufig betrieben. Die umfangreichen Untersuchungen

einschliesslich die Analyse sämtlicher Zu- , Ab- und Rückläufe über 9 aufeinanderfolgende Tage und

die Beobachtung zweier Tagesganglinien dienten zur Beurteilung der gegenwärtigen Betriebs- und

Leistungsverhältnisse und zur Abschätzung der Reinigungsleistung respektive des Auslastungsgrades

unter ausgewählten Dimensionierungsbedingungen mit Hilfe moderner Methoden der

Rechensimulation.

Nachfolgend sind die Tagesganglinienuntersuchungen in der Hauptstufe Süd dargestellt (Fig. 3.14).

Die ersten 24 Stunden stellen einen Wochentag dar, an dem eine 30 % höhere Stickstofffracht als die

mittlere Fracht der vorangegangenen Tage gemessen wurde (Rückführung der Rückläufe aus der

Schlammbehandlung während den Abend- und Nachtstunden). Bei den nachfolgenden 18 Stunden

wurde die Anlage zwischen 8 und 12 Uhr morgens bewusst mit Ammonium aus den Rückläufen der

Schlammbehandlung überlastet, um die maximale Nitrifikationsleistung der Hauptstufe zu erfassen

und eine Fehlmanipulation der Rückläufe zu illustrieren.

Unter Annahme einer Schlammkonzentration von 3.5 kg TS/m3 in den Hauptstufen, einer gezielten

Rückführung der Rückläufe aus der Schlammbehandlung und einer gleichmässigen Abwasserverteilung

auf beide Strassen können folgende Aussagen gemacht werden:

Ohne Teilstufe und unter Beibehaltung des Denitrifikationsteiles ist bei einem Schlammalter von

10 Tagen im Winterbetrieb die ARA Werdhölzli voll ausgelastet.

Beim Betrieb der Teilstufe ergibt sich eine Kapazitätsreserve von ca. 25%.

(H.Siegrist, J.Eugster, S.Zehnder und M.Boller)


0 6

12

Simulation

D en itri f i ka tionsteil

Beckenende

18

—Simulation

o Totale 02–Zehrung

+ Heterotrophe 02–Zehr

o 0

o 0

o

o

24 30 36

3-15

42 48

6 36 42 48

34 Entsorgung

Abb. 3.14A:

Zulaufkonzentration des totalen Kjeldahl-Stickstoffs

und Verlauf der

gemessenen und berechneten Ammoniumkonzentrationen

im Denitrifikationsteil

(Beckenbeginn) und am

Beckenende der 89 m langen Belebungsbecken

(oben).

Abb. 3.14B:

Verlauf der totalen und heterotrophen

Sauerstoffzehrung in Beckenmitte

(unten). Aus der Differenz der totalen

und heterotrophen Sauerstoffzehrung

berechnet sich die Sauerstoffzehrung

der Nitrifikanten.

Der Wasserhaushalt und seine Bedeutung für ausgewählte Stoffflüsse in einer

Region

Im Rahmen des Projektes RESUB (vgl. S. 2-12) wurde der Wasserhaushalt im Unteren Bünztal

untersucht. Ziel dieser Studie ist die Beurteilung der Möglichkeiten zur Beeinflussung regionaler

Stoffflüsse im Hinblick auf die langfristige Reinhaltung von Wasser und Boden. Um dieses Ziel zu

erreichen, wurden die wichtigsten Wasserflüsse und einige via Wasser transportierte Stoffe in der

Region untersucht. Einerseits wurden die während eines Jahres durch die Region fliessenden

Wassermengen (Niederschläge, Verdunstung, Zu- und Abflüsse von Oberflächengewässern,

Grundwasser, Trinkwasser und Abwasser) gemessen bzw. abgeschätzt und eine Wasserbilanz der

Region berechnet. Andererseits konnten anhand der Analyse von parallel dazu erhobenen Wasserproben

Stoffbilanzen für ausgewählte Elemente erstellt werden.

Die Resultate zeigen (Abb. 3.15), dass durch die Netto-Niederschläge die Wasserfracht der Bünz auf

dem Weg durch die Region verdoppelt wird. Dies bedeutet, dass die Oberflächengewässer in dieser

Region nur ein geringes Verdünnungspotential für anthropogene Einleitungen darstellen.


3-16

Abb. 3.15

Wasserbilanz Unteres Bünztal, Nov. 86 bis Okt. 87 (mittlere Jahresflüsse in Liter/Sekunde)

Die Wasserqualität der Bünz wird bestimmt durch das importierte Bünzwasser, den durch die Bodenbewirtschaftung

geprägten Gebietsabfluss, und durch die geklärten Abwässer der Region. Der Zufluss

von geklärten Abwässern zur Bünz beträgt rund 25 % des totalen Gebietsabflusses im Bünztal.

In stofflicher Hinsicht ist der Beitrag der Kläranlagen zur Fracht in der Bünz für mehrere Elemente

jedoch wesentlich grösser: Die Mengen an Stickstoff, Chlorid und Zink, die mit den geklärten Abwässern

jährlich in die Bünz gelangen, verdoppeln die Elementfrachten, die mit der Bünz in die

Region eingeführt werden. Die Frachten an Phosphat und Sulfat im Abwasser betragen ca.50 - 60 %

des Importes durch die Bünz.

Die Einleitung von geklärtem Abwasser ist nicht für alle Stoffe die wichtigste Quelle in der Bünz:

Beispielsweise ist für Blei der Beitrag des Oberflächenabflusses grösser als derjenige der Kläranlagen.

Die durchgeführten Stoffflussstudien bilden somit eine wichtige Grundlage für die Beurteilung

von Massnahmen zur Reinhaltung der Gewässer.

(G.Henseler, R.Scheidegger, P.H.Brunner)

Chemische Reaktionen von KVA-Schlacken mit Wasser

Schlacken aus Kehrichtverbrennungsanlagen, die in Deponien abgelagert werden, können mit

Niederschlagswasser und den im resultieren den Sickerwasser neu entstehenden Substanzen auf

vielfältige Art reagieren. Kenntnisse über Art und Geschwindigkeit dieser Reaktionen sind notwendig,

um

a) Testmethoden zu entwickeln, mit denen das kurz - und lang- fristige Verhalten von Schlackendeponien

beurteilt werden kann,

b) Vorbehandlungsverfahren (z.B. Waschprozesse, thermische Verfahren) richtig auszulegen.


A

I(

a

35

30

25

20

15

10

5

0

Auslaugversuche

mit trockenen Schlacken

0 75 10 225

Zeit h

Hydroxid

Aluminat

Ionenbilanz der Auslougversuche mit

trockenen Schlacken nach 412 h

300 35 40

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Prozent (100 7 = 28 mVal/1)

i

3-17

Laborexperimente im Batchverfahren zeigen, dass drei Hauptkomponenten die chemischen Reaktionen

von Schlacke bestimmen, nämlich Calciumoxid, Aluminiumoxide, resp. -hydroxide und Wasser.

Schlacke, die in der KVA nicht durch ein Wasserbad läuft, also eine trockene Schlacke, zeigt ein

Eluat, das in den ersten 10 Tagen durch den Elektrolyten Calciumhydroxid bestimmt ist (Abb.3.16).

Eine feuchte Schlacke aus dem Wasserbad (Aufenthaltszeit 0.5 bis 1 Std) hat einen Wassergehalt von

ca. 20 % und hatte vor der weiteren Reaktion mit Wasser eine Lagerzeit von einigen Monaten. Die

Eluate dieser Schlacke zeigen eine gewichtige Aluminat-Konzentration (Abb. 3.17) und im Vergleich

zur trockenen Schlacke einen tieferen pH-Wert. Das in der feuchten Schlacke gebildete Aluminiumhydroxid

ist eine quantitativ wichtige Säure, welches die aus dem schnell hydrolysierten Calciumoxid

ent standenen Hydroxidionen in einer wesentlich langsameren Reaktion wieder zurücktitriert.

Abb. 3.16

Oben: Entwicklung der Konzentrationen (in

mmol/1) der wichtigsten Ionen im Eluat aus

trockenen Schlacken mit der Zeit.

Unten: Ionenbilanz (in mVa1/1) eines Eluates

aus trockenen Schlacken nach 412 Stunden.

(OH: 290 mg (pH = 12.2); C1:160 mg/1;

Al: 4 mg/1: Ca: 470 mg/1; Na: 86 mg/1;

K: 38 mg/1)

E

2

9

6

0

/ Hydroxid

^Aluminat

Auslougversuche

mit feuchten Schlocken

Calcium

75 10 225 3lt0 35 4 5 0

Zeit h

A 11111111

K

lonenbilonz der Auslougversuche mit

feuchten Schlacken nach 415 h

Cl Al(OH)4 Diverse

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Prozent (100 7, = 14 mVal/I)

Abb. 3.17

Oben: Entwicklung der Konzentrationen (in

mmol/1) der wichtigsten Ionen im Eluat aus

feuchten Schlacken mit der Zeit.

Unten: Ionenbilanz (in mVal/1) eines Eluates

aus feuchten Schlacken nach 415 Stunden.

(OH: 74 mg/1 (pH: 11.7); Cl: 110 mg/1;

Al: 110 mg/1; Ca: 210 mg/1; Na: 64 mg/1;

K: 27 mg/1)

Für die Entwicklung einer Testmethodik und/oder eines Behandlungsverfahrens ist deshalb generell

zu beachten, welche Vorgeschichte Verbrennungsrückstände haben, auch wenn, wie im Falle der

trockenen und der feuchten Schlacke, die chemische Zusammensetzung mit Ausnahme des

MMM

BRR


3-18

Wassergehaltes praktisch identisch ist. Zudem ist zu beachten, dass Waschprozesse, welche mit

Reaktionszeiten von einigen Stunden bis Tagen arbeiten, wichtige Reaktionen nicht erfassen, welche

in der Deponie noch von Bedeutung sein werden.

(P. Baccini, D. Stämpfli)

Messung und Bedeutung der Abfallflüsse für den Stoffhaushalt einer Region

Als Teil der Studie RESUB (vgl. S. 2-12) wird die Frage untersucht, welche Abfälle, Behandlungsprozesse

und Endlager wichtig sind für die Steuerung von Stoffflüssen in einer typischen Region im

schweizerischen Mittelland. Dazu werden Informationen bei Gemeinden, Industrieunternehmungen

und Gewerbebetrieben beschafft und zusammen mit Daten, die von der EAWAG im Rahmen von

Stoffflussuntersuchungen an Abfallbehandlungsanlagen erhoben wurden, ausgewertet.

Die wichtigsten Prozesse, welche mit Abfällen in der untersuchten Region durchgeführt werden, sind

die jährliche Herstellung von ca. 150'000 t Baustahl aus Schrott, die Auftrennen von ca. 120'000 t

Altautos in einem Shredderwerk zu 100'000 t Schrott und 20'000 t weiter zu verarbeitende

Rückständen, sowie die Aufarbeitung bzw. teilweise Verbrennung von rund 10'000 t verbrauchten

Lösemittel. Die bei den ersten beiden Prozessen anfallenden Rückstände (Schlacke und Filterstaub,

bzw. Rückstände aus Shredderanlagen RESH), die grösstenteils deponiert werden, sind

mengenmässig wesentlich bedeutender als die in der Region anfallenden ca.12'000 t Siedlungsabfälle.

Die weitergehende Behandlung und Ablagerung dieser Produkte besitzt erste Priorität für den

langfristigen Schutz von Wasser und Boden in der Region.

Rund ein Fünftel aller durch die Gemeinden entsorgten Siedlungsabfälle werden separat als Grünabfall,

Altglas, Altpapier, Textilien etc. erfasst und behandelt. Die restlichen vier Fünftel werden

ausserhalb der Region in einer KVA verbrannt und anschliessend als Schlacke und Filterstaub

deponiert. Eine Untersuchung der Deponien in der Region ergibt, dass pro 2000 Einwohner

mindestens eine Grube für die Ablagerung von Abfällen benutzt wird. Die Menge der auf diesen

Deponien abgelagerten hausmüllähnlichen Abfälle liegt in der gleichen Grössenordnung wie der in der

Kehrichtverbrennung entsorgte Abfall.

Auf Grund der Resultate kann im Hinblick auf die Erfüllung der Zielsetzungen des Eidg. Leitbildes

für die Abfallwirtschaft abgeschätzt werden: 1. welche Behandlungskapazitäten für welche Abfälle in

der Region notwendig sind, 2. welche Anforderungen an die Reststoffe dieser Verfahren gestellt

werden müssen, und 3. welcher Bedarf an Endlager für die Reststoffe der Behandlung besteht.

(H.Hämmerli, P.H.Brunner)

Methodische Untersuchungen zur Bestimmung des atmosphärischen Beitrags

zum Stoffhaushalt einer Region

Im Rahmen des Projektes RESUB (vgl. 2-12) wird der Beitrag der atmosphärischen Deposition zum

Stoffhaushalt einer Region untersucht. In einer ersten Phase wurden die methodischen Vorarbeiten

geleistet, um in einer zweiten Phase aufgrund von möglichst wenigen Messungen auf die gesamte

Deposition in der ganzen Region schliessen zu können. Das Ziel dieses ersten Teils bestand darin, die

räumliche und zeitliche Homogenität der untersuchten Region im Hinblick auf die zukünftigen

Messungen zu beurteilen, und darauf aufbauend ein Messprogramm inkl. Messnetz zu erstellen.

Es zeigte sich, dass die 1987 an 10 verschiedenen Stellen während mehreren 14-tägigen Perioden

gemessenen "Total"-Depositionen (= nasse und trocken sedimentierende Niederschläge) von vier

ausgewählten Schwermetallen erheblich voneinander abweichen können (Abb. 3.18). Ueber längere

Zeiträume gleichen sich diese Unterschiede für die meisten Standorte und Messparameter aus.

Immerhin fand man noch nach einer halbjährigen Messkampagne signifikante Unterschiede zwischen

dem nässesten und dem trockensten Standort, wie auch zwischen einem stark belasteten Standort und


Variation der Bleideposition während 7 Monaten

Medianwerte aller 10 Standorte mit je 3 Messgeräten

80

N-

12_1_..11..

IL

1_

^_ G_

I I I I I I I l I

CO CO OJ4 O .- N N

O LL^ Oa Ln

fO

M C••1 M M (p (V N ui I

1 I I I 1 I ; I ; I N•

I

tÔ tÔ r-: ti W O) o r

[43 ôm m ui vi •

e- N M O tO r.-.

M 1-N x- N

Messperiode

3-19

den restlichen Messstationen. Die Unterschiede von Messperiode zu Messperiode sind teilweise sehr

gross und wesentlich wichtiger als die Variationen zwischen den Standorten.

Abb. 3.18

70

60 v N

50 rn

40 c

30 x u-

20

a

10

Räumliche Unterschiede in der Bleideposition

Vergleich der Medianwerte über 7 Monate von 10 Standorten

I I I

^_

3 4 5 6 7 8 9 10 11

Standort

I.

.

,.

0

50

45

40

35 É

30 g

Für die Praxis können folgende Schlüsse gezogen werden: Zur Abschätzung des atmosphärischen

Beitrags zum Stofffluss einer Region sollten Messungen während mindestens einem Jahr

durchgeführt werden. Die heute vorhandenen Standardmethoden erlauben es noch nicht, die effektive

Totaldeposition (nass und trocken, Staube, Aerosole und Gase) zu messen. In Bezug auf die

Sammlung von Regen und Sedimentstaub genügt es meistens, wenige einzelne Standorte zu

beproben. Den sogenannten "Ausreissern" (welche nicht a priori durch Kontaminationen von Vögeln

oder im Labor entstanden sein müssen) ist bei der statistischen Auswertung der Messwerte besondere

Aufmerksamkeit zu schenken.

(Verena Sturzenegger, H.Mönch, P.H.Brunner)

I

25 .E

20 LL

15^

10 ^

5

0


3-20

Regionale Stoffbilanz landwirtschaftlich genutzter Böden für

ausgewählte Indikatorelemente (P, Cd)

Im Rahmen des Nationalen Forschungsprogrammes NFP22 "Nutzung des Bodens in der Schweiz"

wurden im Unteren Bünztal (RESUB-Region) die landwirtschaftlichen Stoffflüsse untersucht. Als

Kernstück des Projektes wurden in ausgewählten landwirtschaftlichen Betrieben die Massenflüsse der

einzelnen Güter sowie die Konzentration von Indikatorelementen gemessen. Diese Messungen erlaubten

im Kontakt mit den Betriebsleitern zu erfahren, welche Bemessungsgrundlagen bei der Anwendung

landwirtschaftlicher Hilfsstoffe (Dünger, Futterkomponenten) von Bedeutung sind.

Die resultierenden Elementflüsse wurden in einer Hochrechnung auf die ganze Region erweitert.

Dabei wurde wie folgt vorgegangen: Die Landwirtschaft der RESUB-Region liess sich anhand

statistischer Erhebungen beschreiben (Tabelle). Die Massenflüsse der Importgüter wurden, wo

möglich, direkt erhoben (siehe EAWAG-Jahresbericht 1987, A. Rist) oder aus schweizerischen

Statistiken hochgerechnet. Die systeminternen Flüsse wurden mit einem linearen Gleichungssystem

berechnet, wobei die Parameter des Gleichungssystems der Düngungs- und Fütterungslehre entnommen

und auf den landwirtschaftlichen Betrieben mittels der oben genannten Messungen überprüft

wurden.

Tabelle: Landwirtschaft der RESUB-Region

Pflanzenbau: landw. Nutzfläche (ha) 3390

- Exportgüter: Getreide, Kartoffeln etc 1000

- Futteranbau: Gerste, Hafer, Mais etc. 760

- Wiese (Kunst-, Naturwiese), Weide 1630

Nutztiere in Grossvieheinheiten (GVE) 5180

- Rinder (Milchvieh, Mast) 4090

- Schweine (Aufzucht, Mast) 1090

Daraus lässt sich zum Beispiel der jährliche Phosphorfluss berechnen (Beobachtungsjahr 1987,

Abb. 3.19). Es fällt auf, dass nur etwa die Hälfte des in Dünger, Klärschlamm und Futter eingesetzten

Phosphors in die landwirtschaftlichen Produkte transferiert werden kann. Etwa 10% werden

in die Gewässer verfrachtet, womit rund 45 % im Boden als "Vorrat" verbleiben (Stoffbilanz). Die

resultierende Erhöhung der Gesamtphosphorkonzentration in der Pflugschicht beträgt 2 g/m2. Bei

einem Totalgehalt von 200 bis 300 g/m2 ist dies eine jährliche Erhöhung von höchstens 1%.

Die Hochrechnung der regionalen Cadmiumflüsse zeigt, dass die wichtigsten Quellen heute die Luft

und der Klärschlamm sind, deren Cadmium vorwiegend aus anthropogenen Quellen stammt (Abb.

