Methoden und Beurteilung von Fliessgewässern

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1 Kanton Zürich Baudirektion Amt für Abfall, Wasser, Energie und Luft Gewässerschutz Methoden und Beurteilung von Fliessgewässern Inhaltsverzeichnis Nährstoffe und DOC (gelöste organische Kohlenstoffverbindungen)... 2 Pestizide und andere Mikroverunreinigungen... 4 Schwermetalle im Sediment PCB (Polychlorierte Biphenyle) im Sediment PAK (polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe) im Sediment Kieselalgen Wasserpflanzen Makroinvertebraten Fische Anhang... 29

2 2/39 Nährstoffe und DOC (gelöste organische Kohlenstoffverbindungen) Nährstoffe und DOC in der Umwelt Nährstoffe und DOC gelangen mit gereinigtem Abwasser aus ARA, ungereinigtem Abwasser bei Entlastungen aus der Kanalisation bei Starkregen sowie durch Abschwemmung und Erosion landwirtschaftlich intensiv genutzter Böden in die Gewässer. Untersuchungsmethode Im Rahmen des Modul-Stufen-Konzepts zur Untersuchung und Beurteilung der Fliessgewässer in der Schweiz hat das Bundesamt für Umwelt (BAFU) in Zusammenarbeit mit der EAWAG und kantonalen Fachstellen ein Modul Chemie erarbeitet. Diese Empfehlung dient als Grundlage für die Auswertung der vorliegenden Untersuchungsdaten: In der Gewässerschutzverordnung (GSchV) werden in Anhang 2 nummerische Anforderungen für Ammonium, Nitrat, BSB 5 und DOC aufgeführt, die ständig einzuhalten sind. Ausgenommen sind seltene Hochwasserspitzen oder seltene Niederwassersituationen. Um diese Ausnahmesituationen zu berücksichtigen, hat sich in der Praxis die Verwendung von Perzentil-Werten bewährt. Das 90-Perzentil ist jener Wert, den 90 % aller Messdaten aus einer Stichprobe unterschreiten; 10 % der Messwerte liegen darüber (z. B. Ausreiser). Bei der Auswertung der monatlichen Stichproben sowie bei der Beurteilung der Wasserqualität an den Hauptmessstellen wurde mit 90-Perzentilen gearbeitet. Neben den nummerischen Anforderungen gemäss GSchV definiert das BAFU-Modul Chemie weitere Zielvorgaben. Die Kriterien für die Einteilung der einzelnen Parameter in eine der fünf Zustandsklassen aufgrund der berechneten Perzentile können untenstehender Tabelle entnommen werden. Die Zielvorgabe definiert jeweils die Grenze zwischen den Klassen gut und mässig. Bei Ammonium muss zur Beurteilung berücksichtigt werden, ob die Wassertemperatur bei der Probenahme über oder unter 10 C lag. Auch bei Nitrit muss eine Fallunterscheidung vorgenommen werden. Entscheidend ist hier die Chloridkonzentration, weil diese die Toxizität von Nitrit beeinflusst. Für die Phosphatbeurteilung wurde die Zielvorgabe aus dem BAFU-Modul Chemie nur für Messstellen im Einzugsgebiet von Seen verwendet. Bei diesen Stellen ist die Anwendung der mit 0.04 mg PO 4 -P/l strengen Zielvorgabe wegen der grossen Bedeutung von Phosphor in Seen gerechtfertigt. Da Phosphat die Wasserqualität von Fliessgewässern kaum negativ beeinflusst, wurde

3 3/39 bei den übrigen Stellen mit einer doppelt so hohen Zielvorgabe gearbeitet. Wäre auch bei diesen Stellen die strengere Zielvorgabe zur Anwendung gekommen, hätte die Bewertung bei einigen Stellen einen Handlungsbedarf ausgewiesen, obwohl dieser nicht gegeben ist und die gesetzlichen Anforderungen erfüllt sind. Das gleiche Prinzip kam auch bei der Beurteilung des Gesamtphosphors zur Anwendung. Kriterien für die Ermittlung der Zustandsklassen aufgrund der berechneten Perzentile einer Stichprobe Parameter Symbol Einheit Kriterium Ammonium NH 4 mg N/l Zustand sehr gut gut mässig unbefriedigend schlecht Temp. < 10 C < bis < bis < bis <0.8 >0.8 Temp. > 10 C < bis < bis < bis <0.4 >0.4 Nitrit NO 2 mg N/l Cl < 10 mg/l < bis < bis < bis <0.04 >0.04 Cl mg/l < bis < bis < bis <0.10 >0.10 Cl > 20 mg/l < bis < bis < bis <0.20 >0.20 Nitrat NO 3 mg N/l < bis < bis < bis <11.2 >11.2 Phosphat PO 4 mg P/l Gesamtphosphor Ptot mg P/l oberhalb Seen < bis < bis < bis <0.08 >0.08 unterhalb Seen < bis < bis < bis <0.16 >0.16 oberhalb Seen < bis < bis < bis <0.14 >0.14 unterhalb Seen < bis < bis < bis <0.28 >0.28 Gelöster organischer Kohlenstoff Zielvorgabe DOC mg C/l <2 2.0 bis <4.0 erfüllt 4.0 bis < bis <8.0 >8.0 nicht erfüllt

4 4/39 Pestizide und andere Mikroverunreinigungen Pestizide sind Stoffe, die zur Bekämpfung oder Abwehr unerwünschter Organismen verwendet werden. Die Produkte, in denen sie zum Einsatz kommen, nennt man je nach Verwendungszweck und -ort Pflanzenschutzmittel oder Biozidprodukte. Durch Abschwemmung, Versickerung, unsorgfältige Anwendung oder falsche Entsorgung der Produkte gelangen die Pestizide in unsere unter- und oberirdischen Gewässer, wo sie die Lebewesen im Wasser gefährden oder die Qualität des Trinkwassers beeinträchtigen. Da sie zumeist nur in tiefen Konzentrationen von Mikrogramm bis Nanogramm pro Liter nachweisbar sind, spricht man von «Mikroverunreinigungen». Pestizide gelangen oft diffus und regengetrieben aus landwirtschaftlichen Flächen und aus Siedlungsgebieten in die Gewässer. Unter den «anderen Mikroverunreinigungen» versteht man in breites Spektrum von organischen Stoffen in unseren Gewässern, die gleich wie die Pestizide ihren Ursprung im menschlichen Wirken haben, meist nur in tiefen Konzentrationen auftreten und im Wasser unerwünscht sind. Der Grossteil dieser Stoffe stammt aus Produkten, die im Haushalt, in der Industrie und im Gewerbe verwendet werden, z.b. Desinfektions- und Reinigungsmittel, Lebensmittelzusatzstoffe, Medikamente und Produkte für die Körperpflege. Es gehören aber nicht nur synthetische Chemikalien dazu, sondern auch natürliche Stoffe wie die von unseren Körpern produzierten Hormone. Viele der «anderen Mikroverunreinigungen» werden kontinuierlich über Kläranlagen in die Gewässer eingetragen; im Gegensatz zum diffusen Eintrag der Pestizide spricht man hier von einem Eintrag über Punktquellen. Um die Belastung der Fliessgewässer mit Pestiziden zu beurteilen, führt der Kanton Zürich seit dem Jahr 1999 systematische Untersuchungen durch. Mit der Messkampagne in den Jahren 2004 und 2005, die sich über das Einzugsgebiet der Glatt und des Greifensees erstreckte, wurden die Pestiziduntersuchungen von Fliessgewässern erstmals mit allen anderen Untersuchungen koordiniert. Das heisst, die Proben für die Pestiziduntersuchungen wurden an den gleichen Stellen und zur gleichen Zeit entnommen wie die Proben für die «traditionellen» chemischen und physikalischen Parameter. An den gleichen Gewässerabschnitten wurden während der zweijährigen Messkampagne auch biologische Untersuchungen durchgeführt und Sedimentproben für die Beurteilung der Belastung mit Schwermetallen entnommen. In den Jahren 2006 bis 2011 wurden in der Folge drei weitere Gebiete, die zusammen mit dem Einzugsgebiet der Glatt und des Greifensees den ganzen Kanton abdeckten, auf die gleiche Art und Weise untersucht. In den Jahren 2012 und 2013 war Turnus gemäss wieder das Einzugsgebiet der Glatt und des Greifensees an der Reihe, wobei im Rahmen dieser Kampagne erstmals Stoffe untersucht wurden, die zu den «anderen Mikroverunreinigungen» gehören.

