Mittwoch, März 09 2011 16: 00

Wasserverschmutzungskontrolle

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Dieser Artikel soll dem Leser ein Verständnis der derzeit verfügbaren Technologie zur Annäherung an die Kontrolle der Wasserverschmutzung vermitteln, aufbauend auf der Diskussion von Trends und Ereignissen, die von Hespanhol und Helmer in diesem Kapitel bereitgestellt wurden Gefahren für die Umwelt. Die folgenden Abschnitte befassen sich mit der Bekämpfung von Wasserverschmutzungsproblemen, zuerst unter der Überschrift „Oberflächengewässerverunreinigungsbekämpfung“ und dann unter der Überschrift „Grundwasserverunreinigungsbekämpfung“.

Kontrolle der Oberflächengewässer

Definition von Wasserverschmutzung

Wasserverschmutzung bezieht sich auf den qualitativen Zustand der Verunreinigung oder Unsauberkeit in hydrologischen Gewässern einer bestimmten Region, beispielsweise einer Wasserscheide. Sie resultiert aus einem Ereignis oder Prozess, das/der zu einer Verringerung des Nutzens der Gewässer der Erde führt, insbesondere in Bezug auf die menschliche Gesundheit und die Auswirkungen auf die Umwelt. Der Verschmutzungsprozess betont den Reinheitsverlust durch Kontamination, was ferner das Eindringen oder den Kontakt mit einer externen Quelle als Ursache impliziert. Der Begriff verschmutzt wird auf extrem geringe Wasserverschmutzung angewendet, wie bei ihrer anfänglichen Korruption und ihrem Verfall. Befleckung ist das Ergebnis von Verschmutzung und deutet auf Verletzung oder Entweihung hin.

Hydrologische Gewässer

Die natürlichen Gewässer der Erde können als kontinuierlich zirkulierendes System betrachtet werden, wie in Abbildung 1 gezeigt, die eine grafische Darstellung der Gewässer im Wasserkreislauf bietet, einschließlich Oberflächen- und unterirdischer Gewässer.

Abbildung 1. Der Wasserkreislauf

EPC060F1

Als Referenz für die Wasserqualität dient destilliertes Wasser (H2O) repräsentieren den höchsten Reinheitszustand. Gewässer im Wasserkreislauf können als natürlich angesehen werden, sind aber nicht rein. Sie werden sowohl durch natürliche als auch durch menschliche Aktivitäten verschmutzt. Natürliche Abbaueffekte können aus einer Vielzahl von Quellen resultieren – aus Fauna, Flora, Vulkanausbrüchen, Blitzeinschlägen, die Brände verursachen, und so weiter, die für wissenschaftliche Zwecke langfristig als vorherrschende Hintergrundwerte angesehen werden.

Die von Menschen verursachte Verschmutzung stört das natürliche Gleichgewicht, indem sie Abfallstoffe aus verschiedenen Quellen überlagert. Schadstoffe können an jeder Stelle in die Gewässer des Wasserkreislaufs eingetragen werden. Zum Beispiel: atmosphärische Niederschläge (Niederschläge) können durch Luftschadstoffe kontaminiert werden; Oberflächengewässer können durch den Abfluss aus Wassereinzugsgebieten verunreinigt werden; Abwasser kann in Bäche und Flüsse eingeleitet werden; und Grundwasser können durch Versickerung und unterirdische Kontamination verunreinigt werden.

 

 

Abbildung 2 zeigt eine Verteilung der hydrologischen Gewässer. Verschmutzungen überlagern diese Gewässer dann und können daher als unnatürlicher oder unausgeglichener Umweltzustand angesehen werden. Der Verschmutzungsprozess kann in Gewässern in jedem Teil des Wasserkreislaufs auftreten und ist auf der Erdoberfläche in Form von Abflüssen aus Wassereinzugsgebieten in Bäche und Flüsse offensichtlicher. Die Grundwasserverschmutzung hat jedoch auch erhebliche Auswirkungen auf die Umwelt und wird im Anschluss an den Abschnitt über die Verschmutzung von Oberflächengewässern erörtert.

Abbildung 2. Niederschlagsverteilung

EPC060F2

Watershed Quellen der Wasserverschmutzung

Wassereinzugsgebiete sind der Ursprungsbereich der Verschmutzung von Oberflächengewässern. Ein Wassereinzugsgebiet ist definiert als ein Bereich der Erdoberfläche, auf den hydrologische Gewässer fallen, sich ansammeln, verwendet, entsorgt und schließlich in Bäche, Flüsse oder andere Gewässer eingeleitet werden. Es besteht aus einem Entwässerungssystem mit endgültigem Abfluss oder Sammlung in einem Bach oder Fluss. Große Flusseinzugsgebiete werden üblicherweise als Einzugsgebiete bezeichnet. Abbildung 3 ist eine Darstellung des Wasserkreislaufs auf einer regionalen Wasserscheide. Für eine Region kann die Anordnung der verschiedenen Gewässer als einfache Gleichung geschrieben werden, die die Grundgleichung der Hydrologie ist, wie sie von Viessman, Lewis und Knapp (1989) geschrieben wurde; typische Einheiten sind mm/Jahr:

P – R – G – E – T = ±S

wo:

P = Niederschlag (dh Niederschlag, Schneefall, Hagel)

R = Abfluss oder Wasserscheide-Oberflächenfluss

G = Grundwasser

E = Verdunstung

T = Transpiration

S = Oberflächenlagerung

Abbildung 3. Regionaler Wasserkreislauf

EPC060F3

Niederschlag wird als auslösende Form im obigen Wasserhaushalt angesehen. Der Begriff Abfluss ist gleichbedeutend mit Stromfluss. Lagerung bezieht sich auf Stauseen oder Rückhaltesysteme, die Wasser sammeln; Beispielsweise schafft ein von Menschenhand geschaffener Damm (Staudamm) an einem Fluss ein Reservoir zum Zweck der Wasserspeicherung. Grundwasser sammelt sich als Speicher und kann von einem Ort zum anderen fließen; es kann in Bezug auf Oberflächenströme Zufluss oder Abfluss sein. Verdunstung ist ein Wasseroberflächenphänomen, und Transpiration ist mit der Übertragung von Biota verbunden.

 

 

 

 

 

 

 

Obwohl die Größe von Wassereinzugsgebieten sehr unterschiedlich sein kann, werden bestimmte Entwässerungssysteme für die Wasserverschmutzungskennzeichnung als städtisch oder nicht städtisch (landwirtschaftlich, ländlich, unbebaut) eingestuft. Die in diesen Entwässerungssystemen auftretende Verschmutzung stammt aus folgenden Quellen:

Punktquellen: Abfälle werden an einem bestimmten Ort in einen aufnehmenden Wasserkörper eingeleitet, beispielsweise an einem Abwasserrohr oder einer Art konzentriertem Systemauslass.

Nicht punktförmige (verstreute) Quellen: Verschmutzung, die aus verteilten Quellen in der Wasserscheide in einen aufnehmenden Wasserkörper gelangt; Typisch ist die Ableitung von nicht gesammeltem Niederschlagswasser in einen Bach. Nicht punktförmige Quellen werden manchmal auch als „diffuse“ Gewässer bezeichnet; der Begriff verstreut wird jedoch als aussagekräftiger angesehen.

Intermittierende Quellen: von einem Punkt oder einer Quelle, die unter bestimmten Umständen entlädt, z. B. bei Überlastung; Typisch sind Mischwasserüberläufe während Starkregenabflusszeiten.

Wasserschadstoffe in Bächen und Flüssen

Wenn schädliche Abfallstoffe aus den oben genannten Quellen in Ströme oder andere Gewässer eingeleitet werden, werden sie zu Schadstoffen, die in einem vorherigen Abschnitt klassifiziert und beschrieben wurden. Schadstoffe oder Verunreinigungen, die in ein Gewässer gelangen, können weiter unterteilt werden in:

  • abbaubare (nicht-konservative) Schadstoffe: Verunreinigungen, die sich schließlich in unschädliche Stoffe zersetzen oder durch Behandlungsmethoden entfernt werden können; das heißt, bestimmte organische Materialien und Chemikalien, häusliche Abwässer, Wärme, Pflanzennährstoffe, die meisten Bakterien und Viren, bestimmte Sedimente
  • nicht abbaubare (konservative) Schadstoffe: Verunreinigungen, die in der Wasserumgebung verbleiben und deren Konzentration nicht abnimmt, wenn sie nicht verdünnt oder durch Behandlung entfernt werden; das heißt, bestimmte organische und anorganische Chemikalien, Salze, kolloidale Suspensionen
  • gefährliche Schadstoffe im Wasser: Komplexe Formen schädlicher Abfälle einschließlich giftiger Spurenmetalle, bestimmter anorganischer und organischer Verbindungen
  • radioaktive Schadstoffe: Materialien, die einer radioaktiven Quelle ausgesetzt waren.