3.20). Die Düngerbeiträge sind ebenfalls gewichtig. Die Stoffbilanz, dargestellt mit dem Fluss in den

"Vorrat" ist positiv und beträgt umgerechnet rund 0.4 mg/m2. Bei einem Totalgehalt in der

Pflugschicht von ca. 50 mg/m2 entspricht dies einer jährlichen Zunahme von knapp 1%.


Abb. 3.19

Syskrngeoze y

Syslernomm

Emteprod.

29

3-21

Phosphorfluss A in der Landwirtschaft der RESUB —Region

Exoeit

(45%)

l Cadmiumfluss in der Landwirtschaft der RESUB — Region )

Ernteprod. Tierprod.

Exaoit


ZUFLUSS

SCHLAMM

GAS-ZONE

n

n

3-22

Als Sofortmassnahme wurde eine Kommunallatrine mit 24 Kabinen erstellt. Um einerseits den

Wasserverbrauch und andererseits die zu versickernde Wassermenge möglichst gering zu halten,

wurde ein in Schweden speziell für die Anwendung in Entwicklungsländer entwickeltes Spülsystem

verwendet, bei dem pro Spülung nur 2-3 Liter Wasser benützt werden. Um eine möglichst gute

Reinigung ohne Verwendung von Energie und Chemikalien und mit möglichst kleiner

Schlammproduktion zu erreichen, wird das sehr konzentrierte Abwasser mittels anaeroben Verfahren

gereinigt und anschliessend versickert. Die Hälfte der Kabinen sind an einen Abwasserfaulraum mit

nachgeschaltetem Anaerobfilter angeschlossen, während bei der anderen Hälfte ein neuartiges

Verfahren angewendet wurde, das vorgängig in Labortests in Stanford (USA) und an der EAWAG

untersucht wurde. Dabei handelt es sich im Wesentlichen um einen Abwasserfaulraum mit

Tauchwänden die so angeordnet sind, dass ein maximaler Kontakt zwischen dem Abwasser und den

Mikroorganismen im Schlamm stattfindet (s. Abb. 3.21).

-(GASAUSTRITT

FLÜSSIG-

KEIT

AUSFLUSS

Abb. 3.21

Schema des anaeroben

Abwasserfaulraumes mit

vertikalen Schikanen

Die Kommunallatrine ist seit Herbst 1987 in Betrieb und wurde zu Beginn täglich von ca. 3'000 (!)

Leuten benützt und dies, obschon für jede Benützung eine Gebühr bezahlt werden muss. Diese

Einnahmen werden zur Bezahlung einer Unerhaltsequippe benützt, die für die Reinigung und den

Unterhalt verantwortlich ist. Erfahrungen weltweit haben nämlich gezeigt, dass nur auf diese Weise

eine (theoretische) Chance besteht, eine Gemeinschaftsanlage einigermassen sauber und hygienisch

zu betreiben.

Die bisherigen Erfahrungen in Lomé decken sich leider weitgehend mit denjenigen aus anderen

Entwicklungsländern: Mit dem Bau und Betrieb von Gemeinschaftslatrinen kann das höchst akute

Hygiene-Problem in Entwicklungsländern langfristig nicht gelöst werden, da es praktisch nicht

möglich ist, den ordnungsgemässen Betrieb und Unterhalt zu gewährleisten. Das Problem der

hygienischen Fäkalienentsorgung kann langfristig nur durch den Bau von Individual- bzw. Familieneinrichtungen,

die den örtlichen sozio-kulturellen und ökonomisch Gegebenheiten angepasst sind,

gelöst werden. Aus diesem Grund wurde gleichzeitig mit dem Bau der erwähnten Kommunallatrine

ein zweijähriges Evaluationsprogramm mit verschiedenen Typen von Familienlatrinen in Angriff

genommen. Auf Grund der Erfahrungen und Resultate in Bezug auf Akzeptanz, Bezahlbarkeit und

Benützung durch die Zielbevölkerung wird es möglich sein, die den örtlichen Verhältnissen am besten

angepasste Lösung vorzuschlagen.

(R. Schertenleib)

3.5 Prozesse in Soen

GEOCHEMISCHE SIGNALE DER LETZTEN 100 JAHRE IN DEN SEDIMENTEN DES ROTSEE UND SOPPEN-

SEE, KT.LUZERN

Sedimentuntersuchungen im Rotsee/LU sollen zeigen, in welchem Ausmass sich in den letzten

Jahrzehnten der Stoffeintrag durch die nahegelegene Stadt Luzern auf die Seeablagerungen ausgewirkt

hat. Der im Gegensatz dazu im dünn besiedelten, hauptsächlich durch Landwirtschaft beeinflussten

Gebiet gelegene Soppensee diente als Referenzsee dieser Untersuchungen.


10 1 0

1963

55

1955

20 20

25 25

30 30

3-23

Der Rotsee, am N-Rand der Stadt Luzern gelegen, ist 2.5 km lang, 250 m breit, max. 16 m tief, sein

Wasservolumen beträgt 0.0039 km3. Die Seefläche von 0.46 km2 ist gerade 1/10 des 4.6 km2

grossen Einzugsgebietes. Die windgeschützte Lage des langestreckten Sees (Seespiegel 419 m.ü.M),

begünstigt eine ganzjährige, stabile Schichtung des natürlicherweise eutrophen Sees. Der 1922 erfolgte

Bau des Reuss/Rotsee-Kanals verkürzte die theoretische Wassererneuerungszeit zwar von 3.5

Jahren auf 0.4 Jahre (Abflussmenge 0.33 m3/sec) führte jedoch nicht zu einer Verbesserung des

bereits damals hocheutrophen Seezustandes; dies umsoweniger als das Abwasser der Stadt Luzern

bis 1971 in die Reuss eingeleitet wurde.

Der Soppensee, 3 km nördlich von Wolhusen/LU gelegen, ist 800 m lang, 400 m breit und hat ein

Wasservolumen von 2.9 Mio.m3. Es handelt sich um einen eiszeitlichen Reliktsee, der heute eine

max. Wassertiefe von 27 m aufweist. Bei einer Abflussmenge von nur 0.026 m3/sec beträgt die

theor.Wassererneuerung 3.8 Jahre. Der im Sommer/Herbst stabil geschichtete See wird im Winter

vollzirkuliert. Die Durchmischung wird durch die offene Lage (Seespiegel 567 m ü.M.) des Sees und

das kleinere Verhältnis von Seefläche (0.227 km 2) zu Einzugsgebiet (1.6 km2) begünstigt.

ROTSEE 1985

137-Gs[Bq/kg]

SOPPENSEE 1986

137-Cs]Bq/kg]

Die bisherigen Ergebnisse

der mit 1 37Cs durchgeführten

Datierung der Sedimente

zeigen, (Abb. 3.22) dass die

0 50 100 150

0

200 250 300 350 0 50 100 150 200 250 300 350

0

1986

Sedimentationsraten der Seen

2

5 5

/Tschernobyl/

Abb. 3.22

Aktivitätsprofile von 137-Cs in Sedimentkernen aus dem Rotsee

(13m Wassertiefe) und dem Soppensee (24m Wassertiefe)

ROTSEE 1985 SOPPENSEE 1986

in den letzten 25 Jahre mit

0.59 cm/Jahr im Rotsee und

mit 0.74 cm/Jahr im

Soppensee nur um ca. 25%

auseinander lagen. Viel

grössere Unterschiede weisen

dagegen die Konzentrationen

verschiedener Metalle

in den Sedimenten auf.

Die Konzentrationen von Blei

und Cadmium sind im Rotsee

im Zeitraum von 1963-1985

um das 17-fache bzw. 11fache

höher als im wenig belasteten

Soppensee; die Konzentrationsunterschiede

von

Zink (7-fach) und Kupfer (3-

Pb [88/0]pb ]µg/g) fach) sind zwar kleiner aber

0 50 100 150 200 250 300 0 50 100 150 200 250 300 immer noch signifikant

0 --

1985 0

verschieden. Ein direkter

5 Vergleich der Sediment-

10

15

20

25

30

35

40

45

50

Abb. 3.23

Konzentrationsprofile von Blei in Sedimentkernen aus dem Rotsee

und dem Soppensee (Datierungen nach 137-Cs und Sedimentologie)

profile aus den beiden Seen

zeigt diese Unterschiede noch

deutlicher (Abb. 3.23): Die

Bleikonzentrationen (Cadmium,

Zink und Kupfer

zeigen eine ähnliche Verteilung)

im Soppensee lagen

in den letzten Jahrzehnten

immer unter 1014/g. Im

Rotsee dagegen erhöhten sie

sich bereits um die Jahrhundertwende

von ursprünglich

100 µg/g anzusteigen.


3-24

In den fünfziger Jahren erhöhten sich die Konzentrationen noch einmal sprunghaft auf maximal 252

µg/g und gingen Ende der sechziger Jahre auf einen Durchschnittswert von 130 µg/g zurück.

M.Sturm, A.Zwyssig, A.Lotter (Geobot.Inst.Universität Bern), U.Ochsenbein(RCC Itingen),

P.Stadelmann(Kant.Amtf.Gewässerschutz Luzern)

HOCHWASSERINDIKATOREN IN DEN SEDIMENTEN DES URNERSEES

Im Sommer 1987 wurden weite Teile der Schweiz durch verheerende Hochwässer in Mitleidenschaft

gezogen. Die entstandenen Schäden werden auf etwa 1.1 Milliarden Fr. geschätzt. Im 2-jährigen

"Nationalen Programm Hochwasser 1987", das im Juni 1988 begann und vom Bundesamt für

Wasserwirtschaft koordiniert wird, sollen in verschiedenen Forschungsprojekten die Ursachen für

diese Hochwässer abgeklärt und die Frage nach der Häufigkeit solcher Ereignisse beantwortet werden.

Das Projekt "Hochwasserindikatoren in den Sedimenten des Urnersees" beschäftigt sich mit den

Ablagerungen, welche Hochwässer in Seesedimenten hinterlassen. Korrelation, Datierung und sedimentologische

Analyse sollen es erlauben, ihre Entstehungs- und Ablagerungsprozesse zu definieren,

ihre Häufigkeit in der Vergangenheit festzustellen bzw. ihnen, soweit historisch bekannt, bestimmte

Hochwässer zuzuordnen.

Die bisherigen Ergebnisse der Untersuchungen im Umersee zeigen, dass durch die vom Hochwasser

der Reuss am 24./25.August 1987 (Qmax.=735 m3/sec) mitgeführten Feststoffe im gesamten Profundal

des Sees ein ca. 5 cm mächtiger Turbidit (gradierte Lage) abgelagert wurde. Ähnliche Turbidite,

welche an ihrer Basis z.T. deutliche Schrägschichtung aufweisen und gegen oben von einer

Silt/Ton-Lage begrenzt. sind, wurden auch früher schon abgelagert. Ihre Struktur weist auf eine

Sedimentation aus grundberührenden Trübeströmen hin, wie sie auch bei den Hochwasserablagerungen

vom Juli 1987 im Lago di Poschiavo festgestellt wurden. Aufgrund der

Korrelation von 60 Kurzkernprofilen (bis 80 cm Sedimenttiefe) lässt sich nachweisen, dass solche

Ablagerungen im Umersee in den letzten 90 Jahren allerdings selten waren. Nicht jedes Hochwasser

führte genügend Feststoffe mit, um einen Trübestrom mit anschliessender Turbiditbildung im Profundal

des Seebeckens zu generieren.

10-

15-

20-

25-

30-

35-

40-

45-

50

URNERSEE 1988

137-Cs[Bq/kg]

0 50 100 150 200 250 300 350

.OQ O O Hochwasserlage 1987

11986

(Tschernobyl]

1963

Abb. 3.24

Aktivitätsprofil von 137-Cs im Sedimentkern

UR 88-50 zwischen Bauen und Sisikon

aus 197 m Wassertiefe


3-25

Im Normalfall wird die Sedimentation im Urnersee durch vertikalen Partikelflux dominiert, welche

nach der Datierung mit 137Cs (Abb.3.24.) durchschnittlich 0.9 cm/Jahr beträgt. Im November 1988

wurden an 15 Stationen im Urnersee und im anschliessenden östlichen Teil des Gersauer Beckens bis

zu 8 m lange Sedimentprofile entnommen, um sie auf früher stattgefundene Hochwasserereignisse

hin zu untersuchen. Die Resultate dieser Untersuchungen werden zeigen, ob in weiter

zurückliegender Vergangenheit (>100 Jahre), Anzahl, Herkunft, Entstehung und Ausbreitung von

Hochwasserturbiditen im Urnersee ähnlich auftraten wie in den letzten Jahrzehnten oder ob diese

Hochwasserindikatoren häufiger und in deutlich grösseren Mächtigkeiten abgelagert wurden.

(M.Sturm, C.Siegenthaler, A.Zwyssig, K.Kelts)

Thalassa: das neue Forschungsschiff der Umweltphysik (Abb. 3.25)

Technische Daten

- Hersteller: Schiffskörper: Success Werft, Holland

Innenausbau : Hensa-Werft, Altendorf SZ

Länge: 10 m Breite: 3 m Gewicht: 9 Tonnen

125 PS Dieselmotor für Antrieb und Hydraulik

Bugstrahlruder für kleinräumiges Manövrieren

Offene Arbeitsfläche auf Deck (10 m2)

Geheizte Laborkabine, ausgestattet mit 24/12 V Gleichstrom und 220 V Wechselstrom ab

Generator oder Wandler.

Heckkran für 1 Tonne, lichte Höhe 3 m

Ausschwenkbare Heckklappe

Seitenkran für Gewichte bis 100 kg (Wasserschöpfer etc.)

Radar, Echolot, Natel, Positionierungssystem

Das Schiff ist auf der Strasse transportierbar und kann auf allen grösseren Seen eingesetzt werden.

Abb. 3.25 (Foto: M. Schurter)


- 21.1

20

15

10

5

0

O Sedimentation

® Abfluss

11.3

Zunahme

_ Seeinhalt

Abna me

-i 1

Seeinhalt

85/87 75/76

8.4

12.7

\-2.7

85/87 75/76 85/87 75/76 85/87 75/76

P (gelöst) P total) P (partikulär)

3-26

Thalassa heisst auf griechisch sowohl Meer als auch grosser See. Es ist weniger der versteckte

Wunschtraum des Binnenländers nach dem weiten Meer als die enge Verbundenheit zwischen den

beiden Schwestern, Limnologie und Ozeanographie, welche uns zu dieser Namensgebung bewog.

Für die meisten seephysikalischen Untersuchungen sind wir auf ein Schiff angewiesen, mit dem

einerseits schwere Lasten (einige 100 kg) im See verankert werden können und andererseits ein mit

Strom versorgter, wetterfester Unterstand den Einsatz von elektronischen Geräten auf Deck erlaubt.

Bis heute verfügten wir an der ETH und der EAWAG über kein Schiff, das gleichzeitig beide Anforderungen

erfüllt.

Für die schweren Verankerungen musste von Fall zu Fall entweder auf ein älteres Floss der Versuchsanstalt

für Wasserbau, Hydrologie und Glaziologie (VAW) oder auf die EAWAG-Plattform

SALM zurückgegriffen werden, beides Schiffe, welche auf grösseren Seen bezüglich Sicherheit an

die Grenze der Verantwortung führten. Zudem ist auf diesen Schiffen kein wetterfester Arbeitsplatz

vorhanden, so dass wir bei früheren Feldexperimenten oft mit mehreren Booten unterwegs waren,

was einen unverhältnismässigen Aufwand mit sich brachte.

In dieser Situation erschien es uns dringend, ein neues Schiff zu beschaffen, das gleichzeitig allen

unseren Bedürfnissen gerecht wird. Das neue Schiff wurde im September 1988 in Auftrag gegeben

und steht ab März 1989 zur Verfügung. Die Finanzierung des Schiffes und der Geräte erfolgte praktisch

vollständig aus dem Einrichtungskredit der ETHZ für den neuen Lehrstuhl Umweltphysik.

(M. Schurter, D. Imboden)

Die Phosphorbelastung des Baldeggersees in den Jahren 1985/1987

Im Rahmen der Sanierung der eutrophen Mittellandseen untersucht das kantonale Amt für

Umweltschutz in Zusammenarbeit mit dem kantonalen Laboratorium und dem Ingenieurbüro Kost

und Nussbaumer & Partner seit Mai 1985 die Zuflüsse des Baldeggersees auf ihren Nährstoffgehalt

und andere chemische Inhaltstoffe. Die EAWAG wurde - wie schon für die entsprechende Untersuchung

im Sempachersee - mit der Auswertung der ersten Messperiode von zwei Jahren (1985/87)

betraut.

tP/Jahr

P-ZUFUHR BALDEGGERSEE

Abb. 3.26

Veränderung der jährlichen P-

Belastung des Baldeggersees

zwischen den Messperioden

1975/76 und 1985/87, aufgeschlüsselt

nach Herkunft und

Art. Die zwei Säulen links zeigen

die grosse Zunahme der P-Sedimentation,

welche trotz steigender

Belastung in den letzten Jahren

zu einer Reduktion des P-Inhaltes

führte.

Was haben die Messungen zutage gefördert? Wie schon ein Jahr zuvor für den Sempachersee muss

leider auch für den Baldeggersee der Gewässerschutz mit einer kalten Dusche Vorlieb nehmen: Aufgrund

unserer Berechnungen hat sich die P-Zufuhr in den vergangenen zehn Jahren nicht verkleinert,

sondern vergrössert. Sie beträgt heute ca. 21 t/Jahr und ist somit grösser als der auf ein Jahr mittleren


3-27

Niederschlages umgerechnete Wert von rund 13 t/Jahr vor 10 Jahren (Abb. 3.26). Der Abwasseranteil,

damals auf ca. 8 t/Jahr geschätzt, beläuft sich heute noch auf rund 2 t/Jahr. Dafür hat, wie schon

beim Sempachersee, der Anteil der Landwirtschaft sehr stark zugenommen, von damals 3 bis 4 t/Jahr

auf heute 13 bis 19 t/Jahr, d.h. auf rund 85% der totalen Phosphor-Belastung des Baldeggesees.

In Anbetracht dieser andauernd hohen Belastung ist es erstaunlich, dass die P-Konzentration im See

doch so stark zurückgegangen ist. Ueber mögliche Gründe können wir im jetzigen Zeitpunkt nur

spekulieren. Einer mag darin liegen, dass heute der Phosphor zu rund 60% in partikulärer Form in

den See gebracht wird (1975/76: ca. 25%) und damit zu einem grösseren Teil ohne biologische

Wirkung in den Sedimenten eingelagert wird (vgl. Abb. 3.26) Es bleibt abzuklären, ob die Verschiebung

von gelöstem zu partikulärem Phosphor tatsächlich für den erstaunlichen Rückgang der P-

Konzentration im See verantwortlich ist und sich somit landwirtschaftlicher Phosphor für den See als

weniger wirkam erweist. Eine andere Erklärung könnte aber auch darin liegen, dass die frühere P-

Belastung des Baldeggersees tatsächlich viel grösser gewesen war als bisher angenommen, der

Rückgang der P-Konzentration im See also einem tatsächlichen Erfolg der externen Massnahmen

zuzuschreiben wäre.

