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.
0
Lau mreetau
t
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O {y
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p
r r r r
G
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
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10°
7
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É 3
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I I 1
I 1 I
Totale CSB-
3j
-
Belastung - N ; :' ^ ^A
N _ / N /
At§ °+d 1 â
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/ /^, ; 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
a) Wasseraufbereitung
Boiler, M., Munz, Ch.: Double Direct Filtration
for High Turbidity Removal. In: Particle
Technology in Relation to Filtration and
Separation. Vol.11. Faseur, A., de Bruyns, R.
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Belgium, 1988.
Hoigné, J.: The Chemistry of Ozone in Water. In:
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Stucki, S. (Ed.) Plenum Press, New York, 1988;
121-143.
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
Trichloronitromethane (Chloropicrin) and
Chloroform in a Combined
Ozonation/Chlorination Treatment of Drinking
Water. Water Res. 22, 313-319 (1988).
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Wegelin, M., Cralvis, G., Pardon, M.: Prefilters,
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b) Gewässerschutz, Wassernutzung,
Wasserqualitätsbeurteilung
Bader, H., Sturzenegger, Verena, Hoigné, J.:
7-2
Photometrie Method for the Determination of
Low ConCentrations of Hydrogen Peroxide by the
Peroxidase Catalyzed Oxidation of N,N-
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Xuemin, G., Fowler, M. G., Cornet, P. A., Manning,
D. A. C., Douglas, A. G., McEvoy, J., Giger, W.:
Investigation of Three Natural Bitumens from
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)