 

Gewässerschutzverordnung

Allgemein anwendbare Wasserschutzvorschriften werden im Allgemeinen von nationalen Regierungsbehörden erlassen, detailliertere Vorschriften von Staaten, Provinzen, Gemeinden, Wasserbezirken, Naturschutzbezirken, Abwasserkommissionen und anderen. Auf nationaler und staatlicher (oder provinzieller) Ebene sind Umweltschutzbehörden (EPAs) und Gesundheitsministerien normalerweise mit dieser Verantwortung betraut. Bei der nachstehenden Erörterung der Vorschriften folgen das Format und bestimmte Teile dem Beispiel der Wasserqualitätsnormen, die derzeit für den US-Bundesstaat Ohio gelten.

Verwendungsbezeichnungen für die Wasserqualität

Das ultimative Ziel bei der Kontrolle der Wasserverschmutzung wäre die Null-Einleitung von Schadstoffen in die Gewässer; Eine vollständige Erreichung dieses Ziels ist jedoch in der Regel nicht kosteneffektiv. Der bevorzugte Ansatz besteht darin, zum angemessenen Schutz der menschlichen Gesundheit und der Umwelt Beschränkungen für die Einleitung von Abfällen festzulegen. Obwohl diese Standards in verschiedenen Gerichtsbarkeiten stark variieren können, bilden Nutzungsbezeichnungen für bestimmte Gewässer üblicherweise die Grundlage, wie nachstehend kurz angesprochen wird.

Zur Wasserversorgung gehören:

  • öffentliche Wasserversorgung: Wasser, das bei herkömmlicher Behandlung für den menschlichen Verzehr geeignet ist
  • landwirtschaftliche Versorgung: Wasser, das ohne Behandlung zur Bewässerung und Viehtränke geeignet ist
  • industrielle/gewerbliche Versorgung: Wässer, die mit oder ohne Behandlung für industrielle und kommerzielle Zwecke geeignet sind.

 

Zu den Freizeitaktivitäten gehören:

  • Badegewässer: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten zum Schwimmen geeignet sind, da die Wasserqualität sowie die Schutzbedingungen und -einrichtungen genehmigt wurden
  • Hauptansprechpartner: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten für Ganzkörperkontakt-Freizeitaktivitäten wie Schwimmen, Kanufahren und Unterwassertauchen geeignet sind und aufgrund der Wasserqualität nur eine minimale Gefahr für die öffentliche Gesundheit darstellen
  • Nebenkontakt: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten für die Erholung mit Teilkörperkontakt geeignet sind, wie z. B., aber nicht beschränkt auf, Waten, mit minimaler Gefährdung der öffentlichen Gesundheit aufgrund der Wasserqualität.

 

Öffentliche Wasserressourcen werden als Wasserkörper kategorisiert, die innerhalb von Parksystemen, Feuchtgebieten, Wildschutzgebieten, Wild-, Landschafts- und Erholungsflüssen und öffentlichen Seen liegen, sowie Gewässer von außergewöhnlicher Erholungs- oder ökologischer Bedeutung.

Lebensräume im Wasser

Typische Bezeichnungen variieren je nach Klima, beziehen sich jedoch auf Bedingungen in Gewässern zur Unterstützung und Erhaltung bestimmter Wasserorganismen, insbesondere verschiedener Fischarten. Zum Beispiel sind die Verwendungsbezeichnungen in einem gemäßigten Klima, wie sie in Vorschriften für die Umweltschutzbehörde des Bundesstaates Ohio (EPA) unterteilt sind, unten ohne detaillierte Beschreibungen aufgeführt:

  • warmes Wasser
  • begrenzt Warmwasser
  • außergewöhnlich warmes Wasser
  • modifiziertes Warmwasser
  • saisonale Salmoniden
  • Kaltwasser-
  • begrenzte Ressource Wasser.

 

Kriterien des Gewässerschutzes

Natürliche Wässer und Abwässer werden hinsichtlich ihrer physikalischen, chemischen und biologischen Zusammensetzung charakterisiert. Die wichtigsten physikalischen Eigenschaften und die chemischen und biologischen Bestandteile von Abwasser und ihre Quellen sind eine lange Liste, die in einem Lehrbuch von Metcalf und Eddy (1991) aufgeführt ist. Analytische Verfahren für diese Bestimmungen sind in einem weit verbreiteten Handbuch mit dem Titel " Standardmethoden zur Untersuchung von Wasser und Abwasser von der American Public Health Association (1995).

Jeder ausgewiesene Wasserkörper sollte gemäß Vorschriften kontrolliert werden, die sowohl grundlegende als auch detailliertere numerische Kriterien umfassen können, wie nachstehend kurz erörtert.

Grundlegende Freiheit von Verschmutzung. Soweit praktikabel und möglich, sollten alle Gewässer die Grundkriterien der „Fünf Freiheiten vor Verschmutzung“ erreichen:

  1. frei von Schwebstoffen oder anderen Stoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen und die sich absetzen und faulige oder anderweitig unangenehme Schlammablagerungen bilden oder die das Leben im Wasser beeinträchtigen
  2. frei von schwimmenden Trümmern, Öl, Schaum und anderen schwimmenden Materialien, die durch menschliche Aktivitäten in ausreichenden Mengen in die Gewässer gelangen, um unansehnlich zu sein oder eine Verschlechterung zu verursachen
  3. frei von Materialien, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen und Farbe, Geruch oder andere Bedingungen in einem solchen Ausmaß erzeugen, dass sie eine Belästigung darstellen
  4. frei von Stoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen, in Konzentrationen, die für Menschen, Tiere oder Wasserlebewesen giftig oder schädlich sind und/oder in der Mischzone schnell tödlich sind
  5. frei von Nährstoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen, in Konzentrationen, die lästiges Wachstum von aquatischen Unkräutern und Algen verursachen.

 

Wasserqualitätskriterien sind zahlenmäßige Begrenzungen und Richtlinien für die Kontrolle von chemischen, biologischen und toxischen Bestandteilen in Gewässern.

Bei über 70,000 chemischen Verbindungen, die heute verwendet werden, ist es unpraktisch, die Kontrolle jeder einzelnen zu spezifizieren. Allerdings können Kriterien für Chemikalien auf der Grundlage von Einschränkungen aufgestellt werden, da sie sich zunächst auf drei große Verbrauchs- und Expositionsklassen beziehen:

Kurs 1: Chemische Kriterien zum Schutz der menschlichen Gesundheit sind von größter Bedeutung und sollten gemäß den Empfehlungen der staatlichen Gesundheitsbehörden, der WHO und anerkannter Gesundheitsforschungsorganisationen festgelegt werden.

Kurs 2: Chemische Kriterien für die Kontrolle der Wasserversorgung in der Landwirtschaft sollten auf anerkannten wissenschaftlichen Studien und Empfehlungen beruhen, die vor nachteiligen Auswirkungen auf Nutzpflanzen und Nutztiere infolge der Bewässerung von Nutzpflanzen und Nutztieren schützen.

Kurs 3: Chemische Kriterien zum Schutz von Wasserlebewesen sollten auf anerkannten wissenschaftlichen Studien zur Empfindlichkeit dieser Arten gegenüber bestimmten Chemikalien und auch in Bezug auf den Verzehr von Fisch und Meeresfrüchten durch den Menschen beruhen.

Abwasserkriterien beziehen sich auf Begrenzungen von Schadstoffbestandteilen, die in Abwasserabwässern vorhanden sind, und sind eine weitere Kontrollmethode. Sie können in Bezug auf die Wassernutzungsbezeichnungen von Gewässern und in Bezug auf die oben genannten Klassen für chemische Kriterien festgelegt werden.

Biologische Kriterien basieren auf den Lebensraumbedingungen von Gewässern, die zur Erhaltung des aquatischen Lebens erforderlich sind.

Organischer Gehalt von Abwässern und natürlichen Wässern

Der Bruttogehalt an organischer Substanz ist für die Charakterisierung der Verschmutzungsstärke sowohl von Abwasser als auch von natürlichen Gewässern am wichtigsten. Zu diesem Zweck werden üblicherweise drei Labortests verwendet:

Biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB): Fünf-Tage-BSB (BSB5) ist der am häufigsten verwendete Parameter; Dieser Test misst den gelösten Sauerstoff, der von Mikroorganismen bei der biochemischen Oxidation von organischem Material über diesen Zeitraum verbraucht wird.

Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB): Dieser Test misst die organische Substanz in Siedlungs- und Industrieabfällen, die Verbindungen enthalten, die für biologisches Leben toxisch sind; es ist ein Maß für das Sauerstoffäquivalent der organischen Substanz, die oxidiert werden kann.

Gesamter organischer Kohlenstoff (TOC): Dieser Test ist besonders anwendbar auf kleine Konzentrationen organischer Stoffe in Wasser; es ist ein Maß für die organische Substanz, die zu Kohlendioxid oxidiert wird.

Bestimmungen der Antidegradationspolitik

Ein weiterer Ansatz, um die Ausbreitung von Gewässerverunreinigungen über bestimmte Rahmenbedingungen hinaus zu verhindern, sind abbauschutzpolitische Regelungen. Beispielsweise besteht die Antidegradationsrichtlinie der Ohio Environmental Protection Agency Water Quality Standards aus drei Schutzstufen:

Tier 1: Bestehende Nutzungen müssen erhalten und geschützt werden. Eine weitere Verschlechterung der Wasserqualität, die bestehende Nutzungszwecke beeinträchtigen würde, ist nicht zulässig.