5 5/39 Erhebung der Daten Messstellen Die Listen der Messstellen, die in den jeweiligen Kampagnen untersucht wurden, befinden sich im Anhang. Häufigkeit der Probenahme und Probentyp In der Regel wurde an jeder Messstelle, die im Rahmen einer Messkampagne untersucht wurde, zwischen März und Oktober einmal pro Monat eine Stichprobe genommen. Jede untersuchte Stelle lieferte somit pro Jahr 8 und in beiden Jahren einer Messkampagne 16 Monatsstichproben. Untersuchte Verbindungen und Datensatz Die Listen der Verbindungen, die in den jeweiligen Messkampagnen untersucht wurden, befinden sich im Anhang. Sie enthalten noch weitere Angaben zu den Verbindungen wie Stoffklasse, Bestimmungsgrenzen und Qualitätskriterien usw. Der Datensatz, der für die Auswertung zur Verfügung stand, umfasste im Wesentlichen die Konzentrationen, die höher waren als die Nachweisgrenzen der jeweiligen Verbindungen. Abhängig von Verbindung und Analysemethode waren aber u.u. nur die Konzentrationen in den Datensatz aufgenommen worden, die oberhalb der Bestimmungsgrenze lagen. Auswertung der Daten Belastungsindex Die Gewässerschutzverordnung (GSchV) vom 28. Oktober 1998 fordert für Fliessgewässer und Grundwasser, das als Trinkwasser genutzt wird, dass die Konzentrationen organischer Pestizide den Wert von 0.1 µg/l je Einzelstoff nicht überschreiten. 1 Inwieweit das Wasser an einer Messstelle dieser Anforderung entspricht, wird mit Hilfe des Belastungsindex BI ausgedrückt. Er entspricht der Anzahl Pestizide p, die in der durchschnittlichen Probe einer Messstelle in einer Konzentration c(p) oberhalb des Anforderungswerts vorliegen (Gl. 1). Die Verbindungen, die zu den Abbauprodukten, Medikamenten usw. gehören, werden bei der Ermittlung des Belastungsindex nicht berücksichtigt. Die Qualität des Wassers an dieser Stelle wird gemäss dem Schema im Abschnitt «Beurteilung der Wasserqualität» am Ende dieses Kapitels einer von fünf Klassen zugeordnet. 1 Anh. 2 Ziff. 12 Abs. 5 Nr. 12 GSchV

6 6/39 (Gl. 1) Anzahl Werte c(p) 0.1 g/l BI Anzahl Proben Auswertung mit stoffspezifischen, effektbasierten Qualitätskriterien Aus ökotoxikologischer Sicht ist der Belastungsindex nicht sinnvoll, um zu beurteilen, wie stark ein Gewässer belastet ist. Erstens werden mit dem Index nur die organischen Pestizide erfasst, zweitens nimmt der einheitliche Anforderungswert von 0.1 µg/l, den die GSchV vorschreibt, keine Rücksicht darauf, wie giftig die einzelnen Verbindungen für die im Wasser lebenden Organismen sind. Gefragt sind deshalb Verfahren, die auf stoffspezifischen, effektbasierten Qualitätskriterien beruhen. Ende 2014 wurde in einem Beurteilungskonzept des Bundesamts für Umwelt (BAFU) ein solches Verfahren vorgeschlagen, das für die Auswertung der vorliegenden Untersuchungen benützt wurde [1]. Das Verfahren des BAFU beschreibt, wie von den Konzentrationen, die von den einzelnen Verbindungen gemessen wurden, mittels Qualitätskriterien auf das Risiko geschlossen werden kann, das von den jeweiligen Verbindungen für die aquatischen Lebewesen ausgeht. Für die meisten Verbindungen liegen zwei Qualitätskriterien vor: das Erste gibt Auskunft darüber, ab welcher Konzentration Organismen gefährdet sind, wenn eine bestimmte Verbindung v über längere Zeit auf sie einwirkt. Dies ist das sogenannte Chronische Qualitätskriterium, das CQK(v). Das Zweite ist ein Anhaltspunkt dafür, ab welcher Konzentration Organismen geschädigt werden, wenn sie einem Stoss einer Verbindung v ausgesetzt sind. Dieses Kriterium heisst Akutes Qualitätskriterium AQK(v). Ein Vergleich der gemessenen Konzentrationen mit diesen beiden Qualitätskriterien gibt Aufschluss darüber, ob eine Verbindung bezüglich chronischer oder akuter Toxizität ein Risiko für die Organismen darstellt. Die Quotienten, die aus diesen Vergleichen resultieren, heissen entsprechend Chronischer Risikoquotient CRQ(v) bzw. Akuter Risikoquotient ARQ(v). Leider liegen nicht für alle Verbindungen, deren Konzentration bestimmt wurde, Angaben zur chronischen und akuten Toxizität vor. Das hier verwendete Verfahren stützt sich auf Werte, die das «Schweizerische Zentrum für angewandte Ökotoxikologie Eawag-EPFL» (Ökotoxzentrum) auf seiner Internetseite veröffentlicht [2]. Das Ökotoxzentrum entwickelt die Liste der Verbindungen, für die Qualitätskriterien angegeben werden können, weiter, sodass für jede Kampagne angegeben werden muss, für welche Verbindungen welche Werte verwendet wurden. Diese Listen befinden sich ebenfalls im Anhang. Für die Berechnung des CRQ unterschied man zwischen Verbindungen v d, die aus diffusen Quellen wie der Landwirtschaft stammen, und Verbindungen v p, die via Punktquellen wie Abwasserreinigungsanlagen (ARA) in die Gewässer gelangen. Bei den Verbindungen aus Punktquellen handelte es sich um die Indikatorsubstanzen ARA ausser Mecoprop. Alle anderen Verbindungen wurden zu den Verbindungen gerechnet, die diffus in die Gewässer eingetragen werden.

