Kupfer. Verbrauch, Umwelteinträge und

> Umwelt-Wissen
> Umweltgefährdende
UmweltgefährdendeStoffe
Stoffe
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> Kupfer
Verbrauch, Umwelteinträge und -vorkommen
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> Umwelt-Wissen
> Umweltgefährdende Stoffe
> Kupfer
Verbrauch, Umwelteinträge und -vorkommen
Avec résumé en français – Con riassunto in italiano – With summary in English
Herausgegeben vom Bundesamt für Umwelt BAFU
Bern, 2006
Herausgeber
Bundesamt für Umwelt (BAFU)
Das BAFU ist ein Amt des Eidg. Departements für
Umwelt, Verkehr, Energie und Kommunikation (UVEK)
Autor
Urs von Arx, BAFU, Abteilung Stoffe, Boden,
Biotechnologie, Sektion Industriechemikalien
Begleitung BAFU
Andreas Weber, Abteilung Stoffe, Boden, Biotechnologie
Mathias Tellenbach, Abteilung Abfall und Rohstoffe
Ulrich Sieber, Abteilung Wasser
Beat Müller, Abteilung Luftreinhaltung und NIS
Zitiervorschlag
von Arx U. 2006: Kupfer. Verbrauch, Umwelteinträge und
-vorkommen. Umwelt-Wissen Nr. 0601. Bundesamt für
Umwelt (BAFU), Bern. 163 S.
Titelbild
BAFU/AURA
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http://www.umwelt-schweiz.ch/publikationen
(eine gedruckte Fassung ist nicht erhältlich)
Code: UW-0601-D
© BAFU 2006
Inhaltsverzeichnis
Abstracts ................................................................................................................................... 5
Vorwort ..................................................................................................................................... 7
Kurzfassung .............................................................................................................................. 9
Résumé .................................................................................................................................... 14
Riassunto ................................................................................................................................. 19
Summary ................................................................................................................................. 24
1. Einleitung ............................................................................................................................ 29
1.1 Ausgangslage ................................................................................................................. 29
1.2 Zielsetzung ..................................................................................................................... 29
2. Verwendung und Verbrauch............................................................................................. 31
2.1 Produktion und Verbrauch von Halbzeug...................................................................... 31
2.2 Endverbrauch ................................................................................................................. 31
2.3 Ausgewählte Verwendungsgebiete ................................................................................ 35
2.3.1 Biozidprodukte ........................................................................................................ 35
2.3.2 Pflanzenschutzmittel ............................................................................................... 37
2.3.3 Mineraldünger und -Zusätze ................................................................................... 38
2.3.4 Futtermittelzusätze .................................................................................................. 38
2.3.5 Pigmente und Farbstoffe ......................................................................................... 39
2.3.6 Weitere Verwendungsgebiete ................................................................................. 40
3. Abfall und Abwasser.......................................................................................................... 42
3.1 Abwasser in kommunalen Kläranlagen.......................................................................... 42
3.1.1 Häusliches Abwasser............................................................................................... 45
3.1.2 Industrielles und gewerbliches Abwasser ............................................................... 46
3.1.3 Meteorwasser .......................................................................................................... 47
3.1.4 Verbleib von Kupfer in kommunalen ARAs........................................................... 49
3.2 Deponiesickerwasser...................................................................................................... 50
3.3 Abfall.............................................................................................................................. 52
3.3.1 Siedlungsabfälle ...................................................................................................... 52
3.3.2 Klärschlamm ........................................................................................................... 54
3.3.3 Elektro- und Elektronikaltgeräte ............................................................................. 54
3.3.4 Altfahrzeuge und Produkte der Shredderwerke ...................................................... 55
3.3.5 Bauabfälle................................................................................................................ 56
3.3.6 Sonderabfälle, industrielle und weitere Abfälle...................................................... 56
3.3.7 Vergleich mit Kupfermengen in Abfällen im Ausland ........................................... 57
3.3.8 Verbleib von Kupfer in KVAs ................................................................................ 59
3.3.9 Zusammenfassung ................................................................................................... 60
4. Umwelteinträge................................................................................................................... 62
4.1 Luft ................................................................................................................................. 62
4.2 Böden ............................................................................................................................. 64
4.3 Gewässer ........................................................................................................................ 72
3
5. Vorkommen und Verhalten in der Umwelt ..................................................................... 77
5.1 Verhalten in der Umwelt ................................................................................................ 77
5.2 Vorkommen in der Umwelt............................................................................................ 81
6. Beurteilungswerte............................................................................................................... 87
7. Zusammenfassung.............................................................................................................. 89
8. Literatur............................................................................................................................ 102
Anhang
A1 Produktion und Verbrauch ........................................................................................... 115
A2 Abfall und Abwasser ...................................................................................................... 117
A2.1 Abfall......................................................................................................................... 117
A2.2 Abwasser ................................................................................................................... 125
A3 Luftemissionen................................................................................................................ 133
A4 Beurteilungswerte........................................................................................................... 141
A4.1 Einleitung .................................................................................................................. 141
A4.2 Böden......................................................................................................................... 144
A4.3 Gewässer ................................................................................................................... 148
A5 Vorkommen in der Umwelt ........................................................................................... 150
A5.1 Luft ............................................................................................................................ 150
A5.2 Böden......................................................................................................................... 153
A5.3 Gewässer und Sedimente........................................................................................... 156
A5.4 Biota .......................................................................................................................... 160
4
Abstracts
Keywords:
Copper, use, waste,
emissions, exposure,
With the exception of aluminium, copper is the most frequently used non-ferrous
metal in Switzerland. Not least as a result of its widespread use, it often occurs in
environmental concentrations that are significant in comparison to background
levels. Copper is therefore a substance with relevance both for resource
conservation and human and environmental exposure. The present report provides
data on emission and exposure, on the use of copper in principal applications, and
on its occurrence and fate in waste. Finally, the concentrations of copper in surface
waters and soils are compared with the quality standards laid down in legislation.
quality standards
Stichwörter:
Kupfer, Verbrauch,
Abfallaufkommen,
Emissionen, Immissionen, Qualitätsziele
Mots-clés:
cuivre, consommation,
quantités de déchets,
émissions, immissions, objectifs de
qualité
Parole chiave:
rame, consumo,
quantità di rifiuti,
emissioni, immissioni,
obiettivi di qualità
Kupfer ist nach Aluminium das in der Schweiz am meisten verbrauchte Nichteisenmetall. Als Folge der weitverbreiteten Verwendung findet man es in der
Umwelt gegenüber dem natürlichen Vorkommen teilweise deutlich angereichert.
So ist Kupfer sowohl aus der Sicht der Ressourcenschonung als auch aus der Sicht
der Belastung von Mensch und Umwelt ein interessanter Stoff. Im vorliegenden
Bericht werden neben Emissions- und Immissionsdaten auch Angaben zum
Verbrauch für wichtige Anwendungsgebiete sowie zum Aufkommen mit Abfällen
und deren Verbleib aufgeführt. Schliesslich werden die Gehalte in Gewässern und
Böden mit den in den entsprechenden Verordnungen festgelegten Qualitätszielen
verglichen.
Le cuivre est le métal non ferreux le plus utilisé en Suisse après l’aluminium. Cette
large utilisation explique qu’on trouve parfois dans l’environnement plus de cuivre
qu’il n’en existe de façon naturelle. Le cuivre est donc une substance qui intéresse
aussi bien la préservation des ressources que la contamination de l’homme et de
l’environnement. Le présent rapport donne des indications relatives aux émissions
et aux immissions ainsi qu’à la consommation dans les principaux domaines
d’utilisation, aux quantités de déchets et à leur sort. Il compare enfin la teneur en
cuivre des eaux et des sols avec les objectifs de qualité fixés dans les ordonnances
correspondantes.
Dopo l’alluminio, il rame è il metallo non ferroso più utilizzato in Svizzera. Il suo
diffuso impiego spiega perché talvolta si rileva nell’ambiente una concentrazione
di rame maggiore a quella riscontrata in natura. Ciò rende il rame una sostanza
interessante, sia nell’ottica della gestione oculata dette risorse sia dal punto di vista
delle ripercussioni sull’uomo e l’ambiente. Il presente rapporto fornisce indicazioni sulle emissioni e le immissioni, sul suo consumo nei maggiori settori
d’utilizzazione, sulle quantità rilevate nei rifiuti e la loro sorte. Infine, confronta il
tenore di rame nei corsi e specchi d’acqua e nel suolo con gli obiettivi di qualità
fissati dalle relative ordinanze.
5
Vorwort
Kupfer ist nach Aluminium das in der Schweiz am häufigsten gebrauchte Nichteisenmetall.
Es wird als Werkstoff in der Elektroindustrie und in der Bauwirtschaft ebenso verwendet wie
im Maschinen- und Apparatebau oder in Fahrzeugen. Daneben wird es als Wirkstoff in Pflanzen- und Holzschutzmitteln sowie Antifoulings, in Futtermittelzusätzen und in Farbpigmenten
eingesetzt.
Es überrascht deshalb nicht, dass Kupfer in Klärschlamm, Bau- und Siedlungsabfällen, Elektroschrott und Altfahrzeugen zu finden ist und in der Umwelt in Konzentrationen nachgewiesen wird, die über natürlich vorkommenden Gehalten liegen.
Kupfer gelangt über Abwasser oder Abluft und via landwirtschaftliche Hilfsstoffe in Gewässer und Böden. Es ist jedoch ab einer bestimmten Konzentration giftig für Tiere und Pflanzen
und reichert sich z.B. in Böden und Gewässersedimenten an.
Aus der Sicht des Umweltschutzes sollten die Kupferverluste mit Abfällen und die
Kupfereinträge in die Umwelt so gering wie möglich gehalten werden. Voraussetzung für gezielte und wirksame Massnahmen ist jedoch eine möglichst genaue Kenntnis der Kupferflüsse
in der Schweiz.
Der vorliegende Bericht ist eine quantitative und qualitative Übersicht über die Verwendung
dieses wertvollen Werkstoffes, die Eintragswege von Kupfer in die Umwelt und die heutige
Kupferbelastung von Luft, Böden und Gewässern. Er gibt auch Auskunft über die Wirkung
der in verschiedenen Bereichen bereits getroffenen Schutzmassnahmen.
Im Zuge der Ausrichtung und Harmonisierung des schweizerischen Rechts im Chemikalienbereich auf Entwicklungen auf internationaler Ebene und hier insbesondere mit dem EGChemikalienrecht ist sowohl bei den Pflanzenschutzmitteln wie auch im Bereich der Biozidprodukte (Holzschutzmittel, Antifoulings) eine Re-Evaluation der heute zugelassenen
kupferhaltigen Produkte vorgesehen. Darüber hinaus sind zur Zeit keine Einschränkungen
und Verbote für den Umgang mit Kupfer geplant.
Der Herausgeber dankt allen, die zum Gelingen dieses Berichtes beigetragen haben.
Georg Karlaganis
Chef der Abteilung Stoffe, Boden, Biotechnologie
7
Kurzfassung
Kupferflüsse
Produktion und Verbrauch
Im Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 betrug der jährliche schweizerische Verbrauch von
Halbzeugen aus unlegiertem Kupfer und aus Legierungen mit Kupfer 110'000 t. Davon entfallen rund 65 % auf unlegiertes Kupfer. In zwei Halbzeugwerken werden jährlich ca. 40'000
t Kupfer- und besonders Messing-Halbzeuge durch Einschmelzen von Schrott und Bearbeitungsabfällen hergestellt.
Nimmt man an, dass bei der Herstellung der Endprodukte 25 % Verarbeitungsverluste entstehen und geht bei den Legierungen von einem Cu-Gehalt von 65 % aus, ergibt sich ein KupferVerbrauch mit Endprodukten von rund 75'000 t/a. Nicht berücksichtigt sind dabei Importe
und Exporte von Waren (Endprodukten), welche aus Kupfer bestehen oder solches enthalten.
Schätzungsweise 35 bis 40 % des Kupferendverbrauchs entfallen auf Anwendungen am Bau
und je etwa 5-10 % auf Anwendungen in Automobilen sowie Elektro- und Elektronikgeräten.
Weitere wichtige Anwendungsgebiete sind Kabel für die Telekommunikation und die Stromversorgung sowie der Maschinen- und Anlagenbau.
In Form von Verbindungen werden pro Jahr 200 bis maximal 370 t Kupfer verbraucht. Haupteinsatzgebiete sind Pestizide (Pflanzenschutzmittel ca. 65 t/a, Holzschutzmittel ca. 55 t/a,
Antifoulings ca. 5 t/a), Futtermittelzusätze (rund 30 t/a) sowie Pigmente für die Papier-,
Kunststoff- und Textilbedruckung bzw. -einfärbung.
Lagerbildung
In der Schweiz werden heute mit Endprodukten pro Jahr fast 37'000 t Kupfer an Lager gelegt.
Abfallaufkommen
Es wird geschätzt, dass jährlich ca. 38'000 t Kupfer zur Entsorgung anfallen. Davon können
rund 40 % nach Herkunft erklärt werden. In Bauabfällen sind 5400 t (14 %), in Altfahrzeugen
3500 t (9 %) und in separat gesammelten Elektro- und Elektronikaltgeräten 3100 t (8 %) Kupfer enthalten. Die Cu-Menge in Siedlungsabfällen beträgt 2000 t (5%). Der Rest stammt aus
nicht bekannten oder bezifferbaren Quellen wie Energie- und Telekomkabel aus dem Infrastrukturbereich oder Maschinen und Anlagen der Industrie. Ein Teil ist möglicherweise auf
die Unterschätzung der Kupferflüsse mit Elektro- und Elektronikaltgeräten wie Überwachungs- und Kontrollinstrumente, Automaten oder medizinische Geräte zurückzuführen.
Wegen fehlender Verarbeitungskapazität werden über 80 % des inländisch anfallenden
Schrotts (inklusive Bearbeitungsabfälle) exportiert.
Trennungseffizienz
Die Kupfermenge in Abfällen, aus denen Kupfer zur Zeit nicht zurückgewonnen wird, beträgt
ca. 4700 t/a. Zu den Verlusten tragen Siedlungsabfälle mit ca. 45 % und Produkte der Shredderwerke (Reststoffe aus dem Shredder RESH und Stahlschrott) mit ca. 50 % bei. Ca. 2/3 des
Kupfers im Shreddergut stammt von Personenwagen.
9
Kupfer in Kehrichtverbrennungsanlagen
Im Jahre 2000 betrug die Kupfermenge der in KVAs verbrannten Abfälle 2600 t. Es entfielen
70 % auf Siedlungsabfälle und 28 % auf RESH.
Bei der Verbrennung von Abfällen in KVAs wird Kupfer zu 96 % in die Schlacke und zu 4 %
in die Rauchgasreinigungsrückstände transferiert.
Kupfer auf Deponien
Im selben Jahr wurden rund 3000 t Kupfer in Abfällen abgelagert. Fast 90 % davon entfallen
auf Verbrennungsprodukte der KVAs (v.a. Schlacke). Das restliche Kupfer ist im wesentlichen in deponierten Siedlungs- und Bauabfällen enthalten. Darüber hinaus wurden ca. 680 t
Kupfer in RESH zur Verbrennung und Deponierung exportiert.
Umwelteinträge
Zur Zeit (2000) werden jährlich ca. 240 t Kupfer in die Umwelt eingetragen:
•
Die Cu-Emissionen in die Luft betragen 6 t/a. Quellen sind Feuerungen, Produktionsprozesse, Abgase von Fahrzeugen, die Abfallbehandlung und auch Feuerwerke.
Zusätzlich werden 36 t/a mit Fahrleitungsabrieben der Eisenbahnen und 21 t/a mit
Fahrleitungsabrieben des Tram- und Trolleybusverkehrs sowie mit Bremsenabrieben von
Personen- und Lieferwagen emittiert. Es wird angenommen, dass erstere Emissionen
vorallem in Böden eingetragen werden, während letztere von versiegelten Flächen in
urbanen Gebieten mit dem Regenwasser zum Abfluss gelangen.
•
Von den Cu-Einträgen in Gewässer von 49 t/a entfallen 19 t/a (ca. 40 %) auf Punktquellen und 30 t/a (ca. 60 %) auf diffuse Quellen.
Die Emissionen aus Punktquellen stammen zur Hauptsache aus ARA-Abläufen. Bei den
diffusen Einträgen dominieren mit 15 t/a die erwähnten Verluste aus dem Strassenverkehr
zusammen mit Korrosionsprodukteverlusten von an Dächern verbauten Blechen.
Die Einträge aus der Landwirtschaft von ca. 11 t/a sind v.a. auf die Erosion von
Ackerland (ca. 6.5 t/a) und auf Drainagen (ca. 3.5 t/a) zurückzuführen. Die Emissionen
mit Antifoulings werden auf 2.5 t/a geschätzt.
•
Mit landwirtschaftlichen Hilfsstoffen wurden im Jahre 2000 ca. 190 t Kupfer in Böden
eingetragen. Es entfielen 94 t (50 %) auf Hofdünger, 60 t auf Fungizide (32 %) und 26 t
(14 %) auf Klärschlamm. In der Kupfermenge der Hofdünger sind die Ernteentzüge enthalten. Unter Berücksichtigung der Ernteentzüge ergeben sich Netto-Einträge von rund
125 t/a.
Der Cu-Fluss in Haus- und Familiengärten mit Fungiziden und Werkskompost beträgt je
ca. 4 t/a. Daneben verwenden die Hobbygärtner auch Mist und Holzaschen.
Lokale Cu-Einträge in Böden erfolgen durch den Schiessbetrieb in Kugelfangnähe (14 t/a)
und durch Auswaschung imprägnierter Hölzer (2−8 t/a). Schienennahe Böden werden
durch die Deposition der Fahrleitungsabriebe der Eisenbahnen (36 t/a) belastet.
10
Umweltbelastung
Beurteilungswerte in der Schweiz und im Ausland
Hinsichtlich der Umweltbelastung mit Kupfer stehen direkte Wirkungen auf Gewässer- und
Bodenorganismen im Vordergrund. In der Verordnung über Belastungen des Bodens VBBo
sind Richtwerte für Böden mit Humusgehalten bis 15 % von 40 mg/kg für den Totalgehalt
und von 0.7 mg/kg für den löslichen Gehalt an Kupfer festgelegt. Der Richtwert für den Totalgehalt stimmt gut mit Werten aus Kanada, Deutschland und den Niederlanden überein.
Auch das in der Gewässerschutzverordnung GSchV festgelegte Qualitätsziel für Fliessgewässer von 2 μg/l für gelöstes Kupfer steht im Einklang mit Werten der genannten Länder.
Im Rahmen des Altstoffprogramms der EU hat die Risikobeurteilung von Metallen zu Diskussionen Anlass gegeben. Die Übertragung von Laborresultaten auf die Umwelt, d.h. die angemessene Berücksichtigung der Bioverfügbarkeit ist eine schwierige Aufgabe.
Die terrestrische und aquatische Toxizität von Kupfer ist neben der unterschiedlichen Empfindlichkeit der verschiedenen Spezies von Faktoren wie dem Ton-, Carbonat- und HumusGehalt in Böden oder dem pH-Wert, der Wasserhärte und dem DOC-Gehalt in Gewässern
abhängig. Beispielsweise wurde bei Toxizitätstests festgestellt, dass bei Verwendung von
Flusswasser statt typischem Laboratoriumswasser als Verdünnungswasser Kupfer deutlich
weniger toxisch wirkte. In der EU wird mit Hilfe des Biotic Ligand Model Konzepts diesem
Umstand Rechnung getragen. Die Bewertung erhöhter Metall-Gehalte in Gewässern aber
auch in Böden kann demnach je nach Standort unterschiedlich ausfallen.
Bewertung der Umweltbelastung
Die Auswertung der verfügbaren Immissionsdaten zeigt, dass die Qualitätsziele für Böden
und Gewässer an den meisten Standorten eingehalten werden können. Überschreitungen
werden bei kleinen, mit Abwasser belasteten Fliessgewässern mit urbanem Einzugsgebiet
festgestellt.
Böden sind zum Teil erheblich belastet. Während der Richtwert für den Gesamtgehalt relativ
oft überschritten wird, trifft dies beim Richtwert für lösliches Kupfer aber nicht mehr zu. Die
Flächen mit erhöhten Cu-Totalgehalten in Böden (Flächen im Bereich des VBBo-Richtwerts
oder darüber, Flächen mit potentiellen Richtwertüberschreitungen in weniger als 100 Jahren)
werden von Keller & Desaules (1997) auf ca. 130'000 ha geschätzt. Im Detail sind es Flächen
mit Intensivobstbau (7000 ha; Fungizide), mit Freilandgemüsebau (ca. 11'500 ha; Fungizide),
mit Rebbau (ursprünglich 40'000 ha; Fungizide), mit Klärschlammdüngung (<40'000 ha) und
mit Austrag von Schweinegülle (ca. 30'000 ha). Die besonders belasteten Flächen in Schienennähe werden auf 2500 ha (Doppelspurstrecken) geschätzt.
Daneben werden Haus- und Familiengartenflächen (ca. 12'500, bzw. 1200 ha) oftmals massiv
überdüngt und mit Fungiziden behandelt, sodass teilweise eine hohe Cu-Anreicherung in den
Böden stattfindet.
Schlussfolgerungen
Rund 85 % des Kupferaufkommens mit Abfällen werden als Metall oder Metalllegierung verwertet. Der Rest geht vorallem mit Siedlungsabfällen (bzw. darin enthaltenen Verbundwaren
wie Knöpfen oder Gürtelschnallen von Kleidern, Teile aus Messing in Spielzeugen usw., Ka-
11
belresten und Installationsmaterial) und Produkten der Shredderwerke (RESH, Stahlschrott)
verloren.
Die Verluste mit Elektro- und Elektronikgeräten sind dank dem Inkrafttreten der Verordnung
über die Rückgabe, die Rücknahme und die Entsorgung elektrischer und elektronischer Geräte VREG im Jahre 1998 zurückgegangen. Pro Kopf und Jahr werden heute rund 10 kg
Altgeräte gesammelt und in qualifizierten Betrieben entsorgt (2000/1). Zum Vergleich ist in
der EU ein Sammelziel von 4 kg pro Einwohner und Jahr bis Ende 2006 festgelegt.
Angesichts der seit kurzem bestehenden Möglichkeit der Gratisrückgabe von Haushaltsgeräten wird in Zukunft eine weitere Abnahme der Entsorgung über den Kehrichtsack erwartet.
Für die in Kehrichtverbrennungsanlagen (KVA) gelangenden Teile aus Kupfer und anderen
Nichteisenmetallen bieten sich seit 2004 Möglichkeiten zur kostengünstigen Rückgewinnung
aus der KVA Schlacke mit mechanischen Trennverfahren an. Damit dürfte sich in Zukunft die
Kupferfracht, die mit KVA-Schlacke auf Deponien gelangt, deutlich reduzieren.
Für die Entsorgung von Auto-Shredderabfällen stehen zumindest kurzfristig nur wenig befriedigende
Zwischenlösungen
zu
Verfügung.
Sowohl
die
Verbrennung
in
Kehrichtverbrennungsanlagen als auch die Verbrennung in Sonderabfallanlagen ermöglichen
keine Rückgewinnung der Metalle und führen nicht zu einer inerten Schlacke. Deshalb
müssen für die Altautoentsorgung und die RESH-Behandlung Vorschriften erlassen werden,
welche gewährleisten, dass die Nichteisenmetalle und damit auch Kupfer zurückgewonnen
werden.
Verglichen mit dem Verbrauch oder Abfallaufkommen sind die Umwelteinträge von 240 t/a
gering. Aus ökotoxikologischer Sicht sind sie relevant. Die wichtigsten industriellen Emissionsquellen von Kupfer sind saniert (Halbzeugwerke, chemische Industrie, Gewerbe). Heute
dominieren Einträge in die Umwelt aus Quellen wie Hofdünger, Klärschlamm, Fungiziden,
Abrieben von Bremsbelägen und Korrosion von Kupferkonstruktionen. Sie sind auch meist
die Ursache für Überschreitungen der Qualitätsziele. Diese können in Gewässern und Böden
an normalbelasteten Standorten heute eingehalten werden.
Ein Teil des Kupfers von Dächern wird in Form von Korrosionsprodukten mit dem Regenwasser abgeschwemmt. In einer Informationsschrift des Amts für Bundesbauten und Logistik
(BBL) wurde gezeigt, dass Aluminium und Edelstähle praxistaugliche Substitute sind, die
Metalle (Aluminium, Nickel, Chrom) in vernachlässigbaren Mengen emittieren. Die Schrift
wurde von Vertretern des BBL, des BUWAL sowie der EMPA und EAWAG gemeinsam
erarbeitet (KBOB/IPB 2001). Ausserdem steht als Arbeitshilfe für die
Regenwasserentsorgung die Richtlinie des Verbands Schweizer Abwasser- und
Gewässerschutzfachleute
zur
Versickerung,
Retention
und
Ableitung
von
Niederschlagswasser in Siedlungsgebieten zur Verfügung (VSA 2002).
Einige Böden sind erheblich belastet. Es ist deshalb unerlässlich, den Eintrag von Kupfer auf
ein Minimum zu begrenzen. Mit dem kürzlich in Kraft getretenen Verbot des Ausbringens
von Klärschlamm werden die Nettoeinträge in Landwirtschaftsböden um ca. 20 % gesenkt.
Weiter sollten die Cu-Gehalte im Nutztierfutter dem von den Forschungsanstalten empfohlenen Bedarf der Tiere angepasst werden.
12
Das grösste Minderungspotential (ca. 50 %) besteht im Ersatz kupferhaltiger Fungizide. Im
Zuge der Ausrichtung und Harmonisierung des schweizerischen Rechts im Chemikalienbereich auf Entwicklungen auf internationaler Ebene und hier insbesondere mit dem EG-Chemikalienrecht ist sowohl bei den Pflanzenschutzmitteln wie auch im Bereich der Biozidprodukte (Holzschutzmittel, Antifoulings) eine Re-evaluation der heute zugelassenen kupferhaltigen Produkte vorgesehen.
Die im Bericht erwähnten und bereits eingeleiteten Massnahmen sollten konsequent weiterverfolgt werden. Darüber hinaus sind zur Zeit keine Einschränkungen und Verbote für den
Umgang mit Kupfer geplant.
13
Résumé
Flux de cuivre
Production et consommation
Entre 1995 et 2000, la consommation moyenne de produits semi-finis en cuivre non allié et en
alliage de cuivre en Suisse a été de 110 000 t/an, dont 65% de cuivre non allié. Deux usines
fabriquent chaque année quelque 40 000 tonnes de produits semi-finis en cuivre et en laiton à
partir de chutes de cuivre.
Si l’on considère que la fabrication des produits finis entraîne 25% de chutes et que les
alliages contiennent 65% de cuivre, on peut estimer la consommation de cuivre dans les
produits finis à 75 000 t/an, sans les marchandises (produits finis) importées et exportées qui
sont faites en cuivre ou en contiennent.
Quelque 35 à 40% du cuivre sont utilisés dans le secteur de la construction, 5 à 10% dans le
secteur automobile et 5% dans les appareils électriques et électroniques. Le cuivre est aussi
utilisé pour les câbles de télécommunication et les câbles électriques ainsi que pour la
construction de machines et d’installations.
Chaque année, entre 200 et 370 tonnes de cuivre sont utilisées sous forme de composés,
principalement dans les pesticides (environ 65 t/an pour les produits phytosanitaires, 55 t/an
pour les produits de protection du bois, 5 t/an pour les antifoulings), les additifs pour
fourrages (environ 30 t/an) et les pigments servant à imprimer et à teindre le papier, le
plastique et les textiles.
Entreposage
En Suisse, près de 37 000 tonnes de cuivre sont entreposées chaque année avec des produits
finis.
Quantités de déchets
On estime que quelque 38 000 tonnes de cuivre doivent être éliminées chaque année. Pour
40% des déchets, la provenance de ce cuivre est connue: 5400 t proviennent de déchets de
chantier (14%), 3500 t de véhicules hors d’usage (9%) et 3100 t d’appareils électriques et
électroniques collectés séparément (8%). Les ordures ménagères quant à elles contiennent
2000 t de cuivre (5%). Le reste provient de produits inconnus ou impossibles à évaluer
comme les câbles de télécommunication et les câbles électriques des infrastructures ou les
machines et les installations industrielles. Une partie de ces déchets s’explique probablement
par le fait qu’on sous-évalue les flux de cuivre dans des appareils électriques et électroniques
tels qu’instruments de surveillance et de contrôle, automates et instruments médicaux.
La Suisse ne disposant pas de capacités de traitement suffisantes, plus de 80% de la ferraille
(y compris les chutes issues de la fabrication) sont exportés.
Efficacité du tri des déchets
La quantité de cuivre dans des déchets dans lesquels ce métal n’est actuellement pas récupéré
s’élève à 4700 t/an environ. Il s’agit pour 45% d’ordures ménagères et pour 50% de produits
provenant d’installations de broyage (résidus de broyage et déchets d’acier). Environ 2/3 du
cuivre présent dans les produits de broyage proviennent de voitures.
14
Usines d’incinération des ordures ménagères
En 2000, les déchets incinérés dans des UIOM contenaient 2600 tonnes de cuivre, provenant
pour 70% des ordures ménagères et pour 28% de résidus de broyage.