(J. Schlauer, D. Imboden)

Interne Wellen als Wasserpumpe zwischen Gersauer- und Urnersee

Obschon die beiden Becken des Vierwaldstättersees, Gersauer- und Urnersee, eine sehr ähnliche

Topographie besitzen (ca. 10 km lang, 2 km breit und 200 m tief), unterscheiden sie sich deutlich

bezüglich ihrer physikalischen Eigenschaften, was wiederum auch Einfluss auf die Wasserchemie

hat. Um die im Rahmen der Dissertation von A. Wüest postulierte Strömung aus den mittleren

Wasserschichten des Gersauersees an den Grund des Urnersees (EAWAG-Jahresbericht 1987, Seiten

4-16) direkt nachweisen zu können, wurden zwischen Februar und Mai 1988 Wassertemperatur und -

strömungen an verschiedenen Stationen in den beiden Becken gemessen. Dabei hat sich die Existenz

eines horizontalen Dichtegradienten zwischen den beiden Seebecken und damit die vermutete

Dichteströmung bestätigt. Gleichzeitig konnte ein vertiefter Einblick in den Ablauf des

Wasseraustausches gewonnen werden. Danach fachen starke Winde stehende interne Wellen im

Gersauersee (sog. interne Seiches) mit grossen Amplituden (50 m und mehr) und einer Periode von

ca. 60 Stunden an . Im Rhythmus von ca. 60 Stunden gelangt daher kaltes (schweres) Wasser aus den

tiefem Bereichen des Gersauersees bis über den R and der Schwelle von ca. 85 m Tiefe, welche die

beiden Becken trennt. Als Folge davon strömt das Wasser aus dem Gersauersee via ein kleines

Zwischenbecken bei Brunnen in das Tiefenwasser des Urnersees. Abb. 3.27 zeigt in einem

Längsschnitt durch die beiden Becken den Verlauf der Linien konstanter Wasserdichte, entlang der

das Wasser strömt. Der scharfe Abfall der Isolinien mit den Bezeichnungen 0.088 bis 0.092 bei der

mit E bezeichneten Schwelle markiert diese Strömung deutlich. Der direkte Zusammenhang zwischen

den internen Seiches im Gersauersee und dem Tiefenwasser des Urnersees äussert sich auch darin,

dass die Temperaturfluktuationen am Grund des Urnersees ebenfalls die 60 Std.-Periode des

Gersauersees zeigen, während in den höheren Schichten des Urnersees in dieser Jahreszeit noch

keine regelmässigen Temperaturschwingungen gefunden werden. Die stehende interne Welle im

Gersauersee wirkt somit wie eine Wasserpumpe, dank der auch Wasser von unterhalb des

Schwellenrandes in das Nachbarbecken gelangen kann.

(David van Senden, D. Imboden, M. Schurter)


3-28

8 C H

Abb. 3.27

Seitenansicht des Gersauer- und Urnersees entlang des Talweges: Die Linien bedeuten Ebenen gleicher

Dichte (Isopyknen) am 31. März 1988 (angegeben als Differenz zu 1000 kg/m3). Die Dichten

wurden aus Profilen (Positionen A-I) von Temperatur und Leitfähigkeit bestimmt. Die Neigung der

Isopyknen im Gersauersee demonstriert die Grundschwingung der Seiche. Bei maximaler Höhe der

Isopyknen an der Stelle C schwappt schwereres Wasser vom Gesauersee in das Zwischenbecken

Schwibogen) und strömt von dort an den Grund des Urnersees, was durch das Abtauchen der

Isopyknen im Urnersee manifestiert wird.

"Gezielt einsetzbare' und nicht-reaktive Tracer: SF6 als Beispiel

Physikalische, chemische und radioaktive Tracer werden seit langem von der EAWAG zum Studium

von Mischungsprozessen in Gewässern verwendet. Eine Hauptschwierigkeit bei der Interpretation

von Tracer-Felddaten besteht in der Unterscheidung zwischen der Reaktion des Tracers in seiner

aktuellen Umgebung und den Transportphänomenen. Im Falle von künstlichen radioaktiven Tracern

ist die Reaktion (nämlich der radioaktive Zerfall) genau bekannt, doch sind solche Stoffe aus begreiflichen

Gründen in Gewässern nicht verwendbar. Deshalb wurde nach chemischen, nicht reaktiven

Tracern gesucht. Ein Repräsentant dieser Gruppe ist Schwefelhexafluorid (SF6), das folgende

Vorzüge aufweist:

- Dank der tiefen Nachweisgrenze (einige pg/l) sind nur kleinste Mengen des Tracers notwendig.

Somit ist der Einsatz als Tracer sowohl ökologisch als auch toxikologisch unbedenklich.

- Die Untergrundkonzentration liegt unter unserer Nachweisgrenze. Sie wird von der Anwendung

als Schutzgas in Hochspannungsschaltern bestimmt.

Wegen der hohen Flüchtigkeit verlässt SF6 den See während der winterlichen Vollzirkulation.

Die Eintragung als Gas lässt sich gut dosieren.

Der grösste Nachteil besteht darin, dass die Konzentration von SF6 nicht direkt im See bestimmt

werden kann. Allerdings lassen sich die aus dem See entnommenen Wasserproben sehr rasch (1 bis 2

Minuten) und direkt auf dem Schiff analysieren. In einer Glasspritze wird der Wasserprobe von 25 ml

Volumen ebensoviel molekularer Stickstoff zugefügt und das SF6 ausgeschüttelt. Das Kopfgas wird

anschliessend in den Gaschromatographen eingespritzt. Die Trennung von den anderen gasförmigen

Substanzen der Probe - hauptsächlich Sauerstoff - erfolgt in einer gepackten Säule mit einem

Molekularsieb bei konstanter Temperatur. Der Nachweis erfolgt schliesslich in einem Elektronen-

Einfang-Detektor.


Tiefe

0

-20 ,.

-40

-60 -

-80

0 40000 •. 80000

pg/I

Tiefe

0

-20 i

-40 H

-60 -

-80

3 -29

23.08.88 29.09.88 27.10.88

0 2000 4000

pg/I

0 2000 4000

Abb. 3.28: Profile von SF6 im Sempachersee während des ersten künstlichen Tracer-Versuchs.

Das Schwefelhexafluorid wurde im Sommer 1988 im Sempachersee zu ersten Mal getestet. Spuren

des Tacers wurden via Belüftungsanlage in die tiefsten Schichten des Sees eingemischt (Abb. 3.28,

23.08.88). Die Ausbreitung wurde von der Belüftungsanlage bestimmt und erfolgte stufenweise.

Während der Sauerstoffbegasung des Tiefenwassers weitete sich die Tracerwolke innerhalb eines

Monates in den untersten 30m horizontal über den ganzen See aus (Abb. 3.28, 29.09.88). Nach der

Umstellung des Betriebes auf Zwangszirkulation, fanden wir das SF6 auch in den höheren Schichten

(27.10.88). Das SF6 verlässt den See während der Zwangszirkulation über die Oberfläche.

(Markus Hofer, Jürg Schlatter)

Das Wachstum der Felchen im Sarnersee

Der Sarnersee (Oberfläche von 764 ha) enthält einen gemischten Fischbestand mit dem Felchen

(Coregonus sp.) als dominanter Fischart. Seit 1981 werden beim einzigen Berufsfischereibetrieb

periodisch repräsentative Stichproben am gefangenen Fischmaterial genommem. Die Untersuchungen

im Labor sollen zusammen mit weiteren Erhebungen Auskunft über die Lebensbedingungen für die

Fische im Sarnersee und über die ändernden ökologischen Verhältnisse geben.

In Abb. 3.29 sind die Wachstumskurven der Felchen der Jahrgänge 1977-1985 dargestellt. Die

Endlänge des Sarnerseefelchen scheint bei 300 mm zu liegen. Eine feinere Analyse beweist, dass die

natürliche Endlänge im Mittel mehr als 400 mm beträgt. Der Befischungsdruck führt im Sarnersee zu

einer stark erhöhten Mortalität, sobald die Fische eine mittlere Länge um 300 mm erreichen. Die

natürlicherweise etwa logarithmische Wachstumskurve wird dadurch im obersten Bereich verzerrt.

Die Zuwachsraten (Wachstum/Jahr) für das erste bis fünfte Lebensjahr, während der

Beobachtungsperiode repräsentiert durch Regressionsgeraden, sind in Abb. 3.30 dargestellt. Generell

wachsen die Felchen im Sarnersee langsamer als früher. Zwei Hypothesen zur Erklärung dieses

Befundes stehen im Vordergrund:

a) Die Nährstoffbelastung des Sarnersees erreichte in den Jahren 1979/80 ein Maximum.

Gemessen an den Vollzirkulationswerten nahmen die Ptot-Werte seither infolge von

Gewässerschutzmassnahmen von über 20 mg/1 Ptot-P auf weniger als die Hälfte ab

(MUELLER und MENG, 1986). Eine verringerte Primärproduktion führt zu weniger

pg/I


E

E

C

:0

3-30

Nahrungsorganismen für die Fische; dies bedeutet mehr Aufwand bei der Nahrungssuche und

somit kleineres Wachstum.

b) Zunahme der Fischdichte und damit eine stärkere Nahrungskonkurrenz

Abb. 3.29 Abb. 3.30

Längenwachstum der Sarnersee-Felchen Längenzuwachs im 1. bis 5. Altersjahr

der Samersee-Felchen

Neueste Untersuchungen (PONTON, 1989) zeigen einen vermehrten Befall mit verschiedenen

Bandwurmarten bei sehr jungen Felchen. Als erste Zwischenwirte im Entwicklungszyklus dienen

bestimmte Zooplankter (Copepoden), als 2. Zwischenwirte unter anderen Felchen. Eine Veränderung

der Planktonzusammensetzung infolge der abnehmenden Nährstoffbelastung könnte somit ohne

weiteres zu vermehrter Aufnahme von Bandwurmlarven und somit zu vermehrtem Parasitenbefall in

den letzten Jahren geführt haben. Gleichzeitig wird ein zunehmender Bestand von Hechten im

Sarnersee beobachtet, einem Endwirt der erwähnten Bandwürmer.

Der scheinbar klare Zusammenhang zwischen sinkender Nährstoffbelastung (Oligotrophierung) und

abnehmender Zuwachsrate während der letzten 9 Jahre muss unter Einbezug weiterer ökologischer

Elemente bewiesen oder widerlegt werden. Die nicht ins Bild passende Zuwachsrate im zweiten Jahr

(Abb. 3.30) ist ein starkes Indiz für das Vorliegen bis jetzt nicht berücksichtigter wichtiger

ökologischer Zusammenhänge.

(H.J. Meng)

SCHWEFEL IN SEDIMENTEN VON SüSSWASSERSEEN

Sedimentärer Schwefel in Süsswasserseen stammt primär aus zwei verschiedenen Bezugsquellen:

1) Schwefel, der aus dem Einzugsgebiet des Sees durch Flüsse in das Seebecken transportiert und

dort abgelagert wird (allochthoner Schwefel) Es handelt sich hier hauptsächlich um Pyrit, aber

auch organische Schwefelverbindungen gewinnen durch die zunehmende Umweltbelastung an

Bedeutung.

2) Gelöstes SO4 2- wird der Wassersäule entzogen und in Form verschiedener Schwefelverbindungen

im Sediment fixiert (autochthoner Schwefel). Dabei wird SO4 2- entweder bei der

Primärproduktion als Nährstoff in Organismen eingebaut und in Form organischer

200

0


3-31

Schwefelverbindungen sedimentiert, oder in anoxischem Milieu bakteriell zu S 2- reduziert und

in refraktäres organisches Material als Sulfid bzw. Polysulfid eingebaut oder als Metallsulfid

(meist Fe–Sulfide) ausgefällt und im Sediment abgelagert. Ziel dieser Untersuchungen ist es

festzustellen, welchen Einfluss der Chemismus eines Seewasserkörpers auf die Menge und

Form des im Sediment fixierten autochthonen Schwefels hat.

Für die Untersuchungen wurden drei Seen ausgewählt, die möglichst unterschiedliche Mengen an

gelöstem 5042- im Wasserkörper aufweisen. Aus dem Zürichsee (ZH, 100 µmol/1 SO4 2- ), dem

Genfer See (GE, 500 µmol/1 SO42- ) und dem meromiktischen Lago di Cadagno (LC, 2-4 mmol/1

SO42- unter der Chemokline, >8m) wurden Sedimentkerne gezogen und der Schwefelgehalt sowie

die unterschiedlichen Schwefelkomponenten im Sediment analysiert.

Im Wasser des LC führt die Auflösung von Gipsablagerungen aus der benachbarten Piora Mulde zu

den hohen Sulfatkonzentrationen, und der S–Gehalt des Sediments erreicht maximale Werte von fast

4%. In den Sedimenten des ZH und GE nimmt der Schwefelgehalt von 0.1% bei 50cm bzw. 0.01%

bei 40cm auf beinahe 1% in den obersten Sedimentschichten zu. Dieser Anstieg ist zu einem gewissen

Teil durch die Zunahme der Eutrophierung dieser beiden Seen in den zurückliegenden Jahrzehnten

bedingt. Andererseits kann dieser Anstieg, als Resultat zunehmender Luftverschmutzung, durch einen

erhöhten SO42- Eintrag verursacht sein. Theoretisch könnten ca. 20-30% des S in den oberen

Sedimentschichten des ZH auf Sulfatdepositionen des Sauren Regens zurückzuführen sein.

Die ungewöhnlichen sedimentologischen Verhältnisse des ZH sind der Grund, dass >80% des sedimentären

S autochthon gebildet ist. Im GE hingegen liegt der Anteil bei 60-70%, während er im LC

zwischen 4 mg Liter- 1 ) am Seegrund praktisch ganzjährig eingehalten werden.

Übereinstimmende Resultate von Beobachtungen im See, von Massenbilanzen und von Sedimentuntersuchungen

zeigen, dass die verbesserten Sauerstoffbedingungen während der Jahre 1984 und

1985 praktisch ohne Auswirkungen auf den P Haushalt des Sees blieben. Trotz ganzjährig aerober

Bedingungen am Seegrund wurden an der Sediment/Wasser Grenzfläche 1984 und 1985 im

Jahresmittel mehr als 70% und von 1986 bis 1988 rund 50% des sedimentierten Phosphors wieder

freigesetzt.


3-32

Wie Abb. 3.31 zeigt, setzt während der Sommerstagnation die hypolimnische Phosphor Akkumulation

alljährlich etwa zum gleichen Zeitpunkt und mit der gleichen Intensität ein, unabhängig davon, ob

zu diesem Zeitpunkt die Sauerstoffkonzentration am Seegrund 0.2 mg Liter- 1 (1984) oder 10.0 mg

Liter- 1 (1987) beträgt. Diese Beobachtungen illustrieren, dass die Einhaltung des Qualitätziels für

Sauerstoff nicht dafür garantiert, dass die Sedimente kein Phosphat mehr ans überstehende Wasser

abgeben.

12

85m

Abb. 3.31

Zeitliche Veränderung

des Gesamtphosphorinhalts

im Sempachersee

(oben):

1. im gesamten Wasser

körper und

2. im Wasserkörper zwischen

20 m und Seegrund

- der Sauerstoffkonzentration

in 85 m Tiefe

(unten).

Die punktierte Kurve in Abb. 3.31 zeigt den erwarteten zyklischen Verlauf des Gesamt-P Inhalts mit

einer P-Akkumulationsphase zwischen Sommer und Vollzirkulation und einer P-Verlustphase zu Beginn

der Sommerstagnation. Zwischen dem Spätsommer 1986 und und dem Frühjahr 1988 veränderte

sich der P-Inhalt des Sees atypisch, weil im Spätsommer 1986 und 1987 die P-Akkumulationsphase

und während des Frühjahrs 1987 die P-Verlustphase ausblieb. Als Folge davon nahm der P-

Inhalt des Sees zwischen der Frühjahrszirkulation 1986 und der Frühjahrszirkulation 1987 beschleunigt

um rund 12 Tonnen ab. Diese erfreulich positive Entwicklung, möglicherweise eine Konsequenz

der seeinternen Massnahmen, hat sich aber inzwischen wieder deutlich verlangsamt.

Die laufende Erfolgskontrolle wird fortgeführt.

(R. Gächter, E. Grieder, A. Mares)


3.6 Prozesse in natürlichen c ;ewössern

o/

0

Ecdyonurus

13.8 175 292 138 175 29.2

max. NH3 — Konzentration [mg/l1

02 — gesättigt ® 02—Konz. ca. 2.8 mg/t

3-33

Wirkung kurzer Belastungspeaks auf Fliesswasserinsekten

"Alle Fische in der Bünz verendet. Zwischen Boswil und Dottikon wurde der gesamte Fischbestand

vernichtet. ... Ursache war das heftige Gewitter, das am Montag abend in Muri niederging. Die

Kläranlage vermochte den plötzlichen Wasseranfall nicht zu schlucken, so dass das sauerstoffarme

Schmutzwasser über den Regenentlaster ungereinigt in die Bünz floss." (Aargauer Tagblatt vom 17.

August 1988). Um derartige Ereignisse zu verhindern und wenigstens den ersten Schmutzstoss vom

Vorfluter fernzuhalten, werden die Kanalisationssysteme zunehmend mit Regenrückhaltebecken

versehen. Ueber die Wirkung und den ökologischen Nutzen solcher sehr investitionsintensiven Anlagen

für die Biologie des Vorfluters ist aber erst wenig bekannt. Aus Toxikologietests an Fischen

weiss man immerhin, dass hohe Ammoniakkonzentrationen (NH 3), wie sie bei Regenereignissen

auftreten können, evtl. gepaart mit niedrigem Sauerstoffgehalt des Wassers, die Ursache für derartige

biologische Katastrophen sein können. Dagegen gibt es bis jetzt keine Untersuchungen Über die

Wirkung kurzer Belastungspeaks auf die Kleinlebewesen der Gewässersohle.

Aus diesem Grund wurden in Laborrinnen mit ausgewählten Insektenlarven Experimente ausgeführt,

welche über die Auswirkungen von kurzfristig erhöhter Ammoniakkonzentration sowie erniedrigter

Sauerstoffkonzentration Auskunft geben sollten. Dabei wurde neben der D rift- und Mortalitätsrate der

Tiere (diese zwei Parameter werden üblicherweise bei Toxikologietests verwendet) auch deren Verhalten

untersucht.