Tier 2: Als nächstes muss eine bessere Wasserqualität als zum Schutz der Nutzungen erforderlich aufrechterhalten werden, es sei denn, es wird nachgewiesen, dass eine geringere Wasserqualität für wichtige wirtschaftliche oder soziale Entwicklungen erforderlich ist, wie vom EPA-Direktor festgelegt.

Tier 3: Schließlich muss die Qualität der Wasserressourcen erhalten und geschützt werden. Ihre vorhandene Umgebungswasserqualität darf nicht durch Substanzen verschlechtert werden, die als toxisch oder als störend für eine bestimmungsgemäße Verwendung eingestuft wurden. Erhöhte Schadstofffrachten dürfen in Gewässer eingeleitet werden, wenn sie nicht zu einer Verschlechterung der bestehenden Gewässerqualität führen.

Mischzonen für Wasserverschmutzungsableitungen und Modellierung der Abfalllastverteilung

Mischzonen sind Bereiche in einem Gewässer, die es ermöglichen, dass behandeltes oder unbehandeltes Abwasser stabilisierte Bedingungen erreicht, wie in Abbildung 4 für einen fließenden Strom dargestellt. Der Abfluss befindet sich anfänglich in einem Übergangszustand, der von der Quellenkonzentration bis zu den Bedingungen des aufnehmenden Wassers zunehmend verdünnt wird. Es ist nicht als Behandlungseinheit zu betrachten und kann mit bestimmten Einschränkungen abgegrenzt werden.

Abbildung 4. Mischzonen

EPC060F4

Typischerweise dürfen Mischzonen nicht:

  • die Wanderung, das Überleben, die Fortpflanzung oder das Wachstum von Wasserlebewesen beeinträchtigen
  • umfassen Laich- oder Aufwuchsgebiete
  • enthalten die öffentliche Wasserversorgung
  • Badebereiche umfassen
  • mehr als die Hälfte der Breite eines Baches ausmachen
  • mehr als die Hälfte der Querschnittsfläche einer Bachmündung ausmachen
  • sich stromabwärts über eine Entfernung erstrecken, die mehr als das Fünffache der Strombreite beträgt.

 

Studien zur Zuordnung von Abfallfrachten sind wegen der hohen Kosten für die Nährstoffkontrolle von Abwassereinleitungen wichtig geworden, um eine Eutrophierung im Strom zu vermeiden (wie unten definiert). Diese Studien verwenden im Allgemeinen die Verwendung von Computermodellen zur Simulation der Wasserqualitätsbedingungen in einem Bach, insbesondere im Hinblick auf Nährstoffe wie Formen von Stickstoff und Phosphor, die die Dynamik des gelösten Sauerstoffs beeinflussen. Traditionelle Wasserqualitätsmodelle dieser Art werden durch das US EPA-Modell QUAL2E repräsentiert, das von Brown und Barnwell (1987) beschrieben wurde. Ein neueres Modell, das von Taylor (1995) vorgeschlagen wurde, ist das Omni Diurnal Model (ODM), das eine Simulation des Einflusses von Wurzelvegetation auf die Dynamik von Nährstoffen und gelöstem Sauerstoff im Fluss beinhaltet.

Abweichungsbestimmungen

Alle Vorschriften zur Kontrolle der Wasserverschmutzung sind in ihrer Perfektion begrenzt und sollten daher Bestimmungen enthalten, die auf der Grundlage bestimmter Bedingungen, die eine sofortige oder vollständige Einhaltung verhindern können, eine Beurteilungsabweichung zulassen.

Risikobewertung und -management in Bezug auf Wasserverschmutzung

Die oben genannten Wasserverschmutzungskontrollvorschriften sind typisch für weltweite Regierungsansätze, um die Einhaltung von Wasserqualitätsstandards und Abwassereinleitungsgrenzwerten zu erreichen. Im Allgemeinen wurden diese Vorschriften auf der Grundlage von Gesundheitsfaktoren und wissenschaftlicher Forschung festgelegt; wo eine gewisse Ungewissheit hinsichtlich möglicher Auswirkungen besteht, werden häufig Sicherheitsfaktoren angewendet. Die Umsetzung bestimmter dieser Vorschriften kann sowohl für die breite Öffentlichkeit als auch für Privatunternehmen unangemessen und außerordentlich kostspielig sein. Daher gibt es ein wachsendes Interesse an einer effizienteren Allokation von Ressourcen zum Erreichen von Zielen zur Verbesserung der Wasserqualität. Wie bereits in der Diskussion über hydrologische Wässer erwähnt, existiert selbst in natürlich vorkommenden Wässern keine ursprüngliche Reinheit.

Ein wachsender technologischer Ansatz fördert die Bewertung und das Management ökologischer Risiken im Rahmen von Wasserverschmutzungsvorschriften. Das Konzept basiert auf einer Analyse des ökologischen Nutzens und der Kosten bei der Einhaltung von Normen oder Grenzwerten. Parkhurst (1995) hat die Anwendung der aquatischen ökologischen Risikobewertung als Hilfe bei der Festlegung von Grenzwerten für die Kontrolle der Wasserverschmutzung vorgeschlagen, insbesondere zum Schutz von Wasserlebewesen. Solche Risikobewertungsmethoden können angewendet werden, um die ökologischen Auswirkungen chemischer Konzentrationen für ein breites Spektrum von Bedingungen der Oberflächenwasserverschmutzung abzuschätzen, einschließlich:

  • Verschmutzung durch Punktquellen
  • Verschmutzung durch nicht punktuelle Quellen
  • vorhandene kontaminierte Sedimente in Bachkanälen
  • Deponien für gefährliche Abfälle in Bezug auf Gewässer
  • Analyse bestehender Gewässerschutzkriterien.

 

Das vorgeschlagene Verfahren besteht aus drei Stufen; wie in Abbildung 5 gezeigt, die den Ansatz veranschaulicht.

Abbildung 5. Methoden zur Durchführung einer Risikobewertung für aufeinanderfolgende Analyseebenen. Stufe 1: Screening-Level; Stufe 2: Quantifizierung potenziell signifikanter Risiken; Tier 3: Standortspezifische Risikoquantifizierung

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Wasserverschmutzung in Seen und Stauseen

Seen und Stauseen sorgen für die volumetrische Speicherung des Zuflusses von Wassereinzugsgebieten und können im Vergleich zu dem schnellen Zu- und Abfluss bei einer Reichweite in einem fließenden Strom lange Spülzeiten haben. Daher sind sie im Hinblick auf die Retention bestimmter Inhaltsstoffe, insbesondere Nährstoffe einschließlich Formen von Stickstoff und Phosphor, die die Eutrophierung fördern, von besonderer Bedeutung. Eutrophierung ist ein natürlicher Alterungsprozess, bei dem der Wassergehalt organisch angereichert wird, was zur Dominanz von unerwünschtem aquatischen Bewuchs wie Algen, Wasserhyazinthen usw. führt. Der eutrophe Prozess neigt dazu, das Leben im Wasser zu verringern und hat nachteilige Auswirkungen auf gelösten Sauerstoff. Sowohl natürliche als auch kulturelle Quellen von Nährstoffen können den Prozess fördern, wie Preul (1974) in Abbildung 6 illustriert, die eine schematische Auflistung von Nährstoffquellen und -senken für Lake Sunapee im US-Bundesstaat New Hampshire zeigt.

Abbildung 6. Schematische Auflistung der Quellen und Senken von Nährstoffen (Stickstoff und Phosphor) für Lake Sunapee, New Hampshire (USA)

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Seen und Stauseen können natürlich beprobt und analysiert werden, um ihren trophischen Status zu bestimmen. Analytische Studien beginnen normalerweise mit einer grundlegenden Nährstoffbilanz wie der folgenden:

(Nährstoffe des Seezuflusses) = (Nährstoffe des Seeabflusses) + (Nährstoffretention im See)

Diese Grundbilanz kann weiter ausgebaut werden, um die in Abbildung 6 dargestellten verschiedenen Quellen einzubeziehen.

Die Spülzeit ist ein Hinweis auf die relativen Retentionsaspekte eines Seesystems. Flache Seen wie der Eriesee haben relativ kurze Spülzeiten und sind mit einer fortgeschrittenen Eutrophierung verbunden, da flache Seen häufig das Wachstum von Wasserpflanzen fördern. Tiefe Seen wie Lake Tahoe und Lake Superior haben sehr lange Spülzeiten, die meist mit Seen mit minimaler Eutrophierung in Verbindung gebracht werden, weil sie bis heute nicht überlastet wurden und auch weil ihre extreme Tiefe einem ausgedehnten Wasserpflanzenwachstum nicht förderlich ist außer im Epilimnion (obere Zone). Seen in dieser Kategorie werden im Allgemeinen als oligotroph eingestuft, da sie relativ nährstoffarm sind und ein minimales aquatisches Wachstum wie Algen unterstützen.