Lors de l’incinération dans une UIOM, 96% du cuivre passent dans le mâchefer et 4% dans
les résidus d’épuration des fumées.
Décharges
En 2000, quelque 3000 tonnes de cuivre ont été mises en décharge avec des déchets. Il s’agit
pour près de 90% de produits d’incinération des UIOM (principalement mâchefer). Les 10%
restants sont pour l’essentiel contenus dans des ordures ménagères et des déchets de chantier
mis en décharge. En outre, environ 680 tonnes de cuivre contenues dans des résidus de
broyage ont été exportées pour être incinérées ou mises en décharge.
Apports dans l’environnement
Depuis 2000, quelque 240 tonnes de cuivre parviennent chaque année dans l’environnement:
•
Les émissions de cuivre dans l’air correspondent à 6 t/an, provenant des installations de
combustion, des procédés de production, des gaz d’échappement des véhicules, du
traitement des déchets et des feux d’artifice.
En outre, 36 t/an sont émises par l’abrasion sur les lignes de contact des trains et 21 t/an
par l’abrasion sur les lignes de contact des trams et des trolleybus ainsi que par l’abrasion
au freinage des voitures de tourisme et de livraison. On considère que les émissions des
trains parviennent surtout dans le sol alors que celles des trams et des véhicules s’écoulent
avec l’eau de pluie sur les surfaces imperméabilisées des zones urbaines.
•
Les apports de cuivre dans les eaux sont de 49 t/an, soit 19 t (environ 40%) provenant de
sources ponctuelles et 30 t (environ 60%) de sources diffuses.
Les sources ponctuelles sont en majeure partie des eaux épurées provenant des STEP. En
ce qui concerne les sources diffuses, il s’agit principalement (15 t/an) des pertes des
transports routiers mentionnées ci-dessus et des pertes de produits de corrosion provenant
de tôles fixées sur les toits.
Les apports de l’agriculture (environ 11 t/an) viennent surtout de l’érosion des cultures
(environ 6,5 t) et du drainage (environ 3,5 t). Les émissions des antifoulings sont estimées
à 2,5 t/an.
•
Quelque 190 t de cuivre sont parvenues en 2000 dans les sols avec des moyens de
production agricoles: 94 t dans des engrais de ferme (50%), 60 t dans des fongicides
(32%) et 26 t dans des boues d’épuration (14%). Les données pour les engrais de ferme
incluent les quantités de cuivre retirées ensuite avec les récoltes. Après soustraction de ces
récoltes, les apports nets sont d’environ 125 t/an.
Dans les jardins privés et familiaux, le flux de cuivre provient à parts égales des
fongicides et du compost (8 t/an au total). Les jardiniers amateurs utilisent aussi du fumier
et des cendres de bois.
15
Le cuivre parvient aussi localement dans les sols à proximité des pare-balles des stands de
tir (14 t/an) et par le lessivage de bois imprégné (2 à 8 t/an). Près des voies ferrées, les
sols sont contaminés par l’abrasion sur les lignes de contact (36 t/an).
Conséquences pour l’environnement
Valeurs indicatives en Suisse et à l’étranger
La pollution au cuivre affecte directement les organismes vivant dans les eaux et dans les
sols. L’ordonnance sur les atteintes portées aux sols (OSol) fixe, pour les sols contenant
jusqu’à 15% de matière organique, des valeurs indicatives de 40 mg/kg pour la teneur totale
en cuivre et de 0,7 mg/kg pour la teneur soluble. La valeur indicative pour la teneur totale est
similaire à celles du Canada, de l’Allemagne et des Pays-Bas. L’objectif de qualité pour les
cours d’eau, fixé dans l’ordonnance sur la protection des eaux (OEaux) – 2 μg/l pour le
cuivre dissous –, correspond également aux valeurs de ces pays.
L’évaluation des risques présentés par les métaux a fait l’objet de discussions dans le cadre du
programme de l’UE sur les substances existantes. Il est difficile de transférer à
l’environnement les résultats des laboratoires, c’est-à-dire de tenir compte correctement de la
biodisponibilité.
La toxicité terrestre et aquatique du cuivre dépend non seulement de la sensibilité des
différentes espèces, mais aussi de facteurs tels que la teneur du sol en argile, en carbonate et
en matière organique ou du pH et de la dureté de l’eau et de sa teneur en COD. On a
notamment constaté lors de tests de toxicité que le cuivre avait un effet nettement moins
toxique si on le diluait avec l’eau d’une rivière plutôt qu’avec de l’eau de laboratoire
traditionnelle. Dans l’UE, le modèle du ligand biotique permet de tenir compte de ces
éléments. L’appréciation des teneurs élevées en métal dans les eaux et dans les sols peut donc
varier d’un endroit à l’autre.
Évaluation de la pollution
En analysant les données relatives aux immissions, on constate que les objectifs de qualité
pour les sols et les eaux peuvent le plus souvent être respectés. Les dépassements concernent
de petits cours d’eau situés dans des bassins versants urbains et dans lesquels sont déversées
des eaux usées.
Certains sols sont considérablement pollués. Si la valeur indicative pour la teneur totale est
assez souvent dépassée, ce n’est plus le cas de la valeur pour la teneur soluble. Keller &
Desaules (1997) estiment à environ 130 000 ha la superficie des sols accusant des teneurs
totales en cuivre élevées (approchant ou dépassant la valeur indicative de l’OSol ou risquant
de la dépasser dans moins de 100 ans). Il s’agit de surfaces destinées à la culture fruitière
intensive (7000 ha, fongicides), à la culture maraîchère de plein champ (environ 11 500 ha,
fongicides), à la viticulture (40 000 ha à l’origine, fongicides) et de surfaces sur lesquelles on
épand des boues d’épuration (<40 000 ha) ou du lisier de porc (environ 30 000 ha). Les
surfaces particulièrement polluées à proximité de voies ferrées sont estimées à 2500 ha.
Par ailleurs, les jardins privés et familiaux (environ 12 500 et 1200 ha) sont souvent
surfertilisés et traités avec des fongicides, ce qui provoque dans certains cas une forte
accumulation de cuivre dans les sols.
16
Conclusions
Environ 85% du cuivre présent dans les déchets sont valorisés sous forme de métal ou
d’alliage. Le reste finit dans les ordures ménagères (matériaux composites comme les boutons
ou les boucles de ceinture, des parties en laiton sur des jouets etc., des restes de câble et du
matériel d’installation) et dans les produits de broyage (résidus de broyage, déchets d’acier).
Grâce à l’entrée en vigueur en 1998 de l’ordonnance sur la restitution, la reprise et
l’élimination des appareils électriques et électroniques (OREA), les pertes liées à ce type
d’appareils ont diminué. Chaque année, près de 10 kg d’appareils par habitant sont collectés
et éliminés dans des entreprises qualifiées (2000/1). À titre de comparaison, l’UE a fixé pour
fin 2006 un objectif de collecte de 4 kg par habitant et par an. La possibilité récente de
rapporter gratuitement les appareils électroménagers devrait faire encore baisser la proportion
d’appareils éliminés avec les ordures ménagères.
Pour les parties en cuivre et autres métaux non ferreux dans les scories d’UIOM, il existe,
depuis 2004, des possibilités de récupération bon marché à l’aide de procédés de séparation
mécaniques. Ainsi, la quantité de cuivre acheminée vers les décharges devrait pouvoir être
considérablement réduite.
Les solutions qui restent pour l’élimination des résidus de broyage des automobiles sont peu
satisfaisantes, du moins à brève échéance. L’incinération dans les usines d’incinération des
ordures ménagères comme dans des installations pour déchets spéciaux ne permet pas de
récupérer les métaux et ne produit pas de scories inertes. C’est pourquoi des prescriptions
doivent être édictées pour l’élimination des voitures usagées et le traitement des résidus de
broyage afin de garantir la récupération des métaux non ferreux, y compris le cuivre.
Par rapport à la consommation et aux déchets, les apports de cuivre dans l’environnement
(240 t/an) sont faibles, mais ils sont importants du point de vue écotoxicologique. Les
principales sources d’émissions industrielles sont assainies (fabriques de produits semi-finis,
industrie chimique, artisanat). Actuellement, les apports dans l’environnement sont surtout
dus aux engrais de ferme, aux boues d’épuration, aux fongicides, à l’abrasion au freinage et à
la corrosion de constructions en cuivre. Ces sources sont aussi à l’origine de la plupart des
dépassements des objectifs de qualité. Ces objectifs peuvent aujourd’hui être respectés dans
les eaux et les sols aux endroits moyennement pollués.
Le cuivre recouvrant les toits est en partie lessivé par la pluie sous forme de produits de
corrosion. L’Office fédéral des constructions et de la logistique (OFCL) a indiqué dans une
notice informative que l’aluminium et les aciers inoxydables sont des produits de substitution
pratiques dont les émissions de métaux (aluminium, nickel, chrome) sont négligeables. Cette
notice a été élaborée par des représentants de l’OFCL, de l’OFEFP, de l’EMPA et de
l’EAWAG (CSFC/IPB 2001). En outre, une directive de l’association suisse des professionnels de la protection des eaux sur l’infiltration, la rétention et l’évacuation des eaux pluviales
dans les agglomérations est disponible comme guide de travail (VSA 2002).
17
Certains sols sont fortement pollués. Il est donc indispensable de limiter au maximum les
apports de cuivre. L’interdiction récente d’épandre des boues d’épuration permettra de réduire
d’environ 20% les apports nets dans les sols agricoles. La teneur en cuivre des aliments pour
animaux de rente doit en outre être adaptée aux recommandations des stations de recherche
concernant les besoins de ces animaux.
Le principal potentiel de réduction (environ 50%) réside dans le remplacement des fongicides
contenant du cuivre. Il est prévu de réévaluer les produits contenant du cuivre actuellement
autorisés – qu’il s’agisse de produits phytosanitaires ou de biocides (produits de traitement du
bois, antifoulings) – dans le cadre des travaux visant à adapter le droit suisse des produits
chimiques aux évolutions internationales et en particulier au droit de l’UE.
Les mesures mentionnées dans le présent rapport et les mesures déjà introduites doivent
continuer à être appliquées systématiquement. Des restrictions ou des interdictions ne sont
pas prévues pour l’instant.
18
Riassunto
I flussi del rame
Produzione e consumo
Tra il 1995 e il 2000, in Svizzera il consumo medio di semilavorati di rame legato e non
legato è stato di 110 000 tonnellate, con una frazione di rame non legato del 65%. Due
aziende producono ogni anno circa 40 000 tonnellate di semilavorati di rame e, in particolare,
semilavorati di ottone, ottenuti fondendo rottami e cascami di rame.
Se si considera che la lavorazione dei prodotti implica una dispersione di rame del 25% e che
le leghe contengono un tenore di rame del 65%, il suo consumo nei prodotti lavorati può
ammonta a circa 75 000 tonnellate, esclusa l’importazione e l’esportazione di merci (i
prodotti lavorati) in rame o contenenti tale metallo.
Si stima che il consumo finale di rame sia destinato nella misura del 35-40% ad impieghi nel
settore edile, mentre un 10% è destinato sia al settore degli autoveicoli che a quello degli
apparecchi elettrici ed elettronici. Un ulteriore campo d’applicazione importante di tale
metallo è costituito dalla fabbricazione di cavi per il settore delle telecomunicazioni, per
l’approvvigionamento di energia elettrica e dalla costruzione di macchine e impianti.
Ogni anno, dalle 200 ad un massimo di 370 tonnellate di rame sono utilizzate, sotto forma di
composti, soprattutto nei pesticidi (65 t nei prodotti fitosanitari, 55 t nei prodotti di protezione
del legno, 5 t negli antifouling), negli additivi per i foraggi (circa 30 t) e i pigmenti usati per
la stampa e tintura di carta, plastica e prodotti tessili.
Immagazzinamento
In Svizzera, ogni anno sono immagazzinate con i prodotti lavorati quasi 37 000 tonnellate di
rame.
Quantità di rifiuti
Si stima che la quantità annua di rame da smaltire con i rifiuti ammonti a circa 38 000
tonnellate. La sua provenienza è nota nella misura del 40%: 5400 t provengono da cantieri
edili (14%), 3500 t da veicoli usati (9%) e 3100 t da apparecchi elettrici ed elettronici raccolti
separatamente (8%). I rifiuti urbani contengono invece 2000 t di rame (5%). Il rimanente
proviene da fonti ignote o il cui tenore di rame non può essere quantificato, come nel caso dei
cavi per le telecomunicazioni o elettrici del settore delle infrastrutture, oppure i macchinari e
gli impianti industriali. Una parte dei rifiuti può essere spiegata probabilmente con il fatto
che sono stati sottovalutati i flussi di rame negli apparecchi elettrici ed elettronici, quali gli
strumenti di sorveglianza e di controllo, i distributori e gli strumenti medici.
Poiché la Svizzera non possiede capacità di trattamento sufficienti, oltre l’80% dei rifiuti è
esportato (compresi i residui del trattamento).
Efficienza della separazione dei rifiuti
La quantità di rame ancora non recuperata nei rifiuti ammonta a circa 4700 t l’anno. A tale
dispersione i rifiuti urbani contribuiscono nella misura di circa il 45%, mentre i prodotti
provenienti da impianti di rottamazione (fluff e rottami di acciaio) vi contribuisce con il 50%.
Circa 2/3 del rame presente nel fluff provengono dagli autoveicoli.
19
Impianti d’incenerimento dei rifiuti urbani (IIRU)
Nel 2000 insieme ai rifiuti sono state incenerite negli IIRU 2600 tonnellate di rame, provenienti nella misura del 70% dai rifiuti urbani e per un 28% dal fluff.
Nel corso dell’incenerimento negli IIRU, il 96% del rame si concentra nella loppa, mentre il
rimanente 4% finisce nei residui della depurazione dei gas di scarico.
Discariche
Nel 2000, sono state conferite in discarica circa 3000 tonnellate di rame. Quasi il 90% era
costituito da residui d’incenerimento degli IIRU (soprattutto loppa). Il rimanente 10% è
sostanzialmente contenuto nei rifiuti urbani ed edili conferiti in discarica. Inoltre, una quantità
di fluff contenente circa 680 tonnellate di rame è stata esportata per essere incenerita o
conferita in discarica.
Rilascio nell’ambiente
Attualmente (2000), il rilascio di rame nell’ambiente ammonta a circa 240 tonnellate l’anno:
•
Il rilascio di rame nell’atmosfera è di 6 t l’anno e proviene da impianti di combustione,
gas di scarico dei veicoli, dal trattamento dei rifiuti e dai fuochi d’artificio, mentre 36 t
sono emesse ogni anno dall’abrasione delle rotaie ferroviarie. 21 tonnellate l’anno
provengono invece dall’abrasione delle linee di contatto dei tram e del filobus e dei freni
di automobili e furgoni. Si presume che nel suolo giungano soprattutto le emissioni dei
treni e dei filobus, mentre quelle dei tram e degli autoveicoli sono dilavate dalle superfici
sigillate delle zone urbane dall’azione dell’acqua piovana.
•
Il rilascio annuo di rame nei corsi d’acqua ammonta a 49 t, di cui 19 (ca. il 40%)
provengono da fonti puntuali e 30 (ca. il 60%) da fonti diffuse.
Le emissioni da fonti puntuali sono costituite soprattutto dalle acque che defluiscono dagli
IDA. Le fonti diffuse contribuiscono con 15 t l’anno, dovute soprattutto alle perdite dei
trasporti stradali summenzionate nonché alla corrosione dei prodotti in lamiera fissati sui
tetti.
Le emissioni provenienti dall’agricoltura, (ca. 11 t l’anno) sono dovute prevalentemente
all’erosione dei terreni coltivati (ca. 6,5 t) e ai dilavamenti (ca. 3,5 t). Le emissioni legate
agli antifouling sono invece stimate a 2,5 t l’anno.
•
Nel 2000 l’accumulo di rame nel suolo a seguito dell’uso di sostanze ausiliarie
nell’agricoltura ammonta a circa 190 tonnellate, di cui 94 (50%) erano contenute nei concimi aziendali, 60 nei fungicidi (32%) e 26 nei fanghi di depurazione (14%). Le quantità
di rame nei concimi aziendali includono anche il rame inglobato nei raccolti. Dopo la sottrazione di tali quantità, le emissioni nette ammontano a circa 125 t l’anno.
Il rame diffuso con i fungicidi e con il composto negli orti e nei giardini privati ammonta
a 4t l’anno. I giardinieri per hobby utilizzano anche letame e cenere di legno.
Fonti d’emissioni di rame nel suolo sono state localizzate anche in prossimità dei parapalle dei poligoni di tiro (14 t l’anno) e degli impianti di lavaggio di legname impregnato
(da 2 a 8 t l’anno). L’abrasione delle linee di contatto della ferrovia (36 t l’anno) ha invece
contaminato il suolo lungo i binari dei treni.
20
Conseguenze per l’ambiente
Valori indicativi in Svizzera e all’estero
L’inquinamento da rame tange direttamente gli organismi acquatici e del suolo. Per quanto
riguarda il tenore totale di rame nei suoli contenenti humus sino a 15%, l’ordinanza contro il
deterioramento del suolo (O suolo) prevede un valore indicativo di 40 mg/kg, mentre per il
tenore solubile tale valore è di 0,7 mg/kg. Il valore indicativo per il tenore totale coincide con
quello fissato dal Canada, dalla Germania e dai Paesi Bassi. Corrisponde ai valori di tali Paesi
anche l’obiettivo di qualità per i corsi d’acqua di 2 μg/l per il rame sciolto, introdotto
dall’ordinanza sulla protezione delle acque (OPAc).
La valutazione dei rischi legati ai metalli è stata oggetto di discussioni nell’ambito del
programma dell’Ue sulle sostanze esistenti. È difficile trasferire all’ambiente i risultati
ottenuti nei laboratori, ovvero tenere conto in maniera adeguata della biodisponibilità.
La tossicità del rame nel suolo e nell’acqua dipende, oltre che dalla particolare sensibilità
delle diverse specie, anche da fattori quali il tenore di argilla, di carbonato e di materia
organica nel suolo o dal livello di pH e dalla durezza dell’acqua e dal suo tenore di carbonio
organico disciolto (COD). Nell’ambito di test di tossicità è stato inoltre constatato che il rame
diluito nell’acqua di un fiume ha un effetto nettamente meno tossico rispetto a quello diluito
nell’abituale acqua da laboratorio. Nell’Ue, l’applicazione del Biotic Ligand model permette
di tenere conto di tale fattore. La valutazione dei tenori più elevati di metallo nei corsi
d’acqua e nel suolo può dunque variare a seconda del luogo di prelievo dei campioni.
Valutazione dell’inquinamento ambientale
L’esame dei dati sulle emissioni ha permesso di constatare che gli obiettivi di qualità stabiliti
per il suolo e per i corsi d’acqua sono per lo più rispettati, mentre non lo sono nei piccoli corsi
d’acqua che contaminati da acque usate dei rispettivi bacini imbriferi urbani.
Vi sono suoli in parte considerevolmente inquinati. Mentre il valore indicativo del tenore
totale è spesso superato, quello concernente il tenore solubile non lo è più. Keller & Desaules
(1997) stimano che circa 130 000 ha di superficie complessiva si contraddistinguono per un
elevato tenore totale di rame (superfici con un tenore vicino o superiore al valore indicativo
fissato dall’O suolo o con un potenziale di superamento in meno di 100 anni). Si tratta di
superfici destinate alla frutticoltura intensiva (7000 ha, fungicidi), all’orticoltura in pieno
campo (circa 11 500 ha, fungicidi), alla viticoltura (originariamente 40 000 ha, fungicidi) e di
superfici concimate con fanghi di depurazione (<40 000 ha) o letame liquido da porcilaia
(circa 30 000 ha). La superficie particolarmente inquinata in prossimità delle vie ferrate viene
stimata complessivamente a 2500 ha (tratte a doppio binario).
Per contro, negli orti e nei giardini domestici (circa 12 500 e 1200 ha) lo spandimento di
fertilizzanti e il trattamento con fungicidi sono spesso eccessivi, al punto tale che vi sono casi
in cui si registra una forte concentrazione di rame nel suolo.
21
Conclusioni
Circa l’85% del rame presente nei rifiuti è valorizzato sotto forma di metallo o di leghe
metalliche. Il rimanente termina soprattutto nei rifiuti urbani (o nei beni fabbricati con
materiali composti quali ad esempio gli bottoni o fibbie di vestiti, parti in ottone di giocattoli
ecc., residui di cavi e materiale d’installazione) e nei prodotti degli impianti di rottamazione
(fluff, rottami d’acciaio).
L’entrata in vigore nel 1998 dell’ordinanza concernente la restituzione, la ripresa e lo
smaltimento degli apparecchi elettrici ed elettronici (ORSAE) ha permesso di ridurre le
perdite legate a tali apparecchi. Pro capite la raccolta e lo smaltimento degli apparecchi in
impianti adeguati ammonta a quasi 10 kg l’anno (2000/1). A titolo di confronto, l’obiettivo di
raccolta pro capite fissato dall’Ue sino alla fine del 2006 è di 4 kg l’anno.
La possibilità, introdotta recentemente, di riconsegnare gratuitamente ai rivenditori gli
apparecchi elettrodomestici dovrebbe ridurne ulteriormente la quantità che viene tuttora
eliminata nei rifiuti domestici.
Per recuperare a costi contenuti le frazioni di rame e di altri metalli non ferrosi conferite in
impianti d’incenerimento dei rifiuti urbani (IIRU) sistemi di separazione meccanica di tali
frazioni dalle scorie degli IIRU esistono dal 2004. Ciò dovrebbe comportare una riduzione
considerevole del rame che giunge in discarica con le scorie degli IIRU.
Almeno a breve termine, per lo smaltimento del fluff non rimangono che soluzioni poco soddisfacenti. La combustione negli impianti d'incenerimento dei rifiuti urbani e negli impianti
d'incenerimento dei rifiuti speciali non permette infatti nessun recupero dei metalli e non produce scorie inerti. Per tale ragione, lo smaltimento di veicoli fuori uso e il trattamento del
fluff richiedono l’emanazione di prescrizioni che garantiscano il recupero dei metalli non
ferrosi e, quindi, anche del rame.
Rispetto ai nostri consumi o ai rifiuti che produciamo, le emissioni annue di rame
nell’ambiente (240 t) sono esigue, anche se rimangono pur sempre importanti dal punto di
vista ecotossicologico. Le principali fonti d’emissione industriali sono state risanate
(fabbriche di semilavorati, industria chimica, artigianato). Attualmente, le emissioni maggiori
provengono da fonti quali i concimi aziendali, i fanghi di depurazione, i fungicidi, le abrasioni
dei freni e la corrosione di costruzioni in rame. Dette fonti sono molto spesso anche
all’origine del mancato rispetto degli obiettivi di qualità. Tali obiettivi sono ora rispettati nei
corsi e specchi d’acqua e nel suolo di siti mediamente inquinati.
L’acqua piovana dilava notevoli quantità di rame dai tetti sotto forma di prodotti di corrosione. L’Ufficio federale delle costruzioni e della logistica (UFCL) ha indicato in una nota
informativa che l’alluminio e gli acciai inossidabili costituiscono dei prodotti alternativi pratici, le cui emissioni di metalli (alluminio, nichel, cromo) sono trascurabili. La nota è stata
elaborata dai rappresentanti dell’UFCL, dell’UFAFP, dell’EMPA e dell’IFADPA (CSFC/IPB
2001). È pure disponibile, quale guida per lo smaltimento delle acque meteoriche, la direttiva
sull’infiltrazione, la ritenzione e l’evacuazione delle acque meteoriche nelle aree edificate,
22
pubblicato dall’Associazione svizzera dei professionisti della protezione delle acque (VSA
2002).
Vi sono zone il cui suolo è molto inquinato. È dunque indispensabile ridurre al minimo le
emissioni di rame. Il divieto, emesso recentemente, di spandere fanghi di depurazione
permette una riduzione netta delle emissioni nei suoli agricoli di circa il 20%. Il tenore di
rame nel cibo per animali da reddito deve inoltre essere commisurato alle raccomandazioni
delle stazioni di ricerca concernenti i bisogni di tali animali.
Il principale potenziale di riduzione (ca. il 50%) è costituito dalla sostituzione di fungicidi
contenenti rame. Nell’ambito del nuovo orientamento del diritto svizzero sui prodotti chimici
e della sua armonizzazione con l’evoluzione in atto a livello internazionale, in particolare in
seno al diritto dell’Ue, è prevista una nuova valutazione dei prodotti autorizzati contenenti
rame, siano essi prodotti fitosanitari o biocidi (prodotti di trattamento del legno, antifouling).
L’applicazione sistematica delle misure già introdotte elencate nel presente rapporto deve
continuare. Per quanto riguarda l’utilizzazione del rame non sono attualmente previste
restrizioni o divieti.
23
Summary
Copper flows
Production and consumption
The average consumption of semi products containing non-alloyed and alloyed copper in
Switzerland between 1995 and 2000 was 110 000 t/a. Of this, some 65% is accounted for by
non-alloyed copper. An annual approx. 40 000 t of copper alloy semis (particularly brass) are
produced in two brass mills by the re-melting of prompt and old scrap.
On the assumption that the prompt scrap from the manufacture of final products (goods)
amounts to 25% of the consumption of semi products, and that alloys have an average copper
content of 65%, the consumption of copper for goods amounts to some 75 000 t/a. Not
included in this figure are imported and exported goods consisting of, or containing, copper.
An estimated 35% to 40% of finished copper consumption is accounted for by building applications and about 5% to 10% each by vehicles and electrical and electronic equipment. Other
major applications are in telecommunications and power distribution systems (infrastructure),
and in machines and installations (industrial machinery).
An estimated 200 t of copper, with an upper limit of 370 t, are consumed annually in chemical
compounds. Major applications are in pesticides (plant protection products approx. 65 t/a,
wood preservatives approx. 55 t/a, and anti-fouling coatings approx. 5 t/a), additives to
animal feeds (some 30 t/a) and pigments for the printing and dying of paper, plastics and
textiles.
Stockage
Almost 37 000 t of copper are taken into stock per year in the form of goods in Switzerland.
Waste generation
An estimated 38 000 t of copper must be disposed of annually. The origin of about 40% of
this can be retraced. Construction and demolition waste accounts for 5 400 t (14%), end-oflife vehicles for 3 500 t (9%) and separately collected waste of electrical and electronic
equipment for 3 100 t (8%). Municipal solid waste (MSW) accounts for 2 000 t (5%) of
copper waste. The remainder is accounted for by undefined sources in the infrastructure sector, as well as in industrial machinery. Part of this may also be attributable to underestimating
the copper flows associated with electrical and electronic equipment, such as monitoring &
control instruments, automatic dispensers and medical devices.
Owing to insufficient processing capacity, over 80% of the scrap (old and prompt scrap)
arising in Switzerland is exported.
Separation efficiency
The total quantity of copper contained in waste from which copper is not presently recovered
amounts to some 4 700 t/a. Of this, municipal solid waste (MSW) accounts for approx. 45%
and shredder output (residues from shredder plants RESH and ferrous scrap) for approx. 50%.
About 2/3 of the copper input to scrapping plants is attributable to vehicles.
24
Copper in municipal solid waste incineration plants
In 2000, the waste incinerated in the MSWPs contained a total of 2 600 t of copper. Of this,
70% was accounted for by MSW and 28% by RESH. About 96% of the copper input leave
the incinerator by the bottom ash and the other part by the gas cleaning residues.
Copper in landfills
In 2000, some 3 000 t of copper were disposed of with land-filled waste. Almost 90% of this
is attributable to MSW incineration residues (mainly bottom ash). The remaining copper came
for the most part from MSW and construction and demolition waste. An additional approx.
680 t of copper was exported as RESH for incineration and disposal.
Environmental releases
At present (2000), an annual approx. 240 t of copper are released to the environment:
•
The input of copper to the air amounts 6 t/a. Emission sources are combustion plants,
production processes, vehicle exhaust, waste treatment including open burning of timber
waste and fireworks.
A further 36 t/a is input in the form of abrasion particles from railway catenary systems.
Furthermore, 21 t/a are accounted for by abrasion from tram and trolleybus catenary
systems, and by brake abrasion from cars and delivery vans. It is assumed that the
abrasion losses from railway catenary systems mainly find their way into the soil, whilst
the remaining losses are carried away in urban areas via impermeable surfaces with the
rainwater (urban surface runoff).
•
A total of 49 t/a of copper is released to surface waters, of which 19 t/a (approx. 40%) is
attributable to point and 30 t/a (approx. 60 %) to diffuse sources.
The emission from point sources is mainly accounted for by effluent from the waste water
treatment plants (WWTPs).
The input from diffuse sources is dominated by the above mentioned losses from road
traffic, together with corrosion losses from copper surfaces in form of gutters, pipes and
roofs (15 t/a). A total of approx. 11 t/a of the diffuse copper input arises in agriculture,
and is attributable there mainly to erosion (approx. 6.5 t/a) and drainage (approx. 3.5 t/a)
from arable land. The emission from anti-fouling coatings is estimated at 2.5 t/a.
•
In 2000, approx. 190 t of copper was released to the soil due to agricultural activities. Of
this, 94 t (50%) was accounted for by farmyard manure, 60 t (32%) by fungicides and 26 t
(14%) by sewage sludge. When the output flow with plant uptake is considered, a net
input to the soil of some 125 t/a results.