7 7/39 Um die Verbindungen aus diffusen Quellen bezüglich ihrer chronischen Wirkung zu beurteilen, stützte man sich nicht auf die Analysenresultate der einzelnen Monatsstichproben, die im Laufe eines Untersuchungsjahrs an einer Messstelle genommen wurden, sondern auf die gleitenden Mittelwerte c GM (v d,t) der Konzentrationen c(v d,t), die in den Stichproben von drei aufeinanderfolgenden Monaten t gemessen wurden (Gl. 2). Grund für die rechnerische Bildung von «Dreimonatsstichproben» ist, dass die Konzentrationen von Verbindungen aus diffusen Quellen grossen Schwankungen unterworfen sind. Würde man die Konzentrationen in Monatsstichproben als Grundlage für die Berechnung der CRQ benützen, würden zufällig erfasste Stösse, die u.u. nur sehr kurze Zeit auftraten, überbewertet. 1 (Gl. 2) cgm (v d,t) c(vd,t i); t 4, i 1 Für die Bestimmung der CRQ in den «Dreimonatsstichproben», die CRQ DMS (v d,t), wurden die gleitenden Mittelwerte c GM (v d,t) mit dem CQK(v d ) verglichen (Gl. 3): cgm (v d,t) (Gl. 3) CRQDMS (v d,t) ;t 4,5...9 CQK(v ) d Die Einträge der Verbindungen aus Punktquellen erfolgen viel kontinuierlicher als die Einträge aus diffusen Quellen. Somit sind die Konzentrationen kleineren Schwankungen unterworfen. Deshalb wurden bei der Berechnung der CRQ der Verbindungen v p keine Mittelwerte gebildet, sondern direkt die Konzentrationen c(v p,t), die in den Monatsstichproben t gemessen wurden, mit dem CQK(v p ) verglichen. Damit trotzdem jeder «Dreimonatsstichprobe t» ein CRQ(v p,t) zugeordnet werden konnte, bestimmte man jeweils die höchste Konzentration c max (v p,t) in den drei Monatsstichproben, die die Grundlage für die jeweilige «Dreimonatsstichprobe» bildeten. Diese Konzentration wurde anschliessend CQK(v p ) verglichen (Gl. 4): cmax(v p,t) (Gl. 4) CRQDMS (v p,t) ;t 4,5...9 CQK(v ) p

8 8/39 Die Bestimmung des ARQ(v,t) erfolgte für alle Verbindungen gleich: Die Konzentrationen c(v,t), die man in den einzelnen Stichproben der Monate t gemessen hatte, wurden mit dem AQK(v) verglichen (Gl. 5): c(v,t) (Gl. 5) ARQ(v, t) ;t 3,4, AQK(v) Um die Risiken abzuschätzen, die von einem Gemisch von Schadstoffen ausgeht, ist es sinnvoll, die Verbindungen nach bestimmten Eigenschaften zu gruppieren. Folgende sieben Gruppen wurden gebildet: Gruppe Herbizide Insektizide Fungizide Indikatorsubstanzen ARA Primärproduzenten Invertebraten Vertebraten Beschreibung Wirkstoffgruppen. Die Liste im Anhang gibt Aufschluss darüber, welches Pestizid zu welcher Gruppe gehört. Mecoprop, Benzotriazol, Carbamazepin, Diclofenac und Sulfamethoxazol Taxonomische Gruppen. Die Auswertung bezüglich taxonomischer Gruppen bezieht sich auf die Wirkung der Verbindungen auf verschiedene Arten von Organismen [3]. Im Anhang ist aufgelistet, welche Verbindung auf welche Gruppe von Organismen wirkt. Für jede der sieben Gruppen wurden für jede «Dreimonatsstichprobe t» die CRQ DMS (v,t) und für jede Monatsstichprobe t die ARQ(v,t) der n Verbindungen v i, die zu einer Gruppe G gehören, addiert (Gl. 6 und 7). Zu beachten ist, dass bei der Bestimmung des Risikos für die taxonomischen Gruppen u.u. nur der CRQ(v) oder der ARQ(v) einer Verbindung v für die Bildung der CRQ(G) und ARQ(G) berücksichtigt werden muss. Die CRQ von Atrazin z.b. tragen bei allen drei taxonomischen Gruppen zum CRQ(G) bei, die ARQ aber nur bei einer, nämlich den Primärproduzenten. Diesem Umstand wird mit dem Faktor f G-CRQ (v i ) und f G-ARQ (v i ) Rechnung getragen, der entweder 1 ist, wenn der Risikoquotient zur ent-

9 9/39 sprechenden Summe beiträgt, oder 0, wenn der Risikoquotient nicht berücksichtigt wird. Wirkt eine Verbindung auf mehr als eine Gruppe, werden für alle betroffenen Gruppen dieselben Qualitätskriterien, die für diese Verbindung gelten, benutzt. (Gl. 6) CRQDMS (G,t) CRQDMS (v i,t) fg-crq( vi ); t 4, (Gl. 7) ARQ(G,t) ARQ(v i,t) fg-arq( vi ); t 3, 4, n i 1 n i 1 Der höchste aller Werte, der für die CRQ DMS (G,t) und ARQ(G,t) erhalten wurde, bestimmte dann gemäss dem Schema im Abschnitt «Beurteilung der Wasserqualität» am Ende dieses Kapitels die Qualität des Wassers bezüglich der Gruppe G. Beurteilung der Wasserqualität Das Schema in der untenstehenden Tabelle zeigt, wie aufgrund des Belastungsindex und der Risikoquotienten die Wasserqualität an einer Messstelle bestimmt wird. Qualität Bedingung gemäss BI* Bedingung gemäss Qualitätskriterien sehr gut BI RQ < 0.1 gut < BI RQ < 1 mässig < BI RQ < 2 unbefriedigend < BI RQ < 10 schlecht < BI 10 RQ * 8 monatliche Stichproben pro Jahr / zweijährige Untersuchungsperiode Tab.: Schema für die Beurteilung der Wasserqualität

10 10/39 Literatur [1] Wittmer, I., Junghans M., Stamm C. und Singer H. (2013): Mikroverunreinigungen Beurteilungskonzept für organische Spurenstoffe aus diffusen Einträgen. Studie im Auftrag des BAFU. Eawag, Dübendorf (Entwurf vom Oktober 2013) [2] [3] Marion Junghans; Petra Kunz; Inge Werner (2013): Toxizität von Mischungen Aktuelle, praxisorientierte Ansätze für die Beurteilung von Gewässerproben. Aqua & Gas Nr. 5, S

11 11/39 Schwermetalle im Sediment Schwermetalle in der Umwelt Die Schwermetalle Kupfer, Nickel, Zink und Chrom sind als Spurenelemente für die Lebewesen essentiell, d.h. sie sind für bestimmte biologische Prozesse zwingend erforderlich, ansonsten treten Mangelerscheinungen auf. Sie dürfen in den Gewässern aber nur in sehr niedrigen Konzentrationen vorliegen, da sonst toxische Effekte auftreten können. Blei, Cadmium und Quecksilber werden für keine Zellfunktionen benötigt. Sie wirken bereits in Konzentrationen im Mikrogrammbereich pro Liter akut toxisch. Schwermetalle werden über verschiedene Wege in die Gewässer eingetragen. Aus der Industrie gelangen Schwermetalle trotz betriebsinterner Abwasservorbehandlung in die ARAs. Angelagert an Klärschlammpartikel wird der grösste Anteil der Schwermetalle zwar aus dem Abwasser entfernt; ein kleiner Teil gelangt jedoch mit dem gereinigten Abwasser kontinuierlich in die Gewässer. Auch von belasteten Standorten können über belastetes Sickerwasser Schwermetalle in die Gewässer eingetragen werden. Zu einer Schwermetallbelastung durch Strassenabwasser, Entlastungen aus der Kanalisation und Abschwemmungen von Kupfer und Zink aus Baumaterialien kommt es dagegen ausschliesslich bei Regenereignissen. Für die Erfassung der maximalen Schwermetallbelastung wäre deshalb eine ereignisbezogene Probenahme erforderlich, was jedoch im Rahmen eines Routineprogramms nicht möglich ist. Da Schwermetalle an feine Partikel adsorbieren, welche teilweise an strömungsberuhigten Stellen im Fliessgewässer sedimentieren, können Sedimente über die Schwermetallbelastung der Gewässer Auskunft geben. Untersuchungsmethode Für die Beurteilung der Schwermetallbelastung in Sedimenten, für welche nur ein Messwert pro Stelle im Untersuchungszeitraum vorliegt, erfolgt die Klassierung aufgrund der einzelnen Messwerte. Da in der GSchV nur Anforderungen für die Schwermetallkonzentrationen im Wasser festgelegt sind, nicht aber für Sedimente, wurden für die Bewertung der Messresultate die Zielvorgaben der deutschen Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) für das Schutzgut Schwebstoffe und Sedimente verwendet (1). Dazu wurden die Schwermetalle in der Fraktion < mm untersucht. Die Kriterien für die Einteilung der einzelnen Parameter in eine der fünf Zustandsklassen können untenstehender Tabelle entnommen werden. Die Zielvorgabe definiert jeweils die Grenze zwischen den Klassen gut und mässig.