Es ist von Interesse, die Spülzeiten einiger großer US-Seen zu vergleichen, wie sie von Pecor (1973) unter Verwendung der folgenden Berechnungsgrundlage angegeben wurden:

Seespülzeit (LFT) = (Seespeichervolumen)/(Seeabfluss)

Einige Beispiele sind: Lake Wabesa (Michigan), LFT=0.30 Jahre; Houghton Lake (Michigan), 1.4 Jahre; Eriesee, 2.6 Jahre; Oberer See, 191 Jahre; Lake Tahoe, 700 Jahre.

Obwohl die Beziehung zwischen dem Eutrophierungsprozess und dem Nährstoffgehalt komplex ist, wird Phosphor typischerweise als der limitierende Nährstoff angesehen. Basierend auf vollständig gemischten Bedingungen berichtete Sawyer (1947), dass Algenblüten dazu neigen, aufzutreten, wenn die Stickstoffwerte 0.3 mg/l und die Phosphorwerte 0.01 mg/l überschreiten. In geschichteten Seen und Stauseen sind niedrige Gehalte an gelöstem Sauerstoff im Hypoliminion frühe Anzeichen einer Eutrophierung. Vollenweider (1968, 1969) hat kritische Belastungsniveaus für Gesamtphosphor und Gesamtstickstoff für eine Reihe von Seen basierend auf Nährstoffbelastungen, mittleren Tiefen und trophischen Zuständen entwickelt. Für einen Vergleich der Arbeiten zu diesem Thema hat Dillon (1974) eine kritische Übersicht über das Nährstoffhaushaltsmodell von Vollenweider und andere verwandte Modelle veröffentlicht. Neuere Computermodelle stehen auch zur Simulation von Stickstoff/Phosphor-Kreisläufen mit Temperaturschwankungen zur Verfügung.

Wasserverschmutzung in Flussmündungen

Eine Mündung ist ein Zwischenwasserweg zwischen der Mündung eines Flusses und einer Meeresküste. Diese Passage besteht aus einer Flussmündungskanalstrecke mit Flusszufluss (Süßwasser) von stromaufwärts und Abfluss auf der stromabwärts gelegenen Seite in einen sich ständig ändernden Unterwasserspiegel von Meerwasser (Salzwasser). Ästuare sind ständig von Gezeitenschwankungen betroffen und gehören zu den komplexesten Gewässern im Gewässerschutz. Die vorherrschenden Merkmale einer Mündung sind ein unterschiedlicher Salzgehalt, ein Salzkeil oder eine Schnittstelle zwischen Salz- und Süßwasser und oft große Bereiche mit flachem, trübem Wasser, die über Wattflächen und Salzwiesen liegen. Nährstoffe werden größtenteils aus dem einströmenden Fluss in eine Flussmündung geliefert und verbinden sich mit dem Lebensraum Meerwasser, um eine produktive Produktion von Biota und Meereslebewesen zu ermöglichen. Besonders erwünscht sind Meeresfrüchte, die aus Flussmündungen geerntet werden.

Aus Sicht der Wasserverschmutzung sind Ästuare individuell komplex und erfordern im Allgemeinen spezielle Untersuchungen mit umfangreichen Feldstudien und Computermodellen. Für ein weiteres grundlegendes Verständnis wird der Leser auf Reish 1979 über Meeres- und Mündungsverschmutzung verwiesen; und an Reid und Wood 1976 über die Ökologie von Binnengewässern und Flussmündungen.

Wasserverschmutzung in marinen Umgebungen

Die Ozeane können als das letzte aufnehmende Wasser oder die Senke angesehen werden, da die von den Flüssen getragenen Abfälle schließlich in diese Meeresumwelt eingeleitet werden. Obwohl die Ozeane riesige Salzwasserkörper mit scheinbar unbegrenzter Assimilationskapazität sind, neigt die Verschmutzung dazu, die Küsten zu verderben und das Meeresleben weiter zu beeinträchtigen.

Zu den Quellen von Meeresschadstoffen gehören viele von denen, die in landgestützten Abwasserumgebungen angetroffen werden, sowie weitere im Zusammenhang mit Meeresoperationen. Eine begrenzte Liste ist unten angegeben:

  • häusliche Abwässer und Schlämme, Industrieabfälle, feste Abfälle, Schiffsabfälle
  • Fischereiabfälle, Sedimente und Nährstoffe aus Flüssen und Landabflüssen
  • Ölverschmutzungen, Offshore-Ölexploration und Produktionsabfälle, Baggerarbeiten
  • Hitze, radioaktive Abfälle, Chemikalienabfälle, Pestizide und Herbizide.

 

Jedes der oben genannten erfordert eine spezielle Handhabung und Kontrollmethoden. Die Einleitung von häuslichen Abwässern und Klärschlämmen durch Meeresabflüsse ist vielleicht die Hauptquelle der Meeresverschmutzung.

Bezüglich aktueller Technologie zu diesem Thema wird der Leser auf das Buch über Meeresverschmutzung und ihre Kontrolle von Bishop (1983) verwiesen.

Techniken zur Verringerung der Verschmutzung in Abwassereinleitungen

Die großtechnische Abwasserbehandlung wird typischerweise von Kommunen, Sanitärbezirken, Industrie, Gewerbebetrieben und verschiedenen Immissionsschutzkommissionen durchgeführt. Der Zweck hier ist es, zeitgemäße Methoden der kommunalen Abwasserbehandlung zu beschreiben und dann einige Einblicke in die Behandlung von Industrieabfällen und fortschrittlichere Methoden zu geben.

Im Allgemeinen können alle Verfahren der Abwasserbehandlung in physikalische, chemische oder biologische Typen eingeteilt werden, und eines oder mehrere davon können verwendet werden, um ein gewünschtes Abwasserprodukt zu erzielen. Diese Klassifizierungsgruppierung ist für das Verständnis von Abwasserbehandlungsansätzen am besten geeignet und ist in Tabelle 1 tabellarisch aufgeführt.

Tabelle 1. Allgemeine Klassifizierung von Abwasserbehandlungsvorgängen und -prozessen

Physische Operationen

Chemische Prozesse

Biologische Prozesse

Durchflussmessung
Sieben/Entfernen von Sand
Vermischung
Flockung
Sedimentation
Flotation
Filtration
Trocknen
Destillation
Zentrifugieren
Einfrieren
Umkehrosmose

Niederschlag
Neutralisation
Adsorption
Desinfektion
Chemische Oxidation
Chemische Reduktion
Verbrennung
Ionenaustausch
Elektrodialyse

Aerobe Aktion
Anaerobe Wirkung
Aerob-anaerobe Kombinationen

 

Zeitgenössische Methoden der Abwasserbehandlung

Die Abdeckung hier ist begrenzt und soll eher einen konzeptionellen Überblick über aktuelle Abwasserbehandlungspraktiken auf der ganzen Welt bieten als detaillierte Konstruktionsdaten. Für Letzteres sei auf Metcalf und Eddy 1991 verwiesen.

Kommunale Abwässer werden zusammen mit einer gewissen Vermischung von Industrie-/Gewerbeabfällen in Systemen behandelt, die üblicherweise eine Primär-, Sekundär- und Tertiärbehandlung wie folgt verwenden:

Primärbehandlungssystem: Vorbehandlung ® Vorklärung ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser

Zweitbehandlungssystem: Vorbehandlung ® Vorklärung ® Biologische Einheit ® Zweitklärung ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser zum Strom

Tertiäres Behandlungssystem: Vorbehandlung ® Erstklärung ® Biologische Einheit ® Zweite Klärung ® Tertiäreinheit ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser zum Strom

Fig. 7 zeigt ferner ein schematisches Diagramm eines herkömmlichen Abwasserbehandlungssystems. Es folgen Übersichtsbeschreibungen der obigen Prozesse.

Abbildung 7. Schematische Darstellung der konventionellen Abwasserbehandlung

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Erstbehandlung

Das grundlegende Ziel der Primärbehandlung von kommunalen Abwässern, einschließlich Haushaltsabwässern, die mit einigen Industrie-/Gewerbeabfällen vermischt sind, besteht darin, Schwebstoffe zu entfernen und das Abwasser zu klären, um es für die biologische Behandlung geeignet zu machen. Nach einigen Vorbehandlungen wie Sieben, Entsandung und Zerkleinerung besteht der Hauptprozess der Vorklärung im Absetzen des Rohabwassers in großen Absetzbecken über Zeiträume von bis zu mehreren Stunden. Dieses Verfahren entfernt 50 bis 75 % der gesamten suspendierten Feststoffe, die als Unterlaufschlamm abgezogen und zur separaten Behandlung gesammelt werden. Der Überlaufabfluss aus dem Verfahren wird dann zur Sekundärbehandlung geleitet. In bestimmten Fällen können Chemikalien eingesetzt werden, um den Grad der Primärbehandlung zu verbessern.