The copper flow in the form of fungicides and compost in household gardens and
allotments amounts to approx. 4 t/a. Private gardeners also use dung and wood ash.
Local inputs to the soil stem from the stop butts of firing ranges (14 t/a) and from the
leaching of copper from impregnated timber (2-8 t/a). Soils adjacent to railway tracks are
contaminated by copper deposits abraded from railway catenary systems (36 t/a).
25
Environmental impact
Quality objectives in Switzerland and abroad
The main impact of copper on the environment arises from its direct effects on water and soil
organisms. The guide values stated in the Ordinance relating to Impacts on the Soil (OIS) for
soils with a humus content up to 15% are 40 mg/kg for the total and 0.7 mg/kg for the soluble
copper content. The Swiss guide value for the total content corresponds well with the values
applying in Canada, Germany and the Netherlands. Moreover, the quality objective of 2 μg/l
for dissolved copper in rivers stated in the Ordinance relating to Water Pollution Control
(OWPC) is in good agreement with the values in the above countries.
The risk assessment of metals has been a topic of discussion within the Existing Substances
Regulations programme of the EU. The transfer of laboratory results to the environment is a
difficult task requiring careful assessment of the bioavailability aspects.
The soil related and aquatic toxicity of copper is influenced not only by the sensitivity of particular species, but also by factors such as the clay, carbonate and humus content of the soil,
and by the pH value and the hardness as well as the DOC content of surface waters. As an
example, toxicity tests showed that in using river water in place of laboratory tap water as a
dilutant, the toxic effect of copper declined significantly. In the EU, these factors are taken
into account by applying the biotic ligand model concept. It is therefore understandable that
the effects of elevated metal concentrations in surface waters and in soils can differ from site
to site.
Assessment of the environmental impact
An evaluation of the exposure data shows that the quality objectives for soils and and surface
waters could be maintained at most sites. The values are exceeded in small rivers with urban
catchment areas polluted by WWTP effluents and surface runoff. Some soils are substantially
polluted. Whilst the guide value for the total copper content is quite frequently exceeded, this
is not the case for the dissolved content. The size of the areas having raised total copper content in the soil (with values of the order of, and above, the VBBo guide value, and including
areas with potential exceedance of the guide value in less than 100 years) were estimated by
Keller & Desaules (1997) at approx. 130 000 ha. In detail, these are areas with intensive orchards (7 000 ha: fungicides), outdoor horticulture (approx. 11 500 ha: fungicides) and vineyards (originally 40 000 ha: fungicides), and areas fertilized by sewage sludge (<40 000 ha)
and liquid pig manure (approx. 30 000 ha). Polluted areas adjacent to railway lines (two-way
tracks) are estimated at 2 500 ha.
Furthermore, household gardens and allotments (approx. 12 500 and 1 200 ha respectively)
are often massively over fertilized and treated with fungicides, so that some soils suffer from
high copper concentrations.
Conclusions
Some 85% of the copper contained in waste is recycled in the form of metal or alloys. The
remainder, which mainly occurs in domestic waste (or rather, in the composite products such
as buttons and belt buckles of clothes, brass parts of toys, cables, fixtures and fittings),
together with shredder output (RESH and steel scrap), is lost.
26
Following the entry into force of the Ordinance on the return, acceptance and disposal of
electrical and electronic appliances (VREG) in 1998, the losses associated with electrical and
electronic appliances have declined. Today, some 10 kg of disused appliances are collected
per head and year, and disposed of in special installations (2000/1). This compares favourably
with the EU goal to collect 4 kg per resident and year by the end of 2006.
In view of the recently introduced gratis return of household appliances, a further reduction of
the quantity disposed of via refuse bag is expected.
In the year 2004 installatations have been put in operation in Switzerland in which copper and
other non ferrous metals are recovered from MSW incineration residues with mechanical
separation processes. Since the processes work cost-effective it is expected that the amount of
copper that is land-filled will be reduced in future.
The disposal of RESH has not yet been satisfactorily solved. Thermal treatment both
MSWPs and special wastes incineration plants does not allow to recover the metals.
addition the received residues are not inert. Therefore new regulations for the treatment
end-of-life vehicles as well as for RESH are necessary in order to ensure the recovery
copper and other non ferrous metals.
in
In
of
of
In comparison to the total consumption of copper, or to the total quantities contained in waste,
the releases to the environment of 240 t/a may appear quite modest. Nevertheless they may
represent an environmental hazard because copper is toxic to water and soil organisms at low
concentrations. The major industrial sources of copper emission (e.g. brass mills) have now
been remediated. The dominating sources today are farmyard manure, sewage sludge,
fungicides, abraded particles from brake linings and corrosion from copper structures, and
these are mostly responsible for the quality objectives being exceeded. At sites subject to
normal levels of pollution, the quality objectives can today be maintained in surface waters
and soils.
Significant quantities of copper in the form of corrosion products are carried away from roofs
via rainwater. In a memorandum of the Federal Office of Buildings and Logistics (BBL) it
was shown that aluminium and stainless steels represent a practical substitute for copper, and
that the resulting emission of aluminium, nickel and chromium is negligible. The
memorandum was prepared jointly by members of the BBL, SAEFL, EMPA and EAWAG
(KBOB/IPB 2001). In addition the Swiss Water Pollution Control Association has published a
guidance document on the storm water management in urban areas (VSA 2002).
Some soils are heavily polluted. It is therefore essential to limit the copper input to a
minimum. Due to the recently introduced prohibition on the spreading of sewage sludge, the
net input to agricultural soils is expected to decline by approx. 20%. Furthermore, the copper
content of animal feeds is to be reduced to the daily requirement as recommended by the
research institutes.
The greatest reduction potential (approx. 50%) lies in the substitution of fungicides
containing copper. In connection with the reorientation and harmonisation of Swiss chemical
legislation with developments at international level, and particularly with EC legislation, a reevaluation of currently authorised products containing copper, with the inclusion of plant
27
protection substances and biocides (wood protection substances and anti-fouling coatings), is
planned.
The measures mentioned in the report, which have already been introduced, are to be
rigorously pursued. No additional restrictions or prohibitions are planned at present in
Switzerland.
28
1. Einleitung
1.1 Ausgangslage
Kupfer ist, nach Aluminium und noch vor Zink, das meist verbrauchte Nichteisenmetall. Es
wird unlegiert besonders in Form von Drähten und in Legierungen hauptsächlich mit Zink
(Messing) eingesetzt. Seine Verbindungen werden in Pflanzenschutz- und Holzschutzmitteln
sowie in Antifoulings eingesetzt. Als essentielles Element wird Kupfer auch dem Tierfutter
beigemischt. Überdies werden in der Literatur weitere Anwendungsgebiete beschrieben (Katalysatoren in der chemischen Industrie und Petrochemie, Bestandteil von keramischen Glasuren, Pigmente).
Als Folge der weitverbreiteten Verwendung findet man Kupfer in der Umwelt gegenüber dem
natürlichen Vorkommen teilweise deutlich angereichert, so in Böden, Gewässern, Sedimenten
sowie in der Luft, bzw. im Regenwasser und im Staubniederschlag. Demzufolge ist Kupfer
sowohl aus der Sicht der nachhaltigen Entwicklung und Ressourcenschonung als auch aus der
Sicht der Belastung von Mensch und Umwelt ein interessanter Stoff.
In Tabelle 1 sind die wichtigsten Angaben zur Verwendung sowie zur Herkunft von Kupfer in
der Umwelt und in Abfallprodukten aufgelistet. Daten zur Belastung der Umwelt und zur Bedeutung der Verschmutzungsquellen waren bisher nicht in zusammengefasster Form greifbar.
1.2 Zielsetzung
In der Fachliteratur findet man viele Angaben über Kupfer. Namentlich wurden auch von
Bundesstellen und den Kantonen zahlreiche Studien zu Kupfer durchgeführt und veröffentlicht. Der vorliegende Bericht bezweckt, die Kenntnisse über das Kupfer zusammenzufassen
und eine Standortbestimmung über die Kupferbelastung in der Schweiz zu geben. Vor allem
soll versucht werden, die folgenden Fragen zu beantworten:
• Wie hoch ist der Kupferverbrauch in der Schweiz;
• Wie hoch ist das Kupferaufkommen mit Abfällen;
• Wie stellen sich die Immissionen und Emissionen dar;
• Lassen sich Immissionsdaten, bzw. das Kupferaufkommen mit Abfällen plausibel erklären;
• Werden die in der Verordnung über Belastungen des Bodens VBBo und der Gewässerschutzverordnung GSchV festgelegten Qualitätsziele für Kupfer im Boden und in Gewässern eingehalten;
• Sind bestimmte Cu-Flüsse oder Cu-Gehalte in der Umwelt zu-, abnehmend oder stagnierend, d.h. lassen sich Trends erkennen?
29
Tabelle 1: Quellen von Kupfer in der Umwelt und in der Abfallwirtschaft in der Schweiz
Quellen des Eintrags
Kupfer in der Abfallwirtschaft
Kupfer in der Umwelt
Klär-
Siedl.
Bau-
Andere
Böden
Ge-
schlamm
Abfälle
abfälle
Abfälle
wässer
Luft
Herstellung/Verarbeitung:
- Halbzeugwerke
x
Filterstäube
x1
- Bearbeitung von Halbfabrikaten
x
Neuschrott
x1
- Oberflächenbehandlungen
x
Ätzbäder
x1
x
Nutzung:
- Fahrleitungen (Abriebe)
x
x
x
x, x1
- Dachabläufe und -verkleidungen
x
- Trinkwasserrohre
x
x1
- Anlagen der Industrie
x
x1
- Munition (Projektile und Hülsen)
x
- Automobile (Bremsenabriebe)
Schlämme
x
x
- Fungizide
x
- imprägniertes Holz
x
- Antifoulings
x, x1
x
- Futtermittelzusätze via Hofdünger
x
Aschen
- Brennstoffe (v.a. Holz)
x
Entsorgung:
Schrott
- Infrastruktur (v.a. Kabel)
- Bauten (v.a. Kabel und Bleche)
x
- Maschinen- und Anlagen
Schrott
- Munition (Hülsen)
Schrott
- Verbundwaren in Haushalten
Elektroschrott
x
Schrott, RESH
- Automobile (v.a. Kabelbäume)
- Elektro-, Elektronikgeräte
x
- Holzwaren imprägniert
x
- Papier und Karton
x
x
- Kunststoffe
Elektroschrott
x
Altpapier
x
x
x
Einträge in Böden via landwirtschaftliche Klärschlammverwertung entfallen ab Herbst 2006
1
x = Einträge in Gewässer via Kläranlagenabläufe
30
x1
2. Verwendung und Verbrauch
2.1 Produktion und Verbrauch von Halbzeug
In der Schweiz wird aus Kupfererzen oder -schrott kein Kathodenkupfer hergestellt. Die
Halbzeugproduktion gestaltete sich 1995 wie folgt: Kabelfabriken produzierten 43'000 t
Drähte durch Verarbeitung von importiertem Giesswalzdraht aus Hüttenkupfer. In zwei Halbzeugwerken wurden ca. 40'000 t Kupfer- und vorallem Messing-Halbzeuge zur Hauptsache
aus Schrott und Bearbeitungsabfällen sowie importiertem Hüttenkupfer (sog. Formatkupfer
und Cu-Ingots) hergestellt. Daneben produzierte bis 1999 ein Umschmelzwerk aus Schrott
kleinere Mengen Gussblöcke in verschiedenen Cu-Legierungen.
Nach der Statistik des International Wrought Copper Council IWCC betrug im Jahre 2000 der
schweizerische Verbrauch von Halbzeug aus unlegiertem Kupfer und Legierungen mit Kupfer
110'000 t. Davon entfielen 70'000 t auf unlegiertes Cu und 40'000 t auf Cu-Legierungen. Im
Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 betrug der Halbzeugverbrauch 111'000 t und schwankte
zwischen 101'000 t (1999) und 120'000 t (1995) 1.
Tabelle 2 zeigt den Verbrauch unlegierten Kupfers im Jahr 1995 von rund 75'000 t nach Art
der Halbzeugformen (IWWC 1996).
Tabelle 2: Verbrauch von Halbzeugformen aus unlegiertem Kupfer 1995 in der Schweiz
Halbzeugform
Drähte
Stäbe und Profile
Bleche und Bänder
Rohre
Verbrauch [t]
Anteil [%]
49‘020
65 %
3‘586
5%
19‘310
26 %
3116
4%
2.2 Endverbrauch
Nimmt man an, dass bei der Herstellung der Endprodukte 25 % Verarbeitungsverluste entstehen und geht man bei den Legierungen von einem Cu-Gehalt von 65 % aus, ergibt sich im
Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 ein Kupfer-Verbrauch mit Endprodukten von rund
75'000 t (10.4 kg Einw.-1 a-1). Nicht berücksichtigt sind dabei Importe und Exporte von Waren
(Endprodukten), welche aus Kupfer bestehen oder solches enthalten.
Zum Vergleich wurde in Dänemark für das Jahr 1994 ein relativ tiefer Cu-Verbrauch von 5.2
bis 7.7 kg Einw.-1 a-1 ermittelt (Lassen et al. 1996). Nach Bertram et al. (2002a) beträgt er in
Frankreich pro Kopf und Jahr 6.3 kg. Für Skandinavien (Dänemark, Finnland und Schweden),
UK, Österreich und Deutschland ergaben die Erhebungen Verbrauchszahlen von 9.3 kg, 10.1
kg, 13.6 kg und 15.8 kg pro Kopf und Jahr. Damit ist der schweizerische Verbrauch von 10.4
kg Einw.-1 a-1 eine plausible Grösse.
1
Halbzeug ist die Bezeichnung für Erzeugnisformen wie Profile, Rohre, Stangen, Drähte und Bleche, aus denen durch weitere Fertigungsverfahren wie Verformen ein spezifiziertes Bauteil hergestellt wird.
31
Der Cu-Verbrauch nach Abnehmern wird je nach Quelle recht unterschiedlich angegeben.
Die wichtigsten Verwendungsformen sind Kabel und Drähte für elektrische Zwecke.
Für Westeuropa gibt die International Cablemakers Federation ICF (ICF 2000a) die Kabelanteile 1998 mit 70 % für Energie- (20 % Infrastruktur, 32 % Bauwesen, 18 % andere Verarbeiter), mit 12 % für Telekommunikationskabel und mit 18 % für gewickelte Drähte an. Nach
Ayres et al. (2002) gelangen von den in Japan produzierten Kabeln und Drähten 37 % in den
Bausektor, 25 % in den Maschinenbau, 13 % in den Stromversorgungssektor, 7.5 % in den
Kraftfahrzeugbau, 4 % in den Telekommunikationssektor sowie 8 % in den Elektro- und
Elektronikgerätesektor. Die vom European Copper Institute ECI angegebenen und unten zitieren Zahlen zur gesamteuropäischen Kupfernachfrage sind zum Teil dahin gehend zu interpretieren (ECI):
- Elektrokabel
- Bau
- Maschinen- und Anlagenbau
- Elektrotechnik
- Verkehr (Schiene, Strasse, Luft)
- andere (u.a. Verbrauchsgüter)
48 %
27 %
12 %
8%
3%
2%
Eine etwas detailliertere Aufschlüsselung zur Kupfernachfrage für das Jahr 1989 liegt aus den
USA vor (Zeltner et al. 1999):
Langlebige Güter:
- Drähte und Kabel für den Bau
- Sanitär- und Heizungsinstallationen
- Telekommunikation
- Stromversorgung
- Klima- und Kühlanlagen
- Maschinenbau
- Ventile und Armaturen (Industrie)
Kurzlebige Güter:
- Kraftfahrzeugbau
- Büroelektronik
22 %
18 %
10 %
10 %
9%
9%
4%
12 %
6%
Die ICF (ICF 2001) schätzt schliesslich den globalen Kupfermarkt wie nachstehend aufgeführt ein. Das Segment „andere Verarbeiter“ umfasst u.a. den Kraftfahrzeugbau oder
Apparate und Geräte für die Industrie und andere Abnehmer.
Bauwesen
Infrastruktur
andere Verarbeiter
Drähte & Kabel
20 %
13 %
19 %
Halbzeuge aus Cu
12 %
1%
7%
Halbzeuge aus Cu-Leg.
8%
1%
19 %
Mit Hilfe weiterer Literaturangaben lässt sich der Cu-Verbrauch für folgende Verwendungsgebiete präzisieren.
32
•
Bausektor
Erhebungen zum Absatz von Drähten und Kabeln am Bau ergaben für Westeuropa 1998
einen Verbrauch von 742'300 t (Dewison 1999). Davon wurden 41 % bei Neubauten und
59 % bei Renovationen eingesetzt. Nach Gebäudetypen entfielen 40 % des Verbrauchs
auf Wohn-, 32 % auf Industrie- und 28 % auf Dienstleistungsgebäude. Der Verbrauch
1998 in Deutschland wird von Dewison (1999) mit 165'000 t (2 kg Einw.-1) angegeben.
Daraus lässt sich ein schweizerischer Verbrauch von 14'300 t/a ableiten.
In Deutschland beträgt nach Angaben des Deutschen Kupferinstituts DKI bei
Trinkwasser- und Heizungsinstallationen der Anteil Kupfer rund 50 %, resp. über 60 %.
Entsprechende Zahlen für die Schweiz liegen nicht vor.
Erhebungen des Schweizerischen Spenglermeister- und Installateur-Verbandes SSIV ergaben einen Cu-Verbrauch am Dach (Dacheindeckungen, Dachrinnen und Fallrohre) und
an Fassaden von ca. 12'000 t/a. Angaben zum Verbrauch nach Bautätigkeit (Neubau, Renovation) oder Gebäudetyp liegen hier nicht vor (KBOB/IPB 2001).
Mit dem Einsatz von Kupfer in Bauten geht aus Sicht der Abfallwirtschaft eine „Verdünnung“ einher: An Dächern, in Böden oder Wänden eingesetzte Bleche, Kabel und Rohre
müssen nach Ende der Nutzungsdauer mehr oder weniger aufwändig aus der Bausubstanz
separiert werden. In Tabelle 3 sind der Kupfer-Verbrauch pro Kubikmeter umbaute Kubatur sowie die resultierenden "Cu-Gehalte" von Gebäuden aufgelistet. Die Schätzungen
basieren auf einem jährlichen Gebäudezuwachs von 50 Mio. m3 und einer vorwiegend aus
mineralischen Produkten bestehenden Baumaterialmasse von 346 kg/m3 (BUWAL
2001e) 2. Die flächenbezogenen Verbrauchsmengen von Satlow et al. und Overath et al.
(1997) wurden unter Annahme eines Verhältnisses Volumen zu Geschossfläche von vier
umgerechnet. Danach errechnen sich Cu-Gehalte zwischen 650 und 1950 g/t. Demgegenüber errechneten Stämpfli & Brunner (1993) in einer Materialbilanz für eine Bauabfallsortieranlage einen Cu-Gehalt des Bauabfalls von 670 g/t.
Tabelle 3: Kupferverbrauch am Bau und resultierende "Cu-Gehalte" von Gebäuden
Verwendungsgebiet
Verbrauch in kg pro
3
m umbauter Kubatur
"Cu-Gehalt"
in Basis
g pro t Gebäude
0.11
≈300
0.05-0.20
150-600
Satlow et al.
0.02-0.04
50-100
Overath et al. (1997)
0.04-0.17
100-500
Satlow et al.
Rohre (Gas- und Heizungsinstallationen)
0.04-0.09
100-250
Bleche (Einfassungen, Dachrinnen, -fallrohre)*
0.12-0.20
350-600
Total
0.23-0.66
650-1950
Drähte und Kabel
Rohre (Kalt- und Warmwasserleitungen)
Dewison (1999)
KBOB/IPB (2001)
* basierend auf dem Jahresverbrauch von Cu-Blechen und einem Anteil für Neubauten von 50 bis 85 %
Absolut lässt sich der Cu-Verbrauch am Bau in der Schweiz für Kabel-, Dach- und Fassadenanwendungen auf rund 25'000 t/a schätzen. Dies entspricht ca. 35 % des gesamten
Verbrauchs.
2
Zwischen 1976 und 1995 betrug der schweizerische Gebäudezuwachs 1032 Mio. m3 (BUWAL 2001e).
33
•
Automobile
In Automobilen und Lastwagen wird Kupfer vorallem in Elektroteilen, daneben in Wärmeübertragssystemen (Kühler, Ölkühler) und Gleitlagern aus Bronze eingesetzt. Zudem
bestehen viele Armaturen, Halterungen und Schrauben aus Messing. Bauteile wie Bremsanlagen, das Getriebe und die Kupplung, die Lenkung sowie Kraftstoffanlagen enthalten
Kupfer.
In einem Mittelklassewagen stecken heute rund 1000 m Kupferkabel. Die Leitungen
werden mit gegen 3000 Steckverbindungen aus Cu-Legierungen verbunden (ECI). In
Westeuropa nahm der Cu-Verbrauch von Kabel und Drähten von 11.9 kg im Jahre 1990
auf 16.3 kg pro Fahrzeug im Jahre 1999 zu. Rund 70 % entfallen auf isolierte Kabel und
30 % auf gewickelte Drähte (ICF 2000b). Nach Erhebungen der Metalica Ltd entfallen ca.
60 % des Cu-Verbrauchs im Transportwesen auf Kabel und Drähte (Metalica).
Sander gibt den Kupferverbrauch für einen modernen PKW mit 15 bis 20 kg an. Gemäss
Ayres (2002) werden bei der Fabrikation in den USA 19 kg Kupfer pro Fahrzeug
verbraucht. In zwischen 1990 und 1994 produzierten PWs mit einer mittleren Masse von
1395 kg sind nach Graedel et al. (2002) 20 kg Cu enthalten.
Jährlich werden in der Schweiz etwa 300'000 neue Personenwagen verkauft. Darin sind
bei einem Cu-Verbrauch von 16 bis 27 kg rund 4800 bis 8100 t Kupfer enthalten. Dies
entspricht 6 bis 11 % des Cu-Verbrauchs.
•
Elektro- und Elektronikgeräte
Die Kupferanteile in elektrischen und elektronischen Geräten variieren in Abhängigkeit
des Gerätetyps. Kupfer findet man z.B. in Motorenwicklungen, Transformatoren, Leiterplatten oder Gerätekabeln. Baccini et al. (1993) gehen von einem Cu-Gehalt von 1 % in
Gross- und von 3 % in Kleingeräten aus. Nach Bertram et al. (2002b) beträgt der Cu-Gehalt von Konsumgütern 4.6 % sowie von Investitionsgütern 14.5 %. Unter Investitionsgütern fassen die Autoren beispielsweise medizinische Geräte oder Mess- und
Regelgeräte zusammen. Morf et al. (2004) ermittelten in einer umfangreichen
Stoffflussanalyse in einem Entsorgungsbetrieb für kleine Elektro- und Elektronikgeräte
einen Cu-Gehalt von ca. 4 %.
Die Cu-Menge in Elektro- und Elektronikgeräten wird mindestens auf 3800 t/a geschätzt
(5 % des Cu-Verbrauchs). Nicht bezifferbar sind die Cu-Frachten mit Spezialgeräten wie
Überwachungs- und Kontrollinstrumenten und automatischen Ausgabegeräten, d.h. v.a.
Investitionsgütern.
Kupfer wird in einer Vielzahl weiterer − Siedlungsabfall relevanten − Anwendungen eingesetzt: So bestehen Reissverschlüsse (Schieber und Ketten) oft aus Kupfer, Neusilber oder
Messing und auch der Einsatz von Messing als Schnallen für Gürtel und Handtaschen ist üblich. Als weiteres Anwendungsgebiet im Bekleidungsbereich sind Knöpfe zu nennen.
Kupferlegierungen werden weiter in Form von Rädern, Kronen, Achsen, Unruhen oder Federgehäusen bei der Herstellung von Uhren verwendet. Im Bereich der Schreibwarenindustrie
werden Cu-Legierungen für Kugelschreibergehäuse und die Fertigung von Rückstellmechanismen sowie Messing und Neusilber für die Fertigung von Kugelschreiberspitzen verwendet.
34
2.3 Ausgewählte Verwendungsgebiete
Die Verwendung von Kupfer in Form von Chemikalien beträgt weniger als 1 % und wahrscheinlich nicht mehr als 0.5 % des Gesamtverbrauchs von Kupfer (Ayres 2002). Für die
Schweiz errechnet sich so ein Verbrauch von weniger als 370 t/a (≤ 52 g Einw.-1 a-1).
Erhebungen zur Art des Einsatzes liegen aus Dänemark und Schweden vor. Im Durchschnitt
der Jahre 1994 bis 1996 wurden in Schweden pro Kopf und Jahr 33 g Cu als Chemikalien
verbraucht. Davon entfielen im wesentlichen 80 % auf Holzschutzmittel und 20 % auf Antifoulings. Weitere Einsatzgebiete waren Pflanzenschutzmittel sowie Farbstoffe und Pigmente
(Ayres 2002). In Dänemark gibt Lassen et al. (1996) den Verbrauch 1992 mit 150 bis 215 g
Einw.-1 a-1 an. Von diesem hohen Verbrauch entfallen 50 % auf Futtermittel- und Düngerzusätze, 23 % auf Holz- und Pflanzenschutzmittel, 16 % auf Pigmente und Farbstoffe, 6 % auf
Verkupferungszwecke, 4 % auf Antifoulings und 1 % auf andere Verwendungszwecke.
Für die in Skandinavien identifizierten Einsatzgebiete lässt sich der schweizerische Cu-Verbrauch wie nachstehend aufgeführt abschätzen. Total beträgt er 200 t/a (28 g Einw.-1 a-1).
Pestizide:
- Holzschutzmittel
55 t/a
27 %
- Antifoulings
5 t/a
3%
- Pflanzenschutzmittel
65 t/a
32 %
Landwirtschaftliche Produktionsmittel (ohne Pestizide):
- Mineraldünger
3 t/a
1%
- Futtermittelzusätze
≈30 t/a
15 %
Pigmente:
- Papiersektor
35 t/a
17 %
- Kunststoffe (Verpackungen)
10 t/a
5%
2.3.1 Biozidprodukte
Neben den Anwendungen von Kupferverbindungen in Holzschutzmitteln und Antifoulings
wird Kupfer als Metall für den Einsatz als Kühlwasserbehandlungsmittel sowie als Desinfektionsmittel im Bäder- sowie Lebens- und Futtermittelsektor eingesetzt. Der Wirkstoff Bis(Ncyclohexyldiazeniumdioxy)-Kupfer (CuHDO) wird sowohl zur Desinfektion wie auch als
Schutzmittel mit einem breiten Einsatzbereich verwendet (Tab. 4).
•
Holzschutzmittel
Über 70 % der in der Schweiz 2002 zugelassenen kupferhaltigen Holzschutzmittel sind
Salzkombinationen von Kupfer und Chromaten, der grösste Teil davon enthält zusätzlich
Borsalze (CKB-Salze). Chromate dienen als "Fixiermittel". Nach der Bildung von Cr(III)
durch reduzierende Holzinhaltsstoffe wird Kupfer innerhalb von ca. 4 Wochen in Form
schwerlöslicher Verbindungen fixiert. CKB-Salze werden durch Langzeittauchen und
Druckimprägnierung eingebracht. Die Hauptanwendungsgebiete der behandelten Hölzer
liegen im Aussenbereich. Beispiele sind Zäune, Pfähle, Palisaden und Masten.
35
1338-02-9
Naphthensäuren, Kupfersalze
x
10380-28-6
Kupfer-8-quinolinolat (Oxin-kupfer)
x
1111-67-7
Kupferthiocyanat
12069-69-1
Kupfer(II)carbonat-Kupfer(II)hydroxid (1:1)
x
1317-38-0
Kupferoxid
x
1317-39-1
Kupfer(I)oxid
x
20427-59-2
Kupferhydroxid
x
312600-89-8
Bis(N-cyclohexyldiazeniumdioxy)kupfer (CuHDO)
14915-37-8
Bis(1-hydroxy-1H-pyridin-2-thionato-O,S)kupfer
7440-50-8
Kupfer
x
7758-98-7
Kupfersulfat
x
Antifoulings
Schleimbekämpfungsmittel
Kühlwasserbehandlungsmittel
Schutzmittel für Fasern, Leder,
Gummi und Polymere
Holzschutzmittel
Beschichtungsschutzmittel
Name
Topfkonservierungsmittel
CAS Nr.
Desinfektionsmittel
Tabelle 4: Notifizierte kupferhaltige Wirkstoffe für Biozid-Produkte gemäss Verordnung (EG) Nr. 2032/2003
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
In Schweizer Imprägnierwerken werden jährlich ca. 30'000 m3 Holz mit kupferhaltigen
Schutzsalzen imprägniert. Der Import von imprägniertem Holz wird in derselben Höhe
angenommen. Somit resultiert ein Verbrauch von 60'000 m3 Holz. Diese Grösse ist verglichen mit dem Holzverbrauch für Anwendungen, wo ein CKB-Einsatz in Frage kommt,
plausibel: Der jährliche Verbrauch von Pfählungen inklusive Zäune beträgt 55'000 m3,
von Leitungsmasten 2000 m3 und von weiteren Tiefbauanwendungen wie Lärmschutzwände und Brücken 55'000 m3.