100 100

O/ Oi

0

80

60

40

20


Drift

Ephemerella

Abb. 3.32

Drift und Mortalität von drei ausgewählten Insekten bei unterschiedlichen Ammoniakkonzentrationen

und normalem (schwarze Balken) bzw. stark reduziertem Sauerstoffgehalt (schraffierte Balken). Der

zeitliche Ablauf der Experimente ist schematisch unten rechts dargestellt.


3-34

Es zeigte sich, dass das Verhalten der Tiere in jedem Fall ein wesentlich sensibleres Kriterium darstellt

als die Drift oder die Mortalität, und man daher bei derartigen Experimenten, neben den

"zählbaren" Parametern unbedingt auch die etwas schwieriger zu erfassenden deskriptiven Aspekte

berücksichtigen muss. Eine Erniedrigung des Sauerstoffgehaltes führte erst bei Werten unter

2 mg 02/1 zu einer Erhöhung der Driftrate, wobei vor allem diejenigen Tiere reagierten, welche D rift

als aktives Verhalten aufweisen. Die Mortalität wurde dabei nicht erhöht, und alle Tiere erholten sich

nach den Experimenten wieder. Gerade umgekehrt waren die Auswirkungen bei Ammoniakkonzentrationen

über 12 (!) mg NH3/1: Die Drift nahm nur unwesentlich zu, dafür wurde mit steigender

Konzentration die Mortalität immer höher. Dieser Effekt wurde noch verstärkt, wenn zusätzlich die

Sauerstoffkonzentration auf 2-3 mg 02/1 abgesenkt wurde (Abb. 3.32).

Die Experimente lassen darauf schliessen, dass die Kleinlebewesen der Flussohle wesentlich robuster

sind gegen kurze Ammoniakpeaks als die Fische, und dass sie diejenigen Konzentrationen, die bei

Regenereignissen bereits zu Fischsterben führen können, weitgehend unbeschadet überstehen, wobei

allenfalls ihr Verhalten während des Regenereignisses beeinträchtigt wird.

(Sonja Gammeter und Andreas Frutiger)

Neue Erkenntnisse zum Nahrungserwerb der filtrierenden Köcherfliege

Neureclipsis bimaculata L. (Trichoptera: Polycentropodidae)

Die Köcherfliege N. bimaculata ist ein typischer Bewohner von Flüssen mit hoher Partikelfracht (z.B.

Seenausfluss). Als sogenannter "passiver Filtrierer" bezieht sie ihre Nahrung aus dem vorbeiströmenden

Wasser mittels eines selbst gebauten Netzes (Abb. 3.33). Vergleicht man das

Nahrungsangebot (d.h. die Zusammensetzung der driftenden Partikel) mit dem Darminhalt der Larven,

so findet man, dass grosse Partikel und vor allem Zooplankton bevorzugt gefressen werden,

während kleine Partikel deutlich untervertreten sind. Mit Experimenten und Beobachtungen in Freiland-

und Laborrinnen sollte untersucht werden, inwiefern diese Nahrungsselektivität ("prey

selection") effektiv auf das Verhalten der Köcherfliege zurückzuführen ist, bzw. wie weit sie einen

Effekt der Hydraulik und Funktion des Netzes darstellt oder sich sogar aus dem Verhalten der Beute

ergibt.

Abb. 3.33: Netz einer N. bimaculata-Larve (Vergr. ca. 1.7 x)

(Photo: H. Bachmann, EAWAG


3-35

Das Netz von N. bimaculata weist nicht eine definierte Maschenweite auf, wie dies z.B. bei Hydropsyche-Arten

der Fall ist, sondern stellt ein filzartiges Vlies von feinen Seidenfäden dar. Trotzdem

weist es eine ähnliche Charakteristik auf wie ein Filter mit definierter Maschenweite: Partikel mit

einem Durchmesser 0.02 mm stark angereichert werden. Aus der gesamten D rift stehen der Larve daher

lediglich die grösseren Detrituspartikel, grosse Algen und Zooplankton als Nahrung zur Verfügung.

Davon findet man im Vorderdarm der Tiere praktisch nur das tierische Plankton, aber keinen Detritus

und keine Algen. Vom Zooplankton werden die Crustaceen eindeutig bevorzugt, während die

Rotatorien weitgehend gemieden werden. Die zeitlichen Schwankungen der Zusammensetzung der

"Crustaceen-Diät" sind ähnlich wie diejenigen im freien Wasser, welche sich aus der jahreszeitlichen

Rhythmik der verschiedenen Crustaceen-Arten ergeben. N. bimaculata besitzt offensichtlich eine

gewisse Flexibilität, um sich veränderten Umweltbedingungen anzupassen.

Es scheint, dass die "prey selection" von N. bimaculata durch einen mehrstufigen Prozess zustandekommt:

Zuerst werden durch die Charakteristik des Netzes die grösseren, driftenden Partikel im Netz

angereichert. Davon frisst N. bimaculata selektiv die planktischen Crustaceen.

(Rolf Keller, Andreas Frutiger)

Oxydation de SO2 pendant un brouillard: Comparaison entre composition

mesurée et calculs théoriques

Parmi les processus chimiques qui ont lieu dans l'atmosphère, les réactions d'oxydation du dioxyde

de soufre (SO2) présentent un grand intérêt dans la mesure où elles contribuent à la formation

d'acidité forte (H2SO4). Bien que s'effectuant aussi en phase gazeuse, cette réaction se produit

essentiellement en phase aqueuse. Dans notre cas, l'oxydation de SO2 a lieu dans les gouttelettes

d'eau présentes durant un brouillard. Cette réaction d'oxydation est supposée se faire principalement

avec l'ozone. De ce fait, la cinétique dépend du pH : plus le pH est élevé, plus la solubilité dans l'eau

de S02 augmente d'une part, et plus la vitesse de la réaction est élevée d'autre part. En contre partie,

cette réaction d'oxydation s'auto-inhibe lorsque le pH est suffisamment bas (pH 5 4), la vitesse de la

réaction devenant trop faible. Cependant, l'ammoniac atmosphérique permet de réguler le pH grâce à

son pouvoir tampon. Pour mieux comprendre ces processus, la composition de la phase aqueuse

pendant un brouillard, ainsi que celles des aérosols et des gaz avant sa formation et après sa

dissipation, sont déterminées, puis confrontées aux résultats de calculs thermodynamiques et

cinétiques.

Avant le brouillard, les concentrations en ammonium et sulfate des aérosols sont très élevées. Une

grande partie du sulfate mesurée ensuite dans la phase aqueuse peut être due à la dissolution des

aérosols, l'oxydation de SO2 étant alors considérée comme négligeable. Cependant, pour tester

l'influence de l'ammoniac sur les réactions et les vitesses d'oxydation de SO2 par l'ozone, de

l'ammoniac a été injecté à proximité du site de prélèvement du brouillard, après avoir observé une

baisse suffisante du pH (fig. 3.34). À la suite de cette injection, le pH ainsi que la concentration en

ammonium présent dans le brouillard collecté augmentent (fig. 3.34 et 3.35). De plus, alors que la

concentration en nitrate reste globalement constante, la concentration en sulfate augmente en même

temps que le pH.

À l'aide de calculs cinétiques, la figure 3.35 montre que cette variation s'explique en supposant que le

dioxyde de soufre est oxydé en présence d'une très faible concentration d'ozone (0,3 tg m- 3). Par

ailleurs, les concentrations en sulfite de la phase aqueuse durant le brouillard sont en équilibre

thermodynamique avec la teneur en SO2 gazeux mesuré sur le site expérimental (fig. 3.36). Mais,

comme nous l'avons déjà remarqué au cours de brouillards précédents, quand le brouillard commence

à se dissiper, les concentrations en ammonium et sulfate calculées sont beaucoup trop élevées par


3-36

rapport aux valeurs mesurées (fig. 3.35). La différence correspond soit à un dépôt, le sol étant

humide à la fin du brouillard, soit à un transfert de ces composés dans les aérosols, les teneurs

mesurées dans ceux-ci après le brouillard étant aussi en accord avec cette seconde hypothèse.

(Ph. Behra, Laura Sigg, W. Stumm, J. Zobrist, Ursula Lindauer, Claudia Maeder, W. Suter)

6.5

6.0 -

5.5 -

5.0 22 0

6 -3

4e-3

2e-3

2e-4

le-4

pH calculé

pH mesuré

Brouillard du 17/18.11.88

[NH4+] mesurée

Brouillard de 17/18.11.88

2 injection de NH3

t

..........I [NH4+] calculée

[So4-1 calculée

.4 L/

i.........

q estimée

oe+0

22 0

r,,.rv I

[So4--] mesurée

2 injection de NH3 4

•-1

T (h)

r--

T (h)

Fig. 3.34 :

Variation du pH mesuré en fonction

du temps ; comparaison avec le pH

calculé à partir de l'injection de NH3,

lorsqu'il est tenu compte de

l'oxydation de SO2.

Fig. 3.35 :

Variation des concentrations en NH4+,

S 04 2-, et de la teneur en eau en

fonction du temps. Comparaison entre

les valeurs mesurées et (i) les calculs

thermodynamiques avant l'injection de

NH3, et (ii) les calculs de cinétique

d'oxydation de SO2 avec une concentration

en 03 égal à 0,3 gg m-3

après l'injection de NH3.


ti

N

2.0e-3

1.5e-3

1.0e-3

5.0e-4

O.Oe+o

22

[S02(aq)] calculée

oxydation de S02

[S02(aq)] mesurée

[S02(aq)] calculée

thermodynamique

Rrouillard du 17/18.11.88

[S02(aq)] calculée

oxydation de S02

0 2 4 T (h)

injection de NH3


3-37

Fig. 3.36

Comparaison entre le SO2 mesuré et le

SO2 calculé soit à l'équilibre thermodynamique

avant l'injection de NH3,

soit en tenant compte de son

oxydation par 03 après l'injection de

NH3. La concentration en S02 gazeux

avant l'apparition du brouillard est 9,4

10-7 mol m-3.

Chemische Reduktionen von aromatischen Nitroverbindungen in der Umwelt

Aromatische Nitroverbindungen, insbesonders substituierte Nitrobenzole und Nitrophenole, sind

weitverbreitete Schadstoffe. Diese Verbindungen werden unter anderem direkt als Pestizide eingesetzt,

oder sie dienen als Bausteine für die Herstellung von Pestiziden und Farbstoffen. Es gibt auch

Hinweise darauf, dass Nitroaromaten photochemisch in der Atmosphäre und mikrobiell in Kläranlagen

gebildet werden können. In der Umwelt können aromatischen Nitroverbindungen zu den

entsprechenden Aminoverbindungen (z.B. zu Anilinen) reduziert werden, d.h. es können Produkte

entstehen, die in toxikologischer Hinsicht häufig noch bedenklicher sind als die Ausgangsverbindungen.

So wurden zum Beispiel im Sickerwasser einer Deponie, in der grosse Mengen von Chlornitrobenzolen

eingelagert sind, hohe Konzentrationen von Chloranilinen gefunden.

Reduktionen von Nitroaromaten in Böden, Sedimenten oder Grundwasserleitern können sowohl über

rein chemische als auch über mikrobielle Prozesse verlaufen. Bei chemischen Reduktionen können

Verbindungen wie Eisenporphyrine oder Chinone eine wichtige Rolle bei der Elektronenübertragung

zwischen natürlichen Reduktionsmitteln (z.B. reduzierte Eisen- und Schwefelverbindungen) und

einer aromatischen Nitroverbindung spielen. Abbildung 3.37 zeigt beispielsweise, dass die

Geschwindigkeit der Reduktion von 3-Chlor-Nitrobenzol (ausgedrückt durch die Reaktionskonstante

1. Ordnung, kobs) in einer wässrigen Lösung von Schwefelwasserstoff direkt proportional ist zur

Konzentration von 2-Hydroxy-Naphthochinon. In Abwesenheit dieses Chinons erfolgt die Reduktion

der Nitrogruppe nur äusserst langsam. Die Reduktionsrate in diesem System hängt zudem stark von

der Art und der Position der Substituenten am Nitroaromaten ab (Abbildung 3.38).


0.7

0.6

0.5 -

0 .4 -

0.3

0.2 -

0.1 -

0.0

5 uM

25 uM

50 uM

• 125 uM

250 uM

0 100 200 300

Totale Konzentration von 2-Hydroxy-Naphthochinon (uM)

Abb.3.37

Reduktion von 3-Chlor-Nitrobenzol

(C0=100 µM) in einer wässrigen Lösung

von Schwefelwasserstoff (5 mM, pH=7,2):

Geschwindigkeitskonstante (pseudo-1.Ordnung)

kobs als Funktion der Konzentration

von 2-Hydroxy-Naphthochinon.

3-38

Abb.3.38

Reduktion von substituierten Nitrobenzolen

in einer wässrigen Lösung von

Schwefelwasserstoff (5 mM, pH=7,0):

Einfluss von Substituenten auf die

Reaktionsgeschwindigkeit.

Die relative Reaktivität ist direkt proportional zur "Leichtigkeit" mit der die Nitroverbindung das erste

Elektron aufnimmt (ein quantitatives Mass dafür ist das Reduktionspotential E1H(pH7)). Zum Teil

etwas unterschiedliche relative Reaktivitäten wurden in einer anaeroben Laboratoriums-

Grundwasserkolonne (Kolonne, die mit natürlichem Aquifermaterial gepackt ist) gefunden. Dies

weist darauf hin, dass in diesem System die Reduktionsrate auch noch durch andere Faktoren (z.B.

Adsorptionsprozesse) bestimmt wird.

(R.P. Schwarzenbach, R. Stierli, E. Grieder, K. Lanz, I. Dolfing, J. Zeyer)

Die Oberflächenstruktur von Mineralien bei der Verwitterung

Die Neutralisierung von sauren Niederschlägen wird in Gebieten mit kristallinem Untergrund durch

sehr langsame Verwitterungsreaktionen kontrolliert. Beispielsweise dauert es unter Laborbedingungen

bei pH=5 etwa ein Jahr, bis sich eine atomare Schicht Aluminiumoxid aufgelöst hat. Die

Geschwindigkeit solcher Verwitterungsprozesse wird durch Reaktionen an der Partikeloberfläche

bestimmt. Die Struktur von Mineralien ist relativ gut bekannt. Die Reaktivität von toxischen Ionen wie

z.B. Aluminium in verschiedenen Phasen liesse sich deshalb im Prinzip einfach interpretieren.

Schwierigkeiten bereitet jedoch die Frage: "Wie kantig und eckig sind natürliche Mineraloberflächen?"

In Abb. 3.39 ist schematisch ein kleiner Ausschnitt eines Korundkristalls gezeigt. Die

Aluminiumionen an den Ecken und Kanten haben eine oder zwei freie Koordinationsstellen. Sie sind

deshalb wesentlich reaktiver als die sechsfach koordinierten Ionen innerhalb der intakten Flächen. Im

Lauf der Verwitterungsreaktion bildet sich eine stationäre Oberflächenstruktur heraus, die von der

Auflösungsgeschwindigkeit mitbestimmt wird. Diese Wechselbeziehung zwischen Struktur und

Reaktivität wurde mit Hilfe von Monte Carlo Simulationen analysiert. Die stationäre Struktur des

numerischen Mineralmodells in Abb. 3.40 ist das Resultat eines solchen "Würfelspiels" auf dem

Computer. Die Simulationen haben gezeigt, dass bei schwerlöslichen Mineralien über 80 % der

-0.3


3-39

abgelösten Ionen aus den reaktiven "Eckpositionen" stammen. Die chemische Struktur der Ecken und

Kanten an Gesteinspartikeln ist somit der Schlüssel zum Verständnis der Verwitterungskinetik.

(B. Wehrli)

Abb. 3.39

Aluminiumoxid - Oberfläche. Der Kristall

ist aus okataedrisch koordinierten A13+

Ionen aufgebaut. Die beiden unteren

Eckpositionen sind am reaktivsten, weil

sie nur vier Bindungen zum Festkörper

aufweisen.

3.7 Methoden

Abb. 3.40

Stationäre Struktur eines Modellkristalls

im Auflösungsprozess. In der Monte

Carlo Simulation lässt sich die Konzentration

von reaktiven Eckpositionen direkt

verfolgen.

Marquage d'oeufs de truites à la tétracycline: comparaison entre deux

méthodes.

En aménagement piscicole, il serait souvent utile de pouvoir faire la différence entre les poissons

provenant de la reproduction naturelle et ceux provenant des immersions faites régulièrement par les

services cantonaux de la pêche. Il faut donc trouver le moyen de marquer ceux destinés aux

immersions.

Lorsque l'on déverse des estivaux (5-8 cm), en nombre relativement restreint, on peut facilement les

marquer avec des marques magnétiques implantées dans le cartillage du nez. Une méthode de

marquage consiste à injecter ou à incorporer à la nourriture une substance chimique fluorescente qui

est incorporée dans l'os au moment de sa calcification. Sous un microscope à fluorescence , cette

marque se retrouve sous la forme de lignes fluorscentes dans les os coupés en tranches fines. Le

fluorochrome le plus utilisé est l'hydrochloride de tétracycline . L'injection ne peut être appliquée sur

de petits poissons vu leur fragilité. L'ingestion rend difficile le contrôle du dosage du marqueur.

L'immersion des alevins dans une solution de tétracycline est un procédé coûteux.

En cherchant un autre moyen pour infiltrer une substance de marquage dans le corps du poisson, il est

apparu que la tétracycline pourrait être transférée dans les oeufs avec l'eau y pénétrant par osmose au

moment de la fécondation. Elle serait stockée dans le liquide périvitellin ou dans le vitellus pendant le

développement embryonnaire pour être ensuite mobilisée comme substance marquante au début de la

calcification de structures osseuses telles que les otolithes.


3-40

Les otolithes prélevés, amincis et polis de truites ayant reçu 2 g/1 de tétracycline au moment de leur

fécondation montrent au microscope à fluorescence une ou plusieurs taches rondes orangées qui

correspondent exactement avec le ou les centres de l'otolithe (fig.3.41). A titre de comparaison, une

méthode consistant à immerger pendant 24 heures des oeufs de truites embryonnés (61 jours après la

fécondation) dans une solution de tétracycline à 600 mg/1 a été appliquée. La marque déposée en 24

heures est visible sous forme d'un anneau fin entourant le ou les nuclei et correspond à la surface de

l'otolithe au moment du marquage (fig. 3.42). La fixation de la tétracycline est plus faible, ce qui

réduit l'intensité de la marque par rapport à la première méthode. Pour la vérification de l'effet des

immersions de petits poissons sur le stock, le traitement par la tétracycline au moment de la

fécondation permet de marquer un grand nombre d'oeufs à moindre frais, en peu de temps.