Sekundärbehandlung

Der Anteil der organischen Bestandteile des Abwassers, der fein suspendiert oder gelöst ist und nicht im Primärprozess entfernt wird, wird durch eine Sekundärbehandlung behandelt. Zu den allgemein akzeptierten Formen der Sekundärbehandlung, die allgemein verwendet werden, gehören Tropfkörper, biologische Kontaktoren wie rotierende Scheiben, Belebtschlamm, Abfallstabilisierungsteiche, belüftete Teichsysteme und Landanwendungsverfahren, einschließlich Feuchtgebietssysteme. Alle diese Systeme werden als biologische Prozesse irgendeiner Form verwendend erkannt. Die gebräuchlichsten dieser Prozesse werden im Folgenden kurz diskutiert.

Biologische Schützsysteme. Tropfkörper sind eine der frühesten Formen dieses Verfahrens zur Nachbehandlung und werden mit einigen verbesserten Anwendungsmethoden immer noch weit verbreitet verwendet. Bei dieser Behandlung wird das Abwasser aus den Primärtanks gleichmäßig auf ein Bett aus Medien wie Gestein oder synthetischen Kunststoffmedien aufgebracht. Eine gleichmäßige Verteilung wird typischerweise erreicht, indem die Flüssigkeit aus perforierten Rohren, die über dem Bett rotieren, intermittierend oder kontinuierlich entsprechend dem gewünschten Verfahren getropft wird. Abhängig von der Rate der organischen und hydraulischen Belastungen können Tropfkörper bis zu 95 % des organischen Inhalts entfernen, der normalerweise als biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB) analysiert wird. Es gibt zahlreiche andere neuere biologische Kontaktorsysteme, die in Gebrauch sind und Behandlungsentfernungen im gleichen Bereich liefern können; Einige dieser Verfahren bieten besondere Vorteile, die insbesondere unter bestimmten Randbedingungen wie Platz, Klima usw. anwendbar sind. Es ist anzumerken, dass ein nachfolgendes Nachklärbecken als notwendiger Teil des Abschlusses des Prozesses angesehen wird. Bei der Nachklärung wird ein Teil des sogenannten Humusschlamms als Unterlauf abgezogen und der Überlauf als Nebenabwasser abgeleitet.

Belebtschlamm. In der gebräuchlichsten Form dieses biologischen Prozesses fließt primär behandeltes Abwasser in einen Tank einer Belebtschlammeinheit, der eine zuvor vorhandene biologische Suspension, genannt Belebtschlamm, enthält. Diese Mischung wird als Mischflüssigkeit suspendierte Feststoffe (MLSS) bezeichnet und wird mit einer Kontaktzeit versehen, die typischerweise von mehreren Stunden bis zu 24 Stunden oder mehr reicht, abhängig von den gewünschten Ergebnissen. Während dieser Zeit wird die Mischung stark belüftet und gerührt, um die aerobe biologische Aktivität zu fördern. Am Ende des Prozesses wird ein Teil der Mischung (MLSS) abgezogen und zur Fortsetzung des biologischen Aktivierungsprozesses in den Zufluss zurückgeführt. Im Anschluss an die Belebungsanlage ist eine Nachklärung zum Absetzen der Belebtschlammsuspension und zum Abführen eines geklärten Überlaufs als Ablauf vorgesehen. Das Verfahren ist in der Lage, bis zu etwa 95 % des zufließenden BOD zu entfernen.

Tertiäre Behandlung

Eine dritte Behandlungsebene kann bereitgestellt werden, wenn ein höherer Grad an Schadstoffentfernung erforderlich ist. Diese Form der Behandlung kann typischerweise Sandfiltration, Stabilisierungsteiche, Landentsorgungsverfahren, Feuchtgebiete und andere Systeme umfassen, die das Sekundärabwasser weiter stabilisieren.

Desinfektion von Abwässern

Häufig ist eine Desinfektion erforderlich, um Bakterien und Krankheitserreger auf ein akzeptables Maß zu reduzieren. Chlorierung, Chlordioxid, Ozon und ultraviolettes Licht sind die am häufigsten verwendeten Verfahren.

Gesamteffizienz der Kläranlage

Abwässer enthalten eine breite Palette von Bestandteilen, die im Allgemeinen als suspendierte und gelöste Feststoffe, anorganische Bestandteile und organische Bestandteile klassifiziert werden.

Die Effizienz eines Aufbereitungssystems kann anhand der prozentualen Entfernung dieser Bestandteile gemessen werden. Übliche Messparameter sind:

  • PUNKT: biochemischer Sauerstoffbedarf, gemessen in mg/l
  • KABELJAU: Chemischer Sauerstoffbedarf, gemessen in mg/l
  • TSS: Gesamtschwebstoffe, gemessen in mg/l
  • TDS: insgesamt gelöste Feststoffe, gemessen in mg/l
  • Stickstoff entsteht: einschließlich Nitrat und Ammoniak, gemessen in mg/l (Nitrat ist als Nährstoff bei der Eutrophierung besonders bedenklich)
  • Phosphat: gemessen in mg/l (auch besonders bedenklich als Nährstoff bei Eutrophierung)
  • pH: Säuregrad, gemessen als Zahl von 1 (am sauersten) bis 14 (am basischsten)
  • coliforme Bakterien zählt: gemessen als wahrscheinlichste Zahl pro 100 ml (Escherichia und fäkale coliforme Bakterien sind die häufigsten Indikatoren).

 

Industrielle Abwasserbehandlung

Arten von Industrieabfällen

Industrielle (Nicht-Haushalts-)Abfälle sind zahlreich und variieren stark in ihrer Zusammensetzung; sie können stark sauer oder alkalisch sein und erfordern oft eine detaillierte Laboranalyse. Eine spezielle Behandlung kann erforderlich sein, um sie vor der Entlassung unschädlich zu machen. Die Toxizität ist bei der Entsorgung von Industrieabwässern von großer Bedeutung.

Repräsentative Industrieabfälle umfassen: Zellstoff und Papier, Schlachthöfe, Brauereien, Gerbereien, Lebensmittelverarbeitung, Konservenfabriken, Chemikalien, Erdöl, Textilien, Zucker, Wäsche, Fleisch und Geflügel, Schweinefütterung, Tierkörperverwertung und viele andere. Der erste Schritt bei der Entwicklung des Behandlungskonzepts ist eine Untersuchung der Industrieabfälle, die Daten zu Schwankungen der Fließ- und Abfalleigenschaften liefert. Unerwünschte Abfalleigenschaften nach Eckenfelder (1989) lassen sich wie folgt zusammenfassen:

  • lösliche organische Stoffe, die zu einem Abbau von gelöstem Sauerstoff führen
  • Schwebstoffe
  • Spuren organischer Stoffe
  • Schwermetalle, Zyanid und giftige organische Stoffe
  • Farbe und Trübung
  • Stickstoff und Phosphor
  • feuerfeste Substanzen, die gegen biologischen Abbau beständig sind
  • Öl und Schwimmstoffe
  • flüchtige Materialien.

 

Die US-Umweltschutzbehörde EPA hat außerdem eine Liste toxischer organischer und anorganischer Chemikalien mit spezifischen Einschränkungen bei der Erteilung von Einleitungsgenehmigungen definiert. Die Liste umfasst mehr als 100 Verbindungen und ist zu lang, um sie hier erneut abzudrucken, kann aber bei der EPA angefordert werden.

Behandlungsmethoden

Die Behandlung von Industrieabfällen ist spezialisierter als die Behandlung von Haushaltsabfällen; Wenn sie jedoch einer biologischen Reduktion zugänglich sind, werden sie normalerweise mit Methoden behandelt, die den zuvor beschriebenen (sekundäre/tertiäre biologische Behandlungsansätze) für kommunale Systeme ähneln.

Abfallberuhigungsteiche sind eine gängige Methode der organischen Abwasserreinigung, wenn ausreichend Landfläche zur Verfügung steht. Durchlaufteiche werden im Allgemeinen nach ihrer Bakterienaktivität in aerob, fakultativ oder anaerob eingeteilt. Belüftete Teiche werden durch diffuse oder mechanische Belüftungssysteme mit Sauerstoff versorgt.

Abbildung 8 und Abbildung 9 zeigen Skizzen von Abfallstabilisierungsteichen.

Abbildung 8. Stabilisierungsteich mit zwei Zellen: Querschnittsdiagramm

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Abbildung 9. Belüftete Lagunentypen: Schematische Darstellung

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Vermeidung von Umweltverschmutzung und Abfallminimierung

Wenn betriebliche Abläufe und Prozesse von Industrieabfällen an ihrer Quelle analysiert werden, können sie oft so kontrolliert werden, dass erhebliche Schadstoffemissionen verhindert werden.

Kreislauftechniken sind wichtige Ansätze in Programmen zur Vermeidung von Umweltverschmutzung. Ein Beispiel für eine Fallstudie ist ein von Preul (1981) veröffentlichter Recyclingplan für das Abwasser einer Ledergerberei, der die Rückgewinnung/Wiederverwendung von Chrom sowie die vollständige Rückführung aller Gerbereiabwässer ohne Abwasser in einen Strom außer in Notfällen umfasste. Das Flussdiagramm für dieses System ist in Abbildung 10 dargestellt.