CKB-Salze enthalten ca. 9 % Kupfer. Mit der Einbringmenge von 10 kg/m3 CKB-Salz
errechnet sich der Cu-Verbrauch bei einer imprägnierten Menge von 60'000 m3 auf 55
t/a.
•
Antifoulings
Antifoulings sollen die Festsetzung von pflanzlichen und tierischen Organismen an Schiffen, Bojen oder Stegen erschweren. Man unterscheidet Weich- (Controlled Depletion
Polymer AFs) und Hartantifoulings (Contact Leaching AFs) sowie Self-Polishing
Copolymer Antifoulings. Die Produkte enthalten neben Kupfer(I)oxid und Kupfer(I)thiocyanat i.d.R. auch organische Biozide, insbesondere Algizide. Neuere Antifoulings
basieren auf einer Kombination der CDP- und SPC-Systeme (Hybridsysteme) oder auf
Fluorpolymeren, die eine harte und sehr glatte Oberfläche bilden. Zugesetztes
metallisches Kupfer unterstützt den Bewuchsschutz.
Im Jahre 1985 betrug der Verbrauch von Antifoulings in der Schweiz 35 t. Dies bei einem
Schiffsbestand von insgesamt 101'740, wovon 53'000 auf Motor-, 40'000 auf Segel- und
9000 auf Ruderboote sowie 223 auf Lastschiffe oder Schlepper entfielen. Im Jahre 2001
36
war der Schiffsbestand mit 101'971 nahezu unverändert. Der aktuelle AntifoulingsVerbrauch wird daher unverändert mit 35 t/a angenommen.
Es wird geschätzt, dass vom Antifoulingverbrauch in der Schweiz etwa 20 % auf Formulierungen entfallen, die nur Cu-Metall enthalten. Bei einem Cu-Gehalt der Produkte von
30 % errechnet sich der Cu-Verbrauch auf rund 2 t/a. In den übrigen Produkten sind unter
Annahme eines Cu-Gehaltes von 8 bis 14 % zwischen 2 und 4 t Cu enthalten. Demnach
werden in der Schweiz mit Antifoulings jährlich ca. 5 t Kupfer verbraucht.
•
Andere Biozidprodukte
Für die Behandlung von Trink-, Bade- und Kühlwasser sowie in Systemen zur Luftaufbereitung (Ventilations- und Klimaanlagen) gelangt auch die sog. Ionisierung zum Einsatz.
Dabei werden Elektroden aus einer Legierung mit 90 % Kupfer und 10 % Silber verwendet, die bakterizid wirksame Cu- und Ag-Ionen abgeben. Das Verfahren wurde besonders
in Wassersystemen von Spitälern getestet. Das Wachstum von Legionella wird bei Konzentrationen von 0.04 mg Ag/l und 0.4 mg Cu/l deutlich vermindert. Kupfer wirkt auch
algizid und die Ionisation wird deshalb auch in Kühlwasserkreisläufen und Schwimmbädern angewendet. Für Schwimmbäder wird ein Cu-Gehalt des Wassers von 0.2 bis 0.3
mg/l empfohlen.
Angaben zum Kupferverbrauch für die Ionisierung wie auch in Form von Verbindungen
(z.B. CuHDO) für andere biozide Anwendungen liegen nicht vor.
2.3.2 Pflanzenschutzmittel
Im Pflanzenschutzmittelverzeichnis 2002 findet man 63 Produkte mit Kupfer (BLW 2002). Es
sind solche mit nicht näher speziiertem Kupfer (5 Produkte), mit Kupfer als Hydroxid (8 Produkte), als Hydroxidcalciumchlorid (2 Produkte), als Sulfat in Mischung mit Calciumhydroxid (5 Produkte), als Octanoat (ein Produkt), als Oxychlorid (36 Produkte), als Oxysulfat (3
Produkte) und als Salzmischung (3 Produkte).
Kupferhaltige Fungizide werden in der Landwirtschaft im Reb-, Kartoffel-, Gemüse- und
Obstbau sowie bei Zierpflanzen eingesetzt. Bekämpft werden damit z.B. der falsche Mehltau
der Reben, die Kraut- und Knollenfäule von Kartoffeln, Blattfleckenkrankheiten bei Gemüse
sowie Schorf des Kernobsts. In der Zulassungsbewilligung ist festgelegt, dass höchstens 4 kg
Kupfer, gerechnet als Metall, pro Hektar und Jahr ausgebracht werden dürfen. Erhebungen
ergaben, dass Kupfer auch in Haus- und Familiengärten verwendet wird (BUWAL 1992b).
Anhand einer Anfrage bei einem wichtigen Anbieter kupferhaltiger Pflanzenschutzmittel wird
von einem Verbrauch (als Kupfer) von 65 t/a (2002) ausgegangen.
Die Kulturflächen im Jahre 2000 mit einem in Frage kommenden Cu-Einsatz betragen ca.
15'050 ha im Rebbau, 14'150 ha im Kartoffelbau, 8450 ha im Freilandgemüsebau sowie 7000
ha im Obstbau; insgesamt also rund 45'000 ha (BLW 2001). Es wird geschätzt, dass ca. 70 %
des Verbrauchs auf den Rebbau entfallen (46 t/a). Der Anteil Kupfer, der in Haus- und
Familiengärten eingesetzt wird, ist mit 6 % (4 t/a) relativ hoch (OSPAR 1998). Die restlichen
24 % (15 t/a) verteilen sich auf den biologischen, integrierten und konventionellen Kartoffel-,
Obst- und Gemüsebau. Der Verbrauch im Biolandbau wird mit maximal 6 t/a angenommen.
37
2.3.3 Mineraldünger und -Zusätze
Anhand Analysen von 101 Mineraldüngerproben zwischen 1987 und 1989 wurde der durch
Hintergrundbelastungen verursachte Cu-Fluss in Mineraldüngern zu Beginn der 90er Jahre
auf 5.5 t/a geschätzt (BUWAL 1991).
Im Vergleich zu Stickstoff- (Median: 6 mg/kg; 2−14 mg/kg) und Kaliumdüngern (4 mg/kg;
2−45 mg/kg) fand man in Phosphordüngern leicht erhöhte Cu-Gehalte (35 mg/kg; 10−98
mg/kg). Der Median von 31 analysierten anorganischen Mehrnährstoffdüngern betrug 16
mg/kg. Das Maximum betrug 1000 mg/kg.
Der Mineraldüngereinsatz ging zwischen 1990 und 1999 bei den N-Düngern um 22 %, den
K-Düngern um 40 % und den P-Düngern um 55 % zurück. Seit 1989 fand keine
systematische Erhebung der Schwermetallgehalte von Mineraldüngern mehr statt. Wie von
Herter & Külling (2001) vorgeschlagen, wird die Cu-Menge in Mineraldüngern heute mit
rund 3 t (2800 kg) angenommen.
2.3.4 Futtermittelzusätze
In erster Näherung erhält man die Kupfer-Menge mit Futtermittelzusätzen aus der Hofdüngerfracht nach Abzug der Kupfer-Mengen in Erntegütern (v.a. in Wiesenfutter, Silomais, Futtergetreide, Rüben und -kraut) sowie in Futtermittelimporten.
Für die Cu-Gehalte in der Schweinegülle sind zur Hauptsache Zusätze in Mischfuttermitteln
und Mineralsalzmischungen verantwortlich. Kupfer wird vom Schwein schlecht verwertet
(5−10 %) und die Ausscheidung der Cu-Zusätze im Futter über Kot und Harn ist deshalb
gross. Tabelle 5 fasst einige Cu-Gehalte und deren Spannbreiten in Rindvieh- und Schweinegülle zusammen.
Mit den jüngsten Cu-Gehalten der Hofdünger und dem entsprechenden Düngeranfall geben
Herter & Külling (2001) für das Jahr 1995 die Cu-Fracht mit Hofdüngern mit 94 t an. Gegenüber 1990 hat sich die Fracht um 28 % vermindert. Gründe neben verminderten Cu-Gehalten
im Schweinefutter sind auch Abnahmen der Nutztierbestände.
Tabelle 5: Kupfer (in mg/kg TS) in Hofdüngern aus verschiedenen Untersuchungen
Untersuchung
Jahr
Rindviehgülle
Schweinevollgülle
Anz.
Bereich
Median
Anz.
Bereich
Median
Menzi & Kessler (1999)*
1991-1998
1014
13-160
37
816
30-376
117
Menzi et al. (1993)
1988-1990
53
21-277
33
46
67-1300
224
von Steiger und Baccini (1990)
1987-1989
10
40-127
76
17
142-325
250
Richner und Moos (1989)
1987-1989
12
18-61
34**
7
47-366
119**
…
24
26-65
33
2
135/159
Gsponer (1990)
* zitiert in Herter & Külling (2001) sowie Rossier et al. (2002)
** Mittelwerte
38
Für die Berechnung der Cu-Menge im Gras wird nach Spiess (1989) ein jährlicher
Rauhfutter-Nettoverzehr von 5.05 t TS/GVE angenommen. Anbaufläche, Ernte- und
Krippenverluste beim Silomais betragen 40'500 ha, 10 % bzw. 5 %. Die Grasmenge "Boden
→ Tier" errechnet sich dann bei einem Rindviehbestand im Jahr 2000 von 973'650
Grossvieheinheiten (GVE) gemäss 5.05 t/GVE x 973'650 GVE − (40'500 ha x 14 t/ha x 0.85)
auf ca. 4.4 Mio. t. Mit einem Cu-Gehalt von 7.7 g/t nach Rossier et al. (2002) resultiert eine
Cu-Menge von 34 t/a.
Die Cu-Mengen mit Gras von Sömmerungsweiden, Silomais, Futtergetreide, Müllereiprodukten, Futterkartoffeln sowie Futterrüben und -kraut betragen schätzungsweise weitere 12
t/a. In der Nutztier-Fütterung eingesetzte Importe von Nebenprodukten aus der Lebensmittelherstellung (z.B. Müllereiprodukte, Ölextraktionsschrote, Ölkuchen) wurden von Chaubert
(1995) zusammengestellt. Die darin enthaltene Cu-Menge wird zusammen mit Futtergetreideimporten mit 5 t/a veranschlagt. Somit errechnet sich die durch verfütterte Salze bedingte
Cu-Menge auf 94 t/a − 51 t/a = 43 t/a.
Demgegenüber bestimmten Rossier et al. (2002) die Schwermetallbilanzen ausgewählter
NABO-Parzellen im Zeitraum zwischen 1996 und 2001. Ohne Berücksichtigung der Rebbauparzellen lassen sich aus den Daten Ernteentzüge von 57 g Cu ha-1 a-1 errechnen.
Mit der landwirtschaftlichen Nutzfläche von 1'072'500 ha können die Ernteentzüge auf 61 t/a
hochgerechnet werden. Die Cu-Menge in produzierten Nahrungsmitteln (Getreidemehl, Kartoffeln) wird mit 2 t/a und die Kupferimporte mit Futtermitteln werden wiederum mit 5 t/a
angenommen. Die Fracht mit Cu-Salzen ergibt sich hier auf 94 t/a − 64 t/a = 30 t/a.
2.3.5 Pigmente und Farbstoffe
In Papier, Karton und Kunststoffe gelangt Kupfer vorallem mit Pigmenten und Farbstoffen.
Untersuchungen u.a. zum Vorkommen von Kupfer in Verpackungen aus Papier und Kunststoffen wurden 1989 in Deutschland veröffentlicht (UBA 1989). In den Tabellen 6 und 7 sind
Cu-Gehalte in ausgewählten Proben zusammengefasst. Hohe Cu-Gehalte findet man in Erzeugnissen mit Goldbedruckung, wo metallische Pigmente eingesetzt werden.
In der Farben- und Lackindustrie werden oft kupferhaltige Phtalocyanin-Pigmente eingesetzt.
Das C.I. Pigment 15:3 enthält rund 10 % Kupfer. Für keramische Glasuren kommen anorganische Cu-Verbindungen in Frage. Für rote Farbtöne kann z.B. Kupferrot (Cu2O) und für grünliche ein Gemisch von Chromoxid und Kupferoxid eingesetzt werden. Sowohl zu Cu-Gehalten von Anstrichprodukten und Fliesen wie zum Verbrauch der eingesetzten Cu-Verbindungen liegen keine Angaben vor. Hingegen lassen sich Grobabschätzungen im Papier- und
Kunststoffsektor vornehmen.
•
Papiersektor
Für die mit Druckfarben in Papier und Karton gelangenden Cu-Mengen können Abschätzungen einerseits über die Cu-Gehalte grafischer Papiere (Zeitschriften, Werbedrucksachen) und andererseits über den Cu-Gehalt des Altpapiers vorgenommen werden.
Nicht eingefärbtes, unbedrucktes Papier enthält nur wenig Kupfer. So mass man in einem
Zeitungspapier ohne Altpapieranteil 1 ppm oder in einem Gesichtstuch aus 100 % Zellstoff 3 ppm Cu. In aus deutschem Hauskehricht aussortierten Illustrierten mass man dem-
39
gegenüber 55 ppm und in Reklame 74 ppm Cu (UBA 1989). Der schweizerische Verbrauch grafischer Papiere, welche mit 5 bis 10 % nur wenig Altpapier enthalten, betrug im
Jahr 2001 nach der Statistik des Verbands der Schweizerischen Zellstoff-, Papier- und
Kartonindustrie ZPK ca. 670'000 t/a. Damit und mit einem mittleren Cu-Gehalt der
Druckerzeugnisse von 65 ppm errechnet sich der Cu-Fluss mit Druckfarben für grafische
Papiere auf 45 t/a. Bezogen auf den Papierverbrauch (ohne Wellpappe und Karton) von
1.2 Mio. t ergibt sich ein theoretischer Cu-Gehalt in Altpapier von rund 35 ppm. In Haushaltssammelware mass man nach UBA (1989) sowie Gasser & Obrist (1990) etwa 30 ppm
Kupfer. Der Cu-Verbrauch in Form von Pigmenten wird auf 35 t/a (1.2 Mio. t x 30 g/t)
geschätzt.
•
Kunststoffsektor
In aus deutschem Hauskehricht aussortierten Kunststoffen mass man mittlere Cu-Gehalte
von 43 ppm (sx = 8 ppm) in Verpackungen und von 300 ppm (sx = 102 ppm) in
Gebrauchsgegenständen. Die Cu-Gehalte in den Gebrauchsgegenständen aus Polyolefinen
(PE, PP) betrugen 19 ppm, aus PVC 26 ppm und aus sonstigen Kunststoffen 555 ppm
(UBA 1989). Weitere Cu-Gehalte in separat gesammelten gemischten Kunststoffabfällen
betragen nach Brunner et al. (1997) 176 ppm in Belgien, 25 ppm in Deutschland, 100 ppm
in den Niederlanden sowie 37 und 78 ppm ppm in der Schweiz in den Kantonen Graubünden bzw. Zug. Daraus errechnet sich ein geometrisches Mittel von ca. 65 ppm.
In der Schweiz beträgt der aktuelle Kunststoffverbrauch ca. 800'000 t/a (BUWAL 2001g).
Der Anteil Verpackungen wird wie in Deutschland mit 22 % angenommen. Damit werden
in der Schweiz 175'000 t/a Kunststoffe in kurzlebigen Gütern wie Folien, Hohlkörpern
und Verschlüssen eingesetzt.
Wird der mittlere Cu-Gehalt in Verpackungen mit 65 ppm angenommen, errechnet sich
ein Cu-Fluss von 11 t/a.
2.3.6 Weitere Verwendungsgebiete
Kupfer findet man in vielen Humanpräparaten, z.B. in Erzeugnissen mit Vitaminen und Mineralsalzen in Form von Brausetabletten oder Kapseln. Im Jahre 1997 gaben rund ein Drittel der
deutschen Bevölkerung bis zu 50 DM monatlich für frei erhältliche Nahrungsergänzungsmittel mit Vitaminen und Mineralstoffen aus. 1986 nahmen 15 % der erwachsenen US Bürger
kupferhaltige Nahrungsergänzungen zu sich.
Zur Behandlung von Klauen- und Huferkrankungen werden auch Cu-Salze eingesetzt. Kaiser
et al. (1998) schätzen den Verbrauch von CuSO4 in Deutschland für die vorbeugende Desinfektion und Härtung von Rinderklauen auf 1000 t/a (ca. 250 t/a Cu). Die gebrauchten Lösungen werden mit der Rindergülle entsorgt. In Schafhaltungsbetrieben werden CuSO4-Lösungen
zur Bekämpfung der Moderhinke verwendet. Da Moderhinke eine Herdenkrankheit ist, muss
jeweils der ganze Bestand behandelt werden. Die Cu-Konzentration in den Bädern beträgt
6−25 g/l (Kari 1996). Angaben zum Cu-Verbrauch mit diesen Veterinärpräparaten in der
Schweiz sowie zum Verbleib der Bäder können nicht gemacht werden.
40
Tabelle 6: Kupfer (in mg/kg) in Papieren
Proben
Zeitschriften
Anz.
25
Tabelle 7: Kupfer (in mg/kg) in Kunststoffen
Gehalt
36
Weitere Zeitschriften
- Zeitungsdruckpapier ohne Altpapier
1
- Zeitungsdruckpapier 40 % Altpapier
16
- Tageszeitungen Offset
Proben
Anz.
Gehalt
Tragetaschen
57
414
… weiss unbedruckt
2
5
… weiss mit Druck
15
122
… rot und gold
1
615
… rot und schwarz
1
15
5-23
- Tageszeitung Sonntagsteil
51
… rot und blau
1
49
- Illustrierten Tiefdruck
66
… Foto
1
32
- Illustrierten Offset
60
… grün und gold, orange
1
592
Karton (Pappe)
232
141
… blau
1
189
… unbedruckt
5
45
… eingefärbt
40
544
… bedruckt
227
147
… durchsichtig, weiss, creme
6
10
Papier für Kosmetika
25
560
… gelb, orange, rot, braun
22
20
… ohne Goldbedruckung
20
206
… grün
4
112
… gelb
44
… blau
3
384
… rot
95
… silber
2
7
… schwarz
238
… schwarz
2
67
… blau
463
… gold
1
19'529
… braun
480
Kunststoffverschlüsse (PE, PP, PS)
47
194
… violett
511
… gold
2
4'245
… grün
852
… weiss und durchsichtig
6
8
… schwarz, rot, gelb, rot, blau, grün
39
15
Kunststoffflaschen
98
42
… aus PVC eingefärbt
16
22
… aus PE eingefärbt
82
46
… weiss, durchsichtig
14
14
… gelb, orange, rot, braun
35
12
… grün, blau
33
95
82
46
… Duschmittel
18
134
… mit Goldbedruckung
5
1'978
Papier für Lebensmittel
167
79
Flaschenetiketten
12
39'713
… ohne Goldbedruckung
7
1'379
… mit Goldbedruckung
5
93'380
Verpackungspapiere
- Wellpappe 100 % Altpapier
18
- Wellpappe aus Halbzellstoff
5
- Schrenzpapier
- Geschenkpapier
… obige PE-Flaschen nach Inhalt
53
27
17'685
… Dünger
16
26
… ohne Goldbedruckung
22
1'586
… übrige
48
20
… mit Goldbedruckung
5
88'520
Weitere Kunststoffe
Verbundverpackungen
148
72
- PET-Flasche für Lebensmittel
1
10
… metallhaltig
101
63
- PE-Obstnetze
8
28
… nicht metallhaltig
47
91
… gelb
2
14
… orange
3
27
… rot
2
21
… grün
1
70
- PS-Becher für Joghurt
21
48
- PS-Einwegbestecke eingefärbt
15
5
Toilettenpapier
… mit hohem Altpapier-Anteil
… ohne Altpapier-Anteil
≈16
≈5
Hygienepapier
- Taschentuch
1
- Gesichtstuch (100 % Zellstoff)
3
41
3. Abfall und Abwasser
3.1 Abwasser in kommunalen Kläranlagen
Im Folgenden wird die Kupfermenge und deren Herkunft in kommunalen ARAs abgeschätzt.
Die Beiträge der Haushalte, der Industrie und mit Oberflächenabschwemmungen variieren
von ARA zu ARA infolge unterschiedlicher industrieller und gewerblicher Aktivitäten sowie
Meteorwasseranteile stark. Der Weg des Dach- und Strassenabflusses über die Mischkanalisation ist heute noch der am meisten verbreitete. Angaben zu Cu-Frachten bei der Entwässerung im Trennsystem finden sich in Kapitel 4.3.
Konzentrationen
In Tabelle 9 sind repräsentative Cu-Gehalte in Abwasserteilströmen sowie ARA-Einläufen
und -Abläufen zusammengefasst. Aus den Konzentrationen der Ein- und Abläufe lässt sich
ableiten, dass Kupfer zu rund 80 % durch Adsorption an den Klärschlamm aus dem Abwasser
abgetrennt wird. Dabei resultieren Cu-Gehalte im Klärschlamm wie in Tabelle 8 aufgeführt.
Tabelle 8: Kupfer (in mg/kg TS) in Klärschlamm
Standorte
Jahr
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
Bünztal (Wohlen und Falkenmatt)
1991
454
Bereich: 280-700 mg/kg
Henseler et al. (1992)
Zürich (Werdhölzli)
1996-1999
475
Bereich: 374-526 mg/kg
Rossier et al. (2002)
Baden
1996-1999
368
Bereich: 204-577 mg/kg
SEA-ARAs
1998
294
Bereich: 155-444 mg/kg
ARAs Kanton Zürich
1999
≈320
SEA (1999)
KofU Zürich (2001)
th
ARAs Kanton Solothurn
2000
356
90 -Perzentil: 449 mg/kg
AfU Kt. SO (2002a)
Schweiz
1994
388
Gewichtetes Mittel
Herter & Külling (2001)
Schweiz
1999
341
Gewichtetes Mittel
1983/84
390
Darmstadt (Zentralkläranlage)
ARAs des Ruhrverbandes (D)
1994
472
ARAs mit häuslichem Abwasser (D)
…
450
ARAs mit häuslichem Abwasser (D)
…
200
Arpaci (1995)
th
50 -Perzentil: 385 mg/kg
Overath et al. (1997)
th
90 -Perzentil: 850 mg/kg
Frachten
Mit einer Eliminationsrate in mechanisch biologischen Kläranlagen von ca. 80 %, dem mittleren Cu-Gehalt im Klärschlamm von 341 mg/kg TS und dem Klärschlammanfall von ca.
200'000 t lässt sich die Cu-Menge im ARA-Rohabwasser auf 97 t/a und im Klärschlamm auf
69 t/a errechnen 3.
3
Weitere Annahmen: Cu-Fracht im Sandfang und Rechengut 5 % der Fracht im Faulschlamm, Cu-Fracht mit
Hochwasserentlastungen 6.5 t/a gemäss Kapitel 4.3. Vernachlässigbar sind die Kupfermengen, die in ARAs
durch Fällungsmittel wie FeCl3 eingebracht werden.
42
Tabelle 9: Kupfer (in μg/l) in Abwasserteilströmen, in ARA-Ein-, Ab- und Überläufen
Standorte
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
Bereich: <0.5-1.2; n=5
Ramseier et al. (1995)
Trink- und Brauchwasser:
Basel Trinkwasser ab Werk
0.7
Basel Mischproben ab Zapfhahn
98 Bereich: <10-240 µg/l; n=84
Loveresse (BE) Warmwasser
100
nach 5 Min. Ablaufen
Bürgy & Noyer (1996)
Häusliches Schmutzwasser:
Allgemein Haushaltsabwasser
<100
Overath et al. (1997)
St. Gallen Haushaltsabwasser
70 sx=80 %
Baccini et al. (1993)
München vorwiegend häusliches Abwasser
58 sx=30 %
Bischofsberger (1981)
Abwasser des Gewerbes:
München 1980
300
246 Betriebe
Bischofsberger (1981)
Vicenza (I) 1994-1995
245
208 Betriebe
ICON (2001)
Vicenza (I) 1994-1995
65 ohne Goldschmiedateliers
Meteorwasser:
Dachablauf (Auswertung mehrerer Studien)
Strassenablauf (Auswertung mehrerer Studien)
Strassenablauf (Auswertung mehrerer Studien)
Dach- und Strassenablauf Westschweiz
Zufluss Regenklärbecken Dach- u. Strassenablauf (D)
200
ereignisgemittelt
Boller & Häfliger (1996)
90 ereignisgemittelt
76±38
frachtgewogen
116 frachtgewogen; 5 St'orte; n=92
Haritopoulou (1996)
Rossi et al. (1997)
76
Bereich: 6-126 µg/l; n=25
Haritopoulou (1996)
Kommunale ARAs Nordrhein-Westfalen
87
2 Anlagen
LUA (1998)
Bünztal (Wohlen)
88 Bereich: 15-202 µg/l; sx=60
Bünztal (Falkenmatt)
74 Bereich: 26-175 µg/l; sx=54
ARA Einlauf:
Basel 1993
Rheineinzugsgebiet unterhalb der Seen (CH)
104 Bereich: 76-130 µg/l; n=52
43
Henseler et al. (1992)
Ramseier et al. (1995)
geom. Mittel von 15 ARAs
Schweizer (1989)
2 Anlagen
LUA (1998)
ARA Ablauf:
Kommunale ARAs Nordrhein-Westfalen
10.5
Deutschland alte Bundesländer
11.8 mittlerer Wert
UBA Berlin (2001)
Bünztal (Wohlen)
23 9-50 µg/l; sx=10
Henseler et al. (1992)
Bünztal (Falkenmatt)
12 1-19 µg/l; sx=5
Basel 1993
18 <12-63 µg/l; n=4
Ramseier et al. (1995)
Basel 1999
13
AUE BS
Rheineinzugsgebiet unterhalb der Seen (CH)
9.6 geom. Mittel von 15 ARAs
Schweizer (1989)
Entlastungsabfluss
92 errechnete Konzentration
UBA Berlin (2001)
Beckenüberlauf urban (D)
38
3 Ereignisse
Haritopoulou (1996)
Beckenüberlauf rural 1991-1993 (D)
71
7 Ereignisse
ARA Überläufe:
43
Herkunft
Es existieren einige Untersuchungen zur Herkunft von Kupfer in kommunalen ARAs. In
Tabelle 10 sind die Ergebnisse zusammengefasst.
Tabelle 10: Herkunft von Kupfer in kommunalem Abwasser
Standort
Jahr
Haushalte
Industrie/Gewerbe
Meteorwasser
Morges
1980
21 %
13 %
66 %
Fahrni & Amman (1981)
Biel
1981
40 %
40 %
20 %
BUWAL (1983)
St. Gallen
1991
24 %
18 %
58 %
Boller & Häfliger (1996)
Loveresse
1995
52 %
22 %
26 %
Bürgy & Noyer (1996)
SEA-ARAs
1998
40 %
25-35 %
25-35 %
Erläuterungen im Text
München
1980
47 %
8%
45 %
München
…
25-35 %
20-30 %
40-45 %
Darmstadt
1986
25-40 %
35-50 %
20-40 %
Hessen
1987
22 %
60 %
18 %
…
20-30 %
35-40 %
30-45 %
Deutschland
Quelle
Bischofsberger & Ruf (1981)
Arpaci (1995)
Arens (2002)
Im Projekt SEA wurden 1997 und 1998 ARAs mit unterschiedlichen Einzugsgebieten beprobt
(SEA 1999). Von 7 Anlagen, bei denen Abwasser aus dem Trennsystem anfällt, waren zwei
für die Abschätzung von haushaltsbedingten Einträgen geeignet. Beim Kupfer betrugen die
Frachten 3160−3610 mg Einw.-1 a-1.
Basierend auf Messungen im Klärschlamm bestimmten Chassot et al. (1999) in fünf Gemeinden Frachten im häuslichen Abwasser zwischen 5400 und 6200 mg Cu Einw.-1 a-1. Gemäss
dieser Studie werden in der Literatur Bereiche zwischen 1300 und 15300 mg Cu Einw.-1 a-1
gefunden. Zum Vergleich ermittelten Bischofsberger & Ruf (1981) anfangs der 80er Jahre in
München für häusliches Abwasser Frachten zwischen 3100 und 7900 mg Cu Einw.-1 a-1 und
einen Mittelwert von 5300 mg Cu Einw.-1 a-1.
In weiteren sieben SEA-ARAs, in denen vorwiegend häusliches Abwasser und Meteorwasser
gereinigt wird, wurden gewichtete Frachten im Rohabwasser von 6060−6960 mg Cu Einw.-1
a-1 ermittelt. Demgegenüber fand man in Anlagen mit häuslichem und industriell-gewerblichen Abwasser sowie einem Meteorwasser-Anteil von 30−50 % Cu-Frachten von 5435−6230
mg Einw.-1 a-1. Das gewichtete Mittel aller 29 ARAs betrug 8200−9385 mg Einw.-1 a-1.
Aus den Daten lässt sich grob abschätzen, dass Haushaltsabwasser mit rund 40 % und industrielles und gewerbliches Abwasser sowie Meteorwasser mit je ca. 30 % zur Cu-Fracht in
SEA-ARAs beitragen.
Berechnungen von Boller & Häfliger (1996) ergaben, dass in der Stadt St. Gallen mit häuslichem Abwasser 4000 mg Cu Einw.-1 a-1 (24%) und mit gewerblichem Abwasser 3100 mg
Cu Einw.-1 a-1 (18%) anfallen. Letztere Menge erhielt man als Differenz der Gesamtfracht mit
den Teilfrachten der Haushalte und mit dem Meteorwasser (58%).