12 12/39 Weiterführende Literatur (1) Länderarbeitsgemeinschaft Wasser, 1998: Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer. Band II: Ableitung und Erprobung von Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer für die Schwermetalle Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber und Zink. Kulturbuchverlag Berlin GmbH, Berlin. Kriterien für die Ermittlung der Zustandsklassen Parameter Symbol Einheit Zustand sehr gut gut mässig unbefriedigend schlecht Blei Pb mg/ kg TS <50 50 bis < bis < bis <200 >200 Cadmium Cd mg/ kg TS < bis < bis < bis <3 >3 Chrom Cr mg/ kg TS <50 50 bis < bis < bis <200 >200 Kupfer Cu mg/ kg TS <30 30 bis <60 60 bis <90 90 bis <120 >120 Nickel Ni mg/ kg TS <25 25 bis <50 50 bis <75 75 bis <100 >100 Zink Zn mg/ kg TS < bis < bis < bis <400 >400 Quecksilber Hg mg/ kg TS < bis <1 1 bis < bis <2 >2 Zielvorgabe erfüllt nicht erfüllt

13 13/39 PCB (Polychlorierte Biphenyle) im Sediment PCB in der Umwelt PCB wurden als Industriechemikalien ab 1930 in sehr vielen Produkten wie Kondensatoren, Transformatoren, Schmierstoffen, Weichmachern für Kunststoffe, Imprägnier- und Flammschutzmitteln, Dichtungsmassen oder Korrosionsschutzanstrichen verwendet. Geschätzt wurden PCB, weil sie chemisch sehr stabil, schwer entflammbar, elektrisch nicht leitend und wasserabstossend sind. Wegen ihrer Toxizität wurden sie aber bereits 1972 für Publikumsprodukte und Anwendungen im Gewerbe verboten folgte das Verbot auch für geschlossene Produkte wie Kondensatoren und Transformatoren. Dioxinähnliche PCB (cpcb) treten häufig in PCB-Gemischen auf, wenn auch in äusserst geringen Mengen. Wie Dioxine sind sie sehr toxisch und können bei Anreicherung über die Nahrungskette zu Vergiftungen oder Krebs führen. Neben den Verwendungsverboten für PCB haben technische Massnahmen wie die Rauchgasreinigung in Kehrichtverbrennungsanlagen, die fachgerechte Entsorgung von PCB-haltigen Materialien und die Sanierung belasteter Standorte zu einer starken Verringerung der Emissionen von Dioxinen und PCB geführt. Dadurch konnte der Eintrag in die Gewässer, sei es diffus über atmosphärische Deposition oder punktuell über die Siedlungsentwässerung, vermindert werden. Weil PCB an feine Partikel adsorbieren, welche an strömungsberuhigten Stellen im Fliessgewässer sedimentieren, können Sedimente über die PCB-Belastung der Gewässer Auskunft geben. Zur Beurteilung der Gewässerbelastung mit PCB werden im Kanton seit 2008 die Sedimente in den Gewässern untersucht. Gemessen wird die Summe von 6 PCB-Kongeneren (Indikator-PCB: 28/52/101/153/138/180). Untersuchungsmethode Für die Beurteilung der PCB-Belastung, für welche nur ein Messwert pro Stelle im Untersuchungszeitraum vorliegt, erfolgt die Klassierung aufgrund der einzelnen Messwerte. Da in der GSchV keine Anforderungen für die PCB-Konzentrationen im Sediment festgelegt sind, wurden die Zielvorgaben basierend auf verschiedenen Studien festgelegt. Gemäss Schmid et al. (1) gelten Sedimente mit PCB- Konzentrationen < 10 µg/kg TS als eher unbelastet. Flück et al. (2) geben basierend auf den Studien von MacDonald et al (3) einen TEC- Wert von 13.7 µg/kg TS an. Bei dieser Konzentration ist noch mit keiner Gefährdung der aquatischen Fauna zu rechnen. Die IKSR (4) gibt für die Summe von 7 PCB-Kongeneren eine Zielvorgabe von 28 µg/kg TS an. Als Zielvorgabe für den Kanton Zürich wurde ein Wert von

14 14/39 20 µg/kg TS festgelegt. Die Zielvorgabe definiert jeweils die Grenze zwischen den Klassen gut und mässig. Weiterführende Literatur (1) Schmid, P. et al. 2010: Polychlorierte Biphenyle (PCB) in Gewässern der Schweiz. Daten zur Belastung von Fischen und Gewässern mit PCB und Dioxinen, Situationsbeurteilung. Umwelt-Wissen Nr Bundesamt für Umwelt, Bern. 101 S. (2) Flück, R. et al. 2012: Surveillance de la qualité des sédiments. Etat actuel des méthodes disponibles et mise en place de recommandations. Aqua & Gas, 6, (3) MacDonald, D. et al. 2000: Development and Evaluation of consensus-based Sediment Quality Guidelines for Freshwater Ecosystems. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 39(1), (4) Internationale Kommission zum Schutz des Rheins (IKSR), 2009: Sedimentmanagementplan Rhein, Bericht Nr Kriterien für die Ermittlung der Zustandsklassen Parameter Symbol Einheit Zustand sehr gut gut mässig unbefriedigend schlecht Polychlorierte Biphenyle 6 i-pcb* PCB µg/ kg TS <10 10 bis <20 20 bis <40 40 bis <80 >80 Zielvorgabe erfüllt nicht erfüllt * Summe bestehend aus: PCB 28/52/101/153/138/180

15 15/39 PAK (polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe) im Sediment PAK in der Umwelt PAK können durch natürlichen Prozesse, z.b. Vulkanismus, gebildet werden. Erhöhte Konzentrationen in den Gewässersedimenten sind allerdings meist auf anthropogene Quellen zurückzuführen. PAK entstehen bei Verbrennungsprozessen und gelangen über die atmosphärische Deposition in die Gewässer. Aus Altlasten können ebenfalls PAK in die Gewässer eingetragen werden. Strassenabwasser ist häufig stark mit PAK aus Pneuabrieb belastet. Zu einer PAK-Belastung durch Strassenabwasser kommt ausschliesslich bei Regenereignissen. Für die Erfassung der maximalen PAK- Belastung wäre deshalb eine ereignisbezogene Probenahme erforderlich, was jedoch im Rahmen eines Routineprogramms nicht möglich ist. Da PAK an feine Partikel adsorbieren, welche an strömungsberuhigten Stellen im Fliessgewässer sedimentieren, können Sedimente über die PAK-Belastung der Gewässer Auskunft geben. Beurteilung Für die Beurteilung der PAK-Belastung, für welche nur ein Messwert pro Stelle im Untersuchungszeitraum vorliegt, erfolgt die Klassierung aufgrund der einzelnen Messwerte. Da in der GSchV keine Anforderungen für die PAK-Konzentrationen im Sediment festgelegt sind, wurden die Zielvorgaben basierend auf verschiedenen Studien festgelegt. Gemäss einem Leitfaden der IKSR (1) gelten Seesedimente mit PAK-Konzentrationen < 1.5 mg/kg TS als unverschmutzt. In der Technischen Verordnung über die Abfälle (2) gilt Aushub-, Abraumund Ausbruchmaterial mit PAK-Konzentrationen < 3 mg/kg TS als nicht verunreinigt. Flück et al. (3) geben basierend auf den Studien von MacDonald et al (4) einen TEC-Wert von 1.6 mg/kg TS an. Bei dieser PAK-Konzentration in den Gewässersedimenten ist noch mit keiner Gefährdung der aquatischen Fauna zu rechnen. Als Zielvorgabe für den Kanton Zürich wurde ein Wert von 3 mg/kg TS festgelegt. Die Zielvorgabe definiert jeweils die Grenze zwischen den Klassen gut und mässig.