(Colette Grieder)

Fig. 3.41

Microphotographie en fluorescence d'un otolithe de tuite arc-en-ciel marquée par une

solution de 2 g/1 de tétracycline au moment de la fécondation, montrant deux nuclei,

128 jours après le marquage, 65 jours après l'éclosion.

Longueur de l'échelle = 100 pm (Photo: Colette Grieder)

Fig. 3.42

Microphotographie en fluorescence d'un otolithe de truite arc-en-ciel marquée par

immersion des oeufs embryonnés dans une solution de 600 mg/1 de tétracycline, 148

jours après le marquage, 134 jours après l'éclosion,

Longueur de l'échelle = 100 µm (Photo: Colette Grieder)


o

+AA1

K KEINE REAKTIoN

3-41

Nachweis von NTA-abbauenden Bakterien in der Umwelt mit Hilfe

immunologischer Methoden

Nachdem in unserem Labor mehrere NTA-abbauende Organismen isoliert worden waren, ergab sich

die Frage, ob diese auch in der Natur häufig vorkommen. Es wäre möglich gewesen, dass es sich bei

diesen Bakterien um Spezialisten ohne Bedeutung in der Natur handelte, die zudem nur in geringer

Individuenzahl vorhanden waren. (s.a. Jahresbericht 1987).

Wir brauchten darum eine Methode, mit der wir in einer Probe aus der Umwelt direkt die fraglichen

Organismen nachweisen konnten, ohne dass eine Anreicherung mit Hilfe von NTA nötig war. Wir

entschieden uns für eine immunologische Methode, da im mikrobiologischen Institut der Universität

Hannover zur gleichen Zeit für taxonomische Untersuchungen Antiseren gegen zwei unserer Isolate

sowie gegen den Referenzstamm Ps. 29600 hergestellt wurden. Bei den Bestandteilen der Antiseren,

den Antikörpern, handelt es sich um Proteine, die spezifisch gegen bestimmte Antigene - das sind

z.B. Oberflächenstrukturen von Bakterien - gerichtet sind, und fest an diese binden können. In

höheren Organismen ist diese Bindung an der Elimination von eingedrungenen Mikroorganismen

beteiligt. Man kann die Bildung von Antikörpern gezielt in einem Organismus hervorrufen, indem

man ihn dem entsprechenden Antigen aussetzt.

Es wurde ein indirekter Immunfluoreszenztest entwickelt. (s. Abb. 3.43) Dabei werden die Proben

zunächst aufgeschlämmt und auf einem Filter konzentriert. M an lässt ein Aliquot des Antiserums mit

der Probe reagieren, wäscht Antikörper, die nicht reagiert haben, herunter und gibt ein zweites Antiserum

hinzu. Dieses ist gegen die Antikörper des ersten Serums gerichtet und zudem mit einem

Fluoreszenzfarbstoff gekoppelt. Nach Abwaschen von überschüssigem Serum kann das Präparat direkt

im Fluoreszenzmikroskop untersucht werden. Mit dieser Methode konnten wir im Frühjahr 1988

die Organismen an verschiedenen Standorten in der Umwelt und in Kläranlagen nachweisen. Zahlen

sind der nachfolgenden Tabe lle zu entnehmen.

Abb. 3.43

Schematische Darstellung des

indirekten Immunfluoreszenztests.

MO-1: NTA-abbauender

Mirkoorganismus,

MO-2: Mikroorganismus

ohne Fähigkeit zum NTA-

Abbau, A 1: Antikörper gegen

NTA-Abbauer, A2: Antikörper

gegen A1, gekoppelt

mit einem Fluoreszenzfarbstoff


3-42

Ort der Probenahme Gesamtkeimzahl positiv im Fluoreszenstest

(AODC) mit anti Ps.29600 mit anti 'l'E2

ARAs

ARA ZH Glatt 1.3x 109/ml 3.4x 106/m1 1.3x106/m1

ARA Dübendorf 6.5x 109/ml 6.7x 106/ml 1.4x 107/ml

ARA Kloten-Opfikon 1.9x109/ml 1.2x 107/m1 2.3x 107/ml

Oberflächenwasser

Chriesbach 3.2x 107/m1 1.2x 103/m1 387/m1

Glatt 2.5x107/ml 1.7x 103/m1

Rhein 1.4x 106/m1 937/m1

Greifensee 5.3x 107/ml 4.6x 103/m1 128/m1

Sedimente

Glattfelden 4x 107/g 1.6x104/g

Glatthof 3.7x 107/g 1.6x 104/g

Erde 1.1x108/g 189/g

Die Ergebnisse zeigen, dass die gesuchten Organismen "überall" in der Umwelt vorhanden sind. Es

blieb die Frage, ob sie dort auch ihren "Job" machen - also das NTA abbauen. Versuche von Gordon

McFeters mit Diffusionskammern deuten darauf hin.

(Elvira Wilberg, T. Egli, T. el Banna)

3.8 Neues Rechenzentrum EAWAG/EMPA

Vom Teletype-Terminal zum Local-Area-Network (Abb. 3.44)

Im Herbst 1988 nahm das gemeinschaftliche Rechenzentrum der EMPA und EAWAG seinen Betrieb

auf. Wir nehmen das zum Anlass, einen kurzen Rückblick auf die Entwicklung des RZ-EAWAG zu

geben.

Abb. 3.44

Der Gründer und Leiter des Rechenzentrums der EAWAG, Herr H.-R. Rhein, vor der PDP-11/70,

welche im Febr. 1989 endgültig abgestellt worden ist. (Foto: P. Schlup)


3-43

Das Jahr 1975 steht am Anfang der interaktiven Computerbenützung an der EAWAG. Damals wurde

durch den Schreibenden ein Dialogsystem für die EAWAG eingeführt und dazu eine PDP-11/40 von

DEC installiert. Es sei hier erwähnt, dass dies der erste Dialogrechner im gesamten ETH-Bereich

war, der unter anderen auch Herrn Prof. N. Wirth zu seinen Paten zählen durfte.

Teletypes waren die Arbeitsstationen und Papierlochstreifen die Massenspeicher. Doch schon bald

wurde die PDP-11/40, der guten Erfahrungen wegen, zu einem eigentlichen Time-Sharing-System

ausgebaut. Mit der Zeit wuchsen die Bedürfnisse, die Disk-Speicher und die Programme. Nur

personell blieb es weiterhin beim Ein-Mann-Betrieb. Die Teletypes wichen modernen Matrix- und

Videoterminals, Magnetband-Stationen kamen hinzu, kurz und gut, es entwickelte sich ein

ausgewachsenes Rechenzentrum, das RZ-EAWAG. Im Jahre 1980 konnte ein eigens auf die

Bedürfnisse zugeschnittener Computerraum bezogen werden. Die überlastete Recheneinheit wurde

1983 durch die äusserst leistungsstarke PDP-11/70 ersetzt. Seit damals läuft auch das Betriebssystem

mit der Version 7.2 von RSTS/E. Ohne zuviel auf Fachspezifisches einzugehen, muss hier doch

bemerkt werden, dass die PDP als 16-Bit-System gewisse Einschränkungen bedingte, die sich immer

mehr, insbesondere seit dem Erscheinen der VAX-Maschinen, bemerkbar machten. Eine Planung für

die Zukunft des RZ-EAWAG wurde in Angriff genommen und sah in der Zukunft den Uebergang

auf eine VAX von DEC vor. Da auch das RZ der EMPA mit ihrer 1982 installierten VAX-750 sich

mit Erweiterungsplänen befasste, war es vernünftig, die Planung zu koordinieren. Da der

Einmannbetrieb am RZ-EAWAG immer weniger verantwortet werden konnte, kamen auch aus

diesem Gesichtspunkt gewichtige Argumente, die Planung gemeinsam an die Hand zu nehmen. Als

sich dann ausserdem noch ergab, dass ein gemeinsames Vorgehen und Zusammenlegen der

Budgetmittel die Beschaffung einer Anlage möglich machen wurde, die bedeutend leistungsfähiger

als zwei getrennte Systeme wäre, war der Entschluss naheliegend, die Rechenzentren

zusammenzulegen. Möglich wurde dies vor allem durch das Vorhandensein eines LAN auf dem

Areal von EMPA und EAWAG, welches 1987/88 verlegt wurde. Es war dadurch auch möglich, das

in Programmen und Daten enthaltene Potential auch weiterhin zu erhalten.

So wurde als gemeinschaftliche Rechenanlage des RZ-EMPA-EAWAG im Oktober 1988 eine VAX-

8810 installiert. Im November wurden die Programme und Daten von der PDP-11/70 der EAWAG

auf die neue gemeinschaftliche Anlage übertragen.

An der EAWAG wird die bisherige PDP-11/70 ersetzt durch die vorher an der EMPA eingesetzt

VAX-750. Diese dient vor allem als Kommunikations- und Server-Rechner, um einen optimalen

Zugang zum RZ-EMPA-EAWAG zu ermöglichen.

(H.-R. Rhein)


4. L L E U L) AUSBILDUNG

4-1

4.1 Lehrveranstaltungen an der ETH Zürich

Sommersemester 1988

Prof. H. Ambühl

BIOLOGIE V, mit Exkursionen

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, F. Stössel,

A. Frutiger)

PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND

OEKOLOGISCHER BIOLOGIE II

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, H. Bührer,

F. Stössel, E. Szabo, U. Uehlinger,

A. Frutiger)

LIMNOLOGIE II

ARBEITSWOCHE IN GEWÄSSERBIOLOGIE

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, P. Bossard,

R. Müller)

Prof. P. Baccini

STOFFHAUSHALT UND ABFALLWIRTSCHAFT

Dr. Joan Davis / Prof. D. Imboden

MENSCH - TECHNIK - UMWELT

(Gruppenarbeit)

Prof. G. Hamer / Dr. I. Adler* /

PD Dr. A. Einsele* / Prof. A. Fiechter*

BIOTECHNOLOGIE A:

V BIOVERFAHRENSTECHNIK

Prof. G. Hamer / Prof. J. Hoigné

TRINKWASSERHYGIENE UND CHEMIE DER

WASSERVERSORGUNG

Prof. D. Imboden / Dr. A. Fischlin* /

Dr. H.R. Roth*

SYSTEMANALYSE II (NATURWISSENSCHAFT-

LICHE ANWENDUNGEN)

Prof. D. Imboden / PD Dr. R. Schwarzenbach

MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG VON

UMWELTPHÄNOMENEN

PD Dr. Laura Sigg / Prof. W. Stumm

CHEMIE NATÜRLICHER GEWÄSSER

PD Dr. W. Gujer / Prof. W. Stumm

GEWÄSSERSCHUTZ UND UMWELT-

ÖKOLOGIE

mit einem * bezeichnete Dozenten gehören nicht zur EAWAG

Wintersemester 1988/89

Prof. H. Ambühl

LIMNOLOGIE I

PRAKTIKUM IN SYSTEMATISCHER UND

ÖKOLOGISCHER BIOLOGIE I

(Mitwirkend: F. Stössel, H.R. Bürgi,

A. Frutiger)

BIOLOGIE NATÜRLICHER GEWÄSSER

(mit Exkursionen)

VOLLPRAKTIKUM IN LIMNOLOGIE

(Mitwirkend: H.R. Bürgi, S. Gäbel,

A. Frutiger, F. Stössel, E. Szabo,

U. Uehlinger)

Dr. M. Bolier / PD Dr. W. Gujer

GRUNDLAGEN DER WASSERTECHNOLOGIE

Dr. P.H. Brunner

ABFALLTECHNIK

Dr. H.R. Bürgi / F. Gartmann*

KRYPTOGAMEN (ohne Pilze)

Dr. Joan Davis / Prof. D. Imboden

TECHNIK UND UMWELT

Prof. T. Dracos* / Dr. O. Wanner

MODELLIERUNG DER WASSERQUALITÄT

IN FLIESSGEWÄSSERN

Dr. R. Gächter / Prof. H. Ambühl

ANGEWANDTE LIMNOLOGIE

Dr. W. Giger

ORGANISCHE GEO- UND ÖKOCHEMIE

Dr. M. Bolier / PD Dr. W. Gujer /

Prof. G. Hamer / Prof. J. Hoigné

EINHEITSVERFAHREN DER WASSERAUF-

BEREITUNG UND ABWASSERREINIGUNG

Prof. G. Hamer

BIOLOGICAL WASTEWATER TREATMENT

Prof. G. Hamer / Prof. J. Hoigné

TRINKWASSER UND ABWASSER


Prof. D. Imboden

EINFÜHRUNG IN DIE PHYSIK

AQUATISCHER SYSTEME

Prof. D. Imboden / Prof. H.R. Ott*

INTEGRIERTES GRUNDPRAKTIKUM III

(Teil Physik)

Prof. D. Imboden / Dr. A. Fischlin*

SYSTEMANALYSE I

Prof. D. Imboden / PD Dr. R. Schwarzenbach

GRUNDLAGEN DER ORGANISCHEN

UMWELTCHEMIE

(Mitwirkend: Dr. J. Zeyer)

Prof. E. Landolt* / Dr. F. Leutert* /

Prof. W. Stumm

EINFÜHRUNG IN DIE ÖKOLOGIE

Dr. R. Müller

SCHWEIZERISCHE FISCHEREI UND

FISCHZUCHT

PD Dr. P. Santschi

GEOCHEMISCHE OZEANOGRAPHIE

Dipl. Ing. R. Schertenleib /

Dipl. Ing. M. Strauss / Dipl. Ing. M. Wegelin

WASSERVERSORGUNG UND ENTSORGUNG

IN ENTWICKLUNGSLÄNDERN

(Mitw. im Rahmen der Vorlesung "Planung in

ländlichen Räumen" des Nachdiplomstudiums

für Entwicklungsländer, NADEL)

Prof. J. Hoigné / Prof. W. Stumm

UMWELTCHEMIE UND CHEMISCHE

ÖKOLOGIE

Nachdiplomstudium Siedlunrt

wasserbau und GewässA h t

8. Kurs, 3. Trimester 19

Dr. M. Bolier / PD Dr. W. Gujer

GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER

WASSERAUFBEREITUNG UND ABWASSERREINI-

GUNG II

Dipl. Ing. H. Wasmer

ABFALLWIRTSCHAFT

4-2

Dipl. Ing. U. Bundi und Gäste

PLANUNG UND REALISIERUNG DES GEWÄSSER-

SCHUTZES (Ausgewählte Kapitel)

Dr. R. Gächter

ANGEWANDTE LIMNOLOGIE

Prof. G. Hamer / Dr. T. Egli / Dr. K. Mechsner

GRUNDLAGEN DER MIKROBIOLOGIE DER GE-

WÄSSERSCHUTZTECHNIK UND DER WASSER-

VERSORGUNGSHYGIENE

PD Dr. Laura Sigg / Prof. J. Hoigné

ALLGEMEINE CHEMIE MIT SPEZIELLER BERÜCK-

SICHTIGUNG DER WASSERCHEMIE

PD Dr. Laura Sigg / Prof. W. Stumm

CHEMISCHE PROZESSE IN NATÜRLICHEN

GEWÄSSERN

9. Kurs, 1. Trimester 1988/89

Ohne Mitwirkung von Dozenten der EAWAG

9. Kurs, 2. Trimester 1988/89

Dr. M. Bolier / PD Dr. W. Gujer

GRUNDLAGEN DER VERFAHRENSTECHNIK DER

WASSERAUFBEREITUNG UND ABWASSER-

REINIGUNG I

Dipl. Ing. U. Bundi

GRUNDLAGEN DES GEWÄSSERSCHUTZES

Dr H.R. Bürgi / Dr. P. Perret / Prof. H. Ambühl

BIOLOGIE UND ÖKOLOGIE DER AQUATISCHEN

LEBENSRÄUME

Prof. G. Hamer / Dr. T. Egli

GRUNDLAGEN DER MIKROBIOLOGIE DER

GEWÄSSERSCHUTZTECHNIK UND DER

WASSERVERSORGUNGSHYGIENE

Prof. D. Imboden / PD Dr. W. Gujer

MATHEMATISCHE BESCHREIBUNG TECHNI-

SCHER UND NATÜRLICHER SYSTEME

Prof. J. Hoigné / PD Dr. Laura Sigg /

Prof. W. Stumm

ALLGEMEINE CHEMIE MIT SPEZIELLER

BERÜCKSICHTIGUNG DER WASSERCHEMIE


4-3

4.2 Lehrveranstaltungen inderen Kurse und Fachtagungen

Lehrinstituten

4.21 Hochschulen

Prof. P. Baccini

Université Neuchâtel:

CHIMIE DE L'ENVIRONNEMENT

CHIMIE DE L'ANTHROPOSPHERE

Dr. W. Giger

Universität Karlsruhe:

ORGANISCHE GEOCHEMIE

Dr. R. Müller

Universität Zürich:

ÖKOLOGIE DER SÜSSWASSERFISCHE

Universität Basel:

FAUNAKURS FISCHE

R. Schertenleib

Schweiz. Tropeninstitut Basel:

GRUNDLAGEN DER WASSERVERSORGUNG UND

ENTSORGUNG IN DEN TROPEN

Dr. M. Snozzi

Universität Zürich:

GRUNDAUSBILDUNG BIOLOGIE:

PRAKTIKUM IN BIOENERGETIK

SPEKTROPHOTOMETRIE - GRUNDLAGEN UND

ANWENDUNGEN IN DER BIOLOGIE

Dipl. Ing. M. Strauss

Technikum Winterthur:

SIEDLUNGSWASSERBAU IN ENTWICKLUNGS-

LÄNDERN

Dr. j. Zobrist

ETH Lausanne:

HYDROSPHÄRE, VERANSTALTUNG: COURS

POSTGRADE SUR L'ENERGIE

4.22 f.nd re Lehranstalten

Dr. H.R. Bürgi

Interkant. Technikum ITR Rapperswil:

ÖKOLOGIE UND UMWELTSCHUTZ

Dipl. Ing. V. Krejci

Ingenieurschule Zürich:

ABWASSERTECHNIK

4.31 Kur; und Fachtagungen an der

EAWAG Dübendorf

15.1.-5.2., 27.4., 9.5.

EAWAG-interne Kurse über Atmosphärenchemie

im Hinblick auf die Beurteilung umweltrelevanter

Stoffe und auf die Luftreinhaltung

Prof. J. Hoigné

4.32 Veranstaltungen am Seenforschungslaboratorium

Kastanienbaum

12.-15.4.

NDS-Kurs Angewandte Limnologie

Prof. H. Ambühl, Dr. P. Bossard

25.-30.7.

Arbeitswoche Gewässerbiologie

Prof. H. Ambühl, Dr. P. Bossard

16.8.-2.9.