Weitergehende Angaben zur Herkunft von Kupfer in den verschiedenen Abwasserteilströmen
findet man in den folgenden Unterkapiteln.
44
3.1.1 Häusliches Abwasser
Quellen von Kupfer im Haushaltsabwasser sind neben der Korrosion von Rohren menschliche
Ausscheidungen und Einträge aus dem Waschgut (Wäscheschmutz, Pigmente) sowie mit dem
Putzwasser (Schmutz).
Konzentrationen
Übliche Cu-Gehalte von Haushaltsabwasser betragen nach Baccini et al. (1993) sowie
Bischofsberger & Ruf (1981) durchschnittlich 60 bis 70 μg/l.
In morgendlichen Stagnationsproben des häuslichen Trinkwassers wurde 1998 im Rahmen
des Umwelt-Surveys in Deutschland ein mittlerer Cu-Gehalt von 341 μg/l und ein geometrisches Mittel von 134 μg/l (n = 4767) bestimmt. Die 50th- und 95th-Perzentile betrugen 150
μg/l und 1400 μg/l. In Basel leiteten Ramseier et al. (1995) anhand von Mischproben ab Zapfhahn einen mittleren Cu-Gehalt von rund 100 µg/l und ein 50th-Perzentil von 90 µg/l ab. Die
Cu-Gehalte ab Werk sind mit 0.7 μg/l tief. Es wurden in 84 Gebäuden Proben erhoben, davon
stammten 57 % aus Wohnungen, 25 % aus Bürogebäuden und 18 % aus der Industrie. Etwa
40 % der untersuchten Gebäude wurden vor 1947, etwa 25 % zwischen 1947 und 1960 und je
ca. 17 % zwischen 1961 und 1970, bzw. nach 1970 erbaut. Tabelle 11 fasst die Gehalte der
Einzelproben zusammen.
Tabelle 11: Kupfer (in μg/l) in Basler Trinkwasserproben ab Zapfhahn (Ramseier et al. 1995)
Proben
th
Anzahl
Mittelwert
50 -Perzentil
Bereich
morgens ohne spülen
12
392
301
14-1330
morgens nach spülen
12
38
21
<10-226
mittags nach spülen
12
110
5
<10-810
mittags Warmwasser
12
237
51
10-814
mittags am Leitungseingang
12
646
77
<10-2785
Frachten
Nach niederländischen Schätzungen stammen 57 % der Cu-Fracht in ARAs aus Korrosionsprodukteverlusten von Kupferrohren (Verweij et al. 1996).
In einer Studie in Grossbritannien wurde durch Messungen eine hohe Cu-Fracht mit dem
Haushaltsabwasser von ca. 17'000 mg Einw.-1 a-1 ermittelt. Davon sind über 90 % auf
Verluste aus den Installationswerkstoffen zurückzuführen. Das untersuchte Gebiet zeichnet
sich durch Trinkwasser mit einer hohen Wasserhärte aus. Im Einzugsgebiet einer anderen
ARA wird der Anteil der Installationswerkstoffe mit ca. 45 % beziffert. Insgesamt wird in
Grossbritannien davon ausgegangen, dass 80 % des Kupfers im Haushaltsabwasser auf die
Korrosion von Rohren zurückzuführen sind (zitiert in ICON 2001).
Frachten und Gehalt des Kupfers im Haushaltsabwasser werden wie folgt abgeschätzt: Basierend auf den SEA-Daten (SEA 1999) wird die minimale Haushaltsfracht auf 3.6 g Cu Einw.-1
a-1 geschätzt. Zur Abschätzung der maximalen Fracht werden die Daten von Bischofsberger
& Ruf (1981) sowie Chassot et al. (1999) verwendet, die in vorwiegend häuslichem Abwasser
45
von fünf Münchner Stadtteilen bzw. fünf Schweizer Gemeinden, die im Trennsystem entwässern, Cu-Frachten zwischen 3.1 und 7.9 (Annahme: 5.7) g Einw.-1 a-1 bestimmten.
Die leitungswasserunabhängigen haushaltsbedingten Cu-Einträge wurden in Kapitel A2.2 des
Anhangs auf 1.6 g Einw.-1 a-1 geschätzt. Demnach verbleiben pro Einwohner und Jahr 2 bis
4.1 g Kupfer, das aus der Korrosion der Trinkwasserleitungen stammt. Absolut betragen die
Einträge 14 bis 27 t/a aus Installationswerkstoffen und 11 t/a aus anderen haushaltsbedingten
Quellen.
3.1.2 Industrielles und gewerbliches Abwasser
Kupfer gelangt von einer Vielzahl Betrieben besonders diskontinuierlich im Zuge von Teilprozessen sowie Reinigungs- und Wartungsarbeiten in kommunale oder industrielle ARAs.
Konzentrationen
Tabelle 12 fasst Cu-Gehalte im Abwasser verschiedener Branchen zusammen. Weitere
ausführliche Angaben findet man in Kapitel A2.2 des Anhangs.
Tabelle 12: Kupfer (in μg/l) im industriellen und gewerblichen Abwasser (Direkt- und Indirekteinleiter)
Herkunft
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
230
Bereich: 6-1400 μg/l
LUA (1998)
Brauereien (2 Betriebe)
130
24h-Mischproben (n=3); Bereich: 20-230 μg/l
WaBoLu (1998)
Erfrischungsgetränke
90
Stichproben (n=4); Bereich: 30-130 μg/l
Milchverarbeitung
60
24h-Mischproben (n=3); Bereich: 40-85 μg/l
Fleischverarbeitung
70
6-24h-Mischproben (n=5); Bereich: 44-89 μg/l
Färbereien und Druckereien
400
Schweiz
Färbereien (5 Betriebe)
120
Schweiz
Färbereien
300
Österreich
Melliand (1989)
Galvanische Betriebe
160
Italien; 5 Proben
ICON (2001)
Metallverarbeitung u. mechani-
190
Italien; 8 Proben
Autoreparaturwerkstätten
100
Italien; 14 Proben; Maximum: 500 μg/l
Fahrzeugwäsche
300
Chemische Industrie
Chemiewerke (12 Werke)
Nahrungsmittelindustrie
Textilveredelung
Kürsteiner (1996)
Andere Sektoren
sche Werkstätten
Wäschereien (3 Betriebe)
…
Wäschereien (4 Betriebe)
600
Lochtmann & Reichert
Putztücher; Bereich: 600-3300 μg/l
Müller & Reichert (1989)
breite Waschgutpalette; Bereich: 100-1000 μg/l
Klopp & Rexrodt (1990)
46
Frachten
Nach Slooff et al. (1989) gelangten 1985 in den Niederlanden pro Kopf und Jahr ca. 1400 mg
Kupfer von der Industrie und dem Gewerbe in kommunale Kläranlagen.
Von Bischofsberger & Ruf (1981) wurden zu Beginn der 80er Jahre 246 Gewerbe- und Industriebetriebe im Gebiet der Stadt München beprobt. Die Cu-Emissionen in das kommunale
Abwasser errechneten sich auf rund 900 mg Einw.-1 a-1 und hatten einen Anteil von 8 % an
den gesamten Einträgen.
Im italienischen Vicenza beträgt der Anteil 10 % bei Emissionen von 800 mg Einw.-1 a-1
(1994−1995). Davon entfallen allein 80% auf Emissionen von Goldschmiedeateliers. Zur
Restfracht tragen Gewerbebetriebe wie metallverarbeitende Betriebe inklusive mechanische
Werkstätten, galvanische Betriebe und Autoreparaturwerkstätten bei. Die Schätzung basiert
auf der Annahme, dass alle Betriebe im Einzugsgebiet wie die beprobten Betriebe nach dem
besten Stand der Technik arbeiten und konzentrierte Abwässer separat entsorgen. Danach
fallen zusätzlich ca. 1400 mg Cu Einw.-1 a-1 in Form von Sonderabfällen zur Entsorgung an.
Dazu tragen Autoreparaturwerkstätten mit ca. 50 %, metallverarbeitende Betriebe mit 30 %
und Druckereien mit ca. 10 % bei (zitiert in ICON 2001).
Basierend auf den niederländischen Daten von Slooff et al. (1989) werden die Kupferemissionen der Industrie und des Gewerbes in das kommunale Abwasser mindestens auf 10 t/a geschätzt. Die maximalen Emissionen werden mit 20 t/a angenommen. Diese Zahl stützt sich
auf die St. Galler Fallstudie von Boller & Häfliger (1996).
3.1.3 Meteorwasser
Meteorwasser umfasst den Abfluss von versiegelten Flächen, insbesondere Dach- und Strassenabfluss. Ursache erhöhter Cu-Gehalte sind Abriebe im Verkehrsbereich sowie die Korrosion von Kupfer am Dach. Emissionen der Automobile stammen vorallem von Bremsbelagsabrieben. Abflüsse von Strassen mit Tram- und Trolleybus-Verkehr sind zusätzlich mit Kupfer belastet, das aus dem Abrieb der Fahrleitungen stammt.
Konzentrationen
Cu-Gehalte im Strassen- und Dachablauf variieren stark und zeigen eine enorme Dynamik.
Einflussgrössen sind die Dauer der vorangehenden Trockenphase, die Regenintensität und
Regendauer, der Kupferanteil der entwässerten Dachfläche sowie im Strassenbereich die
Fahrleistungen in Abhängigkeit der Verkehrssituationen. Metalle in Dachabflüssen weisen
nach Boller (1998) typischerweise zu Beginn des Regens gegenüber dem Mittelwert bis zu
über 100fach höhere Konzentrationen auf (First-Flush-Effekt).
Aus der Auswertung mehrerer Studien gehen Boller & Häfliger (1996) von typischen CuGehalten von 200 μg/l im Dach- und von 90 μg/l im Strassenablauf aus. Rossi et al. (1996)
beprobten das Meteorwasser von 92 Regenereignissen in fünf Quartieren in Lausanne und
Genf. Sie fanden mittlere Cu-Gehalte von 62 bis 183 μg/l. Der Mittelwert der fünf Quartiere
beträgt 116 μg/l. Nach Haritopoulou (1996) wurden im deutschen Karlsruhe im Zufluss eines
Regenklärbeckens im Mittel 76 μg Cu/l gemessen. Das im Trennsystem entwässerte Gebiet
zeichnet sich durch einen hohen Anteil Verkehrsflächen aus.
47
Kern et al. (1992) untersuchten den Strassenablauf im Kreuzungsbereich einer vierspurigen
(25'000 Kfz/Tag) mit einer zweispurigen Strasse (9000 Kfz/Tag) in Bayreuth (D). Der beprobte Gully entwässerte eine Verkehrsfläche von 130 m2. Bei zwei Regenereignissen ermittelten sie frachtgewogene Cu-Gehalte von 175 und 185 μg/l. Ein drittes Ereignis wurde separat ausgewertet, weil ihm ein Schauer vorausging. Man mass einen frachtgewogenen Gehalt
von 87 μg/l. Die Werte zeigen, dass bei Strassen mit Stop-/Go-Verkehr hohe Cu-Gehalte im
Strassenablauf gemessen werden und deuten darauf hin, dass Kupfer aus dem Bremsenabrieb
die wahrscheinlichste Quelle ist.
Tabelle 13: Kupfer (in μg/l) in Regenwasser, Dach- und Strassenabläufen
Standorte
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
Regen Zürich (1994)
3
n=4
Mottier et al. (1995)
Regen 4 ländliche Standorte CH (1985)
2
sx=0.25 µg/l
Gälli Purghart (1989)
Bereich: 55-172 μg/l, sx=25 µg/l; 37
Haritopoulou (1996)
Strassenablauf Karlsruhe (D) mit Wohnnutzung
108
und mittlerem Verkehrsaufkommen (1989-1991)
Ereignisse, 283 Einzelproben
Strassenablauf urban USA
43
ereignisgemittelt
Strassenablauf USA
280
Bereich: 10-1250 μg/l; 6 Ereignisse
Pitt et al. (1995)
Strassenablauf Autobahnen UK
43
Bereich: 23-63 μg/l; 2 Studien
Haritopoulou (1996)
Strassenablauf innerstädtische Autobahn D
94
Bereich: 78-110 μg/l; 2 Ereignisse
Sommer et al. (2002)
Bischofsberger (1981)
Strassenablauf D (<2000 Fz/Tag)
16-32
Oberflächenabfluss München (7000 Fz/Tag)
18
frachtgewogen
Oberflächenabfluss München (87'000 Fz/Tag)
225
frachtgewogen
Strassenablauf Kreuzung D (>6000 Fz/Tag)
180
frachtgewogen, n=2; Bereich: 175-
Kern et al. (1992)
185 μg/l
Oberflächenabfluss Parkplätze USA
116
Bereich: 10-770 μg/l; 15 Ereignisse
Oberflächenabfluss Tankstellen USA
135
Bereich: 2-580 μg/l; 5 Ereignisse
Dachablauf USA
110
Bereich: 2-900 μg/l; 11 Ereignisse
Dachablauf mit Cu im Rinnen- u. Rohrmaterial
≈400
Bereich: 190-600 μg/l; 5 Ereignisse
Ablauf Ziegeldach mit Cu im Rinnen- u. Rohr-
125
frachtgewogen, n=4; Cu im first Mottier et al. (1995)
Blum & Schwedt (1998)
flush: 1900 μg/l
material
Ablauf Polyesterdach mit Cu im Rinnen- u.
Pitt et al. (1995)
324
frachtgewogen, n=4
20
frachtgewogen, n=4
235-475
frachtgewogen, n=2
Quek & Förster (1993)
Dach- und Strassenablauf Berlin
38
Bereich: 10-235 μg/l
Haritopoulou (1996)
Regenwassernetz Kiel (1980) dicht besiedelt
43
sx=49 µg/l, n=82
Kretschmar & Wilken
Regenwassernetz Kiel (1980): locker besiedelt
17
sx=14 µg/l, n=138
Rohrmaterial
Ablauf Flachdach (Kies) ohne Cu im Rinnen- u.
Rohrmaterial
Ablauf Ziegeldach mit Cu-Blechen am Dach und
Entwässerung über Rinnen u. Rohre aus PE
48
(1987)
Frachten
Die minimale durch Meteorwasser bedingte Cu-Menge ergibt sich aus der Menge im Rohabwasser (97 t/a) minus der Mengen im Haushaltsabwasser (Maximum von 38 t/a) sowie im
industriellen und gewerblichen Abwasser (Maximum von 20 t/a). Sie beträgt 39 t/a. Analog
ergeben sich maximale Einträge von 97 t/a − (25 + 10 t/a) = 62 t/a.
Zur Verifizierung der maximalen Cu-Einträge wird von den Emissionen im Dach- und Strassenbereich ausgegangen: Nach Kapitel A2.2 errechnen sich mit der an Dächern montierten
und benetzten Cu-Fläche von 2.3 bis 4.9 m2 Einw.-1 und der Abschwemmrate von 1.8 g m-2 a1
Cu-Emissionen zwischen 30 und 64 t/a (im Mittel: 45 t/a). Die in Kapitel A3 abgeschätzten
Emissionen durch Fahrleitungsabriebe des Tram- und Trolleybusverkehrs betragen 9.5 t/a.
PWs und leichte Nutzfahrzeuge setzen jährlich weitere 13.5 t frei. Davon werden gemäss Kapitel 4.3 rund 10 t/a via Trennkanal abgeführt. Somit verbleiben 58 t /a im Meteorwasser.
Bezogen auf die im Mischsystem entwässerte Fläche von 98'000 ha errechnet sich mit den
Emissionen von 58−62 t/a eine Cu-Abtragsrate von rund 600 g ha-1 a-1. Wenn von der Niederschlagsmenge von 1000 l m-2 a-1 80 % zum Abfluss gelangen, beträgt der Cu-Gehalt des Meteorwassers plausible 75 μg/l.
3.1.4 Verbleib von Kupfer in kommunalen ARAs
Von der Kupfermenge von ca. 100 t/a in ARAs gelangen ca. 25 % in Oberflächengewässer
(vgl. Kapitel 4.3). Rund 75 % adsorbieren zur Hauptsache an den Klärschlamm. Im Jahre
2000 wurden noch fast 40 % landwirtschaftlich verwertet. Ca. 60 % wurden verbrannt.
Kommunale
ARAs
25-36
25-38 t/a
t/a
Haushaltsabwasser
Industrie- und
Gewerbeabwasser
Klärschlamm
Abläufe 18 t/a
Landwirtschaft 26 t/a
Zementwerke 12 t/a
Produkte
73 t/a*
Verbrennung 30 t/a
Deponien
Meteorwasser
10-20 t/a
Ablagerung 5 t/a*
* inklusive Kupfer im Sandfang und Rechengut
49
Böden
Überlaufe 6 t/a
41-62 t/a
t/a
39-62
Gewässer
Abbildung 1: Verbleib von Kupfer bei der kommunalen Abwasserreinigung (2000)
3.2 Deponiesickerwasser
Im Folgenden wird die Beschaffenheit von Abwasser diskutiert, das durch abgelagerte Siedlungsabfälle und KVA-Schlacke sickert.
Bei Siedlungsabfalldeponien wird zwischen einer sauren Phase (pH ≤ 6.5, hohe org. Sickerwasserbelastung, BSB5/CSB ≥ 0.4), einer Übergangsphase sowie der Methanphase
(konstanter pH-Wert, geringe org. Sickerwasserbelastung, BSB5/CSB ≤ 0.2) unterschieden.
Kupfer ist ein Parameter ohne signifikante Veränderung bei Phasenwechsel der Sickerwässer
(Kabbe 2000).
In KVA-Schlacken liegen Schwermetalle aufgrund des alkalischen pH-Wertebereichs in
hydroxidisch oder carbonatisch gebundener und damit schwer löslicher Form vor. Der pHWert des Sickerwassers wird zur Hauptsache durch Ca-Verbindungen kontrolliert. Innerhalb
der ersten Jahrzehnte wird die Alkalinität durch die Bildung von Calciumsilikaten reduziert.
Später wird der pH-Wert des Sickerwassers und damit die Mobilität der Schwermetalle durch
die Pufferwirkung des Calciumcarbonats bestimmt (Johnson 1994).
Konzentrationen
Typische Cu-Gehalte im Sickerwasser von Siedlungsabfalldeponien betragen zwischen 20
und 100 μg/l (Bertram et al. 2002b, Kabbe 2000, Baccini et al. 1992).
Arrizabalaga (1997) bestimmte zwischen 1993 und 1995 die Cu-Gehalte im Sickerwasser von
11 Standorten in der Schweiz und in Frankreich. Abgelagert wurden Siedlungsabfälle, gewerbliche Abfälle, Sperrgut, Bauabfälle, kompostierbare Abfälle sowie Klärschlamm. 50thund 90th-Perzentile betrugen 75 und 88 μg/l. Das Maximum von 1140 μg/l wurde an einem
Standort gemessen, wo Bauabfälle sowie Abfälle aus Industrieöfen abgelagert wurden.
Johnson (1994) berichtet von mittleren Cu-Gehalten von 10 bis 60 μg/l im Sickerwasser von
KVA-Schlackeablagerungen in der Schweiz, Deutschland und Dänemark. Die schweizerischen Messungen wurden zwischen 1977 und 1978 bei frisch abgelagerter Schlacke durchgeführt. Die Ablagerung in Dänemark erfolgte 1973 und die Beprobung zwischen 1973 und
1991.
Tabelle 14: Kupfer (in μg/l) in Deponiesickerwässern
Standorte
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
Siedlungsabfall (CH) 1925-1931
ab 1991
3
1-19
Cu-Gehalt im Grundwasserabstrombereich: 4.3 µg/l
Ochs et al. (1994)
Siedlungsabfall nach intensiver Reaktorphase
100
ca. 10-20 Jahre
Baccini et al. (1992)
Siedlungsabfall in der Methanphase (D)
90
Bereich: 5-560 µg/l
Kabbe (2000)
Abfalldeponien 11 Standorte (CH/F)
75
90 -Perzentil: 88 μg/l
Arrizabalaga (1997)
Haushalts- u. gewerbliche Abfälle, Sperrgut (CH)
38
50 -Perzentil; Bereich: nn-222 μg/l
Haushalts- u. gewerbliche Abfälle, inerte Abfälle,
Klärschlamm (CH)
51
Bereich: 24-101 μg/l, n=3
KVA-Schlacke-Deponien (ohne Filterstäube)
123
Bereich: 40-220 µg/l
Kabbe (2000)
KVA-Schlacke-Deponien (mit Filterstäuben) CH
10
Bereich: nn-40 µg/l
Johnson (1994)
KVA-Schlacke-Deponien (mit Filterstäuben) D
60
Bereich: <50-120 µg/l
KVA-Schlacke-Deponien (mit Filterstäuben) DK
30
Bereich: <0.5-210 µg/l
th
th
50
Frachten
Es werden im Folgenden Schätzungen zu den Cu-Frachten mit Sickerwasser aus Deponien
mit und ohne Sickerwasserbehandlung vorgenommen.
•
Reaktordeponien
Rund 85 % der mit Abfällen abgelagerten Cu-Menge ist in KVA-Schlacke enthalten. In
der Schweiz wird KVA-Schlacke auf Reaktordeponien abgelagert. Basis und Flanken
neuer Deponieetappen müssen abgedichtet sein. Das Ende 2000 verfügbare Deponievolumen für KVA-Schlacke beträgt 5.7 Mio. m3; weitere 8 Mio. m3 sind geplant. Damit ist der
Bedarf bis zum Jahr 2030 abgedeckt (BUWAL 2002). Bei einer Füllhöhe von 10 m entsprechen 14 Mio. m3 einer Deponiefläche von 140 ha.
Für eine Überschlagsrechnung wird von einer Deponiefläche von 300 ha, einem Sickerwasseranfall von 0.13 l s-1 ha-1 (ca. 40 % der Regenwassermenge) und einer Cu-Konz. von
≤ 0.45 mg/l ausgegangen. Letztere entspricht der doppelten maximalen Konzentration, die
gemäss Tabelle 14 in Sickerwasser gefunden wurde.
Damit errechnet sich der Cu-Fluss auf ≤ 2 kg ha-1 a-1, bzw. ca. 500 kg/a. Fast alle
Deponien (90 %) mit Schlackenkompartimenten entwässern durch Ableitung in eine ARA
(BUWAL 2002). Die direkten Emissionen in Oberflächengewässer werden auf weniger
als 50 kg/a geschätzt.
•
Andere Deponien
Hier handelt es sich um Deponien, die nicht mehr in Betrieb sind oder noch nicht den Anforderungen der drei Typen nach der Technischen Verordnung über Abfälle (TVA) entsprechen und auf denen Siedlungs- und unsortierte Bauabfälle abgelagert wurden.
Baccini et al. (1992) geben das Deponieinventar mit 40'000 kg pro Kopf an. Die Deponiefläche lässt sich bei einer Füllhöhe von 5 m auf 5000 ha schätzen. Eggenberger & Waber
(1997) gehen von etwa 10'000 Deponien in der Schweiz mit einer mittleren Fläche von 1
ha aus. Die Autoren gehen von einer Sickerwassermenge von 0.16 l s-1 ha-1 aus. Gemäss
Hertig (1994) beträgt sie für Hausmülldeponien zwischen 0.04 und 0.08 l s-1 ha-1.
Mit diesen Angaben und dem von Arrizabalaga (1997) an 11 Deponiestandorten ermittelten Cu-Gehalt von 75 µg/l (Tabelle 14) errechnet sich die Cu-Fracht auf 470 bis 3780 kg
(Mittelwert: 1650 kg). In Abhängigkeit der Sickerwasserführung gelangt das Kupfer in
Oberflächengewässer oder das Grundwasser.
51
3.3 Abfall
Für die Abschätzung der Cu-Flüsse mit Abfällen wurden folgende Abfallarten berücksichtigt:
-
Siedlungsabfälle
Klärschlamm
Elektro- und Elektronikaltgeräte
Altfahrzeuge
Bauabfälle
Sonderabfälle und industrielle Abfälle
Mit entsprechenden Angaben zu deren Behandlung wurden darüber hinaus die Menge zurückgewonnenes Kupfer sowie die Menge Kupfer, die zurzeit nicht aus Abfällen zurückgewonnen
wird, und die zur Hauptsache auf Deponien endet, abgeschätzt.
Die Kupfermenge mit Abfällen lässt sich auch mittels Altschrottaufkommen sowie aus der
Kupfermenge in Abfällen, aus denen Kupfer nicht zurückgewonnen wird, abschätzen. Damit
kann gezeigt werden, wie weit die Herkunft von Kupfer in der Abfallwirtschaft erklärt
werden kann. Dabei wurden Detailangaben zur Produktion von Halbzeugen aus Schrott in den
Anhang A1 ausgegliedert.
Verglichen mit der gesamten Kupfermenge in Abfällen ist diejenige mit Klärschlamm
marginal. Der Verbleib von Kupfer im Klärschlamm wurde daher zusammen mit den
Kupferflüssen mit dem Abwasser in kommunalen Kläranlagen in Kapitel 3.1.4 dargestellt.
Kupfer in Klärschlamm stammt zur Hauptsache aus Produkteverlusten in der Nutzungsphase
(Korrosion, Abriebe).
3.3.1 Siedlungsabfälle
Mit Stoffflussanalysen in der KVA St. Gallen bestimmte Belevi (Belevi 1995, Belevi 1998a)
die Verteilung von Kupfer auf die KVA-Abfallprodukte bzw. die Cu-Gehalte in Siedlungsabfällen. Während der Probennahmen wurden einerseits häusliche Abfälle und andererseits
kommunal eingesammelte Siedlungsabfälle verbrannt. Es ergaben sich Cu-Gehalte von 0.82 ±
0.33 g/kg sowie 0.78 ± 0.31 g/kg. Im Jahre 2003 wurde in der KVA Weinfelden ein CuGehalt im Siedlungsabfall (Kehrichtsäcke sowie Kehricht aus Containern) von 0.88 g/kg
gefunden (BUWAL 2003a).
Aus dem von Belevi (1998a) ermittelten Cu-Gehalt des Siedlungsabfalls, den Anteilen der
verschiedenen Abfallfraktionen nach BUWAL (2003) und deren Cu-Gehalten ergibt sich,
dass die Fraktion „Verbundwaren“ mit Abstand der wichtigste Cu-Träger ist (Tabelle 15).
Die in Tabelle 15 aufgeführte Abfallzusammensetzung gilt für Kehricht in Säcken (1.53 Mio.
t). Bei der Hochrechnung der Cu-Frachten wurde angenommen, dass diese Zusammensetzung
auch für die gesamte Siedlungsabfallmenge (2.54 Mio. t) zutrifft.
52
Die Untersuchungen zur Zusammensetzung des Kehrichts wurden zwischen 2001 und 2002
vorgenommen. Es wurden die Inhalte der Kehrichtsäcke von 33 Gemeinden aus 11 Gemeindetypen (Grosszentren, suburbane, industrielle oder agrarische Gemeinden, etc.) aussortiert.
Die Fraktion Verbundwaren umfasst z.B. Sportgeräte, Spielzeug, Werkzeug, Batterien oder
Elektro- und Elektronikgeräte. Beim Elektroschrott wurden neben Kleingeräten wie Rasierapparaten, Taschenrechnern, Mobiltelefonen und Uhren v.a. Kabel und ausgebaute Geräteteile, nicht jedoch grössere Geräte gefunden. Für die Frachtrechnung wurde ein Cu-Gehalt
zwischen 4 und 11 % gewählt. Der obere Gehalt berücksichtigt einen hohen Kabelanteil (vgl.
Anhang A2.1). Viele andere Quellen tragen zur Cu-Fracht der Verbundwaren bei. Im Bereich
der Einrichtungsgegenstände für Wohnungen schätzen beispielsweise Baccini et al. (1993) in
einer Stoffflussanalyse den Cu-Beitrag auf 30 g Einw.-1 a-1, bzw. ca. 200 t/a.
Tabelle 15: Cu-Gehalte und -Frachten mit Siedlungsabfallfraktionen
Fraktionen
%
Cu [ppm]
Cu [t/a]
Eisen
1.5
Erläuterungen zu den Cu-Gehalten
1000
38
Gehalt in EAF-Stahl nach Kapitel 3.3.4
NE-Metall
1
1
500
13
Gehalt in Aluminium nach Oesch et al. (1994)
Glas
4
3-15
1
Gehalt wie in Silikatgesteinen angenommen
Papier
16
30
12
Kapitel 2.3.5
Karton
4
45-145
≈10
Tabelle 6
5.5
12-30
3
Gehalt wie in Keramik angenommen
2
2-20
1
Gehalt wie in Holz, bzw. Altholz nach Kap. A2.1
27.4
<15
<10
Textilien
3
65
5
Gehalt wie in Kunststoffen angenommen
Kunststoffe
15
65
25
Kapitel 2.3.5
Verbundverpackungen
4.3
65-90
8
Tabelle 6
- Batterien
0.07
5000
9
Kapitel A2.1, Tabelle A9
- Elektroschrott
…
40'000-110'000
675
Mineralien
Org. Naturprodukte
Kompostierbare Abfälle
Kapitel 4.2
Verbundwaren:
2
Kapitel A2.1
360-990
- übrige Verbundwaren
13.5
2600-3545
1216
aus der Rückrechnung erhalten
892-1540
Sonderabfälle
0.2
-
0
-
Restfraktion
1.93
120
6
Gehalt wie in Holzasche nach BUWAL (1996b)
Total Fraktionen
100
800
2032
Cu-Gehalt aus Stoffflussanalysen in KVA
1
Die Masse NE-Metalle beträgt bei einem Anteil von 1 % rund 25'000 t/a. Es wird angenommen, dass es sich zur Hauptsache
um Aluminium handelt.