16 16/39 Weiterführende Literatur (1) Internationale Kommission zum Schutz des Rheins (IKSR), 2006: Leitfaden: Verbringung von Sedimenten aus Häfen und Schifffahrtsrinnen im Bodensee. (2) Technische Verordnung über Abfälle (TVA), Anhang 3, Abs. 1 (3) Flück, R. et al. 2012: Surveillance de la qualité des sédiments. Etat actuel des méthodes disponibles et mise en place de recommandations. Aqua & Gas, 6, (4) MacDonald, D. et al. 2000: Development and Evaluation of consensus-based Sediment Quality Guidelines for Freshwater Ecosystems. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 39(1), Kriterien für die Ermittlung der Zustandsklassen Zustand Parameter Symbol Einheit sehr gut gut mässig unbefriedigend schlecht Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe PAK mg/ kg TS < bis < bis < bis <12 >12 Zielvorgabe erfüllt nicht erfüllt

17 17/39 Kieselalgen Kieselalgen als Indikatoren der Gewässerqualität Die einzelligen Kieselalgen bewachsen ganzjährig die Steine der Gewässersohle von Bächen und Flüssen und können unter günstigen Voraussetzungen dichte Biofilme bilden. Sie besitzen Schalen aus Kieselsäure, welche mechanisch wie chemisch sehr beständig sind. Die Zusammensetzung des Kieselalgenbewuchses hängt stark von der Wasserqualität ab. Bei Veränderungen der Wasserqualität erfolgt eine charakteristische Verschiebung des Artenspektrums und damit der relativen Artenhäufigkeiten, wobei sich nach wenigen Wochen wieder eine stabile Gemeinschaft einstellt. Kieselalgenuntersuchungen stellen eine ideale Ergänzung zu chemischen Messprogrammen dar, welche anhand von Stichproben die Wasserqualität beurteilen. Auch die Wasserqualität kleiner Fliessgewässer, von welchen keine chemischen Untersuchungen vorliegen, kann durch eine Beurteilung mittels Kieselalgen bewertet werden. Untersuchungsmethode Im Rahmen einer umfassenden Gewässerbeurteilung werden neben chemischen Parametern zur Beurteilung der Wasserqualität auch biologische Indikatoren, u.a. die Kieselalgen verwendet. In den untersuchten Einzugsgebieten werden die Kieselalgen jeweils Ende Winter (Februar/März) und ein zweites Mal im Herbst (September/Oktober) beprobt. Die Bestimmung der Arten erfolgt bei 1000-facher Vergrösserung im Mikroskop auf- Stein mit Kieselalgenbewuchs Lösen des Algenbewuchses Lebende Kieselalgen (mit Zellinhalt Beprobter Stein

18 18/39 grund der artspezifischen Schalenmerkmale. Zur Beurteilung der Belastungssituation werden 400 bis 500 Kieselalgenschalen auf Artniveau bestimmt und anschliessend der Kieselalgenindex DI-CH gemäss BAFU-Modul Kieselalgen berechnet. Für die geografische Übersicht wird der Mittelwert der beiden Indexwerte der Frühjahrs- und Herbstprobenahme verwendet. Link Präparation der Kieselalgen Präparierte Schalen (ohne Zellinhalt)

19 19/39 Wasserpflanzen Wasserpflanzen als Indikatoren der Gewässerqualität Moose und höhere Wasserpflanzen (Makrophyten) bilden zusammen mit den Algen die Flora eines Fliessgewässers. Zusammensetzung und Dichte dieser Pflanzenbestände hängen von verschiedenen Faktoren ab. Dabei spielen die Besonnung, die Strömungsgeschwindigkeit, die Substratzusammensetzung der Gewässersohle, die Nährstoffverhältnisse und die Wassertemperatur eine zentrale Rolle. Werden die natürlichen Bedingungen im Fliessgewässer durch anthropogene Einflüsse verändert, zeigt die Vegetation unterschiedliche Reaktionen. Zum einen kann sich die Artenzusammensetzung ändern, zum anderen können die Pflanzen auf eine Veränderung des Lebensraumes mit einer Erhöhung oder Verminderung ihrer Gesamtbiomasse reagieren. Die Vegetation stellt somit ein Indikator für die Beurteilung des ökologischen Zustands von Fliessgewässern dar. Durch die langen Generationszeiten, die sich je nach Art von einer Vegetationsperiode bis über mehrere Jahre erstrecken, können Moose und höhere Wasserpflanzen Veränderungen ihres Lebensraums über lange Zeiträume aufzeigen. höhere Wasserpflanze: Flutender Schwaden höhere Wasserpflanze: Verzweigter Igelkolben höhere Wasserpflanze: Knoten-Laichkraut höhere Wasserpflanze: Flutender Hahnenfuss Wassermoos: Grosses Quellmoos Alge: Astalge (Cladophora sp.)

20 20/39 Untersuchungsmethode Im Rahmen einer umfassenden Gewässerbeurteilung werden neben chemischen Parametern zur Beurteilung der Wasserqualität auch biologische Indikatoren, u.a. die Wasserpflanzen verwendet. Dazu wurde für den Kanton Zürich auf der Basis von 399 Pflanzenerhebungen eine Methode entwickelt, mit welcher das Ausmass der Verkrautung sowie die Standortgerechtigkeit und Vielfalt der Vegetation beurteilt werden kann. Fliessgewässerabschnitte mit einer Länge von 30 bis 100 m und homogenen Verhältnissen bezüglich Gefälle, Beschattung, Wassertiefe, Abflussverhältnissen und Substratzusammensetzung werden während der Hauptvegetationszeit der höheren Wasserpflanzen im Sommer kartiert. Neben verschiedenen Parametern zur Charakterisierung des Gewässers werden die Häufigkeiten der fädigen Grünalgen, Moose und höheren Wasserpflanzen auf Artniveau bestimmt. dominantes Substrat feineres Substrat Abfluss Gewässereigenschaften führen zum Vegetationstyp Steine 6.3 cm Start 2% < 2% 50% < 50% < 30 cm 30 cm > 200 l/s 200 l/s > 0.5% 0.5% Gefälle mittlere Wassertiefe Gefälle >200 l/s 200 l/s Abfluss 40 cm >40 cm mittlere Wassertiefe Die Beurteilung der Vegetation erfolgt in mehreren Schritten. In einem ersten Schritt wird ein untersuchter Gewässerabschnitt aufgrund von Gefälle, Beschattung, Wassertiefe, Abfluss und Substratzusammensetzung einem von fünf verschiedenen Vegetationstypen zugeordnet: vegetationsarmer Bach, Moosbach, Helophytenbach, Submersenbach und Schwimmblattbach. Anschliessend wird der Gewässerabschnitt mittels einer vierstufigen Skala typspezifisch beurteilt. Als Beurteilungskriterien dienen die Standortgerechtigkeit und die Artenvielfalt der Vegetation. vegetationsarmer Bach Moosbach Zuordnung der Gewässerabschnitte zu einem Vegetationstyp Helophytenbach Submersenbach Schwimmblattbach