Abbildung 10. Flussdiagramm für das Abwasserrecyclingsystem einer Gerberei

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Für neuere Innovationen in dieser Technologie wird der Leser auf eine Veröffentlichung über Verschmutzungsvermeidung und Abfallminimierung von der Water Environment Federation (1995) verwiesen.

Fortgeschrittene Methoden der Abwasserbehandlung

Eine Reihe fortschrittlicher Verfahren steht für höhere Entfernungsgrade von Verschmutzungsbestandteilen zur Verfügung, wenn dies erforderlich sein kann. Eine allgemeine Auflistung umfasst:

Filterung (Sand und Multimedia)

chemische Fällung

Kohlenstoffadsorption

Elektrodialyse

Destillation

Nitrifikation

Algen ernten

Rückgewinnung von Abwässern

Mikro-Belastung

Ammoniak-Strippen

Umkehrosmose

Ionenaustausch

Landanwendung

Denitrifikation

Feuchtgebiete.

Ausgehend von der Qualität und Menge des Rohabwassers, dem Vorfluterbedarf und natürlich den Kosten muss das für die jeweilige Situation am besten geeignete Verfahren ermittelt werden. Als weitere Referenz siehe Metcalf und Eddy 1991, das ein Kapitel über fortgeschrittene Abwasserbehandlung enthält.

Fallstudie zur fortgeschrittenen Abwasserbehandlung

Die an anderer Stelle in diesem Kapitel besprochene Fallstudie des Projekts zur Abwasserrückgewinnung in der Region Dan bietet ein hervorragendes Beispiel für innovative Methoden zur Abwasserbehandlung und -rückgewinnung.

Wärmebelastung

Thermische Verschmutzung ist eine Form von Industrieabfällen, definiert als nachteilige Erhöhungen oder Verringerungen der normalen Wassertemperaturen aufnehmender Gewässer, die durch die Ableitung von Wärme aus von Menschenhand geschaffenen Anlagen verursacht werden. Die Industrien, die viel Abwärme produzieren, sind Kraftwerke für fossile Brennstoffe (Öl, Gas und Kohle) und Kernkraftwerke, Stahlwerke, Erdölraffinerien, Chemiefabriken, Zellstoff- und Papierfabriken, Brennereien und Wäschereien. Von besonderer Bedeutung ist die Stromerzeugungsindustrie, die Energie für viele Länder liefert (z. B. etwa 80 % in den USA).

Einfluss von Abwärme auf Vorfluter

Einfluss auf die Abfallaufnahmekapazität

  • Hitze erhöht die biologische Oxidation.
  • Wärme verringert den Sauerstoffsättigungsgehalt des Wassers und verringert die Rate der natürlichen Reoxygenierung.
  • Die Nettowirkung von Hitze ist im Allgemeinen während der warmen Monate des Jahres nachteilig.
  • Der Wintereffekt kann in kälteren Klimazonen von Vorteil sein, wo die Eisbedingungen aufgebrochen sind und eine Oberflächenbelüftung für Fische und Wasserlebewesen bereitgestellt wird.

 

Einfluss auf das Leben im Wasser

Viele Arten haben Temperaturtoleranzgrenzen und müssen geschützt werden, insbesondere in hitzebeeinflussten Abschnitten eines Baches oder Gewässers. Zum Beispiel haben Kaltwasserbäche normalerweise die höchste Art von Sportfischen wie Forellen und Lachse, während warme Gewässer im Allgemeinen Grobfischpopulationen unterstützen, mit bestimmten Arten wie Hechten und Bassfischen in Gewässern mit mittlerer Temperatur.

Abbildung 11. Wärmeaustausch an den Grenzen eines Vorfluterquerschnitts

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Thermische Analyse in aufnehmenden Gewässern

Abbildung 11 veranschaulicht die verschiedenen Formen des natürlichen Wärmeaustauschs an den Grenzen eines Vorfluters. Wenn Wärme an ein aufnehmendes Gewässer wie einen Fluss abgegeben wird, ist es wichtig, die Flusskapazität für thermische Zusätze zu analysieren. Das Temperaturprofil eines Flusses kann berechnet werden, indem eine Wärmebilanz gelöst wird, ähnlich der, die bei der Berechnung von Durchhangkurven für gelösten Sauerstoff verwendet wird. Die Hauptfaktoren der Wärmebilanz sind in Abbildung 12 für eine Flussstrecke zwischen den Punkten A und B dargestellt. Jeder Faktor erfordert eine individuelle Berechnung in Abhängigkeit von bestimmten Wärmegrößen. Wie bei einer Bilanz von gelöstem Sauerstoff ist die Temperaturbilanz einfach eine Summierung von Temperaturwerten und -verbindlichkeiten für einen bestimmten Abschnitt. Andere anspruchsvollere analytische Ansätze sind in der Literatur zu diesem Thema verfügbar. Die Ergebnisse der Wärmebilanzrechnungen können zur Festlegung von Wärmeabfuhrbegrenzungen und ggf. bestimmter Nutzungsbeschränkungen für ein Gewässer herangezogen werden.

Abbildung 12. Flusskapazität für thermische Ergänzungen

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Kontrolle der thermischen Verschmutzung

Die wichtigsten Ansätze zur Kontrolle der thermischen Verschmutzung sind:

  • verbesserte Kraftwerksbetriebseffizienz
  • Kühltürme
  • isolierte Kühlteiche
  • Berücksichtigung alternativer Methoden der Stromerzeugung wie Wasserkraft.

 

Wo die physikalischen Bedingungen innerhalb bestimmter Umweltgrenzen günstig sind, sollte die Wasserkraft als Alternative zur Energieerzeugung aus fossilen Brennstoffen oder Kernkraft in Betracht gezogen werden. Bei der Stromerzeugung aus Wasserkraft wird weder Wärme entsorgt, noch werden Abwässer eingeleitet, die die Gewässer verschmutzen.

Kontrolle der Grundwasserverschmutzung

Bedeutung des Grundwassers

Da die Wasservorräte der Welt in großem Umfang aus Grundwasserleitern entnommen werden, ist es äußerst wichtig, dass diese Versorgungsquellen geschützt werden. Es wird geschätzt, dass mehr als 95 % der verfügbaren Süßwasservorräte der Erde unterirdisch sind; In den Vereinigten Staaten stammen laut dem US Geological Survey von 50 etwa 1984 % des Trinkwassers aus Brunnen. Da die Verschmutzung und Bewegung von Grundwasser subtiler und unsichtbarer Natur ist, wird der Analyse und Kontrolle dieser Form der Wasserverschlechterung manchmal weniger Aufmerksamkeit geschenkt als der Verschmutzung von Oberflächengewässern, die weitaus offensichtlicher ist.

Abbildung 13. Wasserkreislauf und Quellen der Grundwasserverschmutzung

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Quellen der unterirdischen Verschmutzung

Abbildung 13 zeigt den Wasserkreislauf mit überlagerten Grundwasserverunreinigungsquellen. Eine vollständige Auflistung der potenziellen Quellen unterirdischer Verschmutzung ist umfangreich; Zur Veranschaulichung gehören jedoch zu den offensichtlichsten Quellen:

  • industrielle Abfallentsorgung
  • verschmutzte Bäche in Kontakt mit Grundwasserleitern
  • Bergbau
  • Entsorgung von festen und gefährlichen Abfällen
  • unterirdische Lagertanks wie für Erdöl
  • Bewässerungssysteme
  • künstliche Aufladung
  • Eindringen von Meerwasser
  • Verschüttungen
  • verschmutzte Teiche mit durchlässigen Böden
  • Entsorgungsbrunnen
  • Klärgruben-Fliesenfelder und Laugengruben
  • unsachgemäße Brunnenbohrung
  • landwirtschaftliche Betriebe
  • Straßen-Auftausalze.

 

Spezifische Schadstoffe in der unterirdischen Verunreinigung werden weiter kategorisiert als:

  • unerwünschte chemische Bestandteile (typische, nicht vollständige Liste) - organisch und anorganisch (z. B. Chlorid, Sulfat, Eisen, Mangan, Natrium, Kalium)
  • Gesamthärte und insgesamt gelöste Feststoffe
  • toxische Bestandteile (typische, nicht vollständige Liste) - Nitrat, Arsen, Chrom, Blei, Cyanid, Kupfer, Phenole, gelöstes Quecksilber
  • unerwünschte physikalische Eigenschaften - Geschmack, Farbe und Geruch
  • Pestizide und Herbizide - chlorierte Kohlenwasserstoffe und andere
  • radioaktive Materialien - verschiedene Formen von Radioaktivität
  • biologisch - Bakterien, Viren, Parasiten und so weiter
  • sauer (niedriger pH-Wert) oder ätzend (hoher pH-Wert).

 

Von den oben genannten sind Nitrate sowohl in Grundwasser als auch in Oberflächengewässern von besonderer Bedeutung. In Grundwasservorräten können Nitrate die Krankheit Methämoglobinämie (Säuglingszyanose) verursachen. Sie verursachen außerdem nachteilige Eutrophierungseffekte in Oberflächengewässern und kommen in einer Vielzahl von Wasserressourcen vor, wie von Preul (1991) berichtet. Preul (1964, 1967, 1972) und Preul und Schroepfer (1968) haben ebenfalls über die unterirdische Bewegung von Stickstoff und anderen Schadstoffen berichtet.