2
Elektro- und Elektronikaltgerätemenge in Kehrichtsäcken: 9000 t/a (BUWAL 2003a)
Im Jahre 2000 fielen in der Schweiz (inkl. FL) rund 2.54 Mio. t Siedlungsabfälle an. Darin
sind bei einem Cu-Gehalt von 800 mg/kg rund 2000 t Kupfer enthalten. Gegen 90 % der
Siedlungsabfälle wurden in KVAs verbrannt, der Rest gelangte noch auf Deponien.
53
3.3.2 Klärschlamm
Im Jahre 2000 fielen in der Schweiz rund 200'000 t TS Klärschlamm an, die ca. 70 t Kupfer
enthielten. Von der Klärschlammmenge wurden 59 % verbrannt, nämlich 53 % in Schlammverbrennungsanlagen, 28 % in Zementwerken und 18 % in KVAs. Von der restlichen Menge
wurden 39 % landwirtschaftlich verwertet und 2 % deponiert (BUWAL 2002) 4.
3.3.3 Elektro- und Elektronikaltgeräte
Im Jahre 2003 wurden in der Schweiz durch die S.EN.S und über die SWICO-Recycling Garantie 71’500 t (9.9 kg Einw.-1) Altgeräte (WEEE) entgegengenommen und verarbeitet. Rund
die Hälfte entfiel auf Elektro- und Elektronikkleingeräte. Weiter fielen 11'600 t Kühlgeräte
und 14'700 t andere Grossgeräte zur Entsorgung an. Daneben wurden 10'000 t Fraktionen aus
der vorgelagerten Gerätezerlegung entgegengenommen (SENS 2004).
Die wohl umfangreichste Analyse zur Zusammensetzung von Elektro- und Elektronikaltgeräten (kleine Elektronik- und Elektrogeräte) stammt von Morf & Taverna (2004). Sie führten in
einem Elektronikschrott-Entsorgungsbetrieb eine Stoffflussanalyse durch. Anhand ihrer
Daten sowie angenommener Cu-Gehalte für die Grossgeräte errechnet sich die Cu-Menge in
WEEE auf rund 3100 t (vgl. Anhang 2.1).
Bei der Zerlegung der Elektro- und Elektronikaltgeräte in S.EN.S und SWICO lizenzierten
Betrieben fallen als Output zur Hauptsache Metalle (58 %), Bildröhren (9 %) und Kunststoffe
bzw. Metall-Kunststoff-Gemische an (14 % bzw. 6 %) an (SENS 2004).
Tabelle 16: Fraktionen aus der Zerlegung der Elektro- und Elektronikaltgeräte
Fraktionen
Anteil [%]
Entfrachtete Geräte
Total [t]
5.76
4120
57.68
41’250
5.75
4110
14.32
10’240
Kabel
1.61
1150
Bildröhren
9.20
6580
Leiterplatten
1.33
950
Holz, Papier, Karton, Glas etc.
1.26
900
Schadstoffe und Sonderabfälle
3.09
2210
Verschiedene Metalle
Metall-Kunststoff-Gemische
Kunststoffe
Nach Angaben im Fachbericht 2003 wurden 86 % der in den Entsorgungsbetrieben gewonnenen Fraktionen stofflich verwertet. Ca. 4 % wurden energetisch verwertet und 10 % zur
Hauptsache in KVAs entsorgt.
4
Die Verwendung von Klärschlamm zu Düngezwecken ist ab Oktober 2006 vollständig verboten.
54
In ihrer Stoffflussanalyse stellten Morf & Taverna (2004) fest, dass Kupfer zu 75 % in feinkörnigen Metall- und Metallschrottfraktionen wiedergefunden wird. Im untersuchten Betrieb,
der rund ¼ der in der Schweiz zur Entsorgung anfallenden Altgeräte verarbeitet, werden
Fraktionen erhalten, aus denen sich Kupfer zurückgewinnen lässt. So werden z.B. die feinkörnigen Kunststofffraktionen und der Staub aus der Abluftreinigung in Kupferhütten als Reduktionsmittel bzw. Ersatzbrennstoffe verwendet.
Bertram et al. (2002b) gehen in ihrer Arbeit von einer Recyclingeffizienz für Kupfer von nur
50 % aus. Für die in der Schweiz verarbeiteten Altgeräte wird angenommen, dass die darin
enthaltene Cu-Menge von 3050 t Kupfer mit verschiedenen Fraktionen der Altgeräte-Verarbeitung in (ausländischen) Kupferhütten zur Verwertung gelangt.
3.3.4 Altfahrzeuge und Produkte der Shredderwerke
Shredderwerke entsorgen Altfahrzeuge und weitere metallische Gegenstände. Hauptprodukt
der Entsorgung ist Stahlschrott. Zurückgewonnene NE-Metalle sind neben Kupfer z.B. Aluminium, Magnesium, Zinn und Zink. Im Entsorgungsprozess fallen weiter grössere Mengen
Reststoffe aus dem Shredder (RESH) an. RESH ist ein Gemisch aus Kunststoffen, Gummi,
Textilien, Glas und Restmetallen.
Gemäss Jahresbericht der Stiftung Auto Recycling Schweiz fielen im Jahre 2000 beim Shreddern von rund 300'000 t Altautos und anderen metallischen Gegenständen 61'570 t RESH an.
Für das Jahr 2001 wird die RESH-Menge gegenüber 2000 nahezu unverändert mit 62'209 t
angegeben. Der Cu-Gehalt des RESHs beträgt nach Keller & Schebdat 23'200 g/t.
Nach Literaturangaben werden 40 % des im Shreddergut enthaltenen Kupfers in
Shredderwerken aussortiert und gelangen in den Kupferschrotthandel, 25 % werden in den
Stahlschrott und 35 % in das RESH transferiert (zitiert in Bertram et al. 2002b und Ayres et
al. 2002). Nimmt man die Cu-Menge in RESH von 1428 t als Basis, lässt sich errechnen, dass
1630 t Kupfer dem Kupferschrotthandel zugeführt werden und 1020 t als Verunreinigung in
den Stahlschrott gelangen 5.
Von der Cu-Menge im Shreddergut von 4080 t entfallen, wie nachstehend abgeschätzt, 64 %
auf Personenwagen. Die Herkunft des restlichen Kupfers kann nicht zugeordnet werden.
Mögliche Quellen sind z.B. Bestandteile schwerer Nutzfahrzeuge oder Elektroaltgeräte.
Bei den Fahrzeugen wurde wie folgt gerechnet: Es wird von 174'000 PWs ausgegangen, die
in Shredderwerke gelangen. Bei einem Cu-Gehalt von 15 kg/PW sind darin ca. 2600 t Kupfer
enthalten. Es errechnen sich Verluste in RESH und Eisenschrott von 915 t/a bzw. 655 t/a 6.
5
6
Wird angenommen, dass aus 300'000 t Shreddergut 210'000 t Stahlschrott gewonnen werden, ergibt sich bei
Verlusten von 1020 t ein Cu-Gehalt von 0.5 %. Nach Savov & Janke (1998) enthält in Elektrolichtbogenöfen
hergestellter Stahl (EAF-Stahl) 500-2000 ppm Cu. Damit kann bei einer schweizerischen Produktion von
rund 1 Mio. t und einem mittleren Cu-Gehalt von 0.1 % die Cu-Menge im EAF-Stahl auf rund 1000 t geschätzt werden.
Das mittlere Gewicht eines PWs vor dem Shreddern beträgt 850 kg. Davon werden 26 % (221 kg) zu RESH.
Somit entstehen beim Shreddern von 148'000 t Schrottautos rund 38'500 t RESH (63 % des Gesamtanfalls).
55
Von den Nutzfahrzeugen gelangen nur wenige in die Shredderwerke. Ausgehend von total
14'400 entsorgten Fahrzeugen mit einem Cu-Inhalt von 60 kg pro Fahrzeug errechnet sich die
Cu-Fracht auf 850 t. In Altfahrzeugen sind somit 2600 + 850 = 3450 t Cu enthalten. Es wird
geschätzt, dass davon 850 t + (2600 t x 0.4) = 1900 t in den Kupferschrotthandel gelangen.
Im Jahre 2000 gelangten 52 % des RESHs in KVAs und 0.5 % direkt auf Deponien. Ca. 48 %
oder ca. 29'350 t RESH mit 680 t Kupferinhalt wurden exportiert (Jahresbericht 2000 Stiftung
Auto Recycling Schweiz).
3.3.5 Bauabfälle
Gemäss BUWAL (2001f) fielen 1997 mit Bauabfällen ca. 270'000 Altmetalle an. Rund 60 %
der Altmetallmenge wurden bereits auf der Baustelle getrennt. Die Verwertungsquote für
nicht auf der Baustelle getrennte Altmetalle wird mit 95 % angegeben. Es gelangen somit
jährlich 5400 t Altmetalle auf Deponien.
Mit Hilfe der Daten von Satlow et al. sowie Brunner & Stämpfli (1993) wird die Cu-Menge
im Altmetall auf 2 % geschätzt (Anhang A2.1). Damit errechnen sich die Cu-Mengen in den
Schrotthandel und auf Deponien auf 5300 t sowie 108 t. Bei einem Teil des aussortierten
Kupfers handelt es sich um isolierte Kabel. Der Anteil dürfte zwischen 25 % und 50 %
betragen.
Brennbare Bauabfälle inkl. Altholz gelangen zur Hauptsache zur Verbrennung. Im Jahre 2000
waren dies 350'000 t in KVAs, rund 50'000 t wurden noch deponiert (BUWAL 2002). Wählt
man einen relativ hohen Cu-Gehalt von 65 ppm errechnen sich die entsprechenden Cu-Frachten auf höchstens 23 t und 3 t. Nach BUWAL (2002) dürften weitere 100'000 t Baualtholz
(mit ca. 6 t Cu) für die Spanplattenfabrikation ins Ausland exportiert oder in industriellen
Feuerungen verbrannt werden.
3.3.6 Sonderabfälle, industrielle und weitere Abfälle
Hier liegen Daten zum Anfall von kupferhaltigen Ätz- und Beizbädern (Sonderabfälle) sowie
von Hülsen verschossener Munition vor (weitere Abfälle).
Gemäss Sonderabfallstatistik fallen in der Schweiz jährlich ca. 550 t ammoniakalische
Kupferbäder an (2001/2). Darin sind bei einem mittleren Cu-Gehalt nach Achternbosch &
Brune (1996) von 150 g/l etwa 80 t Kupfer enthalten. Der Anfall saurer kupferhaltiger Ätzund Beizbäder beträgt 1400 t (2001/2). Während Ätzbäder im Mittel 120 g/l Cu enthalten,
sind Ätzreiniger tiefer konzentriert (ca. 15 g/l). Der Cu-Inhalt der sauren Bäder kann deshalb
nicht zuverlässig beziffert werden. Er beträgt weniger als 170 t/a 7.
7
Der PW bedingte Cu-Gehalt des RESHs beträgt dann 913/38'500 = 23'700 mg/kg und entspricht in etwa dem
von Keller & Schebdat angegebenen Gehalt, der für das gesamte Shreddergut realisiert wird.
Eine Rechnung für den Leiterplattensektor zeigt Folgendes: Gemäss Achternbosch & Brune (1996) beträgt
in Deutschland der durchschnittliche Cu-Anfall mit Bädern ca. 500 g pro m2 produzierte Leiterplatte. Nach
Morf et al. (2001) werden in der Schweiz jährlich um 350'000 m2 Leiterplatten bestückt. Werden diese
vorgängig geätzt, ist damit ein Cu-Anfall mit Bädern von 175 t verbunden.
56
Die 2002 zur Entsorgung anfallenden ammoniakalischen Kupferbäder wurden zur
Verwertung exportiert. Bei den sauren Ätz- und Beizbädern betrug der Exportanteil ca. 90 %.
Jährlich werden in der Schweiz rund 90 Mio. Stück Munition (GP 11, Gw Pat 90)
verschossen (BUWAL 1997c). Das Gewicht einer Patronenhülse aus CuZn beträgt
schätzungsweise 8 g (Gw Pat 90) bis 16 g (GP 11). Bei einem Cu-Gehalt der Legierung von
75 % wird die Cu-Menge in den Hülsen auf insgesamt 730 t geschätzt. Es wird davon
ausgegangen, dass die Hülsen gesammelt und dem Schrottmarkt zugeführt werden.
3.3.7 Vergleich mit Kupfermengen in Abfällen im Ausland
Bertram et al. (2002b) schätzten, dass 1994 in Europa (EU + Polen = sog. STAF Europa) rund
920'000 t Kupfer in Abfällen anfielen. Pro Kopf und Jahr sind dies 2.3 kg. Berücksichtigt sind
die in Tabelle 17 aufgeführten Abfallarten. In der Schweiz fallen mit diesen Abfällen ca. 2.1
kg Cu Einw.-1 a-1 an.
Tabelle 17: Kupferflüsse mit Abfällen in Europa und der Schweiz
Abfallart
Abfallströme in STAF Europa
Aufkommen
Abfallströme in der Schweiz
Cu-Gehalt
Cu-Inhalt
Cu-Gehalt
Cu-Inhalt
[kg Einw. a ]
[mg/kg]
[kg Einw. a ]
[kg Einw. a ]
[mg/kg]
[kg Einw. a ]
Siedlungsabfälle
403
500
0.20
353
800
0.28
Bauabfälle
449
700
0.31
684
1'102
0.75
Elektro- & Elektronikaltgeräte
7
130'000
0.92
10
43'035
0.43
Altfahrzeuge
66
9'000
0.59
48
10'015
0.48
Klärschlamm
19
370
0.01
28
341
0.01
Sonderabfälle
73
500
0.04
156
251
0.03
Industrielle Abfälle
855
200
0.17
-
-1
-1
-1
Aufkommen
-1
-1
Weitere Abfälle
Total
-1
-1
-1
0.10
1872
2.3
1279
2.1
• Die Cu-Mengen pro Kopf und Jahr mit Bauabfällen werden in der Schweiz mehr als doppelt so hoch wie in Europa geschätzt. Dazu tragen sowohl das um ca. 50 % höhere Abfallaufkommen wie der um 50 % höher gewählte Cu-Gehalt bei.
• Bei den Elektro- und Elektronikaltgeräten wird in Europa von einem Aufkommen von 7
kg Einw.-1 a-1 gegenüber 10 kg in der Schweiz ausgegangen. In Europa stammen nur 1 kg
von Konsumgütern, 6 kg entfallen auf Investitionsgüter 8. Der von Bertram et al. (2002b)
8
Daneben wird von einer Gerätemenge von 9-17 kg Einw.-1 a-1 ausgegangen, die insbesondere in Haushalten
zwischengelagert wird oder allenfalls nach einer Reparatur in den Occasionshandel gelangt.
57
errechnete Cu-Fluss von 0.92 kg Einw.-1 a-1 ergibt sich mit Cu-Gehalten von 4.6 % in
Konsumgütern und von 14.5 % in Investititionsgütern.
Auf Basis der Daten von Bertram et al. (2002b) wäre in der Schweiz mit einem zusätzlichen Cu-Aufkommen mit Altgeräten aus dem Investitionsgüterbereich von 0.5 kg Einw.-1
zu rechnen. Ein Teil der nicht durch Autos bedingten Menge von 0.2 kg Einw.-1 a-1 in den
Produkten der Shredderwerke könnte auf die Entsorgung solcher Geräte zurückgeführt
werden.
• Die pro Kopf bezogene Cu-Fracht mit Altfahrzeugen ist in der Schweiz kleiner als in Europa. Die Differenz ist auf das unterschiedliche Aufkommen schwerer Nutzfahrzeuge zurückzuführen: Während Bertram et al. (2002b) pro 1000 Einwohner von 3.5 entsorgten
Nutzfahrzeugen ausgehen, wurde in der Schweiz wie in Deutschland ein Wert von 2 gewählt.
• Bei den industriellen Abfällen und den Sonderabfällen nahmen Bertram et al. (2002b)
Cu-Gehalte von 200 ppm und 500 pm an und gingen davon aus, dass für die resultierenden
Cu-Frachten zumindest die Grössenordnungen stimmen. Die Cu-Fracht in Sonderabfällen
in der Schweiz enthält jene mit kupferhaltigen Ätz- und Beizbädern (< 250 t/a, bzw. < 0.03
kg Einw.-1 a-1). Bei der Zeile "weitere Abfälle" in Tabelle 17 handelt es sich um Hülsen
verschossener Munition (Kapitel 3.3.6).
Die Kupfermenge mit Abfällen lässt sich auch mittels Schrottaufkommen sowie aus der
Kupfermenge in Abfällen, aus denen Kupfer zur Zeit nicht zurückgewonnen wird, abschätzen.
Letztere wird gemäss Tabelle 18 auf ca. 4650 t/a (rund 0.65 kg Einw.-1 a-1) geschätzt.
Tabelle 18: Kupfermenge in Abfällen, aus denen Kupfer nicht zurückgewonnen wird
Abfallart
Siedlungsabfall
Reststoffe aus Shredder RESH
Stahlschrott aus Shredderwerken
Aufkommen [t/a]
Cu-Inhalt [t]
2'540'000
800
2030
61'600
23'200
1430
≈200'000
≈5'000
1020
1270
≈25'000*
≈30
4'930'000
-
140
Isolationsrückstände aus Kabeln in KVA verbrannt
Bauabfälle aus dem Hochbau
Cu-Gehalt [g/t]
* Der Cu-Gehalt der Kabelreste beträgt nach Doka (2000) ca. 2.5 %.
Das schweizerische Schrottaufkommen von Kupfer und seinen Legierungen (Alt- und Neuschrott) zu Beginn der 90er Jahre wird mit 60'000 t/a (8.9 kg Einw.-1 a-1) angegeben. Ca. 5 %
entfielen auf Importe (agw 1990).
Nach Aerni (1998) betrug im Jahre 1995 die schweizerische Schrottmenge (Alt- und Neuschrott) 75'000 t/a. Davon entfielen ca. 15% auf Importe. Werden die Cu-Gehalte mit 75 %
für Importe und 75 bis 90 % für inländisch anfallenden Schrott angenommen, errechnen sich
58
die Cu-Mengen auf 8.0−9.3 kg Einw.-1 a-1 (Schrottaufkommen) bzw. 1.4 kg Einw.-1 a-1
(Importe) 9.
Bilanzierungen von Spatari et al. (2002) und Zeltner et al. (1999) haben ergeben, dass bei der
Herstellung von Gütern in Europa und den USA bezogen auf den Halbzeugverbrauch (als
Kupfermenge ausgedrückt) rund 20 %, bzw. 25 % Bearbeitungsabfälle (Neuschrott)
entstehen. Der schweizerische Halbzeugverbrauch beträgt 14.7 kg pro Kopf und Jahr. Das
Neuschrottaufkommen errechnet sich auf 3.4 kg.
Mit Hilfe dieser Angaben lässt sich die schweizerische Cu-Menge in Abfällen ableiten (Tab.
19 Zeile 6). Sie ist mit durchschnittlich 5 kg Einw.-1 a-1 höher als das geschätzte Kupferaufkommen mit den Abfallarten gemäss Tabelle 17 von 2.1 kg Einw.-1 a-1. Zum Vergleich
sind Daten aus Europa (Spatari et al. 2002) und den USA (Zeltner et al. 1999) mitaufgeführt.
Tabelle 19: Kupferflüsse mit Abfällen in den USA, Europa und der Schweiz
-1
Kupferflüsse in kg Einw. a
-1
Güter
USA 1990
STAF Europa 1994
Schweiz 1995
5.3
4.2
8.0-9.3
-
0.7
1.4
3.2
2.4
3.4
-
-
0.4
(1)
Alt- und Neuschrottaufkommen inkl. Importe
(2)
Schrottimporte
(3)
Neuschrottaufkommen
(4)
Export von WEEE-Fraktionen zur Verwertung
(5)
Kupferverluste mit Abfällen
3.0
1.2
0.7
(6)
Kupfer in Abfällen
5.1
2.3
4.3-5.6
3.3.8 Verbleib von Kupfer in KVAs
In der Schweiz wurden im Jahre 2000 den 28 KVAs 1.66 Mio. t Siedlungsabfälle durch kommunale Sammeldienste und 0.73 Mio. t Siedlungsabfälle direkt angeliefert (inklusive Importe
von 49'000 t). Es wurden weiter 21'600 t Klärschlamm (TS), 50'000 t Sonderabfälle (davon
ca. 32'000 t RESH) und 340'000 t Bauabfälle angeliefert (BUWAL 2002). Die Kupfermenge
in den Abfällen kann mit 2640 t beziffert werden.
Nach Versuchen von Belevi (Belevi 1995, 1998a und 1998b) wird Kupfer bei der Verbrennung von Siedlungsabfällen zu 96 % in die Schlacke transferiert. In der feingemahlenen
Schlacke betrug der Cu-Gehalt 2.5 ± 0.5 g/kg, im Siebrest 15 ± 13 g/kg und im Grobgut 18 ±
17 g/kg (vereint: 4 ± 1.4 g/kg).
Gemäss Experten wurden in einigen Anlagen (ohne RESH-Mitverbrennung) sogar Gehalte in
der Schlacke von 8 g/kg (Bunge 1997) bis 10 g/kg (agw 1996) gefunden. Dies deutet darauf
9
Nach Zeltner et al. (1999) beträgt der Cu-Gehalt in Altschrott zwischen 20 % und 99 %. Graedel et al.
(2002) nehmen an, dass Kupfer im Altschrott zu 36% aus purem Kupfer und zu 64 % aus Legierungen
stammt. Der mittlere Cu-Gehalt im Altschrott kann damit auf ca. 75 % geschätzt werden.
59
hin, dass in bestimmten KVAs Abfälle mit durchschnittlichen Cu-Gehalten von deutlich mehr
als 800 ppm verbrannt werden.
Tabelle 20: Transferkoeffizienten für Produkte der Siedlungsabfallbehandlung und für Kupfer in KVA
KVA- Produkte
Verteilung Produkte [%]
Verteilung Cu [kg Cu/t Cu Input]
Cu-Gehalte*
Belevi 1995
Belevi 1998a
Belevi 1998a
Ménard 1994
[g/kg]
Abluft
75 ± 3
79 ± 3
<1
1
-
Schlacke
23 ± 3
19 ± 3
960 ± 10
927
4.0 ± 1.4
Kesselstaub
0.3 ± 0.05
0.36 ± 0.06
4±2
20
0.98 ± 0.17
Rauchgasreinigungsrückstand
2.1 ± 0.3
1.9 ± 0.3
30 ± 12
52
1.09 ± 0.17
*
Gehalte in den KVA-Produkten bei einem Gehalt im Siedlungsabfall von 780 ppm.
Wie sich die Cu-Gehalte in den KVA-Produkten (Jahresmittelwerte) und die Cu-Flüsse durch
eine KVA gestalten, wenn RESH im Rostofen und Klärschlamm in einem Drehrohrofen mitverbrannt werden, wurde ebenfalls von Belevi untersucht (Belevi et al. 1998b). Bei einem
Input von 2 ± 0.8 g Cu/kg mass er einen mittleren Cu-Gehalt in der Schlacke von 8.5 ± 3.3
g/kg. Der Konzentrationsbereich der Tagesmischproben für die fein gemahlene Schlacke
betrug 1.8−8.3 g Cu/kg; die Cu-Anteile in der fein gemahlenen Schlacke, im Siebrest und im
Grobgut betrugen 52 %, 28 % und 20 %. RESH wird in KVA als Zwischenlösung verbrannt.
Mit Transferkoeffizienten für Cu von 0.96 in die Schlacke und 0.04 in die Elektrofilterasche
errechnen sich die entsprechenden Frachten für das Jahr 2000 auf 2535 t und 105 t. KVASchlacke wird in der Schweiz auf Reaktordeponien abgelagert. Ein Teil der Elektrofilterasche
wird exportiert. Im Jahre 2000 gelangten rund 25'000 t nach Deutschland zur Deponierung.
3.3.9 Zusammenfassung
Die Herkunft von 40 % bis 50 % der Cu-Menge in Abfällen kann erklärt werden. Der Rest
stammt aus nicht bekannten oder bezifferbaren Quellen wie Energie- und Telekomkabeln aus
dem Infrastrukturbereich oder Maschinen und Anlagen der Industrie. Ein Teil ist möglicherweise auf die Unterschätzung der Kupferflüsse mit Quellen wie Elektro- und Elektronikaltgeräten aus dem Investititionsgüterbereich zurückzuführen. Auch der Cu-Gehalt des Schrotts
von 75 % bis 90 % könnte zu hoch angesetzt sein.
Im Jahr 2000 wurden auf Deponien 3000 t Kupfer abgelagert (Tabelle A8 des Anhangs A2.1).
Davon entfielen allein 85 % auf KVA-Schlacke. Neben Schrott und Bearbeitungsabfällen, die
wegen fehlender Verarbeitungskapazität exportiert werden müssen, wurden folgende Abfälle
exportiert: Fraktionen aus der WEEE-Aufbereitung zur Verwertung in Kupferhütten (3050 t),
RESH (mit 681 t Cu) wegen der hohen Auslastung schweizerischer KVAs, KVAElektrofilterasche (mit 44 t Cu), Altholz (mit 6 t Cu) zur Spanplattenherstellung sowie saure
Ätz- und Beizbäder (mit weniger als 250 t Cu).
Rund 12 % oder etwa 5000 t des Kupferanfalls mit Abfällen werden zur Zeit nicht verwertet.
Darin enthalten sind schätzungsweise 1000 t Kupfer, das beim Shreddern in den Stahlschrott
60
gelangt. Die Menge ergibt sich unter Verwendung eines relativ hohen Transferfaktors für das
Shreddergut von 0.25. Kupfer ist ein Störelement in Stahlprodukten, da es die Verformungseigenschaften negativ beeinflusst. Es lässt sich im Stahlherstellungsprozess nicht wieder abtrennen. Damit besteht das Risiko, dass sich Kupfer im Stahlkreislauf anreichert.
Abbildung 2: Verbleib von Kupfer in der Abfallbewirtschaftung (2000; WEEE-Fraktionen für 2003)
Schrott und
Bearbeitungsabfälle
22‘600
Verarbeitung
und
Handel
Halbzeugwerke
Nutzung
(Endprodukte)
22‘200
13‘300
29‘600
RESH 680
KVA EFA 45
Cu-Bäder 250
37‘700
Sortierung,
Behandlung
WEEE-Frakt. 3050
42‘500
Importe
und
Exporte
KVA-Prod. Andere
2600
400
Deponien
Inland
1000
Stahlschrott
Cu-Flüsse in Tonnen pro Jahr (ohne Klärschlamm)
Die Umwelteinträge bei der Behandlung und Sortierung von Abfällen sind gering und darum
in Abbildung 2 nicht dargestellt. Nach Kapitel 4.1 betragen die Luftemissionen bei der
Abfallbehandlung rund 1.5 t/a. Davon entfallen 0.2 t/a auf Emissionen der KVAs und 0.9 t/a
auf Emissionen bei der (illegalen) Bauabfallverbrennung (Tabelle A15 des Anhangs A3).
Auch die Cu-Emissionen mit Sickerwasser aus Reaktordeponien sind vernachlässigbar. Jene
aus Deponien, die nicht mehr in Betrieb sind oder noch nicht den Anforderungen der TVA
entsprechen und auf den Siedlungs- und unsortierte Bauabfälle abgelagert wurden, werden
gemäss Kapitel 3.2 auf 1.5 t/a (470 bis 3780 kg/a) geschätzt.
61
4. Umwelteinträge
4.1 Luft
Ein publiziertes Emissionsinventar des BUWAL für Kupfer liegt zur Zeit nicht vor. Es sind
jedoch genügend Daten vorhanden, um provisorische Abschätzungen vorzunehmen. In der
Schweiz werden zur Zeit (2000/2001) jährlich rund 65 t Kupfer in die Luft emittiert. Die
Emissionen entfallen zur Hauptsache auf Bremsenabriebe des Strassenverkehrs und Fahrleitungsabriebe des Schienenverkehrs.
Tabelle 21: Kupferemissionen in die Luft
Aktivität
Emissionen [kg/a]
Elektrizitätserzeugung
Anteil [%]
50
0.1
1'450
2.2
Feuerungen der Industrie
990
1.5
Produktionsprozesse
710
1.1
Strassenverkehr
13'300
20.3
andere mobile Quellen
47'400
72.3
1'670
2.5
Raumwärme (Haushalte und Gewerbe)
Abfallbehandlung
•
Feuerungen
Gemäss der Energiestatistik des BFE (BFE 2002) betrug 2001 der Verbrauch von Heizöl
EL 5.043 Mio. t (214'830 TJ), von Brennholz 2.46 Mio. m3 (21'390 TJ) und von Steinkohle 221'000 t (6210 TJ). In letzterer sind ca. 8 t Kupfer enthalten.