21 21/39 Vegetationstypen im Kanton Zürich Vegetationsarmer Bach Viele Fliessgewässer sind natürlicherweise frei oder arm an höheren Wasserpflanzen. In stark beschatteten Bächen fehlen höhere Wasserpflanzen vollständig. Besteht die Gewässersohle mehrheitlich aus feinem Material oder ist viel bewegliches Geschiebe vorhanden, finden auch Moose keine geeigneten Wachstumsbedingungen vor. Neben diesen stark beschatteten Gewässerabschnitten mit viel feinem oder beweglichem Sohlensubstrat gibt es auch vegetationsarme Abschnitte in besonnten Gewässern. Es handelt sich dabei ebenfalls um Gewässer mit instabilem Sohlensubstrat oder regelmässig geschiebeführendem Hochwasser, wo weder höhere Wasserpflanzen noch Moose geeignete Wachstumsbedingungen vorfinden. Moosbach In stark beschatteten Gewässerabschnitten sind nur Moose konkurrenzfähig. Als Substrat benötigen sie Steine, die auch bei erhöhtem Abfluss nicht bewegt werden, auf denen sie sich mit ihren Haftwurzeln verankern können. In geschiebereichen Gewässern treten Moose nur an strömungsgeschützten Stellen auf, wo sie bei Geschiebetrieb nicht zermalmt oder abgerissen werden. Bei den Moosbächen handelt es sich meist um stark beschattete, wenig tiefe Gewässer mit kleiner bis mittlerer Breite im flachen bis steilen Gelände. Viele kleine Bäche im Wald gehören diesem Vegetationstyp an. Der Moosbach ist relativ artenarm (3-4 Arten). Neben Moosen treten fädige Grünalgen Vegetationsarme Bäche Moosbäche: von Wassermoosen dominiert Grosses Quellmoos

22 22/39 und zwei weit verbreitete höhere Wasserpflanzen (Agrostis stolonifera, Nasturtium officinale) regelmässig im Moosbach auf. Die durchschnittliche Bedeckung der Sohle mit Moosen und höheren Wasserpflanzen ist mit knapp 16 % gering. Helophytenbach Helophyten sind Wasserpflanzen, die im Sediment wurzeln und mit ihren Stängeln über die Wasseroberfläche hinaus wachsen, wie z.b. Schilf (Phragmites australis). Neben einigen Grasarten gehören verschiedene Blütenpflanzen, wie z.b. die Brunnenkresse (Nasturtium officinale) dazu. Aufgrund des aufrechten Wuchses kommen diese Pflanzen nur bei geringen Strömungsgeschwindigkeiten vor. Helophyten sind die dominierende Pflanzengruppe in wenig beschatteten Gewässern mit geringem bis mittlerem Gefälle, geringer mittlerer Wassertiefe und Breite sowie kleinem Abfluss. Die meisten wenig tiefen und gemächlich fliessenden Bäche im landwirtschaftlich genutzten Gebiet oder im Siedlungsraum gehören diesem Vegetationstyp an. In grösseren Helophytenbächen kommen auch vereinzelt submerse Wasserpflanzen und auf der häufig vorhandenen Uferverbauung verschiedene Moosarten vor. Es sind durchschnittlich 7 bis 8 verschiedene Pflanzenarten vorhanden, welche knapp 64 % der Gewässersohle bedecken. Helophytenbäche: von Helophyten dominiert Gemeine Brunnenkresse

23 23/39 Submersenbach Submerse Makrophyten sind Wasserpflanzen, die im Sediment wurzeln und mit dem grössten Teil des Pflanzenkörpers im Wasser treiben. Höchstens die obersten Blätter und Blüten ragen über die Wasseroberfläche hinaus, wie z.b. beim flutenden Hahnenfuss (Ranunculus fluitans). Aufgrund ihres Wuchses tolerieren submerse Wasserpflanzen höhere Strömungsgeschwindigkeiten als die Helophyten. Die Submersen sind daher die dominierende Pflanzengruppe in Bächen und Flüssen von mittlerer bis grosser Breite, mit geringer Beschattung und Gefälle sowie grösserer Wassertiefe und höherem Abfluss als im Helophytenbach. Im Submersenbach kommen auch Helophyten verbreitet vor, wobei sie hauptsächlich den Uferbereich und strömungsberuhigte Bereiche besiedeln. Durchschnittlich sind 9 verschiedene Pflanzenarten vorhanden, welche 67 % der Gewässersohle bedecken. Schwimmblattbach Wasserpflanzen mit Schwimmblättern treten nur in stehenden Gewässern und langsam fliessenden Bächen und Flüssen verbreitet auf. Mit zunehmender Strömungsgeschwindigkeit werden die schwimmblättrigen Wasserpflanzen von den submersen Wasserpflanzen abgelöst. Der Schwimmblattbach stellt eine Übergangsform zwischen stehenden Gewässern und Fliessgewässern dar und kann aufgrund der bisher geringen Anzahl vorgefundener Gewässerstellen noch nicht befriedigend von den anderen Gewässertypen abgetrennt werden. Die vorhandenen Datensätze weisen jedoch darauf hin, dass bei sehr Submersenbäche: von Submersen dominiert Schwimmblattbäche: von Schwimmblättrigen dominiert Flutender Hahnenfuss Gelbe Teichrose

24 24/39 langsam fliessendem Wasser und hoher Wassertiefe vermehrt Schwimmblattpflanzen auftreten. Neben einem hohen Anteil von schwimmblättrigen Wasserpflanzen kommen auch submerse Wasserpflanzen und im Uferbereich Helophyten vor. Link:

25 25/39 Makroinvertebraten Makroinvertebraten als Indikatoren der Gewässerqualität Als Makroinvertebraten oder Makrozoobenthos bezeichnet man die wirbellosen Tiere der Gewässersohle, die von blossem Auge sichtbar sind. Es handelt sich dabei vor allem um Larvenstadien von Insekten, um Kleinkrebse, Schnecken, Muscheln und verschiedene Würmer. Diese Kleinlebewesen nehmen wichtige ökologische Funktionen im Gewässer wahr. Sie weiden Algen ab oder helfen beim Abbau abgestorbener Pflanzen und dienen selber als Nahrung für die Fische. Neben der Wasserqualität beeinflussen die Abflussverhältnisse sowie die Qualität des Lebensraums (Ökomorphologie) die Zusammensetzung der Makroinvertebraten - Gemeinschaften. So sind verschiedene Organismen auf ein intaktes Lückensystem im naturbelassenen Sohlensubstrat angewiesen. Damit dieses nicht durch Ablagerungen von feinem Material verschlossen wird, sind abwechslungsreiche Strömungsverhältnisse im Gewässer und regelmässige hochwasserbedingte Umlagerungsprozesse erforderlich. Viele Vertreter der Makroinvertebraten leben mehrere Jahre im Wasser. Dementsprechend sind für die Zusammensetzung der tierischen Kleinlebewesen an einer Untersuchungsstelle die Umweltbedingungen der letzten Monate bis Jahre ausschlaggebend. Kriebelmücken-Larven (Simuliidae) auf überströmten Steinen in einem Bach Gehäuse von Köcherfliegenlarven (Goera pilosa) Netztrichter von Neureclipsis bimaculata