Umweltverschmutzung im unterirdischen Bereich

Die Grundwasserbewegung ist im Vergleich zur Bewegung von Oberflächengewässern im Wasserkreislauf außerordentlich langsam und subtil. Für ein einfaches Verständnis der Bewegung von gewöhnlichem Grundwasser unter idealen stationären Strömungsbedingungen ist das Gesetz von Darcy der grundlegende Ansatz für die Bewertung der Grundwasserbewegung bei niedrigen Reynolds-Zahlen (R):

V = K(dh/dl)

wo:

V = Geschwindigkeit des Grundwassers im Aquifer, m/Tag

K = Durchlässigkeitskoeffizient des Grundwasserleiters

(dh/dl) = hydraulischer Gradient, der die treibende Kraft für die Bewegung darstellt.

Beim unterirdischen Transport von Schadstoffen wird gewöhnliches Grundwasser (H2O) ist im Allgemeinen die tragende Flüssigkeit und kann so berechnet werden, dass sie sich mit einer Geschwindigkeit gemäß den Parametern im Gesetz von Darcy bewegt. Die Ausbreitungsgeschwindigkeit oder Geschwindigkeit eines Schadstoffs, wie beispielsweise einer organischen oder anorganischen Chemikalie, kann jedoch aufgrund von Advektion und hydrodynamischen Dispersionsprozessen unterschiedlich sein. Bestimmte Ionen bewegen sich aufgrund von Reaktionen innerhalb des Aquifermediums langsamer oder schneller als die allgemeine Rate des Grundwasserflusses, sodass sie als „reagierend“ oder „nicht reagierend“ kategorisiert werden können. Reaktionen haben im Allgemeinen die folgenden Formen:

  • physikalische Reaktionen zwischen dem Schadstoff und dem Aquifer und/oder der Transportflüssigkeit
  • chemische Reaktionen zwischen dem Schadstoff und dem Aquifer und/oder der Transportflüssigkeit
  • biologische Wirkungen auf den Schadstoff.

 

Typisch für reagierende und nicht reagierende Schadstoffe im Untergrund sind:

  • reagierende Schadstoffe - Chrom, Ammoniumionen, Kalzium, Natrium, Eisen und so weiter; Kationen im Allgemeinen; biologische Bestandteile; radioaktive Bestandteile
  • nicht reagierende Schadstoffe - Chlorid, Nitrat, Sulfat und so weiter; bestimmte Anionen; bestimmte Pestizide und Herbizide.

 

Auf den ersten Blick mag es scheinen, dass reagierende Schadstoffe der schlimmste Typ sind, aber dies muss nicht immer der Fall sein, da die Reaktionen die Ausbreitung von Schadstoffen zurückhalten oder verzögern, während die Ausbreitung von nicht reagierenden Schadstoffen weitgehend ungehindert sein kann. Mittlerweile sind bestimmte „weiche“ Haushalts- und Landwirtschaftsprodukte erhältlich, die sich nach einiger Zeit biologisch abbauen und somit die Möglichkeit einer Grundwasserkontamination vermeiden.

Grundwassersanierung

Die Vermeidung von unterirdischer Verschmutzung ist offensichtlich der beste Ansatz; Das unkontrollierte Vorhandensein verunreinigter Grundwasserverhältnisse wird jedoch normalerweise nach seinem Auftreten bekannt, z. B. durch Beschwerden von Brunnenbenutzern in der Umgebung. Bis das Problem erkannt wird, sind leider bereits schwere Schäden aufgetreten, die behoben werden müssen. Die Sanierung kann umfangreiche hydrogeologische Felduntersuchungen mit Laboranalysen von Wasserproben erfordern, um das Ausmaß von Schadstoffkonzentrationen und Wanderfahnen festzustellen. Häufig können vorhandene Brunnen für die Erstprobenentnahme verwendet werden, aber in schweren Fällen können umfangreiche Bohrungen und Wasserproben erforderlich sein. Diese Daten können dann analysiert werden, um aktuelle Bedingungen zu ermitteln und Vorhersagen über zukünftige Bedingungen zu treffen. Die Analyse der Ausbreitung von Grundwasserkontaminationen ist ein Spezialgebiet, das häufig den Einsatz von Computermodellen erfordert, um die Dynamik des Grundwassers besser zu verstehen und Vorhersagen unter verschiedenen Randbedingungen zu treffen. Hierfür stehen in der Literatur eine Reihe von zwei- und dreidimensionalen Computermodellen zur Verfügung. Für detailliertere analytische Ansätze wird der Leser auf das Buch von Freeze und Cherry (1987) verwiesen.

Umweltschutz

Der bevorzugte Ansatz zum Schutz der Grundwasserressourcen ist die Vermeidung von Verschmutzungen. Obwohl Trinkwassernormen im Allgemeinen für die Nutzung von Grundwasservorräten gelten, müssen die Rohwasservorräte vor Verunreinigungen geschützt werden. Staatliche Stellen wie Gesundheitsministerien, Behörden für natürliche Ressourcen und Umweltschutzbehörden sind im Allgemeinen für solche Aktivitäten verantwortlich. Die Bemühungen zur Kontrolle der Grundwasserverschmutzung richten sich weitgehend auf den Schutz von Grundwasserleitern und die Vermeidung von Verschmutzungen.

Die Vermeidung von Umweltverschmutzung erfordert Landnutzungskontrollen in Form von Zoneneinteilungen und bestimmten Vorschriften. Gesetze können zur Verhinderung bestimmter Funktionen gelten, insbesondere für Punktquellen oder Handlungen, die möglicherweise eine Umweltverschmutzung verursachen können. Die Kontrolle durch Landnutzungszonen ist ein Instrument zum Schutz des Grundwassers, das auf kommunaler oder Kreisebene am effektivsten ist. Programme zum Schutz von Grundwasserleitern und Bohrlöchern, wie unten beschrieben, sind führende Beispiele für die Vermeidung von Umweltverschmutzung.

Ein Programm zum Schutz des Grundwasserleiters erfordert die Festlegung der Grenzen des Grundwasserleiters und seiner Neubildungsgebiete. Aquifere können von einem nicht begrenzten oder begrenzten Typ sein und müssen daher von einem Hydrologen analysiert werden, um diese Bestimmung vorzunehmen. Die meisten großen Grundwasserleiter sind in Industrieländern im Allgemeinen gut bekannt, aber andere Gebiete können Felduntersuchungen und hydrogeologische Analysen erfordern. Das Schlüsselelement des Programms zum Schutz des Grundwasserleiters vor einer Verschlechterung der Wasserqualität ist die Kontrolle der Landnutzung über dem Grundwasserleiter und seinen Wiederauffüllungsgebieten.

Der Schutz des Bohrlochkopfs ist ein definitiverer und begrenzterer Ansatz, der für den Wiederauffüllungsbereich gilt, der zu einem bestimmten Bohrloch beiträgt. Die US-Bundesregierung verlangt nun durch 1986 verabschiedete Änderungen des Safe Drinking Water Act (SDWA) (1984), dass für öffentliche Versorgungsbrunnen spezielle Bohrlochschutzbereiche eingerichtet werden. Der Wellhead Protection Area (WHPA) ist in der SDWA definiert als „der Oberflächen- und Untergrundbereich, der einen Wasserbrunnen oder ein Brunnenfeld umgibt und ein öffentliches Wasserversorgungssystem versorgt, durch das sich Schadstoffe mit ziemlicher Wahrscheinlichkeit zu einem solchen Brunnen oder Brunnen bewegen und diesen erreichen Gebiet." Das Hauptziel des WHPA-Programms, wie von der US EPA (1987) umrissen, ist die Abgrenzung von Bohrlochschutzgebieten auf der Grundlage ausgewählter Kriterien, des Bohrlochbetriebs und hydrogeologischer Überlegungen.

 

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Lesen Sie mehr 107460 mal Zuletzt geändert am Sonntag, den 21. August 2011 um 17:13 Uhr

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Inhalte

Referenzen zur Kontrolle der Umweltverschmutzung

American Public Health Association (APHA). 1995. Standardverfahren zur Untersuchung von Wasser und Abwasser. Alexandria, Virginia: Water Environment Federation.

ARET-Sekretariat. 1995. Environmental Leaders 1, Voluntary Commitments to Action On Toxics Through ARET. Hull, Quebec: Öffentliches Untersuchungsamt von Environment Canada.

Bischof, PL. 1983. Meeresverschmutzung und ihre Kontrolle. New York: McGraw-Hill.

Brown, LC und TO Barnwell. 1987. Enhanced Stream Water Quality Models QUAL2E und QUAL2E-UNCAS: Dokumentation und Benutzerhandbuch. Athen, Ga: US EPA, Umweltforschungslabor.

Braun, RH. 1993. Pure Appl. Chem. 65(8): 1859-1874.

Calabrese, EJ und EM Kenyon. 1991. Luftgifte und Risikobewertung. Chelsea, Mich: Lewis.