Chemielab orantenlehrling skurs

Herr Amsler, Sempach

20.10.-1.12.

Lehrerfortbildungskurs für den Kt. Luzern

Dr. P. Bossard

24.-28.10.

Angewandte Limnologie Abt. X, ETH-Studenten

Prof. H. Ambühl, Dr. R. Gächter

31.10.-11.11.

Einführungskurs für Drogistenlehrlinge

Herr Kohler, Neuenkirch

Es fanden 30 Veranstaltungen für Mittel- und

Volksschulen statt. Zudem wurden 25 Führungen

durchgeführt.

4.33 Kurse und Fachtagungen an der

ETH Zürich

7.-11.3.

9th Internat. Course on Ground Water Management

"Quality Control of Ground Water"

W. Stumm, R. Schwarzenbach:

Chemistry of Groundwater Pollutants

J. Zeyer:

Microbial Populations in Aquifers and Biodegradation

of Pollutants


31.5.4.6.

Informationstagung "Stofftransport im Untergrund"

W. Giger:

Verhalten von NTA und EDTA bei der

Grundwasserinfiltration

R. Schwarzenbach:

Transport und Transformationen von Nitro

-phenolen im Grundwasser

10.-18.11

Forschungs- und Innovationsausstellung

(Poster-Präsentationen)

G. Henseler, Verena Sturzenegger:

Der Wasser- und Elementhaushalt als Teil einer

regionalen Stoff-Fluss-Studie

J. Tremp, S.R. McDow, C. Leuenberger,

Jean Czuczwa, W. Giger:

Auswaschung organischer Spurenstoffe aus der

Atmosphäre durch nasse Niederschläge

D. Suter, St. Banwart:

Die Auflösung von Eisenoxiden

D. Raab:

Saure Niederschläge und die Verlagerung von

Aluminium und Eisen in Böden

B. Müller, Laura Sigg:

Wechselwirkungen von Spurenmetallen und

synthetischen Partikeloberflächen

Chr. Siffert, Barbara Sulzberger:

Photochemische Prozesse an mineralischen

Oberflächen

B. von Steiger, G. Piepke:

Vom Mensch gesteuerte Stoffkreisläufe in der

Landwirtschaft

Th. Lichtensteiger, D. Stämpli, H. Belevi:

Endlagerqualität fester Reststoffe

4.34 Ander( 7 achtagungen

6.-8.1.

Society for General Microbiology 110th Meeting,

42th Symposium: The Nitrogen and Sulphur

Cycles, Southampton, U.K.

K. Mechsner:

Simultaneous Nitrification and Denitrification

by MethanotrophiC/Methylotrophic Co-Cultures

in Aerobic Environments

6.-8.1./ 6.-8.4./21.-23.9.

21. VSA Fortbildungskurs, Engelberg

W. Gujer:

- Mesophile Schlammfaulung

- Zweistufige Schlammstabilisierungsverfahren

- Rückläufe aus der Schlammbehandlung

H. Siegrist:

- Aerob thermophile Schlammbehandlung

4-4

- Wärme und Energiebilanz der zweistufigen

Schlammbehandlung

8.1./15.1./ 22.1./ 29.1.

Weiterbildungskurse der Ingenieurschule Zürich

WS 1987/88, Zürich

V. Krejci, H. Mutzner:

Regendaten für die Siedlungsentwässerung

18./22.1.

Limnological Modelling Workshop, Perth,

Australia

D. Imboden:

Lake physics and primary production

3.-5.2./22.-24.8.

EAWAG/VSA-Fortbildungskurs über die

Simulation von Belebungsanlagen, Winterthur

M. Boller:

- Charakterisierung des Abwassers und der

Modellparameter

- Modellparameter und Empfindlichkeitsbetrachtungen

W. Gujer:

- Einführung in die Simulation

- Das Modell der IAWPRC Arbeitsgruppe

- Fallbeispiel

- Simulation der Prozesssteuerung

H. Siegrist:

Auswertung von Messresultaten im Hinblick auf

die Simulation

14.-17.3.

Swiss Workshop on Land Disposai of Solid

Waste, Gerzensee

P. Baccini, H. Belevi, P.H. Brunner, J. Krebs,

Th. Lichtensteiger, G. Piepke, R. Schwarzenbach,

D. Stämpfli, J. Zeyer:

The Landfill: Reactor and Final Storage

17./18.3.

Kolloquium Nat. Forschungsprogramm 14, Lufthaushalt,

Luftverschmutzung und Waldschäden

in der Schweiz, Universität Zürich-Irchel

F. Zürcher, J. Zobrist, Laura Sigg, W. Stumm,

Ph. Behra:

Die Rolle von NH3 bei Deposition und Bodenversauerung

27.-29.3.

European Science Foundation, Workshop on Eco

-toxicology of Freshwater Systems, Zürich

M. Snozzi, T. Egli, Organisatoren

W. Giger:

From Global Cycles to Environmental Fate

G. McFeters:

Ecotoxicological Implications of Injured Enteric

Bacteria in Water (Poster)


17.-19.4.

Lake restoration by reduction of P loading

(workshop), Leeuwenhorst, NL

D. Imboden:

Lake Classification by means of

physical/morphological criteria

21.4., 22.+29.11.

Impulsprogramm Haustechnik 1988 - Wasser- u.

Stoffhaushalt in Wohngebäuden, Lausanne,

Zürich, Bern

M. Strauss:

Die Verwendung von Fäkalien und Abwasser in

der Landwirtschaft und Aquakultur in Entwicklungsländern

4.-6.5., 14.-16.11.

IAWPR Technology Transfer Seminar: Mathematical

Modelling of Biological Treatment

Processes, Rom und Bangkok

W. Gujer:

- Introduction to Simulation

- Case Studies

- Simulation of Process Control

24.-28.5.

2ème Conférence Internationale des Limnologues

d'Expression Française (CILEF 88), Aussois/F

A. Peter:

Etude Comparative de deux populations de truites

fario dans le bassin de la Wigger (Suisse)

D. Ponton:

Importance des facteurs alimentaires et climatologiques

pour la survie des larves de corégones

31.5.-7.6.

Symposium on Management Schemes for Inland

Fisheries, European Inland Fisheries Advisory

Commission (EIFAC), Göteborg/S

R. Müller:

Management practices for lake fisheries in

Switzerland

17.6.

Schweiz. Gesellschaft für Mikrobiologie (SGM),

St. Gallen

G. Hamer:

Limitations to the performance of biological

waste gas treatment systems

20.-26.7.

5th European Bioenergetics Conference,

Aberystwyth, UK

R. Rutishauser, M. Snozzi, G. Hamer:

Changes in the composition of the electron

transfer chain of Paraccus denitrificans under

transient conditions

4 - 5

26.-29.7.

UNESCO Regional Course on Biotechnology,

Shatin Hongkong

G. Hamer:

- The hydrolyses and solubilization of solid

wastes as microbial process feedstocks

- Methanogenesis and rate limitations in biogas

production

1.-5.8.

Int. Assoc. Sedimentologists Symposium Economic

Sedimentology, Beijing, China, (CoConvener)

K. Kelts, H. Fischer, Ch. Schuler:

Lacustrine basin analysis and correlation by

strontium isotope stratigraphy

14.-19.8.

1988 Gordon Conf. Org. Geochem. , Plymouth,

USA

K. Kelts:

Environmental Controls on production and

preservation of organic matter in Holocene Lakes

24.-26.8.

Eidg. Fortbildungskurs für Fischereiaufseher,

Interlaken

H.J. Meng:

Felchenexperimente am Sarnersee

R. Müller:

Feldexperimente mit pflanzenfressenden Fischen

A. Peter (R. Müller):

Konkurrenz Bach-/Regenbogenforellen

2./8.9.

SCOPE Workshop on Global C and S Cycles,

Irkutsk, USSR

D. Imboden:

The role of lake mixing for nutrient cycles

7.-9.9.

Amerc. Assoc. Pet. Geol. Research Conf.,

Snowbird, Utah, USA

K. Kelts:

Hydrocarbon potential and Comparative

lacustrine sedimentology in space and time

22./23.9.

Kolloquium über limnoL Grundlagenforschung und

Gewässerschutz als interdisziplinäre Aufgabe,

Dresden, DDR

D. Imboden:

Die Sanierung der Schweiz. Mittellandseen: Eine

multidisziplinäre, ökologische Aufgabe

5.-7.10.

Keynote talk, 140. Jahrestagung Deutsche Geol.

Ges., Trier, BRD

K. Kelts:

Klimageschichte aus Seesedimenten


3.11.

VSA-Einzelmitglieder-Tagung "Niederschlag

und Siedlungsentwässerung", ZüriCh

W. Gujer:

Von Hörler/Rhein zum historischen Ereignis

V. KrejCi:

Regen als Grundlage der Abflussberechnung bei

der Siedlungsentwässerung

H. Mutzner:

Ein Messnetz für die räumliche Regenverteilung

H.-R. Rhein:

Intensitäten der Starkregen nach Hörler u. Rhein

W. SChilling:

Starkregenauswertung nach ATV/DVWK-

Empfehlungen von 1985

4./5.11

WaB oLu-Workshop, Rigi-Kaltbad

W. Giger:

Ausblick auf WaBoLu II, OrganisChe Schadstoffe

und Partikel in Verbrennungsemissionen

St. McDow:

Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and Photoemission

from Combustion Areosols

D. Raab:

Verlagerung von Aluminium und Eisen in Böden

W. Stumm:

Atmosphärische Depositionen, Koppelung

Ammoniak-S02

J. Tremp:

Organische Spurenstoffe

22.11.

Encontro Nacional de Saneamento Bâsico/88,

Lissabon, P

W. Schilling:

Real time control of urban drainage systems -

state of the art and special case studies

24.11.

21. Arbeitstagung d. Schweiz. Ges. f. Lebensmittelhygiene:

"Reinigung und Desinfektion", Zürich

Kl. Mechsner:

Gesetzliche Aspekte der Umwelt-Belastungen

durch Reinigungs- und Desinfektionsmittel

25./26.11.

Working Party on Microbial Physiology "Mixed

and Multiple Substrates and feedstocks,

Weinfelden

H.P. Kohler:

Potential for Cometabolic transformations with

Pseudomonas sp. strain HBP1 in view of its 2hydroxybiphenyl-inonoxygenase

5.-9.12.

Amer. Geophys. Union, Fall Meeting, San

FrancisCo, USA

A. Losher:

4-6

The role of organic matter in the fixation of

sulphur in freshwater lake sediments and

implications for the carbon/sulphur cyCle

7./.8.12.

EFTA-EC Meeting on the Prohibition of

Phosphates in Detergents, ZüriCh-Opfikon

W. Stumm:

Einführungsreferat

W. Giger:

Replacement of phosphates in detergents, in

particular by NTA; Behaviour of NTA in Swiss

wa ter

4.4. Seminare und Kolloquien

8 .1.

*Prof. J.I. Dreyer: Soil Solution Chemistry and

Mineral Weathering

*Prof. L. Rybach: Möglichkeiten und Grenzen der

Erdwärmenutzung

15.1

Dr. K. Fent: Toxikologischer Nachweis nierenschädigender

Substanzen

*Prof. H.R. von Gunten: Infiltration von gelösten

und partikulären Wasserinhaltsstoffen aus der

Glatt ins Grundwasser

22.1.

*Prof. R. Zellner: Experimentelle Untersuchungen

und Modellberechnungen zur Reaktivität und

Konzentration von OH-Radikalen in der Troposphäre

*Prof. I. Potrykus: Gentransfer in Pflanzen

5 .2.

Dr. W. Giger: Die Umweltverträglichkeit von

Waschmittelchemikalien

12.2.

*Dr. R. Schläpfer, *Dr. R. Häsler: Waldsterben:

Versuch einer Situationsanalyse aus der Sicht der

Forschung

*R. Attinger: Tracerhydrologische Untersuchungen

im Alpstein (Säntisgebiet)

26.2.

Dr. Ph. Behra: Transport of Trace Mercury(II) in

Groundwater: Column Experiments and Modelling

Dr. Joan Davis: Naturwissenschaften und Umweltschutz:

Eine Gratwanderung zwischen

Quantifizierbarem und NiCht-Quantifizierbarem

4.3.

*Dipl. Ing. Th. Schneider: Grundgedanken und

Anwendung neuerer Methoden zur Beurteilung

technischer Risiken

mit einem * bezeichnete Referenten gehören nicht

zur EAWAG


7.3.

Dr. W. Schilling: Entwicklung von Steuerungsstrategien

für ein operationelles Stadtentwässerungssystem

11.3.

Dr. B. Honeyman: A Brownian-Pumping Model

for Trace Metal Scavenging: Evidence from Th

Isotopes

18.3.

*Dr. R.N.J. Comans: Applicability of the Surface

Precipitation Model to the Sorption of Trace

Metals in Calcite

Dr B. Folsom: Biodegradation of Substituted 2-

Nitrophenols by Pseudomonas Putida B2

Dr. G. Genoni: Farming of Cordgrass by salt marsh

fiddler crabs, Uca rapax

15.4.

Dr. M. Thurman: 13Carbon Nuclear Magnetic

Resonance Determination of Alkylbenzenesulfonate

Surfactants in Contaminated Ground

Water

19.4.

*Dr. J.A. Kerr: Kinetic and Mechanistic Studies of

Tropospheric Reactions: Photochemical Smog and

Oxidant Formation

22.4.

*Dr. A. Neftel: Klimainformationen aus polaren

Eisbohrkernen

29.4.

*Dr. Janet G. Hering: Kinetics of Copper

Complexation in Aquatic Systems

6 .5.

*Ursula Mauch: Wie können Ideen in der direkten

Demokratie umgesetzt werden?

20.5.

*Dr. H.P. Fahrni: Abfallwirtschaft im Spannungsfeld

zwischen Theorie und Praxis

27.5.

*Prof. D. Vischer: Sind Flüsse Lebewesen?

30.5.

*Dr. K. Marshall: Formation, Stabilization and

Control of Actinomycete Foams in Activated

Sludge Plants

3 .6.

*J. Minsch: Marktwirtschaftliche Instrumente in

der Umweltpolitik

9 .6.

J.S. Meyer: Do Bacteria Contribute Directly to

Release and Fixation of Phosphorus in Lake

Sediments?

4 - 7

10.6.

*Prof. Verena Meyer: Aufgaben und Ziele des

Schweizerischen Wissenschaftsrates

16.6.

Dr. K. Kelts: Eindrücke aus Ozeanbohrungen in

antarktischen Gewässern

17.6.

*Prof. P. Rieder: Oekonomische Kriterien einer

ökologisch ausgerichteten Landwirtschaftspolitik

24.6.

*A. Reinhard: (Ab)Dichtung und Wahrheit:

Erfassung von Wärmeverlusten mittels Thermographie

30.6.

*Dr. R. Dlugi: Chemische Reaktionen in kondensierter

Atmosphäre

1.7.

*H. Weiss: Die Landschaft - Brücke zu einem erweiterten

Umweltverständnis

5 .7.

*A. Braunschweig: Prinzip und Anwendung der

ökologischen Buchhaltung

8 .7.

Dr. Renata Behra: Biochemische Aspekte der

Metalltoxizität

*Prof. H. Remmert: Die Mosaik-Zyklus-Hypothese

der Oekosysteme und ihre Konsequenzen

15.7.

Dr. L. Charlet: Effects of Increased Inorganic

Ligand Inputs into the Environment

2.8.

*Prof. J.J. Morgan: Surface Chemical aspects of

Fe2O3 Coagulation; Role of Specific Adsorption

12.8.

P. Höhener: Tracerstudien mit dem stabilen

Stickstoffisotop 15N: Methodik und Fallbeispiele

26.8.

D. van Senden: Density Driven Exchange Between

Gersauersee and Urnersee: Recent Observations

1.9.

*B. Zuur: Water Quality Management Problems

in New Zealand

9 .9.

*Prof. R.S. Summers: Activated Carbon

Adsorption of Background Organic Matter and It's

Impact on Micropollutant Removal


23.9.

*Prof. L. Zilliox: Forschungsbeispiele und Bewirtschaftungsprobleme

im Rahmen der Grundwasserbelastung

im Elsass

19.10.

*Prof. G. Sposito: Fluorescence Spectroscopy of

Dissolved Natural Organic Matter and Its

Complexes with Aluminium and Copper

21.10.

*Cl. Degueldre: In Situ Sampling of Groundwater

Colloids by Ultrafiltration Prior to Characterization

with Emphasis on Grimsel Colloid

Exercise

28.10.

*Dr. W. Stigliani: The Future Environments in

Europe: Some Implications of Alternative

Developments Paths. A Study within the

Environment Program of the International

Institute for Applied Systems Analysis

Dr. J. Beer: Anwendungen radioaktiver und

chemischer Tracer im Rahmen der Umweltphysik

*Dr. J. Bruno: Modelling Uranium Migration in

Groundwaters. Can We Apply EAWAG's Spirit

to Nuclear Waste Management?

4.11.

Dr. J. Meyer: Do Bacteria Contribute Directly to

Release and Fixation of Phosphorus in Lake

Sediments?

8.11.

Dr. Maja Lukac: Algentoxine

9.11.

*Dr. J.S. Cech: Selection of Specialized Bacterial

Strains in an Activated Sludge Reactor

11.11.

Prof. D. Imboden, Prof. W. Stumm,

*Prof. M. Quack, *Prof. H. Primas,

*Prof. Th. Koller: Die neue Studienrichtung Umweltnaturwissenschaften;

Ziele und Realisierung

(Podiumsgespräch und Diskussion)

Dr. B. Wehrli: Geochemie mit dem Computer:

Die Verwitterung von Mineralien simuliert mit

Monte .Carlo Methoden

4 - 8

16.11.

*D. Schweich: Chromatographie Processes in

Soils

18.11.

Prof. Ch. R. O'Melia: Particle-Particle Interactions

in Aquatic Systems

25.11.

*P. Eberhardt, *Dr. Jaggi: Entwicklung, Bau und

Auswertung des alltagstauglichen Solarelektromobil-Prototypen

"ESORO 1" des "Solar Team

Höngg" (Weltmeister 88)

Prof. J. Schnoor: Kinetics of Chemical

Weathering: Laboratory vs Field Results

*B. Palenik: The Biochemistry of Extracellular

Hydrogen Peroxide Production by a Marine

Phytoplankton

2.12.

*Dr. B. Fritz: Influence of Acid Rains and Dry

Deposits on the Chemistry of Surface Waters in

Small Granitic Drainage Basins (Vosges, France)

9.12.

*Prof. R.B. Stull: Transilient Turbulence Theory:

A Nonlocal Mixing Parameterization

*Dr. J.C. Westall: Adsorption of Ionic and

Ionogenic Organic Compounds in the Environment

Prof. G. Hamer: Environmental Biotechnology:

Positive and Negative Impacts

12.12.