26 26/39 Untersuchungsmethode Wie im BAFU-Modul Makrozoobenthos Stufe F vorgesehen, werden die Probenahmen jeweils im März durchgeführt [1]. Zusätzlich wird eine zweite Probenahme im Oktober gemacht, um saisonale Veränderungen festzustellen. Bei der Probenahme wird die Gewässersohle im Bach an acht ausgewählten Stellen mit dem Stiefel gründlich aufgewühlt. Grosse Steine und Wasserpflanzen werden von Hand abgerieben. Mit einem Netz werden die abdriftenden Tiere aufgefangen und vor Ort konserviert. Die gefundenen Gattungen und wo möglich die Arten werden im Labor bestimmt und ihre Häufigkeiten geschätzt. Neben der Berechnung des IBCH Index gemäss BAFU Methodenbe [1] werden die Daten zusätzlich mit dem speziell für den Kanton Zürich erarbeiteten Referenzsystem [2] ausgewertet. Das Referenzsystem erlaubt die Beurteilung einer Untersuchungsstelle durch den Vergleich mit naturnahen Referenzstellen. Darüber hinaus werden die Daten auch mit dem SPEAR Index für Pestizide [3] ausgewertet. Der SPEAR Index lässt aufgrund des Vorkommens von pesdizidempfindlichen und weniger empfindlichen Organismen Rückschlüsse auf Pestizidbelastungen im Gewässer zu. Im Rahmen der Untersuchungen wird auch das Auftreten und die Bestandesentwicklung von eingeschleppten Wassertieren (aquatische Neozoen) erfasst. [1] [2] Referenzsystem für den Kanton Zürich zur biologischen Beurteilung der Fliessgewässer mit Makroinvertebraten. AWEL, [3] Probenahme und Konservierung des Materials Bestimmungsarbeiten mit der Binokularlupe Auslesen & Sortieren im Labor

27 27/39 Fische Fische als Indikatoren der Gewässerqualität Fische kommen in den meisten Schweizer Fliessgewässern vor. Sie sind relativ einfach zu bestimmen und ihre Ökologie ist gut bekannt. Sie sind langlebig und damit geeignet, neben Stossbelastungen auch chronische Belastungen anzuzeigen. Durch ihre hohen Ansprüche an den Lebensraum weisen sie auf Defizite der Wasserqualität sowie des morphologischen und hydrologischen Zustands der Gewässer hin. Die Mobilität und die Wanderungen von Fischarten lassen zudem Rückschlüsse auf die Durchgängigkeit und Vernetzung der Gewässer zu. Allerdings erschweren die in den meisten Fliessgewässern durchgeführten Besatzmassnahmen mit Bachforellen die Beurteilung der natürlich vorhandenen Fischpopulationen. Untersuchungsmethode Im Rahmen einer umfassenden Gewässerbeurteilung werden neben chemischen Parametern zur Beurteilung der Wasserqualität auch biologische Indikatoren, u.a. die Fische verwendet. Dazu wird der Fischbestand erfasst und gemäss dem BAFU- Modul Fische Stufe F bewertet. Die Gewässerabschnitte werden mittels Elektrofanggerät abgefischt und die gefangenen Fische auf Artniveau bestimmt. Zusätzlich werden die Körperlänge der Fische gemessen und allfällige Deformationen oder Elektro-Abfischung Vermessen der Fische Bachforelle (Salmo trutta fario) Barbe (Barbus barbus) Bilder linke Spalte: Fischerei und Jagdverwaltung Kanton Zürich Bilder rechte Spalte: Rainer Berg

28 28/39 Anomalien festgehalten. Die Bewertung berücksichtigt die unterschiedliche Verbreitung der Fischarten. Folgende Parameter fliessen in die Bewertung ein: Fischregion und potenzielles Artenspektrum Populationsaufbau der Leitfischart Natürliche Reproduktion der Leitfischart Relative Dichte der Bachforelle Häufigkeitsverteilung der einzelnen Arten zueinander Deformationen und Anomalien Link

29 29/39 Anhang Pestizide und andere Mikroverunreinigungen 2004/05 Untersuchungsgebiet In den Jahren 2004 und 2005 wurden 44 Messstellen an der Glatt und ihren Zuflüssen sowie im Einzugsgebiet des Greifensees beprobt. Stellen-Nr. Stellenname Stellen-Nr. Stellenname 107 Aabach Silberweid 182 Glatt bei Hochfelden 108 Aa Abfluss Pfäffikersee 183 Mettlenbach vor Aabach 109 Aa bei Niederuster 214 Leutschenbach vor Glatt 110 Glatt Abfluss Greifensee 229 Seezufluss bei Pfäffikon 111 Glatt bei Niederhöri 437 Lieburgerbach vor ARA Egg-Oetwil 112 Glatt vor Rhein 438 Lieburgerbach nach ARA Egg-Oetwil 122 Chämptnerbach vor Pfäffikersee 442 Aabach vor ARA Bäretswil 167 Gossauerbach vor ARA Gossau 443 Aabach nach ARA Bäretswil 168 Gossauerbach nach ARA Gossau 444 Altbach Kloten vor Glatt 169 Aabach vor Gossauerbach 445 Himmelbach vor Glatt 170 Aabach nach Gossauerbach 446 Fischbach vor Glatt 171 Aabach bei Mönchaltorf 447 Furtbach Bülach vor Glatt 172 Wildbach vor KEZO 448 Himmelbach vor Flughafenareal 173 Wildbach nach ARA Hinwil 450 Altbach bei Kloten 174 Aa nach ARA Wetzikon 451 Altbach Dietlikon vor Chriesbach 175 Streiff-Kanal 452 Chriesbach vor Altbach 176 Glatt vor Chriesbach 462 Db. Windlach vor ARA Stadel 177 Chriesbach vor Glatt 463 Db. Windlach nach ARA Stadel

30 30/ Glatt ZSZ Hagenholz 482 Glatt nach ARA Fällanden VSFM 179 Glatt vor ARA Opfikon 487 Dorfbach bei Maur 180 Glatt nach ARA Opfikon 488 Riedikerbach bei Riedikon 181 Glatt bei Oberglatt 489 Tüftalerbach vor Aabach keine Stichproben im März 2005 Untersuchte Verbindungen Die Proben wurden im Gewässerschutzlabor des AWEL im Jahr 2004 auf 52, im Jahr 2005 auf 51 Verbindungen hin untersucht. 2 Von 33 Verbindungen lagen Qualitätskriterien vor. I Beschreibung der Verbindungen Pestizide Stoff- Code Verbindung Substanzklasse Wirkstoffgruppe Einsatzgebiet 101 2,4,5-T Phenoxykarbonsäure Herbizid Getreide, Forst, Rasen 102 2,4-D Phenoxykarbonsäure Herbizid Mais, Getreide 103 2,4-DB Phenoxykarbonsäure Herbizid Getreide, Soja 104 Alachlor Chloracetanilid Herbizid Mais, Soja 105 Ametryn 106 Atrazin Triazin Herbizid Mais 107 Bentazon Phenoxykarbonsäure Herbizid Mais, Wiesen, Kartoffeln, Erbsen, Soja 108 Chlortoluron Phenylharnstoff Herbizid Wintergetreide 109 Cyanazin Triazin Herbizid Erbsen 110 Cypermethrin Pyrethroid Insektizid Raps 2 Am wurden bei den Messstellen «Aabach bei Silberweid», «Aa bei Niederuster», «Glatt Abfluss Greifensee», «Glatt bei Oberglatt» und «Glatt bei Hochfelden» zusätzliche Stichproben genommen, die vom Technologiezentrum Wasser in Karlsruhe auf weitere organische Spurenstoffe hin untersucht wurden. Die Resultate dieser Untersuchungen werden in der vorliegenden Auswertung jedoch nicht berücksichtigt.