Nahezu alle Steinkohle (94 %) wurde in den 8 Zementwerken verbraucht. Die Cu-Emissionen der Zementindustrie betragen rund 50 kg/a. Dies entspricht ca. 5 % der Emissionen
mit Feuerungen der Industrie. Die zwei Buntmetallgiessereien steuern hier mit
Emissionen von 720 kg bei (Prozessfeuerungen mit Kontakt der Abgase). Die Schätzung
basiert auf Messungen zu Beginn der 90er-Jahre. Der darauf abgestützte Emissionsfaktor
EFCu wurde anhand neuerer Angaben aus UK um 30 % reduziert (Passant et al. 2002).
Mit den höchsten gefundenen EFCus für Heizöl EL und Holz von 2 g/TJ sowie 110 g/TJ
errechnen sich feuerungsbedingte Cu-Emissionen von 430 kg mit Heizöl EL und 2350 kg
mit Holz. Etwa 87 % des Heizöl EL Verbrauchs dient für Feuerungen in Haushalten und
Dienstleistungsbetrieben. Differenziertere Berechnungen für Holzfeuerungen ergeben
Kupferemissionen von 1160 kg. Bei der Quellenkategorie Raumwärme tragen Holzfeuerungen mit ca. 75 % zu den Emissionen bei.
•
Produktionsprozesse
Hier handelt es sich im Wesentlichen um Emissionen der Elektrostahlwerke, die jährlich
rund 1 Mio. t Stahl produzieren. Passant et al. (2002) empfehlen einen EFCu von 0.65 g/t
für die britischen Stahlwerke. Diesen EF erhielt man mittels Division gemeldeter Emis-
62
sionen der Industrie durch das Produktionsvolumen. Er wird auch für die Abschätzung der
schweizerischen Emissionen verwendet.
•
Strassenverkehr
Die Cu-Emissionen des Strassenverkehrs werden zur Hauptsache durch Bremsenabriebe
verursacht. Die Emissionsfaktoren für die Abriebe der verschiedenen Fahrzeugkategorien
wurden aus BUWAL (2001c) entnommen und mit repräsentativen Cu-Gehalten multipliziert. Im Falle der LKWs und Busse konnte kein EFCu abgeleitet werden. Schwedische
Analysen zeigen, dass die Beläge entweder wenig (ca. 80 ppm) oder viel (15'000 bis
27'000 ppm) Kupfer enthalten (SLB 2001). Die Verteilung der verschiedenen Fabrikate
auf die Fahrzeuge ist nicht bekannt.
Werden die errechneten Kupferemissionen von rund 13 t/a durch die gesamte Verkehrsleistung (PWs, Lieferwagen, LKWs, Busse) von 53'116E+06 km/a dividiert, erhält man
einen durchschnittlichen EFCu von 0.25 mg/Fzkm. Er beträgt rund die Hälfte des EFCus
von 0.53 mg/Fzkm (Cu in PM10), welcher in einem Tunnelexperiment in den USA bestimmt wurde (Gillies et al. 2001). Rauterberg (1998) ermittelte in einer Tunnelstudie in
Berlin EFs für Bremsenabriebe von 1 mg PM10 bzw. 25 mg PM10 pro Fzkm für PWs und
LKWs. Mit dem üblichen Cu-Gehalt von 115'000 ppm in Bremsbelägen der PWs erhält
man einen EFCu von 0.12 mg/Fzkm. Weitere Immissionsmessungen von Rauterberg
(1998) zeigten, dass bei weniger gleichmässigem Verkehr mit einem höheren Bremsenabrieb zu rechnen ist. Die Ergebnisse der Tunnelstudien belegen, dass die gewählten
Emissionsfaktoren bzw. die errechneten Emissionen plausible Grössen sind.
•
Andere mobile Quellen
Fahrleitungsabriebe der Eisenbahn tragen mit 75 % zu den Emissionen dieser Quellenkategorie bei. In BUWAL (2001c) wird der EFPM10, resp. EFCu für Fahrleitungsabriebe des
Schienenverkehrs mit 0.19 g pro Triebfahrzeugkilometer (Elektrische Lokomotiven und
Triebwagen) angegeben. Mit der Aktivitätsrate von 189 Mio. km/a errechnen sich CuEmissionen von 36 t/a, welche ins vorläufige Emissionsinventar aufgenommen werden.
Weitere 10 t Kupfer werden von Fahrleitungen des Tram- und Trolleybusverkehrs abgerieben. Mit dem Abschiessen von Feuerwerkskörpern sind schliesslich Kupferemissionen
von weiteren 2 t verbunden (BUWAL 2001d).
•
Abfallbehandlung
Bei der Verbrennung von Siedlungsabfällen in KVAs entstehen Emissionen von ca. 200
kg Cu/a. Analysen von Belevi et al. (1998b) in der KVA Oftringen ergaben Luftemissionen von < 10 kg Cu bei einem Cu-Input von 120 t (EFCu = 83 g/t). Bertram et al. (2002b)
schätzen den EFCu für moderne europäische KVAs auf 150 g/t Cu-Input. Für diese Rechnung wurde von einem Cu-Input in KVAs von 2850 t/a ausgegangen und der EFCu von
Belevi gewählt. Damit tragen KVAs nur mit 14 % zu den Cu-Emissionen der Abfallbehandlung bei. Über 50 % (900 kg/a) entfallen auf Einträge der illegalen Bauabfallverbrennung. Zur Ableitung wurde die Staubfracht von 1500 t/a gemäss BUWAL (2001c) mit
einem Cu-Gehalt von 600 g/t multipliziert. Der Gehalt entspricht dem mittleren Cu-Gehalt
von Zyklonasche aus Anlagen mit Restholz als Brennstoff (Mohn et al. 2000).
63
4.2 Böden
Einträge mit Hilfsstoffen
In der Schweiz gelangen zur Zeit (2000) mit Hilfsstoffen jährlich 190 t Kupfer in landwirtschaftlich genutzte Böden. Zusätzlich werden mit Kompost aus Kompostierungsanlagen
(Werkskompost) ca. 3 t Cu in sog. paralandwirtschaftlich genutzte Böden (u.a. Haus- und
Familiengärten) verbracht. In Haus- und Familiengärten werden neben Kompost auch Kupferfungizide (≈ 4 t), Mist (Rinder-, Hühnermist) sowie Holzaschen eingesetzt.
Tabelle 22: Kupfereinträge in landwirtschaftlich genutzte Böden mit Hilfsstoffen
Hilfsstoff
Eintrag [t Cu/a]
Fläche [ha]
-1
Fungizide
≈60
>15'000
<4000
Hofdünger
94
670'000
140
3
243'000
12
Klärschlamm
26
68'000
376
Kompost
≈6
17'000
331
Holzasche
≈2
6000
263
Mineraldünger
-1
Eintrag [g Cu ha a ]
Die spezifischen Kupfereinträge ohne jener mit Fungiziden betragen pro Hektar und Jahr
zwischen 12 g und 376 g. Die Rechnung basiert auf der nötigen Düngermenge zur Deckung
eines durchschnittlichen Phosphor-Bedarfs der Kulturen von 30 kg ha-1 a-1.
Durch Multiplikation mit der Kupfereintragsmenge erhält man die Flächen mit Verwendung
der Hilfsstoffe in der Landwirtschaft (Herter & Külling 2001). Insgesamt beträgt die landwirtschaftliche Nutzfläche 1'072'500 ha (2000). Die mit Düngern behandelbaren Flächen von
Haus- und Familiengärten betragen schätzungsweise 12'500 ha bzw. 1200 ha.
Nachstehend werden die Bodeneinträge mit Hilfsstoffen in der Landwirtschaft sowie in Hausund Familiengärten näher erläutert.
•
10
Fungizide
Gemäss Kapitel 2.3.2 betrug im Jahre 2001 der Kupferverbrauch mit Fungiziden 65 t/a.
Der grösste Teil wird im Rebbau eingesetzt.
Erhebungen von Rossier et al. (2002) zwischen 1996 und 2001 in 48 Betrieben ergaben,
dass vier Betriebe, davon drei mit Rebbau, regelmässig Cu-Fungizide auf NABO-Parzellen 10 ausbrachten. Der Cu-Eintrag betrug hier 2050 g ha-1 a-1 (50th-Perzentil).
Befragungen von 157 Familien- und 60 Hausgärtnern zu Beginn der 90er Jahre zeigten,
dass insgesamt 36 (17 %) Kupferfungizide einsetzten. Die Aufwandmenge (Median) pro
m2 und Jahr betrug 1 g (10'000 g Cu ha-1 a-1). Bei einer häufigen Ausbringmenge (25th-,
bzw. 75th-Perzentil) von 0.4 bis 2.4 g Cu betrugen die Extremwerte 0.07 und 10 g Cu
(BUWAL 1992b).
Parzelle eines Standorts im nationalen Bodenbeobachtungsnetz (NABO).
64
•
Hofdünger
Mit den Cu-Gehalten (Mediane) zwischen 1991 und 1998 analysierter Hofdünger (vgl.
Kapitel 2.3.4) und dem entsprechenden Düngeranfall im Jahr 1995 errechnet sich die CuFracht auf 94 t. Davon entfallen 67.5 t (71 %) auf Rinder, 20 t (21 %) auf Schweine, 2 t
auf Geflügel sowie 5 t auf Pferde, Schafe und Ziegen (Herter & Külling 2001).
Rossier et al. (2002) zeigten, dass die Cu-Netto-Bodeneinträge in 48-NABO-Parzellen mit
der Nutztierdichte korrelieren (r2 = 0.285). Für Betriebe mit mittlerem bis hohem Tierbesatz pro landwirtschaftliche Nutzfläche wurden erhöhte Cu-Nettofluxe zwischen 101 und
279 g/ha und Jahr festgestellt.
Abbildung 3: Kupferbilanzen von NABO-Betrieben in Abhängigkeit der Tierbestandesdichte
300
250
200
Cu (g/ha/a)
150
100
50
0
-50
-100
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
GVE/ha
•
Klärschlamm
Vom Klärschlammaufkommen im Jahre 2000 von rund 200'000 t TS wurden 78'360 t in
der Landwirtschaft eingesetzt (BUWAL 2002). Der Cu-Gehalt des landwirtschaftlich
verwerteten Schlamms ist mit 327 g/t etwa 5 % tiefer als jener des nichtlandwirtschaftlich
entsorgten (Herter & Külling 2001).
Mit der verwerteten Menge von 78'000 t sowie dem Cu-Gehalt von 327 g/t und der
Aufwandmenge von 1.15 t TS ha-1 a-1 zur Deckung eines Phosphor-Bedarfs von 30 kg ha-1
a-1 errechnet sich die Fläche mit Klärschlammaustrag auf rund 68'000 ha bei einer
spezifischen Cu-Fracht von 376 g ha-1 a-1.
•
Kompost
In der Schweiz wurden im Jahre 2002 den 333 Kompostier- und Vergärungsanlagen (mit
einer Verarbeitungskapazität von mehr als 100 t/a) 728'400 t Grüngut angeliefert. Rund
die Hälfte stammte von der öffentlichen Abfuhr, 1/3 wurde von Gewerbebetrieben (v.a.
65
Gartenbau) angeliefert und 15% stammten von öffentlichen Unterhaltsdiensten wie Bauämtern. Bei einem Rotteschwund von ca. 40 % wurden in den Anlagen 440'000 t Kompost
hergestellt (ca. 220'000 t TS). Ca. 65 % des Komposts werden in der Landwirtschaft, 28
% im Gartenbau, Erdenwerken oder für Rekultivierungen sowie 7 % im Hobbybereich
eingesetzt (BUWAL, in Vorbereitung).
Der Cu-Gehalt von Kompost für nachfolgende Schätzung wird auf 40 mg/kg TS festgelegt. Es handelt sich um den Medianwert von Messungen aus dem Jahre 2002 im Kanton
Zürich (AWEL 2003). Im Kanton Aargau schöpfen unbelastete Komposte den in der
Stoffverordnung festgelegten Grenzwert von 100 g/t TS zu 35 % aus (Kuhn & Arnet
2001). Herter & Külling (2001) verwendeten für ihre Berechnungen einen Cu-Gehalt von
57.7 mg/kg TS.
Der Vergleich mit Daten aus Deutschland zeigt Folgendes: Analysen im Jahre 1996 von
1571 Bioabfallkomposten ergaben einen Mittelwert von 43.7 mg Cu/kg TS (zitiert in
Fricke & Turk 2000). Untersuchungen zwischen 1995 und 1996 in 25 Kompostierungsanlagen in Baden-Württemberg ergaben Medianwerte von 52 mg Cu/kg TS in Bioabfallund 37 mg Cu/kg TS in Grüngutkompost (Tabelle 23). Der Mittelwert in Hausgartenkomposten ist tiefer und wird mit 33 mg Cu/kg TS angegeben (Fricke & Turk 2000).
Tabelle 23: Kupfer in deutschen Werkskomposten (in mg/kg TS)
Anzahl
Mittel
Min.
25 -Perz.
50 -Perz.
75 -Perz.
th
Max
Medianwerte der
13
52.4
45.5
47.6
50.2
53.2
67.2
Grüngutkompost
Einzelanlagen
12
35.2
17.4
30.4
34.8
39.6
58.6
Bioabfallkompost*
Verteilung aller ge-
194
68.4
34.0
45.6
52.2
61.2
2215
Grüngutkompost
zogenen Proben
84
42.8
17.3
29.9
36.7
42.4
432
Kompostart
Wertart
Bioabfallkompost*
th
th
* Bioabfall (v.a. Küchen- und Gartenabfälle) gemischt mit Grüngut (holzige Garten- und Parkabfälle)
Aufgrund der geringeren Gehalte in Grüngutkomposten schliessen Breuer et al. (1997),
dass die Belastung der Bioabfallkomposte nicht allein auf die allgemeine Umweltbelastung, sondern teilweise auch auf Fremdstoffe in den gesammelten Bioabfällen (Küchen, Gartenabfällen) zurückzuführen ist. Bei einem Cu-Gehalt in Kompost von 40 mg/kg TS
lässt sich der Gehalt im kompostierbaren Material auf 12 mg/kg FS (30 mg/kg TS) zurückrechnen. Verglichen mit üblichen Pflanzengehalten ist dieser Gehalt hoch, insbesondere unter Berücksichtigung, dass pflanzliche Regulationsmechanismen den Cu-Gehalt oft
um 20 mg/kg TS begrenzen. Dennoch zeigt der Vergleich der Cu-Menge in Werkskompost
von 9 t/a mit den Luftemissionen von 65 t/a, dass sich die Kontamination des
kompostierbaren Materials durch Luftdepositionen, bzw. anhaftende belastete Erde in
Grenzen hält.
Basierend auf einem Gehalt von 40 g Cu/t TS sind in der landwirtschaftlich eingesetzten
Kompostmenge von ca. 286'000 t (143'000 t TS) 5700 kg Cu enthalten. Die spezifische
Cu-Fracht errechnet sich bei einem Einsatz von 8.3 t TS ha-1 a-1 auf 331 g ha-1 a-1.
66
Die Cu-Menge in anderweitig eingesetztem Kompost (Gartenbau und Hobbybereich)
beträgt weitere 3 t.
Die nach dem Bedarf an Phosphor ausgerichtete Ausbringmenge von Reifekompost aus
Kompostierwerken beträgt für Gemüse der Hobbygärtner zwischen 1.6 und 3.7 l/m2. Mit
einem Raumgewicht von 0.5 kg/l sowie einem TS- und Cu-Gehalt von 50 %, bzw. 40
mg/kg TS errechnen sich der Cu-Gehalt des Komposts auf 10 mg/l und die Bodeneinträge
auf 17 bis 37 mg Cu m-2 a-1, bzw. 170 bis 370 g Cu ha-1 a-1.
Darüber hinaus wird Grüngut auch in Eigenkompostierung verwertet. Herter & Külling
(2001) schätzen die Menge auf 275'000 t bezogen auf die Frischsubstanz.
Andere Einträge
Böden werden auch durch Geschosse, durch Auswaschungen ab imprägniertem Holz und
Luftdepositionen mit Kupfer belastet.
Verschiedene Autoren (wie Herter & Külling 2001, Obrist et al. 1993) verwenden bei Bilanzierungen für die Cu-Einträge aus der Luft Depositionsraten, die in ländlichen, suburbanen
und urbanen Gebieten gemessen oder anhand der Gehalte von Moosen abgeschätzt wurden
(vgl. Kapitel A5.1). Besonders bei den Fahrleitungsabrieben der Eisenbahnen wird jedoch
lokal von einer erhöhten Belastung ausgegangen. Die Auswertung von Bodenimmissionsmessungen erlaubt orientierende Aussagen zum Ausmass belasteter Flächen.
•
verkehrsbedingte Depositionen
Die Bodenbelastung durch Fahrleitungsabriebe der Bahnen ist von der Frequenz und der
Art des Verkehrs abhängig. Nach Kapitel 4.1 betragen die Cu-Verluste 36 t/a. Die besonders mit Kupfer belasteten Flächen betragen gemäss BUWAL (1992a) ca. 2500 ha (Doppelspurstrecken: 1755 km x 2 x 7 m). Bedingt durch Abriebe des Strassenverkehrs findet
man erhöhte Cu-Gehalte in Böden nur in allernächster Fahrbahnnähe. Es wird davon ausgegangen, dass Kupfer aus Bremsen zur Hauptsache auf Strassen in urbanen Gebieten
freigesetzt und von den versiegelten Flächen mit dem Regenwasser abgeschwemmt wird.
•
Munition
Geschosse von Gewehrpatronen enthalten einen Kern aus Blei, der von einem mit Cu-Ni
plattierten Stahlmantel umgeben ist. In den Kernen sind 0.1 g Cu (Gw Pat 90) bis 0.26 g
Cu (GP 11) enthalten. Jährlich werden in der Schweiz rund 90 Mio. Stück Munition (GP
11, Gw Pat 90) verschossen. Somit werden schätzungsweise 14 t/a Kupfer in die Böden
der Zielhänge eingetragen.
•
Auswaschungen ab kupferimprägniertem Holz
Aufgrund von Elutionsversuchen schätzen Lebow et al. (1999) die Kupferverluste von
druckimprägnierten Hölzern mit Salzen des Typs CCA/CCB nach 10 Jahren Nutzung auf
2 % bezogen auf die Einbringmenge. Für die Berechnungen verwendeten sie eine Kurzzeit- (bis 6 Monate) und Langzeitemissionsrate. Absolut betrugen die Raten bei einer
CCA-Einbringmenge von 20 kg/m3 31 μg cm-2 sowie 0.3 μg cm-2 Monat-1 bei Quadern
67
und 54 μg cm-2 sowie 0.6 μg cm-2 Monat-1 bei Zylindern 11.
Auch Messungen von Stilwell & Gorny (1997) belegen kontinuierliche Cu-Verluste. Sie
beprobten Böden unter imprägnierten Holzstegen unterschiedlichen Alters in einer Tiefe
von 0−5 cm sowie Böden in einem Abstand von 5 m von den Stegen. Die Stege hatten
eine Fläche von 13 bis 50 m2. Es wurde jeweils eine Probe pro 2 m2 Fläche gezogen. Aus
den Daten lassen sich die Bodeneinträge und Leachingrate errechnen. Ausgehend von
kontinuierlichen Verlusten aus den bis zu 8 Jahre alten Stegen ergibt sich eine Leachingrate von 0.77 g m-2 a-1. Nimmt man den Cu-Gehalt des Holzes mit ca. 1300 g/m3 und die
Dicke der Bretter der Stege mit 3.8 cm an, lässt sich errechnen, dass die Kupferverluste
nach 8 Jahren Nutzung um 15 % betragen.
In erster Näherung wird angenommen, dass die Emissionen 3 bis 15 % des jährlichen
Kupferverbrauchs mit Imprägniersalzen (55 t/a) betragen. Es ergeben sich Cu-Einträge
von 2−8 t/a.
Tabelle 24: Kupfereinträge in Böden mit Verlusten imprägnierter Hölzer
Bodenprobe (0−5 cm) unter …
2
Alter [a]
Cu-Einträge in Böden [mg/m ]
Leachingrate
-2
-1
Min.
Max.
Mittel
[g m a ]
Deck unbeschichtet
0.3
540
2580
1080
3.6
Deck unbeschichtet
2
660
2880
2040
1.0
Deck beschichtet nach 5 Jahren
5
1200
6900
3240
0.6
Deck unbeschichtet
7
1380
6600
3180
0.5
Deck unbeschichtet
7
960
15660
5580
0.8
Deck unbeschichtet
8
2700
22980
8040
1.0
Zur Abschätzung des Emissionsbeitrags mit Bearbeitungsabfällen gingen Lebow et al.
(2000) von einem zu bauenden Steg von ca. 30 m Länge und 1.2 m Breite aus. Dazu werden 107 Platten mit den Ausmassen 240 cm x 14 cm x 3.8 cm (Länge x Breite x Tiefe)
benötigt. Bei der Halbierung der Platten mit der Kreissäge fallen 562 g Sägespäne an.
Diese setzen basierend auf kumulierten Verlusten im Leachingtest innerhalb von 28 Tagen ca. 90 mg Cu frei. Mit der Leachingrate aus einem Bewitterungsexperiment von 4 μg
Cu/g Holz nach 28 Tagen sowie der Masse eines Stegelements von 2.9 kg errechnen sich
Cu-Emissionen von 214 x 4 x 2.9 ≈ 2500 mg. Damit tragen Bearbeitungsabfälle nur mit
ca. 4 % zu den gesamten Cu-Emissionen bei.
11
In den Versuchen wurden Tannenholz-Proben unterschiedlicher Geometrie (Quader, Zylinder) verwendet,
die mit 20 kg/m3 und 40 kg/m3 CCA-Salz imprägniert waren und bis zu 15 Monate mit deionisiertem Wasser
ausgelaugt wurden. Dazu wurden Zylinder mit einem Umfang von 39 bis 46 cm und einer Länge von 7.7 cm
sowie Quader mit einer Länge von 10.2 cm, Breite von 8.9 cm und Tiefe von 3.8 cm endversiegelt und
druckimprägniert. Die Proben wurden in Plastik verpackt eine Woche bei 23°C gelagert und zwei Wochen
bei 23°C und 65 % relativer Luftfeuchtigkeit an der Luft getrocknet. Jeweils 3 Zylinder und 4 Quader
wurden mit 2.8 l bzw. 2.1 l Elutionslösung versetzt und während 12 Stunden am Tag in Ein/Aus-Intervallen
von 3 Stunden bewegt. Die Elutionslösung wurde nach einem Tag, nach 10 Tagen, einem Monat sowie nach
6, 10 und 15 Monaten ersetzt.
68
Kupferbilanzen in der Landwirtschaft
Zur Beurteilung der Kupferanreicherung in landwirtschaftlich genutzten Böden kann in erster
Näherung dem Hofdüngereintrag der Entzug mit Pflanzen gegenübergestellt werden. Dabei
wird angenommen, dass der gesamte P-Bedarf der Kulturen mit Hofdünger mit einem mittleren Cu-Gehalt gedeckt wird (Herter & Külling 2001). Als Erntegüter werden Gras und Weizenkorn, bzw. -stroh gewählt.
Tabelle 25: Vergleich der Cu-Aufnahme von Erntegütern mit Cu-Einträgen mit Düngern
Einträge mit Hofdüngern
Mit der Düngung von 30 kg P ha
Ernteentzüge
-1
a
-1
resultieren Die Erträge betragen für eine intensiv genutzte Weide 10 t TS sowie 6
folgende Cu-Frachten (Herter & Külling 2001):
t Korn und 7.5 t Stroh (Herter & Külling 2001).
•Cu-Gehalte in Gras betragen nach einer Zusammenstellung von
•
Vollgülle (Milchkühe)
124
•
Rindervollgülle
156
•
Schweinegülle (Mastschweine)
139
•
Schweinegülle (Zuchtschweine)
161
•Beim Weizen betragen die Cu-Gehalte 3.3 g/t TS (0.9-5.6 g/t) im
•
Geflügelmist (Hühner mit Kotband)
56
Korn und 4.3 g/t TS (2-10 g/t) im Stroh. Die Ernteentzüge betragen
•
Geflügelmist (Mastpoulets)
118
20 g Cu ha a (5-34 g Cu ha a ) und 32 g Cu ha a (15-75 g
Rossier et al. (2002) 2-16 g/t TS bei einem Mittelwert von 7.7 g/t
-1
-1
TS. Der Ernteentzug errechnet sich auf 77 g Cu ha a (20-160 g
-1
-1
Cu ha a ).
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
Cu ha a ), d.h. total rund 52 g Cu ha a (20-110 g Cu ha a ).
Die Berechnungen in Tabelle 25 zeigen, dass bei mittleren Cu-Gehalten der Dünger und
Pflanzen Überschüsse bis 84 g Cu ha-1 a-1 (Gras) sowie bis 109 g Cu ha-1 a-1 (Weizen)
resultieren. Verwendet man nach Tabelle 5 einen hohen Cu-Gehalt der Milchkuhgülle von
160 mg/kg TS, bzw. ≈ 3.5 g Cu/kg P errechnen sich auch bei maximalen Ernteentzügen CuÜberschüsse um 400 g ha-1 a-1.
Ein differenzierteres Bild zur Früherkennung von Schwermetallbelastungen von Landwirtschaftsböden erhält man mittels Stoffbuchhaltungen. In Abbildung 4 sind die 1990 von Obrist
et al. (1993) modellierten Cu-Bilanzen der Region Aarwangen sowie dreier Subregionen mit
unterschiedlicher Nutztierdichte dargestellt.
Bei der regionalen Bilanz erhielt man einen Cu-Netto-Bodeneintrag von 330 g ha-1 a-1. Für die
Subregion A mit hoher Nutztierdichte in der Schweinehaltung (> 2 DGVE/ha) sowie intensiver Naturwiesennutzung betrug er 550 g ha-1 und Jahr 12.
Subregion B ist ein Gebiet mit Rindviehhaltung, mittlerer Nutztierdichte (1−2 DGVE/ha),
Fruchtfolgeflächen und Verwertung von Klärschlamm, während Subregion C durch Rindviehhaltung mit niederer Nutztierdichte (0−1 DGVE/ha) und extensiver Naturwiesennutzung
charakterisiert ist. Die Cu-Überschüsse betrugen 420 und 30 g ha-1 a-1.
12
Ca. 1.7 % der landwirtschaftlichen Fläche des Bezirks Aarwangen werden in der beschriebenen Weise
bewirtschaftet. Auf die Schweiz hochgerechnet, ergibt sich eine durch Einträge mit Gülle belastete Fläche
von rund 20'000 ha, die gut mit der von Keller & Desaules (1997) angegebenen Verdachtsfläche von 25'00030'000 ha übereinstimmt.
69
Abbildung 4: Beispiel für eine regionale Kupferbilanz der Landwirtschaft (1990)
800
Ernte
Deposition
Fungizide
Klärschlamm
Hofdünger
700
600
Cu (g/ha/a)
500
400
300
200
100
0
-100
on
eg
i
Su
br
Su
br
C
B
eg
io
n
A
eg
io
n
Su
br
Re
gi
on
19
9
0
-200
Die Ergebnisse der Subregionen decken sich mit Grobschätzungen zu den Cu-Einträgen mit
Hilfstoffen in NABO-Parzellen der Jahre 1986 bis 1990 (BUWAL 1993).
Die jüngste Stoffbilanzierung (1996-2001) für 48 landwirtschaftlich genutzte Messparzellen
der Nationalen Bodenbeobachtung (NABO) ergab für elf (23 %) Parzellen eine Akkumulationsrate von 1-5 % des Richtwerts von 40 mg/kg innerhalb eines Jahrzehnts (bzw. 0.04-0.2
mg/kg und Jahr). Verantwortlich hierfür war der Austrag von Hofdüngern und/oder Klärschlamm. Auf drei Rebbauparzellen betrug die durch Cu-Fungizide verursachte Akkumulationsrate 5.7 bis 8.4 mg/kg pro Jahrzehnt (Keller et al. 2005).
Kupferbilanzen in Haus- und Familiengärten
Eine Untersuchung von Hörler zu Beginn der 90er-Jahre hat gezeigt, dass Haus- und Familiengartenflächen mit etwa dem dreifachen Bedarf an Stickstoff und Phosphor stark überdüngt
wurden (BUWAL 1992b). In Tabelle 26 sind die neben selbst hergestelltem Kompost in
Haus- und Familiengärten eingesetzten Hilfsstoffe mit deren Verwendungsmengen sowie den
resultierenden Kupfereinträgen aufgelistet.
70
Tabelle 26: Cu-Frachten mit Hilfsstoffen in Haus- und Familiengärten
Hilfsstoff
-1
-1
Cu-Frachten [g ha a ]
Cu-Gehalt
Ausbringmengen
[mg/kg FS]
[kg FS m a ]
25 -Perzentil
50 -Perzentil
75 -Perzentil
Werkskompost
20
1.3 (0.7-1.4)
140
260
280
Rindermist
5
3.6 (2.5-5.2)
125
180
260
Hühnermist
20
0.1 (0.1-0.3)
20
20
60
Annahme: 5
4.3 (3.2-5.7)
160
215
285
Rindermist getrocknet
10
0.16 (0.13-0.37)
13
16
37
Hühnermist getrocknet
25
0.07 (0.03-0.12)
8
18
30
Holzasche Familiengärten
150
0.025 (0.01-0.04)
15
38
60
Holzasche Hausgärten
150
0.083 (0.04-0.32)
60
125
480
Champignonmist
-2
-1
th
th
th
Hörler gibt Fallbeispiele für Gärten mit vorwiegend Kompost-, Stallmist- und Trockenmistdüngung. In allen Szenarien wird selbst hergestellter Kompost eingesetzt (1.5−2 kg/m2). Im
Folgenden wird angenommen, dass damit der P-Bedarf zur Hauptsache gedeckt wird und
keine Kupferanreicherung im Boden stattfindet. In der Praxis wird Kompost aus Eigenproduktion von über 90 % von 217 befragten Haus- und Familiengärtnern verwendet. Üblicher (25th-, bzw. 75th-Perzentil) und mittlerer (50th-Perzentil) Verbrauch in den Familiengärten beläuft sich auf 2.75 l bis 6.25 l, bzw. 4 l (BUWAL 1992b).