*Dr. M. Grottker: Stadtentwässerung in China -

mehr als eine technische Herausforderung

16.12.

*Dr. Manuela Motta: The InfluenCe of the

Adsorption of Selenite by Goethite on its

Dissolution

Dr. Ch. Munz: Untersuchungen zur verfahrenstechnischen

Auslegung der Trinkwasseraufbereitungsanlage

in Porrentruy


4.5 Gastwissenschafter

BRUNO Jorge, Royal Institute of Technology,

Stockholm

(17. Oktober - 15. Dezember 1988)

DENG Yiwei, Research Center for Eco-Environmental

SCiences, Academica Sinica, Beijing,

China

(ganzes Jahr)

DREVER James, University of Wyoming, USA

(bis 31. Juli 1988)

FOLSOM Brian, Washington State University,

USA

(bis 15. April 1988)

HONEYMAN Bruce, SChool of Oceanography,

University of Washington, USA

(bis 31. Oktober 1988)

McDOW Stephan, Oregon Graduate Center, USA

(bis 31. Oktober 1988)

MEYER Carolyn, Wildtiere-Biologin, Gattin von

Joseph Meyer

(2. August - 31. Dezember 1988)

4 - 9

MEYER Joseph, University of Wyoming, USA

(ganzes Jahr)

MOTTA Manuela, Universidade de Evora,

Portugal

(1. Oktober - 31. Dezember 1988)

O'MELIA Charles, Johns Hopkins University,

Baltimore, Maryland, USA

(ab 1. August 1988)

SCHNOOR Jerald, University of Iowa, USA

(11.7.-15.12.1988)

van SENDEN David, University of Western

Australia

(ganzes Jahr)

XUE Hanbin, Institute of Environmental

Chemistry, Academica Sinica, Beijing, China

(ab 12. September 1988)

ZUO Yuegang, Research Center for Eco-Environmental

Sciences, Academica SiniCa, Beijing

(ab 20. Juni 1988)

Abb. 4.1

Die moderne Technik der Zürcher S-Bahn umschliesst mehr und mehr das

EAWAG-Gelände (Foto: R. Koblet)


5. Personal

Personalbestand Durchschnitt 1988

(in Personenjahren und Köpfen) Pj Kpf

übrige Drittkredite

Gastwissenschafter

Lehrlinge

5-- 1

Etat-Stellen

Berufskategorien (ohne Doktoranden,

Lehrlinge, Gastwissenschafter)

Stand Januar 1989

ETH-Professoren 4 4 Hochschulabsolventen 78

ETH-Assistenten 2 3 HTL-Ingenieure und Techniker 7

Etat-Stellen EAWAG 121 148

Laboranten und technische

Angestellte 46

Nicht-Etatstellen auf

Krediten EAWAG 16 24

Kaufmännische- und

Verwaltungs-Angestellte 22

Nicht-Etatstellen auf

Krediten

Nationalfonds 11 15

Handwerker 7

160

übrige Drittkredite 10 16

Lehrlinge 10 10

Gastwissenschafter 4 4

Total Personal 178 224

davon Doktoranden 42

Gastwissenschafter 4

Bibliothekarin

Photograph/

Zeichnerin

Laboranten/

Techniker

Handwerker

Verteilung der Stellen Aufteilung der Berufe

Chemiker

Ingenieure


6. Rechnunrisw(,sen

6-1

Ausgaben und Einnahmen pro 1988 gemäss Staatsrechnung

Bewilligter Kredit Ausgaben Kreditrest

AUSGABEN Fr. Fr. Fr.

Personalbezüge 9'610'900 9'610'887 + 13

Hilfskräfte 173'000 172'457 + 543

Ersatz von Auslagen 120'300 120'343 43

Honorare 10'300 10'316 16

Auswärtige Gastwissenschafter 82'900 82'881 + 19

Verwaltungsauslagen 106'500 106'549 49

Unterhalt und Reparaturen 137300 137'263 + 37

Betriebsausgaben 861'300 861'245 + 55

Unterricht und Forschung 1'635'900 1'635'904 4

Mitgliederbeiträge 3'500 3'443 + 57

Int. Referenz-Zentrum (IRC) 205'600 205'516 + 84

VertragliChe Leistung 44'500 43'708 + 792

Ausbildung (Doktoranden-Stipendien) 123'900 122'639 + 1'261

Maschinen, Apparate 524'900 524'993 - 93

Total 13'640'800 13'638'144 + 2'656

EINNAHMEN (auf 1000 Fr. gerundet) Voranschlag Einnahmen Saldo

Erlös aus Forschungs- und Dienstleistungsaufträgen

420'000 422'133 + 2'133

Bundesaufträge 1'697'333

Gesamteinnahmen 2'119'466

Ausgaben und Einnahmen in den Jahren 1983-88 (in 1000 Franken)

AUSGABEN 1983 1984 1985 1986 1987 1988

Personalausgaben 8'562 8'853 9'013 9'242 9'758 10'593

Uebrige Ausgaben 2'695 2'768 2'799 2'986 2'824 3'045

Gesamtausgaben 11'257 11'621 11'812 12'228 12'582 13'638

EINNAHMEN

Verrechnete Untersuchungsgebühren 496

VersChiedene Einnahmen 6

514 280 512 580 422

Bezahlte Einnahmen total 502 514 280 512 580 422

Bundesaufträge 945 804 694 1'196 1'127 1'697

Gesamteinnahmen 1'447 1'318 974 1'708 1'707 2'119


6-2

Beiträge ausserhalb des EAWAG-Voranschlages

1983 1984 1985 1986 1987 19

Schweiz. Nationalfonds 393 471 546 619 590 616

Andere Bundesmittel 220 225 328 361 553 444

Fonds und Stiftungen 260 137 82 68 90 75

Industrie - 2 11 24 20 204

Kantone 104 70 171 331 526 339

Total 977 905 1'138 1'403 1'779 1'678

Aufträge

von Kantonen, Gemeinden

und Privaten

des Bundes

Mio Fr.

16

14

12

10

Gesamtausgaben

Personalbezüge

übrige Ausgaben

Gesamteinnahmen

Bundesaufträge

bez. Einnahmen

0

1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988

Abb. 6.1: Entwicklung der Ausgaben und Einnahmen

(Staatsrechung)

Auftragswesen im Jahre 1987/88

1987

bearbeitet pendent

31.12.87

74

14

52

13

bearbeitet

61

27

1988

pendent

31.12.88

Insgesamt 88 65 88 84

57

27


7. :. 1 HAR v

7- 1

7.1 Abgeschlossene Diplomarbeiten und Dissertationen

DIPLOMARBEITEN

Gammeter, Sonja

Kurzzeiteffekte anthropogener

Belastungsparameter auf Fliesswasser-

Makroinvertebraten (ETHZ)

Handl, Karin

Einfluss der Grösse und Menge organischer

Partikel auf die Aufwuchsgesellschaft der Glatt

(ETHZ) (Korrigierter Nachtrag aus JB 1987)

Kamb, Petra

Die Ammoniumaufnahme durch das

Phytoplankton in einem Schweizer See

(Universität Karlsruhe)

Keller, R.

Untersuchungen zum Nahrungserwerb der

Köcherfliegenlarve Neureclipsis bimaculata L.

(Trichoptera, Polycentropodidae) (ETHZ)

Kull, Th.

Aerobic Thermophilic Stabilization of Waste

Sewage Sludge: Biodegradation of Kl.

pneumoniae in a Semi-continuous System under

High and Low Oxygen Availabilities (ETHZ)

Lovas, R.

Populationsökologische Untersuchungen am

Rotauge (Rutilus rutilus L.) im Alpnachersee

(ETHZ)

Wullschleger, J.

Das Mikroreston im Oberlauf der Glatt

(Seeausfluss). Seine Dynamik und sein Beitrag

zum Kohlenstoffumsatz (ETHZ)

7.2 Wissenschaftliche Fachpublikationen

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DISSERTATIONEN

Niessen, F.

Sedimentologische, geophysikalische und

geochemische Untersuchungen zur Entstehung und

Ablagerungsgeschichte des Luganersees (ETHZ)

Sieber, U.W.

Untersuchungen zur Oekologie der Ciliaten der

Klasse Oligohymenophora in einem

schweizerischen Fliessgewässer (Thur) (ETHZ)

Sollfrank, U.

Bedeutung organischer Fraktionen in

kommunalem Abwasser im Hinblick auf die

mathematische Modellierung von

Belebtschlammsystemen (ETHZ)

Wieland, E.

Die Verwitterung schwerlöslicher Mineralien -

ein koordinationschemischer Ansatz zur

Beschreibung der Auflösungskinetik (ETHZ)

Hoigné, J., Bader, H.: The Formation of

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7-2

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Central England by Hydrous Pyrolysis and Gas

Chromatography-Mass Spectrometry. Chem.

Geol. 64, 181-195 (1987).

Zbinden, G., Fent, K., Thouin, M.H.:

Nephrotoxicity screening in rats: general

approach and establishment of test criteria.

Archives of Toxicology 61, 344-348 (1988).

7.3 Kommissionstätigke t

Ambühl, H.:

- Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee,

Experte, Mitarbeit in der Arbeitsgruppe

Zuflussuntersuchungen (Vorsitz)

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 Basel-Landschaft

(Experte)

Bolier, M.:

- IAWPRC/IWSA-Joint Group an Flocculation/Filtration/Sedimentation

- VSA-Kommission "Kleinkläranlagen"

- DVGW-Arbeitskreis "Flockung"

Bossard, P.:

- Eidg. Kommission für Tierversuche, Mitglied

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Akademie für Naturwissenschaften (SANW)

Brunner, P.:

- Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen Forschung,

COST 681, Klärschlammbehandlung,

Delegierter

- Arbeitsgruppe Sondermüllverbrennung, Kanton

Zürich

- Abfallkommission des Kantons Aargau

Bührer H.:

- Arbeitsgruppen Freiwasser-Untersuchungen,

Zuflussuntersuchungen und Aufstau des Rheins

der Int. Gewässerschutzkommission für den

Bodensee (Sachverständiger)

Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Akademie für Naturwissenschaften (SANW)

7-7

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

Lufhygiene VGL, Mitglied

Bürgi, H.R.:

Arbeitsgruppe Freiwasser-Untersuchungen der

Int. Gewässerschutzkommission für den Bodensee

(Sachverständiger)

- Hydrobiologische Kommission der SChweiz.

Akademie für Naturwissenschaften (SANW)

(Quästor)

Kryptogamen-Kommission der SANW

Davis, Joan:

Arbeitsgruppe für operationelle Hydrologie

(administrative Leitung: Landeshydrologie)

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 Schweiz.

Akademie für Naturwissenschaften (SANW)

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

Int. Kommission zum Schutze des Rheins gegen

Verunreinigungen, Arbeitsgruppe "Organische

Verunreinigungen"

Gujer, W.:

- Vorstand des Verbandes Schweiz. Abwasserfachleute

VSA, Mitglied

- IAWPRC Task Group an Mathematical

Modelling for Design and Operation of

Biological Wastewater Treatment

IAWPRC Task 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

- 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" (BUWAL und Bundesamt für

Gesundheitswesen)

- EUREKA/EUROTRAC, Heterogeneous

Atmospheric and Liquid Phase Processes

Imboden, D.:

Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Akademie für NaturwissensChaften (SANW)

Kommission für Ozeanographie und

Limnologie der SANW, Präsident

Kelts, K.:

- Schweiz. Akademie für Naturwissenschaften

(SANW) Komitee, Int. Geosphere Biosphere

Program

- Hydrologische Kommission der SANW

- European Union Geoscience, Secretary

International Geological Correlation Program,

Project 219 "Comparative Lacustrine

Sedimentology in Time and space",

Projektleiter + SANW Komitee CH-IGCP

- SANW, Programm-Direktor des Klimaprogramms

der Schweiz

Krejci, V.:

- VSA-Kommission für Ueberarbeitung der

Richtlinien für die Bearbeitung und

Honorierung des Generellen

Kanalisationsprojektes

- VSA-Kommission "Regendaten für die Siedlungsentwässerung"

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

7-8

Müller, R.:

- Int. Kommission für den Schutz der ital.schweiz.

Grenzgewässer, Arbeitsgruppe

"Zustand und Untersuchung der Gewässer"

Kommission des BUWAL für Fragen der

Absatzförderung inländischer Fische

- Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Akademie für Naturwissenschaften

European Inland Fisheries Advisory

Commission of FAO/EIFAC

Obrist, W.:

- Bundesinterne Arbeitsgruppe "Kompostierung"

- Redaktionsbeirat der Zeitschrift "Müll +

Abfall"

Perret, P.:

Hydrobiologische Kommission der Schweiz.

Akademie für Naturwissenschaften (SANW),

Präsident

Santschi, P.:

- 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.:

"Aguasan": Schweiz. Koordinationsgruppe im

Bereich "Wasserversorgung und Entsorgung in

Entwicklungsländern"

- Geschäftsleitender Ausschuss des Instituts für

Lateinamerika-Forschung an der HH

St. Gallen

Collaborative Council for Global Cooperation

in Water Supply and Sanitation

Schilling, W.:

IAWPRC Task Group an Real Time Control of

Urban Drainage Systems

Arbeitsgruppe 1.2.4 der ATV: Abflusssteuerung

in Kanalnetzen

Schwarzenbach, R.:

Europ. Zusammenarbeit auf dem Gebiet der

wissenschaftlichen und technischen

Forschung, EUROP-COST, Aktion 641

"Organische Mikroverunreinigungen in der

Aquatischen Umwelt", Experte

- Schweiz. Landeskomitee des Scientific

Committee an Problems of the Environment

SCOPE

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"

Stumm, W.:

Forum der ETHZ für Umweltfragen

- Kommission für Energie- und Umweltfragen

des Schweiz. Schulrates

- World Cultural CounCil

Sturm, M.:

- Arbeitsgruppe des Bundes für die nukleare

Entsorgung (bis Juni 1988)

- OECD/NEA Int. Seabed Wotking Group

(Executive Committee Member

Begleitergruppe CRESP des BUWAL

Sulzberger, Barbara:

- Beteiligung am EEC Programm European River

Ocean Systems (EROS 2000)

Wanner, O.:

- IAWPRC Task Group an Modelling of Biofilm

Systems

Wasmer, H.:

Eidg. Expertenkommission zur Ausarbeitung

einer Verordnung über vorsorgliche

Massnahmen im Bereich des Umweltschutzes

(Störfall-Verordnung)

Hydrologischer Atlas der Schweiz, Mitglied

der Atlaskommission

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 Störfall-

Verordnung" BUWAL

Zobrist, J.:

- Subkommission 8 Lebensmittelbuch des

Bundesamtes für Gesundheitswesen

- Gruppe Nr. 107 "Wasserbeschaffenheit" der

Schweiz. Normenvereinigung

7-9

- Verband Schweiz. Abwasserfachleute,

Chemiker-Kommission

VDI-Arbeitsgruppe "Messen von Regeninhaltsstoffen"

COST 612, WP II "Air pollution effects an

aquatic ecosystems"

Zürcher, F.:

- Subkommission 8 Lebensmittelbuch des

Bundesamtes für Gesundheitswesen, Experte

7.4 Wichtigere Vortrag

AI-Awadhi, N.:

– Physiology of a thermotolerant methylotrophic

Bacillus NCIB 12522 in Chemostat culture. EEC

group meeting on thermophilic Bacilli, Groningen

(NL)

– Batch growth characteristics of Bacillus NCIB

12522. Kuwait Institute for Scientific Research

Seminar, Kuwait

Ambühl, H.:

– Sanierungsmöglichkeiten des Greifensees. Vorlesungsreihe

Fischereiverband des Kantons

Zürich, ETH-Zürich

Baccini, P.:

– Endlagerqualität von festen Reststoffen: Wie

wird sie definiert und wie erreicht man sie?

VSA Mitgliederversammlung "Vollzugsprobleme

in der Abfallwirtschaft", Bern

– Zwischenbilanz beim Abfall-Leitbild. Schweiz.

Freisinnig-Demokratischer Presseverband "Abfälle

– Entsorgung – Vollzugsprobleme", Bern

– Strategien der Abfallentsorgung in der Schweiz.

ASS Mitgliederversammlung, Zürich

– Der Stoffhaushalt landwirtschaftlicher Böden

in dichtbesiedelten Gebieten. Bodenschutz in

der Schweiz, Zürich

– Sonderabfallentsorgung in der Schweiz. 8. Seminar

Abfallwirtschaft der TU Wien, Wien (A)

Beer, J.:

– 10Be in ice: status of the art. V.M. Goldschmidt

Conf., Baltimore (USA)

– AMS technique and applications. Beijing Univ.

Dept. of Techn. Physics, Beijing (China)

– Comparison of 10Be and 13C: information from

treerings, ice and loess.Xian Lab of Loess and

Quaternary Geology, Academia Sinica, Xian

(China)

– Some applications of the AMS technique. Institute

of modern Physics, Lanzhou (China)


– Solar activity, Geomagnetism and Climate: information

from 10Be and 14C. Inst. of Geochem

Academia SiniCa, Guiyang (China)

– 10Be and 36C1 in polar ice. Shanghai Inst. of

NuClear Res., Shanghai (China)

_ 10 Be in polarem Eis: Information über Sonnenaktivität,

Geomagnetismus und Klima. Seminar,

PSI Würenlingen

Behra, Ph.:

– Confrontations between computer simulations

and laboratory work to understand mechanisms

controlling transport of mercury. VII International

Conference "Computational Methods in

Water Resources", Cambridge/MA (USA)

Behra, Ph.; Sigg, Laura und Stumm, W.:

– The dominating influence of NH3 on SO2 oxidation

in atmospheric aqueous phase. Gordon Research

Conference "Environmental Sciences:

Water", New Hampton/NH (USA)

Bolier, M.:

– Versickerung von Meteorwasser und Abwasser.

VSA-Hauptmitglieder-Versammlung, St. Gallen

– Alternative Treatment of Deicing Fluids from

Airports. 3rd Gothenburg Symposium, Gothenburg

(Schweden)

– Double Direct Filtration for High Turbidity

Removal. Symposium an Particle Technology,

Antwerpen (Belgien)

– Verfahrenstechnik der chemischen Phosphor-

Elimination. GVC-Tagung Verfahrenstechnik

der Abwasserreinigung, Baden-Baden (BRD)

– Filtrationsverfahren. ATV-Fortbildungskurs,

Fulda (BRD)

Brunner, P.W.:

– Konzepte zur Bewirtschaftung von Abfällen.

Ökologie in Politik und Wirtschaft, Universität

Zürich

– Approche globale des problèmes d'environnement

liés à l'incinération d'ordures ménagères.