31 31/ DEET Diethyltoluamid Repellent* gegen Stechmücken 113 Diazinon Organophosphat Insektizid* Obst, Gemüse 154 Dichlobenil Nitrilherbizid Herbizid Unkräuter, Ungräser 114 Dichlorprop Phenoxykarbonsäure Herbizid Getreide 151 Dimethachlor Chloracetanilid Herbizid 115 Dimethenamid Chloracetanilid Herbizid Mais, Soja, Sonnenblumen, Bohnen 116 Dimethoat Organophosphat Insektizid gegen Insekten und Spinnmilben 117 Diuron Phenylharnstoff Herbizid* Obst, Reben, Spargel, Baumaterialien 118 Ethofumesat Sulfonat Herbizid Rüben 119 Fenoprop Phenoxykarbonsäure Herbizid 120 Fenpropimorph Morpholin Fungizid 121 Fluroxypyr Phenoxykarbonsäure Herbizid Getreide 122 Hexazinon Triazon Herbizid Totalherbizid 150 Irgarol 1051 Methylthiotriazin Antifoulingmittel* ausschliesslich Biozidprodukte (Fassadenanstriche usw.) 123 Isoproturon Phenylharnstoff Herbizid* Wintergetreide 124 Linuron Phenylharnstoff Herbizid Mais, Kartoffeln, Bohnen, Soja, Sonnenblumen 125 Malathion Organothiophosphat Insektizid 126 MCPA Phenoxykarbonsäure Herbizid Wiesen, Getreide, Zier- und Sportrasen 127 MCPB Phenoxykarbonsäure Herbizid Wiesen, Kartoffeln, Getreide 128 Mecoprop Phenoxykarbonsäure Herbizid* Getreide, Raps, Flachdächer 129 Metalaxyl Acylanilid Fungizid Kartoffeln, Hopfen 130 Metamitron Triazin Herbizid* Rüben 131 Metazachlor Chloracetanilid Herbizid Raps, Kohl 132 Methabenzthiazuron Harnstoffderivat Herbizid 133 Metobromuron Phenylharnstoff Herbizid Feldsalat, Kartoffeln 134 Metolachlor Chloracetanilid Herbizid Mais, Soja, Sonnenblumen, Bohnen 135 Metoxuron Phenylharnstoff Herbizid Wintergetreide 136 Monolinuron Phenylharnstoff Herbizid Kartoffeln, Bohnen, Soja, Sonnenblumen 137 Oxadixyl Acylanilid Fungizid Reben, Kartoffeln, Tabak 138 Penconazol Triazol Fungizid Reben, Kernobst 139 Pendimethalin Dinitroanilin Herbizid Mais, Wiesen, Kartoffeln, Wintergetreide 140 Permethrin Pyrethroid Insektizid Mais, Kartoffeln, Raps, Gemüse 141 Pirimicarb Carbamat Insektizid Blattläuse 142 Propachlor Chloracetanilid Herbizid Kohl, Zwiebeln usw., Erdbeeren, Stauden, Ziergehölze 143 Propazin Triazin Herbizid Totalherbizid (in Kombination) 144 Propiconazol Triazol Fungizid* gegen Gelbrost, Braunrost, Mehltau 145 Sebuthylazin Triazin Herbizid 146 Simazin Triazin Herbizid Kernobst, Gemüse, Beeren, Mais

32 32/ Tebutam Amidherbizid Herbizid 147 Terbuthylazin Triazin Herbizid* Kartoffeln 148 Terbutryn Triazin Herbizid* Mais, Kartoffeln, Wintergetreide 149 Triclopyr Phenoxykarbonsäure Herbizid Wiesen, Nichtkulturland * wird auch als Wirkstoff in Biozidprodukten eingesetzt nur im Jahr 2004 untersucht nur im Jahr 2005 untersucht Transformationsprodukte Stoff- Code Verbindung 153 2,6- Abbauprodukt von Dichlobenil Dichlorbenzamid 112 Desethylatrazin Abbauprodukt von Atrazin nur im Jahr 2005 untersucht II Bestimmungsgrenzen, Qualitätskriterien und Wirkung auf taxonomische Gruppen Stoff- Code Verbindung BG* 04/05 Wirkstoffgr. / Kategorie CQK* AQK* Taxonomische Gruppe CQK Taxonomische Gruppe AQK 102 2,4-D 0.02 H Pp Pp 104 Alachlor 0.01 H Pp Pp 106 Atrazin 0.01 H Pp / Iv / Ve Pp 107 Bentazon 0.02 H Pp Pp 108 Chlortoluron 0.02 H Pp Pp 109 Cyanazin 0.02 H Pp Pp 111 DEET 0.01 IR / B Pp / Iv / Ve Pp / Iv / Ve 113 Diazinon 0.01 I / B Iv Iv 151 Dimethachlor 0.01 H Pp Pp 115 Dimethenamid 0.01 H Pp Pp 116 Dimethoat 0.01 I Iv Iv 117 Diuron 0.02 H / B Pp Pp 118 Ethofumesat 0.01 H Pp / Iv Pp / Iv / Ve 121 Fluroxypyr 0.02 H 0.41 Pp / Ve

33 33/ Irgarol B Pp Pp 123 Isoproturon 0.02 H / B Pp Pp 124 Linuron 0.02 H Pp / Ve Pp 126 MCPA 0.02 H Pp Pp 128 Mecoprop 0.02 H / B Pp Pp 129 Metalaxyl 0.02 F 60 Pp / Iv / Ve 130 Metamitron 0.05 H / B 4 39 Pp Pp 131 Metazachlor 0.01 H Pp Pp 133 Metobromuron 0.02 H 2 Pp / Ve 134 Metolachlor 0.01 H Pp / Ve Pp 141 Pirimicarb 0.01 I Iv Iv 142 Propachlor 0.01 H Pp Pp 143 Propazin 0.01 H Propiconazol 0.02 F / B Pp Pp 146 Simazin 0.01 H 1 4 Pp Pp 152 Tebutam 0.01 H Terbuthylazin 0.01 H / B Pp / Iv Pp 148 Terbutryn 0.02 H / B Pp Pp / Iv 149 Triclopyr 0.02 H * Konzentrationen in µg/l Kategorie: B Wirkstoff in Biozidprodukt F Fungizid H Herbizid I Insektizid Taxonomische Gruppe: Pp Primärproduzenten Iv Invertebraten Ve Vertebraten

34 34/39 Anhang 2012/13 Untersuchungsgebiet Für die Untersuchung der organischen Spurenstoffe in der Glatt und ihren Zuflüssen sowie im Einzugsgebiet des Greifensees in den Jahren 2012 und 2013 wurden 32 Messstellen beprobt. Stellen-Nr. Stellenname Stellen-Nr. Stellenname 109 Aa bei Niederuster 180 Glatt nach ARA Opfikon 110 Glatt Abfluss Greifensee 181 Glatt bei Oberglatt 111 Glatt bei Niederhöri 182 Glatt bei Hochfelden 112 Glatt vor Rhein 437 Lieburgerbach vor ARA Egg-Oetwil 167 Gossauerbach vor ARA Gossau 438 Lieburgerbach nach ARA Egg-Oetwil 168 Gossauerbach nach ARA Gossau 445 Himmelbach vor Glatt 169 Aabach vor Gossauerbach 446 Fischbach vor Glatt 170 Aabach nach Gossauerbach 447 Furtbach Bülach vor Glatt 171 Aabach bei Mönchaltorf 450 Altbach bei Kloten 172 Wildbach vor KEZO 451 Altbach vor Chriesbach 173 Wildbach nach ARA Hinwil 462 Db. Windlach vor ARA Stadel 174 Aa nach ARA Wetzikon 463 Db. Windlach nach ARA Stadel 176 Glatt vor Chriesbach 482 Glatt nach ARA Fällanden VSFM 177 Chriesbach vor Glatt 665 Katzenbach vor Leutschenbach 178 Glatt ZSZ Hagenholz 687 Chimlibach vor Glatt 179 Glatt vor ARA Opfikon 703 Leutschenbach bei SF