Kanada und Ontario. 1994. Das Kanada-Ontario-Abkommen zur Achtung des Ökosystems der Großen Seen. Hull, Quebec: Öffentliches Untersuchungsamt von Environment Canada.

Dillon, PJ. 1974. Eine kritische Überprüfung des Nährstoffbudgetmodells von Vollenweider und anderer verwandter Modelle. Water Resource Bull 10(5):969-989.

Eckenfelder, WW. 1989. Kontrolle der industriellen Wasserverschmutzung. New York: McGraw-Hill.

Economopoulos, AP. 1993. Assessment of Sources of Air Water and Land Pollution. Ein Leitfaden für Rapid Source Inventory-Techniken und deren Verwendung bei der Formulierung von Strategien zur Umweltkontrolle. Erster Teil: Techniken zur schnellen Bestandsaufnahme bei Umweltverschmutzung. Zweiter Teil: Ansätze zur Berücksichtigung bei der Formulierung von Umweltkontrollstrategien. (Unveröffentlichtes Dokument WHO/YEP/93.1.) Genf: WHO.

Umweltschutzbehörde (EPA). 1987. Richtlinien für die Abgrenzung von Bohrlochschutzgebieten. Englewood Cliffs, NJ: EPA.

Umwelt Kanada. 1995a. Immissionsschutz – Eine Handlungsstrategie des Bundes. Ottawa: Umwelt Kanada.

—. 1995b. Immissionsschutz – Eine Handlungsstrategie des Bundes. Ottawa: Umwelt Kanada.

Freeze, RA und JA Kirsche. 1987. Grundwasser. Englewood Cliffs, NJ: Prentice Hall.

Globales Umweltüberwachungssystem (GEMS/Air). 1993. Ein globales Programm zur Überwachung und Bewertung der Luftqualität in Städten. Genf: UNEP.

Hosker, RP. 1985. Fließen Sie um isolierte Strukturen herum und bauen Sie Cluster, eine Rezension. ASHRAE Trans 91.

Internationale Gemeinsame Kommission (IJC). 1993. Eine Strategie zur virtuellen Eliminierung persistenter toxischer Substanzen. Vol. 1, 2, Windsor, Ontario: IJC.

Kanarek, A. 1994. Grundwasseranreicherung mit kommunalem Abwasser, Anreicherungsbecken Soreq, Yavneh 1 & Yavneh 2. Israel: Mekoroth Water Co.

Lee, N. 1993. Überblick über die UVP in Europa und ihre Anwendung in den neuen Bundesländern. Im UVP

Leitfaden, herausgegeben von V. Kleinschmidt. Dortmund.

Metcalf und Eddy, I. 1991. Abwassertechnische Behandlung, Entsorgung und Wiederverwendung. New York: McGraw-Hill.

Miller, JM und A. Soudine. 1994. Das globale atmosphärische Überwachungssystem der WMO. Hvratski meteorolski casopsis 29:81-84.

Umweltministerium. 1993. Raumordnung und Landwirtschaft des Landes Nordrhein-Westfalen, Luftreinhalteplan
Ruhrgebiet West.

Parkhurst, B. 1995. Risikomanagementmethoden, Wasserumgebung und -technologie. Washington, DC: Water Environment Federation.

Pekor, CH. 1973. Houghton Lake Annual Stickstoff- und Phosphorhaushalt. Lansing, Mich.: Abteilung für natürliche Ressourcen.

Pielke, RA. 1984. Mesoscale Meteorological Modeling. Orlando: Akademische Presse.

Preule, HC. 1964. Reise von Stickstoffverbindungen in Böden. Ph.D. Dissertation, University of Minnesota, Minneapolis, Minn.

—. 1967. Untergrundbewegung von Stickstoff. Vol. 1. London: Internationale Vereinigung für Wasserqualität.

—. 1972. Analyse und Kontrolle der unterirdischen Verschmutzung. Wasserforschung. J Int Assoc Wasserqualität (Oktober): 1141-1154.

—. 1974. Auswirkungen der unterirdischen Abfallentsorgung in der Wasserscheide des Lake Sunapee. Studie und Bericht für die Lake Sunapee Protective Association, Bundesstaat New Hampshire, unveröffentlicht.

—. 1981. Recyclingplan für Abwasser aus Ledergerbereien. International Water Resources Association.

—. 1991. Nitrate in Water Resources in the USA. : Verband der Wasserressourcen.

Preul, HC und GJ Schroepfer. 1968. Reise von Stickstoffverbindungen in Böden. J Water Pollut Contr Fed (April).

Reid, G. und R. Wood. 1976. Ökologie von Binnengewässern und Flussmündungen. New York: Van Nostrand.

Reish, D. 1979. Meeres- und Mündungsverschmutzung. J Water Pollut Contr Fed 51(6):1477-1517.

Säger, CN. 1947. Düngung von Seen durch landwirtschaftliche und städtische Entwässerung. J New Engl Waterworks Assoc 51:109-127.

Schwela, DH und ich Köth-Jahr. 1994. Leitfaden für die Aufstellung von Luftreinhaltsplänen. Landesumweltamt des Landes Nordrhein Westfalen.

Bundesstaat Ohio. 1995. Wasserqualitätsnormen. In Kap. 3745-1 im Verwaltungsgesetzbuch. Columbus, Ohio: Ohio EPA.

Taylor, ST. 1995. Simulation des Einflusses von Wurzelvegetation auf die Dynamik von Nährstoffen und gelöstem Sauerstoff im Einstrom unter Verwendung des OMNI-Tagesmodells. In Proceedings der WEF-Jahreskonferenz. Alexandria, Virginia: Water Environment Federation.

Vereinigten Staaten und Kanada. 1987. Überarbeitetes Great Lakes Water Quality Agreement von 1978, geändert durch das am 18. November 1987 unterzeichnete Protokoll. Hull, Quebec: Public Inquiry Office von Environmental Canada.

Venkatram, A. und J. Wyngaard. 1988. Vorlesungen über Luftverschmutzungsmodellierung. Boston, Mass: American Meteorological Society.

Venzia, RA. 1977. Landnutzungs- und Verkehrsplanung. In Air Pollution, herausgegeben von AC Stern. New York: Akademische Presse.

Verein Deutscher Ingenieure (VDI) 1981. Richtlinie 3783, Teil 6: Regionale Schadstoffausbreitung über komplexe Züge.
Simulation des Windfeldes. Düsseldorf: VDI.

—. 1985. Richtlinie 3781, Teil 3: Bestimmung des Fahnenanstiegs. Düsseldorf: VDI.

—. 1992. Richtlinie 3782, Teil 1: Gaußsches Ausbreitungsmodell für das Luftqualitätsmanagement. Düsseldorf: VDI.

—. 1994. Richtlinie 3945, Teil 1 (Entwurf): Gaussian Puff Model. Düsseldorf: VDI.

—. nd Richtlinie 3945, Teil 3 (in Vorbereitung): Partikelmodelle. Düsseldorf: VDI.

Viessman, W, GL Lewis und JW Knapp. 1989. Einführung in die Hydrologie. New York: Harper & Row.

Vollenweider, RA. 1968. Wissenschaftliche Grundlagen der Eutrophierung von Seen und Fließgewässern, insbesondere
Verweis auf Stickstoff- und Phosphorfaktoren bei der Eutrophierung. Paris: OECD.

—. 1969. Möglichkeiten und Grenzen elementarer Modelle der Stoffbilanz von Seen. Arch Hydrobiol 66:1-36.

Walsch, MP. 1992. Überprüfung von Kraftfahrzeug-Emissionskontrollmaßnahmen und ihrer Wirksamkeit. In Motor Vehicle Air Pollution, Public Health Impact and Control Measures, herausgegeben von D Mage und O Zali. Republik und Kanton Genf: WHO-Dienst für Ökotoxikologie, Gesundheitsministerium.

Verband Wasserumwelt. 1995. Pollution Prevention and Waste Minimization Digest. Alexandria, Virginia: Water Environment Federation.

Weltgesundheitsorganisation (WHO). 1980. Glossar zur Luftverschmutzung. European Series, Nr. 9. Kopenhagen: Regionale Veröffentlichungen der WHO.

—. 1987. Luftqualitätsrichtlinien für Europa. European Series, Nr. 23. Kopenhagen: Regionale Veröffentlichungen der WHO.

Weltgesundheitsorganisation (WHO) und Umweltprogramm der Vereinten Nationen (UNEP). 1994. GEMS/AIR Methodology Reviews Handbook Series. Vol. 1-4. Quality Insurance in Urban Air Quality Monitoring, Genf: WHO.

—. 1995a. Trends zur Luftqualität in Städten. Vol. 1-3. Genf: WER.

—. 1995b. GEMS/AIR Methodology Reviews Handbook Series. Vol. 5. Richtlinien für gemeinsame Überprüfungen von GEMS/AIR. Genf: WER.

Yamartino, RJ und G. Wiegand. 1986. Entwicklung und Auswertung einfacher Modelle für die Strömungs-, Turbulenz- und Schadstoffkonzentrationsfelder innerhalb einer urbanen Straßenschlucht. Atmos Umgebung 20(11):S2137-S2156.