Conférence de l'Agence pour la Qualité de l'Air,

Paris (Frankreich)

– Stoffflussmessung in einer Region. TH Braunschweig,

Inst. für Geographie, Braunschweig

(BRD)

– Die Regionalstudie RESUB – Zielsetzung,

Methodik und erste Resultate. Universität

Göttingen, Inst. für Bodenkunde und

Waldernährung, Göttingen (BRD)

Bundi, U.:

– Gewässerschutz: Sind die Ziele erreichbar? –

Bilanz und Konsequenzen von 25 Jahren Gewässerschutz.

Ringkolloquium, Universität Basel

7-10

– Umweltverträglichkeitsprüfung = Anforderung

im wirtschaftlichen Handeln. SKU, Schweiz.

Kurse für Unternehmensführung, Brunnen

– Einführung in den Gewässerschutz. Gymasiallehrer-Fortbildung

Kanton Baselland, Muttenz

Egli, T.:

– Biodegradation of NTA. Seminar, Biozentrum

Basel

– Wachstum von Mikroorganismen auf Substratgemischen.

Seminar, Institut für Pflanzenbiologie,

Universität Zürich

Egli, T.:

– What does a batch growth curve look like? EEC

group meeting on thermophilic Bacilli, Groningen

(NL)

– Biodegradation of NTA: Biochemistry, Physiology

and Ecology. USSR Academy of Sciences,

Institute for Physiology and Biochemistry of

Microorganisms, Pushchino (UdSSR)

– Growth of microorganisms with mixed substrates.

USSR Academy of Sciences, Institute for

Physiology and Biochemistry of Microorganisms,

Pushchino (UdSSR)

– On multiple-nutrient-limited growth of micro

and-organisms,

with special reference to carbon

nitrogen sources. EFB Discussion meeting of the

Working Party on Microbial Physiology, Weinfelden

– Growth of pure and mixed bacterial cultures on

mixtureos of organic solvents. Society for General

Microbilogy,112e annual meeting, Reading

(GB)

Faust, B.C.:

– Photolysis of Fe(III)-Hydroxy Complexes as a

source of hydroxyl radicals in atmospheric waters.

American Chemical Society: Division of

Environmental Chemistry, Los Angeles (USA)

Gelichter, R.:

– Effects of oxygenation on P-retention by lake sediments.

Workshop on P in sediments, Fiskebäckskil

(Schweden)

– Beeinflussen Zwangszirkulation und Sauerstoffbegasung

den P-Haushalt des Sempachersees?

23. Tagung der kantonalen Gewässerschutzlimnologen,

Kastanienbaum

Genoni, G.:

– Farming of Cordgrass sali marsh crabs Uca

rapax.. University of Padova (Italien)

Giger, W.:

– Umweltanalytische Aspekte in Oberflächengewässern.

Ökologie-Abteilung Sandoz, Basel


– Organische Wasserverunreinigungen: Analytik

und Verhalten in Abwasserreinigung und Umwelt.

Klinisch-chemisches Kolloquium, Universität

Zürich

– Umwelt geochemie von Waschmittelchemikalien:

Tenside und organische Komplexbildner.

Symposium "Organische Geochemie und Umwelt",

Universität Heidelberg (BRD)

– Verhalten von Umweltchemikalien auf dem

Weg vom Abwasser ins Grundwasser. Analytica,

München (BRD)

Giger, W.:

– Transport and Transformation of Pesticides Discharged

into the Rhine River by the Schweizerhalle

Storehouse Fire of November 1986.

Chem. Congress of the North American Continent,

Symposium on "Long range transport of

pestiCides", Toronto (Canada)

– Ethylene diamine tetraacetate (EDTA) and

Nitrilotriacetate (NTA) in Swiss Surface and

Ground Waters. American Society for Limnology

and Oceanography, Boulder (USA)

– Environmental chemistry of detergents. United

States Goeological Survey, Denver (USA)

– Environmental behaviour of aromatic surfactants.

Cost 641/681 Workshop, Bruxelles

(Belgien)

– Organische Schadstoffe in Niederschlägen:

Herkunft und Auswaschverhalten. Schweiz.

Natf. Ges., Lausanne

– Verhalten von LAS in der Abwasserreinigung

und Klärschlammbehandlung. Int. Statusseminar

"LAS in der Umwelt", Aachen (BRD)

Gujer, W.;

– Mathematical modelling of nitrification in ter

field biomass systems. Konferenz

-tiary

"Moderne Methoden der Abwasserreinigung,

Pribram (CSSR)

– Dimensionierung von Belebungsanlagen mit

Hilfe eines Simulationsprogrammes. Workshop

"Computeranwendung in der Abwassertechnik",

Techn. Universität Hamburg-Harburg (BRD)

– Das Modell der IAWPRC-Arbeitsgruppe zur

Bemessung von Belebtschlammanlagen. Seminar

Stadtentwässerung und Gewässerschutz, Universität

Hannover (BRD)

– Simulation von Stickstoffumsetzungen in Belebungsanlagen

als Grundlage für die Einhaltung

entsprechender Einleitungsbedingungen. 6.

Bochumer Workshop Siedlungswasserwirtschaft,

Ruhr-Universität Bochum (BRD)

– Erfahrungen und Entwicklungen in der Stickstoff-

und Phosphorelimination in der Schweiz.

Abwasserbioloigscher Fortbildungskurs, Baye-

7-11

rische Landesanstalt für Wasserforschung,

München (BRD)

Harner, G.:

– Biotechnology: Economic and Environmental

Constraints. Chinese University of Hong-Kong,

Shatin

– Industrial Wastewater Treatment at Elevated

Temperatures. Chinese University of Hong-

Kong, Shatin

– Microbiological Waste Gas Treatment: A Biotechnological

Evaluation. Royal Institute of

Technology, Stockholm (Schweden)

Harner, G.:

– Fluctuating Environmental Conditions in Scaled-up

Bioreactors: Heating and Cooling Effects.

Norwegian Institute of Technology, Trondheim

(Norwegen)

– Thermotolerant Methylotrophic Bacillus spp.:

Their Potential for Wastewater Treatment at

Elevated Temperatures. Norwegian Institute of

Technology, Trondheim (Norwegen)

– Whole Microbiol. Cells as Substrates. European

Federation of Biotechnology, Weinfelden (CH)

Heitzer, A.:

– Some effects of heat shock on bacterial growth.

EEC group meeting on thermophilic Bacilli,

Groningen (NL)

– Fluctuating environmental conditions in scaledup

bioreactors - heating and cooling effects. Engineering

Foundation conference on Biochemical

Engineering VI, Santa Barbara (USA)

Hoigné, J.:

– Detection and fate of free radical intermediates

in natural waters. 1988 Gordon Research Con

-ference "Chemical Dynamics in Aquatic Systems",

New Hampton, NH (USA)

– Chemische Aspekte der Trinkwasser-Aufbereitung.

Seminar "Kind und Umwelt", Kinderspital

St. Gallen (CH)

– Bildung von Photooxidantien in der wässrigen

Phase. ARGE/ALP Verteilung und Wirkung von

Photooxidantien im Alpenraum, Garmisch-Partenkirchen

(BRD)

– Role of Photooxidants for the Transformation of

Pollutants in Natural Waters. Jahresversammlung

Schweiz. Gesellschaft für Photochemie und

Photophysik, Bern (CH)

– Die Chemie des Ozons hinsichtlich Wasseraufbereitung

und Reaktionen in atmosphärischem

Wasser. Kolloquium des Institutes für Chemie,

Universität Dortmund (BRD)


Johnson, Carola A. und Westall, J.C.:

– The partition of hydrophobic ionisable organic

compounds in natural systems; the pH and ionic

strength dependence of the hydrophobicity of

selected methylanilines. 10. Int. Sympos.

"Chemistry of the Mediterranean", Primosten

(Jugoslawien)

Johnson, Carola A. und Sigg, Laura:

– Chromium Cycling in lakewaters. International

ConferenCe "TraCe metals in lakes", Hamilton

(Canada)

Kelts, K.:

– Climate History in Lake Sediments. Earth Systems

Science Center, Penn State University

(USA)

– Determining Climate history using Stable

isotope data from Lake Carbonates. Dept. Geosciences,

University Arizona, Tuscon (USA)

– Climate History from Lake Sediments. Office of

Interdisciplinary Earth Sciences, NCAR,

Boulder, CO (USA)

– Géologie du bassin lacustre Qinghai, Quater

tardif. Univ. Neuchâtel (CH)

-nary

– Expeditionsteilnehmer Ocean Drilling Program

120, Palaeoceanography of the Kerguelen Plateau,

Southern Indian Ocean

Kelts, K.; Elber, D. und Hess, M.:

– Grundwasser – unsere unsichtbare Resource in

Gefahr? Fernsehen DRS Programm "Oekonetz"

(Gestaltung, Drehbuch und Durchführung)

Kemmler, Judith:

– Isolation and Growth of a NTA Degrading Denitrifying

Bacterium. Europen Federation of

Biotechnology, Weinfelden (CH) und Society of

General Microbiology, Reading (GB)

Krejci, V.:

– New Strategies in Urban Drainage and Stormwater

Pollution Control in Switzerland. Nonpoint

Pollution Symposium 24 th AWRA Conference,

Milwaukee, WI (USA)

Lichtensteiger, Th.:

– Endlagerung von Reststoffen aus der Müllverbrennung.

8. Seminar Abfallwirtschaft der TU

Wien (A)

Meyer, J.S. und Gächter, R.:

– Contribution of bacteria to release and fixation

of P in lake sediments. Workshop on P in Sediments,

Fiskebäckskil (Schweden)

Müller, B. und Sigg, Laura:

– Adsorption von Blei auf Goethit: Voltametrische

Bestimmung, Auswertungsmethoden und

Modellierung. Schweiz. chem. Gesellschaft,

Universität Bern (CH)

7-12

– Characterization of the interactions between

metal ions and suspended particles by adsorption

experiments and field measurements in a

river system. Int. ConferenCe "Trace metals in

lakes" Hamilton (Canada)

Müller, 12.:

– Das Schicksal der Fische im Rhein nach

Schweizerhalle. Rheinkongress der Deutschen

Gesellschaft für Limnologie, Darmstadt (BRD)

– Ökologische Probleme bei einheimischen Fischen.

Zoologische Gesellschaft Zürich (CH)

Müller, Regula:

– A Sensitive and Selective Method for the Determination

of Low Concentrations of Reducing

Sugars in Culture Media. European Federation of

Biotechnology, Weinfelden (CH) und Society of

General Microbilogy, Reading (GB)

Munz, C.:

– Layered Upflow Carbon Adsorption for the

Removal of Trace Organic Contaminants.

American Water Works Assoc. Research Foundation

– Emergent Technologies III, Venedig (I)

– Aktivkohleadsorption zur Entfernung von chlorierten

Kohlenwasserstoffen durch schichtweise

Aufwärtsfiltration. Jahrestagung der Fachgruppe

Wasserchemie in der Gesellschaft

Deutscher Chemiker, Bad Neuenahr (BRD)

– Activated Carbon Adsorption of Chlorinated

Hydrocarbons in the Presence of Natural Organic

Matter. American Water Works Assoc.

Annual Conference, Orlando (USA)

– The interaction between Rate of Mass Transfer

and Equilibrium in Gas-Liquid Contacting Processes

for Stripping of Volatile Organic Contaminants.

3rd International Conference Environ

Contamination, Venedig (I)

-mental

Obrist, W.:

– Abfallsortierung. Kurs wbz /Unesco, Neggio TI

(CH)

– Konzepte der Abfallwirtschaft. Forum Wädenswil

(CH)

– Getrennte Sammlung von Grünabfälle. FAC-Tagung,

Köniz (CH)

Perret, P.:

– Wasser als Lebensraum. Kulturelle Veranstaltungen

Löwenberg, Murten (CH)

– Über das Wesen eines Kleingewässers. Ernst

Basler & Partner, Zürich (CH)

Schwarzenbach, R.:

– Transport and transformation or organic pollutants

in lakes. 1988 Gordon Research Conference

"Chemical Dynamics in Aquatic Systems", New

Hampton, NH (USA)


– The Role of Mathematical Models in Exposure

Assessment. lst European Conference on Ecotoxicology,

Dänemark

Senn, H.:

– Simultaneous and Sequential Utilization of Sugars

in Batch Cultures of E. coli at Low Sugar

Concentrations. European Federation of BioteChnology,

Weinfelden (CH) und Society of

General Microbiology, Reading (GB)

Siegrist, H.:

– Behaviour and Modelling of NTA Degradation

in Activated sludge systems. The 14(h IAWPRC

Biennial International Conference, Brighton

(GB)

– Pathway analysis of selected organic chemicals

from sewage to agricultural soll. EWPCA-CEC

Conference on Sewage Sludge Treatment and

Use, Amsterdam (NL)

Siffert, C.:

- Influence of Light on the Dissolution of

Iron(III)(hydr)oxides (Poster). 1988 Gordon

Research Conference, New Hampton, NH

(USA)

– Light-induced Dissolution of Hematite in the

Presence of Oxalate (Poster). Schweiz. Chem.

Gesellschaft, Bern (CH)

Siffert, C. und Sulzberger, Barbara:

– Influence of light on the dissolution of iron(III)-

(hydr)oxides. 10. International Symposium

"Chemistry of the Mediterranean", Primosten

(Jugoslawien)

Sigg, Laura:

– Distribution of trace metals between particles

and waten in a river system. 10. International

Symposium "Chemistry of the Mediterranean",

Primosten (Jugoslawien)

– Factors influencing the distribution of trace metals

between particles and solution in natural

waters. Portugiesische Chemische Gesellschaft,

Jahrestagung, Lissabon (Portugal)

Strauss, M.:

– Trinkwasser und Latrinen – Beitrag zur Gesundheit?

3.-Welt-Seminar Verband Schweizer Medizinstudenten,

Bern (CH)

Stumm, W.:

– Humans and hydrogeochemical cycles, an ecological

perspective. University Iraklion, Kreta

(Griechenland)

– The role of the particle/water interface in the

coupling of limnological cycles. National University

Mexico

– Koordinationschemische Prozesse an der Feststoff/Wasser-Grenzfläche

und ihre Rolle in na-

7 - 13

türlichen Systemen. Chem. Gesellschaft Zürich,

ETH Zürich (CH)

– The partition of hydrophobic ionisable organic

compounds in natural systems. 10. International

Symposium "Chemistry of the Mediterranean",

Primosten (Jugoslawien)

– Umweltanalytik. Fortbildungskurs in modernen

analytischen und physikalischen Methoden,

Ciba-Geigy, Basel (CH)

– Important chemical processes in natural waters:

theory vs. reality. 1988 Gordon Research Con

-ference "Chemical Dynamics in Aquatic Systems",

New Hampton, NH (USA)

– The role of the particle/water interface in the

coupling of limnological cycles. Internat. Con

on Scientific Perspectives in Theoretical

-ference

and Applied Limnology, Pallanza (I)

Stumm, W.:

– Saure Depositionen und Schwermetalle in der

Umwelt. SCOPE: Influence des activités humaines

sur les cycles atmosphériques: Analyses

scientifiques et réactions politiques, Université

Lausanne (CH)

– Einführungsreferat. Herbstversammlung der

Schweiz. Chem. Gesellschaft: Symposium "Inorganic

and Coordination Chemistry: Role of

Surfaces ", Universität Bern (CH)

Stumm, W. und Stone, A.:

– Chemical Reactions at Interfaces. Johns Hopkins

University, Baltimore, MD (USA)

Stumm, W. und Sulzberger, Barbara:

– Surface coordination controls the kinetics of the

dissolution of Fe(III)(hydr)oxides in natural

waters. 10. Internat. Symposium "Chemistry of

the Mediterranean", Primosten (Jugoslawien)

Stumm, W., Wehrli, B. und Sulzberger,

Barbara:

– Redox processes catalyzed by hydrous oxide

surfaces. Internat. Congress of Geochemistry and

Cosmochemistry, Paris (F)

Sturm, M.:

– Sedimente im Bodensee. Partikelbildung und

Ablagerungsmechanismen. Seminar Universität

Konstanz (BRD)

– Hochwasserablagerungen von 1987 im Lago di

Poschiavo, Urnersee und Bodensee. SNG-

Jahrestagung, Lausanne (CH)

– Umweltsignale in lakustrischen Sedimenten der

letzten 15'000 Jahre. Österreichische Geologische

Gesellschaft, Universität Salzburg (A)


Sulzberger, Barbara:

– Influence of Light on the Dissolution of Iron-

(III)(hydr)oxides. 10. Internat. Symposium

"Chemistry of the Mediterranean", Primosten

(Jugoslawien)

– Light-induced Dissolution of Iron(III)(hydr)oxides

(Poster). EPA European Photochemistry

Association EPA-CH, Bern (CH)

Wanner, O.:

– Biofilmsimulation mit BIOSIM. Workshop über

Computeranwendung in der Abwassertechnik,

Hamburg (BRD)

– Modelling Population Dynamits. Dahlem

Workshop Structure and Function of Biofilms,

Berlin (BRD)

Wanner, Ursula:

– A Dehydrogenase as the First Step in the

Pathway of Anaerobic NTA Degradation?

European Federation of Biotechnology, Weinfelden

(CH) und Society of General

Microbiology, Reading (GB)

Wehriff, B.:

– Oxygenation Kinetics of Vanadium in the Hydrosphere.

Caltech, Pasadena (USA)

Wüest, A.:

– Wind induced vertical mixing in lakes. Seminar

Physikalische Ozeanographie, Seattle (USA)

– Vertical mixing in Swiss lakes. Seminar Caltech,

Pasadena (USA)

7-14

Zeyer, J.:

– Mikrobieller Abbau von aromatischen Schadstoffen

im Grundwasser. Universität Zürich

(CH)

– Biodegradation and Ecotoxicological Effects of

Pollutants in the Environment. EPFL Lausanne

(CH)

7.5. Besuche an der EAWAG

12. Juli 1988

Studenten der Universität Karlsruhe

W. Stumm: Die Atmosphäre als Förderband für

gewässerbeeinträchtigende Substanzen

19. August 1988

Bundesrat Cotti

Von der Phosphatproblematik zum

Waschmittel-NTA

Umweltforschung

5. Oktober 1988

Delegation der Academia Sinica, Beijing

- Recent Research at the Research Center for

Eco-Environmental Sciences der Academia

Sin ica

- Photochemistry of Iron (J. Hoigné)

Acid Rain/Metals (J. Zobrist, Laura Sigg)

- Surface Chemistry (W. Stumm)

Dissolution of iron(III)(hydroxides)

(Barbara Sulzberger)

Abb. 7.1

SChönheit der Technik: S-Bahn-Viadukt bei Dübendorf (Foto: R. Koblet)

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