•
Bei der Kompostdüngung wird neben Kompost aus der Eigenproduktion pro Quadratmeter 1.3 kg Werkskompost und 50 g Holzasche ausgebracht. Der Cu-Netto-Bodeneintrag
errechnet sich mit Hilfe der Cu-Gehalte in Tabelle 26 auf 33.5 mg m-2 a-1 (335 g ha-1 a-1).
•
Bei der Stallmistdüngung wird neben Kompost aus der Eigenproduktion pro Quadratmeter 3 kg Rindermist (FS), 4 kg Champignonmist (FS) und 70 g Hühnermist (FS) ausgebracht. Der Cu-Netto-Bodeneintrag pro Quadratmeter errechnet sich auf 15 + 20 + 1. 4 =
36 mg (364 g ha-1 a-1).
Nach der Umfrage von Hörler (BUWAL 1992b) verwendeten ca. 70 % der Familien- und
37 % der Hausgärtner zwischen 1987 und 1991 Stallmist.
•
Bei der Trockenmistdüngung wird neben Kompost aus der Eigenproduktion pro Quadratmeter je 150 g getrockneter Rindermist und Hühnermist ausgebracht. Der Cu-NettoBodeneintrag pro Quadratmeter errechnet sich auf 1.5 + 3.8 = 5.3 mg (53 g ha-1 a-1).
Die Beispiele belegen, dass die Cu-Netto-Bodeneinträge in Haus- und Familiengärten i.d.R.
höher sind als in der Landwirtschaft. Darüber hinaus erfolgen grosse Kupfereinträge mit Fungiziden. Im Durchschnitt der Jahre 1987 bis 1991 verwendeten 17 % der befragten Gartenbesitzenden kupferhaltige Fungizide. Heute beträgt die zulässige Ausbringmenge 0.4 g m-2 a1
; zwischen 1987 und 1991 wurden noch 0.4 bis 2.4 g m-2 a-1 ausgebracht.
71
4.3 Gewässer
In der Schweiz werden zur Zeit (2000) jährlich rund 55 t Kupfer in Gewässer eingeleitet. Dabei dominieren sog. diffuse Quellen:
Tab. 27: Kupfereinträge in Gewässer
Eintragspfad
Emissionen [kg/a]
Anteil [%]
Punktquellen
19'000
35
Diffuse Quellen
36'000
65
Punktquellen umfassen zur Hauptsache Einträge aus kommunalen Kläranlagen. Die Herkunft
von Kupfer in ARAs ist ausführlich in den Kapiteln 3.1 sowie A2.2 des Anhangs beschrieben.
Wichtigste diffuse Quellen sind Einträge aus der Landwirtschaft sowie Einträge mit Produkteverlusten von Strassenverkehrsfahrzeugen und von Baumaterialien.
Punktquellen
Punktquellen umfassen Gewässereinträge aus der Industrie und aus kommunalen Kläranlagen.
Auch anderes verschmutztes Abwasser gemäss Gewässerschutzverordnung GSchV wie Abschlämmwasser aus der Kreislaufkühlung, Wasser aus Schwimmbecken oder gefasstes
Sickerwasser aus Deponien wird den Punktquellen zugeordnet. Damit verbundene Cu-Einträge lassen sich nicht quantifizieren. Diejenigen mit Sickerwasser aus Reaktordeponien sind
in der Schweiz vernachlässigbar. Fast alle Deponien entwässern durch Ableitung in eine ARA
(Kapitel 3.2).
•
kommunale Einleitungen
Ausgehend von einem mittleren Cu-Gehalt im Klärschlamm von 341 mg/kg, einer CuFracht im Sandfang und Rechengut von 5 % der Menge im Faulschlamm sowie einer CuEliminationsrate in ARAs von 80 % (Kapitel 3.1) errechnet sich die Cu-Menge im ARAAblauf auf rund 18'000 kg/a. Diese Grösse ist plausibel: Mit der gereinigten Abwassermenge von schätzungsweise 1575 Mio. m3 ergibt sich ein Cu-Gehalt im Ablauf von 11.4
μg/l. Zum Vergleich beträgt die mittlere Ablaufkonzentration in Deutschland 11.8 μg/l.
Das geometrische Mittel von 15 ARAs in der Schweiz Ende der 80er Jahre errechnete
sich auf 9.6 μg/l (Kapitel 3.1).
•
industrielle Einleitungen
Die industriellen Kupfereinleitungen in das Rheineinzugsgebiet unterhalb der Seen betrugen im Jahre 1996 ca. 800 kg (Braun et al. 1999). Angaben zu weiteren Einträgen liegen
nicht vor.
72
Diffuse Quellen
Abschätzungen zu den diffusen Cu-Einträgen wurden nach dem von der IKSR vorgeschlagenen Schema vorgenommen (Braun et al. 1999). Danach werden zehn Eintragsquellen erfasst
(Abbildung 5). Unter Berücksichtigung der geogenen Hintergrundbelastung ergaben Vergleiche der berechneten Einträge in Deutschland mit Immissionswerten aus Rhein und Elbe,
dass die Methode plausible Resultate liefert. Dies trifft auch auf das schweizerische Rheineinzugsgebiet unterhalb der Seen zu. Zur Hintergrundlast musste hier zusätzlich die Fracht aus
Seen addiert werden (Braun et al. 1999).
Abbildung 5: Gewässer-Eintragspfade gemäss IKSR-Schema
Hofabläufe und Adrift
Landwirtschaft
Boden
Trennkanalisation
Mischwasserüberl.
Mischwasser ungekl.
nicht angeschl. Einwohner
Haushalte
Oberflächengewässer
Atmosphärische Deposition
Mischsysteme
Gewerbe
Drainagen
Trennsysteme
Verkehr
Baumaterialien
Oberflächenabfluss
Versiegelte
Fläche
Atmosphärische
Deposition
Erosion
Direkteintrag Schiffahrt
Schiffahrt
Geogener Background
Geogene Quellen
Die nachstehend näher erläuterten Emissionen lassen sich wie folgt zusammenfassen:
Tab. 28: Kupfereinträge in Gewässer aus diffusen Quellen
Eintragspfad
Emissionen [kg/a]
Landwirtschaft
Anteil [%]
10'950
30.5
5'200
14.5
Verkehr, Baumaterialien
15'200
42.5
Haushalte und Gewerbe
1'850
5.0
Schiffahrt
2'500
7.0
direkte atmosphärische Deposition
Die depositionsbedingten Einträge und jene mit der Schiffahrt erfolgen zur Hauptsache direkt
in Seen.
73
•
Hofabläufe und Abdrift
Nach Braun et al. (1999) beträgt die Hofdüngermenge, die direkt in Oberflächengewässer
gelangt 0.2 % des Hofdüngeranfalls. Gemäss den Kapiteln 2.3.4 und 4.2 fallen mit Hofdüngern jährlich 94 t Kupfer an. Damit errechnen sich Gewässereinträge von 190 kg/a.
•
Errosion
Die durch Erosion eingetragene Cu-Menge errechnet sich mit dem Cu-Gehalt der
Feinerde von 20 mg/kg, der offenen Ackerfläche von 292'500 ha, dem mittleren
Bodenabtrag der Ackerfläche von 2.7 t ha-1 a-1 sowie einem Zwischenablagerungsfaktor
für den Bodenabtrag von 0.6 (bzw. einem Anteil von 40% des Bodenabtrags, der in
Gewässer gelangt) auf 6300 kg/a (Braun et al. 1999) 13.
•
Oberflächenabfluss von unbefestigten Flächen
Mit diesem Eintragspfad wird die Cu-Menge erfasst, die durch Abschwemmung mit dem
Oberflächenabfluss von Grün- und Ackerflächen in Gewässer gelangt.
Nach Braun et al. (1991) beträgt der abschwemmbedingte Phosphor-Fluss (Basis: P-Konz.
im Abfluss x Volumenstrom) für das Rheineinzugsgebiet unterhalb der Seen ca. 2 % des
Phosphor-Anfalls mit der Gülle. Hier wird der Oberflächenabflussanteil an der ausgebrachten Düngermenge mit 1 % angenommen (Braun et al. 1999). Gemäss den Kapiteln
2.3.4 und 4.2 fallen mit Hofdüngern jährlich 94 t Kupfer an. Damit errechnen sich Gewässereinträge von 940 kg/a.
•
Drainagen
Basierend auf den Daten von Braun et al. (1991) zum Drainageabfluss von 83 Mio. m3 a-1
bei offenem Ackerland sowie 162 m3 a-1 bei Grasland im Rheineinzugsgebiet unterhalb
der Seen wird die Abflussmenge durch Drainagen für die gesamte Schweiz auf 500 Mio.
m3 a-1 geschätzt.
Der mittlere Cu-Austrag mit dem Sickerwasser aus 61 deutschen Freilandböden wird mit
30 g ha-1a-1 (10−94 g ha-1a-1) angegeben. Mit einer Sickerwassermenge von 200 l m-2a-1 errechnen sich Cu-Gehalte von 15 µg/l, resp. 5−47 µg/l (Sekundärliteratur Matthess 1973).
Auch von Steiger & Baccini (1990) gingen in einer Stoffbilanzierung von einem Cu-Austrag von 30 g ha-1a-1 aus. Es handelt sich um einen Literaturwert, der sich aus der Verwitterung tieferer Bodenschichten ableitet. In UBA (2001) wird von einem Gehalt im Sickerwasser von 7.1 µg/l ausgegangen.
Aldrich et al. (2002) analysierten die Cu-Gehalte im Drainagewasser eines
Kartoffelackers und einer angrenzenden Wiese. Die Regenereignisse fanden jeweils eine
Woche und fünf Wochen nach dem Ausbringen von Hofdünger statt. Dabei stiegen die
Cu-Gehalte sprunghaft an. Das gemessene Maximum betrug 11 μg/l. Bei der Beprobung
während eines kontinuierlichen Regens im November (vier Monate nach der letzten
Düngerapplikation) waren geringe Konzentrationsschwankungen zu verzeichnen. Die CuGehalte betrugen um 2.5 μg/l.
Wird der Cu-Gehalt im Drainagewasser mit 7 μg/l gewählt, errechnet sich die Cu-Fracht
mit der Drainagewassermenge von 500 Mio. m3 a-1 auf 3500 kg/a.
13
Neuere Berechnungen in Deutschland mit dem Modell MONERIS gehen von einer Kupferanreicherung im
Erosionsgut um das 3.6-fache gegenüber dem Gehalt im Ackeroberboden aus (UBA Berlin 2001). Dabei gelangt jedoch auch ein höherer Zwischenablagerungsfaktor von ca. 0.9 zur Anwendung.
74
•
Direkte atmosphärische Deposition
Nach der Arealstatistik des Bundesamtes für Statistik beträgt die Gewässerfläche in der
Schweiz ca. 174'000 ha. Davon entfallen rund 80 % auf Seeflächen.
Anhand von Cu-Gehalten in Moosen wurde in der Schweiz eine emittentenferne Depositionsrate von 1.8 mg Cu m-2 a-1 abgeleitet (BUWAL 1998). Gemäss UBA Berlin (2000)
beträgt die Cu-Deposition in ländlichen Gebieten zwischen 0.2 und 4 mg m-2 a-1 und in
städtischen Gebieten zwischen 4 und 20 mg m-2 a-1. Wird die Depositionsrate gemäss
Braun et al. (1999) mit 3 mg m-2 a-1 gewählt, errechnen sich die Cu-Einträge in Oberflächengewässer auf ca. 5200 kg/a.
•
Trennkanalisation
In einer Fallstudie stellten Boller & Häfliger (1996) fest, dass in der Stadt St. Gallen, die
durch Mischkanalisation entwässert wird, über 30 % der Dach- und Strassenabwassermenge nicht via öffentliche Kanalisation abgeleitet werden. Auch in den SEA-ARAs
(SEA 1999) wurde festgestellt, dass Einzugsgebiete, die im Mischsystem entwässert werden, fasst immer einen gewissen Anteil Trennsystem aufweisen. Bei 21 Kläranlagen betrug er im Mittel ca. 25 %. Nach Angaben der Abteilung Gewässerchutz & Fischerei des
BUWAL werden in der Schweiz ca. 15 % der Bauzone im Trennsystem entwässert.
Zur Abschätzung der Cu-Einträge wird von den Emissionen im Dach- und
Strassenbereich ausgegangen. PWs und leichte Nutzfahrzeuge setzen nach Kapitel A3 des
Anhangs jährlich 13.5 t Cu frei. Die Emissionen durch Fahrleitungsabriebe des Tram- und
Trolleybusverkehrs betragen weitere 9.5 t/a. Gemäss Kapitel A2.2 des Anhangs errechnen
sich mit der an Dächern montierten und benetzten Kupferfläche von 2.3 bis 4.9 (im Mittel
3.6) m2 Einw.-1 und der Abschwemmrate von 1.8 g m-2 a-1 Cu-Emissionen zwischen 30
und 64 t/a (im Mittel: 45 t/a). Danach ergibt sich die Cu-Menge in der Trennkanalisation
auf 68'000 kg/a x 0.15 = 10'200 kg/a.
Diese Grösse ist plausibel: Nach Haag (1999) betragen die versiegelten Flächen in der
Schweiz rund 115'000 ha. Die im Trennsystem entwässerte Fläche beträgt dann 17'200 ha.
Bezogen auf diese Fläche errechnet sich mit obigen Emissionen eine flächenspezifische
Cu-Abtragsrate von 600 g ha-1 a-1. Wenn von der durchschnittlichen Niederschlagsmenge
von 1000 l m-2 a-1 80 % zum Abfluss gelangen, beträgt der Cu-Gehalt des Meteorwassers
rund 75 μg/l. Zum Vergleich nehmen Braun et al. (1999) für ihre Bilanzierungen den
mittleren Cu-Gehalt in der Trennkanalisation mit 100 μg/l an. Umfangreiche Messungen
in 5 Quartieren in Lausanne und Genf ergaben für das Meteorwasser mittlere Cu-Gehalte
von 62−183 μg/l (Rossi et al. 1997) (vgl. Tabellen 9 und 13 in Kap. 3.1ff).
•
Mischwasserüberläufe
Gemäss Boller & Häfliger (1996) bewegen sich typische Entlastungswassermengen im
Bereich von 10 bis 20 % der Gesamtabwassermenge. Braun et al. (1999) gehen von 5 %
aus. Es entfallen 20 % auf Abwasser der Haushalte und des Gewerbes und 80 % auf
Strassen- und Dachablauf. Damit resultiert ein Cu-Gehalt von 78 μg/l (0.2 x 90 μg/l + 0.8
x 75 μg/l). In der entlasteten Abwassermenge von 83 Mio. m3 sind 6500 kg Cu enthalten.
75
•
Mischwasser ungeklärt
Bei diesem Pfad werden Cu-Einträge von urbanen Flächen sowie von Haushalten und
Gewerbebetrieben berücksichtigt, die an die Kanalisation aber nicht an Kläranlagen angeschlossen sind. Solche Einträge sind in der Schweiz vernachlässigbar (Braun et al. 1999).
•
nicht angeschlossene Einwohner
Bis zu Beginn des Jahres 2000 waren in der Schweiz 329'000 Personen nicht an eine ARA
angeschlossen. Nach Kapitel 3.1.1 beträgt die Cu-Fracht mit Haushaltsabwasser bis 5.3 g
Einw.-1 a-1. Der Anteil des Abwassers nicht angeschlossener Einwohner, der in Oberflächengewässer abläuft wird mit 20 % angenommen (Braun et al. 1999). Damit errechnet
sich die Cu-Fracht mit diesem Eintragspfad auf 350 kg/a.
•
Schifffahrt
Zur Verhinderung der Ansiedlung von Organismen an Schiffen setzen kupferhaltige Anstriche kontinuierlich Kupfer frei. Zur Vermeidung eines Bewuchses mit Mollusken
genügt die Abgabe von 1−2 μg Cu cm-2 d-1. Für die Schleimbekämpfung ist eine höhere
Abgabe von 20 μg Cu cm-2 d-1 erforderlich. Die Cu-Abgaberate sollte allgemein nicht
weniger als 10 μg cm-2 d-1 betragen (Sghibartz 1984).
Im Expositionsmodell MAM-PEC der CEPE wird die Cu-Leachingrate sowohl in Häfen
wie auf Fahrt mit 50 μg cm-2 d-1 angenommen (default scenario). Eine
Literaturauswertung der CEPE-Arbeitsgruppe ergab Werte von 6.2 μg cm-2 d-1 (Häfen)
sowie von 8 bis 25, resp. 37 bis 101 μg cm-2 d-1 für Schiffe mit einer Länge von mehr als
12 Metern, bzw. mehr als 25 Metern (CEPE 1999). Isensee et al. (1994) verwendeten für
ihre Abschätzung der Cu-Emissionen in die Nordsee eine Leachingrate von 10 μg Cu cm-2
d-1.
Bei einem Cu-Gehalt der kupfersalzhaltigen Anstriche von 35 g m-2 errechnet sich bei
einer Leachingrate von 10 µg Cu cm-2 d-1 (36 g m-2 a-1) eine Wirkstoffabgabe über einen
Zeitraum von rund einem Jahr 14. Zur Grobabschätzung der Emissionen wird hier von
einer Leachingdauer von mehr als einem Jahr ausgegangen und es wird angenommen,
dass vom Kupferverbrauch in Antifoulings von 5 t/a rund 50 % in Gewässer eingetragen
werden. Es ergeben sich Emissionen von 2500 kg/a.
14
Kupfersalzhaltige Antifoulings enthalten pro m2 beschichtete Fläche zwischen 25 und 50 g Cu als Metall (im
Mittel: 35 g m-2). Der Cu-Gehalt von Antifoulings, die nur Cu-Metall enthalten, wird auf 120 g m-2
geschätzt.
76
5. Vorkommen und Verhalten in der Umwelt
5.1 Verhalten in der Umwelt
Atmosphäre
Daten zu Kupferkonzentrationen in Aerosolen verschiedenener Korngrössenfraktionen
(0.06−8 μm) in einer ländlichen Region der Schweiz für das Jahr 1985 liegen von Gälli Purghart (1989) vor. Der mittlere Massendurchmesser MMD für Kupfer an vier Standorten betrug
zwischen 0.95 und 1.54 μm (d.h. 50 % des Kupfers befinden sich auf grösseren Partikeln).
MMDs über 1 μm deuten auf Aerosole, die durch Abriebe oder Resuspension von Bodenpartikeln entstehen (Kupfer, Mangan). Dagegen findet man Elemente wie Blei oder Vanadium
hauptsächlich auf Partikeln unter 1 µm, was auf Verbrennungsprozesse hindeutet.
Die Depositionsrate ergibt sich aus der Sedimentationsgeschwindigkeit der Partikel (ca. 500
m pro Tag für Partikel < 10 μm nach LUA 1999). Die einer Luftkonzentration von 8 ng/m3 im
ländlichen Belpmoos äquivalente Depositionsrate errechnet sich auf 1.5 mg m-2 a-1. Aus dem
mittleren Cu-Gehalt von 73 ng/m3 (PM10) im urbanen Basel errechnet sich eine
Depositionsrate von 13 mg m-2 a-1.
Abbildung 6: Anteile verschiedener Impaktorstufen am Jahresmittel von Kupfer (Cu),
Mangan (Mn), Vanadium (V) und Blei (Pb) in Belpmoos (1985)
Anteil [%]
35
30
25
20
15
10
5
0
0.09
0.18
Pb
0.35
V
0.7
Impaktorstufe [um]
1.4
Mn
2.8
5.6
em
El
t
en
Cu
Gewässer und Sedimente
Experimentell wird zwischen Kupfer in gelöster, kolloidaler und partikulärer Phase unterschieden. Der Verteilungskoeffizient zwischen Schwebstoff und Wasser Kp(pm/w) wird in UBA
Berlin (1994) sowie von Crommentuijn et al. (1997) mit 5x104 l/kg (log Kp(pm/w) = 4.7) angegeben.
Anhand Messungen in der Necker, einem unbelasteten Zufluss der Thur in ihrem Oberlauf,
errechneten Sigg et al. (2000) einen log Kp(pm/w) von 4.96 ± 0.57. In der Thur bei Andelfingen,
77
einem deutlich durch Abwassereinleitungen und durch die Landwirtschaft beinflussten
Standort, ergab sich der log Kp(pm/w) auf 4.52 ± 0.26. An zwei weiteren flussaufwärts
gelegenen Standorten betrugen die log Kp(pm/w)s 4.58 ± 0.21 bzw. 4.84 ± 0.20.
Ausgehend von einem Cu-Gehalt in den Schwebstoffen von 80 mg/kg und Schwebstoffgehalten von 5 mg/l, 10 mg/l, 15 mg/l und 20 mg/l errechnen sich Gesamtkupfer-Gehalte von
2.0 bis 3.2 μg/l bei einem gelösten Gehalt von 1.6 μg/l. Bei tiefen Schwebstoffgehalten liegt
Kupfer also vorwiegend in gelöster oder kolloidaler Form vor. An den erwähnten Standorten
der Necker und der Thur trug partikelgebundenes Kupfer durchschnittlich mit 10 % zum
Gesamtkupfer-Gehalt bei. Der Anteil Kupfer in der kolloidalen Fraktion bezogen auf die
0.45-μm-filtrierten Proben betrug 10−30 % (Median: 10 %). Das meiste Kupfer fand man in
den ultrafiltrierten Proben (Sigg et al. 2000).
Kupfer wird stark durch natürliche (Humin-, Fulvinsäuren) oder auch synthetische
Komplexbildner (EDTA, NTA) gebunden. Es wird geschätzt, dass bei einem DOC-Gehalt in
Gewässern von 2−5 mg/l das Verhältnis c(Cu2+) zu c(Cugelöst) etwa 10-6−10-7 beträgt (Sigg et
al. 1999; Xue et al. 1996). Dabei drückt c(Cu2+) die Konzentration der freien Aqua-Ionen aus,
welche besonders für die Effekte auf aquatische Organismen massgebend sind.
Sigg et al. (2000) errechneten auch die freien Cu-Konzentrationen in der Necker und der Thur
bei Andelfingen. Während die gelösten Cu-Gehalte (0.45-μm-Filtrat) von 0.4 μg/l (0.2−0.8
μg/l) auf 1.5 μg/l (0.6−2.0 μg/l) anstiegen, blieb c(Cu2+) mit 4 x 10-8 μg/l und 2 x 10-8 μg/l an
beiden Standorten in etwa konstant. Dies steht in Einklang mit den flussabwärts zunehmenden
DOC-Gehalten bzw. zunehmenden Liganden-Konzentrationen.
Auch bei Sedimenten stellt sich die Frage der Bioverfügbarkeit der Metalle. Beim SEM/AVSModell (vgl. Anhang A4.1) wird angenommen, dass bei SEM/AVS-Verhältnissen < 1 oder
bei negativen (SEM−AVS)-Werten die Metalle im reaktiven AVS Pool gebunden sind. AVS
ist säurelösliches Sulfid, SEM ist die Menge gleichzeitig extrahierter Metallsulfide mit
tieferer Löslichkeit als Eisen(II)sulfid oder Mangan(II)sulfid (d.h. CuS, ZnS, NiS, PbS, …).
Sulfid wird in Sedimenten unter anoxischen Bedingungen durch den sulfatreduzierenden
Abbau organischer Substanz gebildet. Weitere Bindungsstellen in Sedimenten finden sich in
der organischen Fraktion (Hansen et al. 1996).
Böden
Kupfer liegt in Böden anorganisch (als Carbonat oder Hydroxid) und organisch (z.B. an
Humusstoffe) gebunden vor. Bei tiefen pH-Werten (< 5) oder höheren pH-Werten (> 7) und
Zunahme des Gehalts löslicher organischer Stoffe nimmt der Cu-Gehalt in der Bodenlösung
zu. Bei kleinen organischen Gehalten gewinnen Kationenaustauschvorgänge an Bedeutung.
Dabei bindet Lehm (Ton) etwa die vierfache Menge Kupfer im Vergleich zu Sand.
Hohe Cu-Einträge in der Vergangenheit im Nahbereich eines Betriebs der Messingerzeugung
führten zu häufigen Bodengehalten zwischen 910 mg/kg und 1810 mg/kg. Arbeiten von Federer & Sticher zeigen, dass die Verlagerung von Kupfer in tiefere Bodenschichten gering ist.
Grund sind der hohe Ton- und Carbonat-Gehalt bzw. der alkalische pH-Wert des Bodens.
78
Tabelle 29: Kupfer im Profil eines belasteten Bodens nach Federer & Sticher (1991)/(1994)
Bodentiefe [cm]
0−3 (Streu)
3−5
5−10
10−15
15−20
20−25
25−30
6.3
6.8
7.2
7.3
7.4
7.5
7.6
CaCO3 [%]
6
10
11
12
22
13
20
org. C [%]
26
4.6
2.8
2.3
1.6
1.5
1.3
15'950
1270
635
350
130
50
25
13
6
4
2
0.45
pH
Cutotal [mg/kg]
Culöslich [mg/kg]
Mit 0.01 M Mg(NO3)2-Lösung liessen sich in den Profilen jeweils rund 1 % des Totalgehaltes
desorbieren. Ein hoher Cu-Anteil wurde mit Wasserstoffperoxid extrahiert, welches das an
organischen Kohlenstoff gebundene Kupfer freigesetzt.
Im Bodenwasser mass man in 20 cm und 40 cm Tiefe Cu-Gehalte von 10−90 bzw. 5−13 μg/l.
Modellrechnungen ergaben, dass der Anteil des freien Aqua-Ions nur 0.2 % ausmacht
(Federer & Sticher 1991). Aldrich et al. (2002) fanden im Drainagewasser zweier
landwirtschaftlicher Böden maximale gelöste Cu-Gehalte von 11 und 19 μg/l. Über 99.9 %
waren organisch gebunden. Die Autoren errechneten freie Cu-Konzentrationen c(Cu2+) von
(1.0−1.6) x 10-4 μg/l.
Biota
Die Anreicherung von Kupfer in Mikroorganismen, Pflanzen und Tieren variiert stark zwischen verschiedenen Organismen und tendiert bei tieferer Exposition höher zu sein. Viele
Organismen sind fähig, ihren inneren Gehalt auch bei steigenden externen Konzentrationen
konstant zu halten (IPCS 1998 und Smit et al. 2000). Eine Anreicherung von Kupfer über die
Nahrungskette (Biomagnifikation) findet nach Slooff et al. (1989) nicht statt.
Einige Frischwasser-Spezies verschiedener trophischer Stufen akkumulieren Kupfer stark; die
Biokonzentrationsfaktoren (BCFs) für Algen, Makrophyten, Anneliden, Mollusken, Krustazeen und Insekten betragen zum Teil weit über 1000. In Fischen ist die Bioakkumulation
deutlich geringer. Slooff et al. (1989) zitieren BCFs zwischen 1 und 450.
Während in Laborstudien positive Korrelationen zwischen den Cu-Gehalten im Testwasser
und in den Organismen gefunden werden, gestaltet sich die Situation in der natürlichen Umwelt komplexer (Slooff et al. 1989).
In der Birs oberhalb von Emittenten (gelöste Cu-Gehalte: 0.4−1.1 μg/l) fanden Behra et al.
(2002) im Aufwuchs, der auf Steinen gewachsenen Gemeinschaft von Algen und anderen
Mikroorganismen, Cu-Gehalte zwischen 4 und 43 mg/kg TS (total = adsorbiert und intrazellulär). Unterhalb der Emittenten an einem stark (2.6−9.8 μg/l) und an einem noch mittelbelasteten Standort (1.0−2.7 μg/l) mass man Cu-Gehalte von 120 bis 250 mg/kg TS bzw. 19 bis
135 mg/kg TS. In der Birs korrelieren die Cu-Gehalte in der Wasserphase und im Aufwuchs
signifikant (r2 = 0.25, P < 0.005).
Demgegenüber war diese Beziehung in der Thur nicht ausgeprägt. Die Gehalte im Aufwuchs
in der Necker, einem Thur-Zufluss, und der Thur bei Andelfingen betrugen 13−15 mg/kg
(Wasserphase: 0.2−0.8 μg/l) sowie 16−43 mg/kg (Wasserphase: 0.6−2.0 μg/l). Die fehlende
Korrelation kann darauf zurückgeführt werden, dass die gelösten Gehalte hier kein Mass für
79
die bioverfügbaren Gehalte sind. So sind − wie von Sigg et al. (2000) gezeigt − die freien CuGehalte {c(Cu2+)} an beiden Standorten konstant (Behra et al. 2002).
Von Bervoets et al. (2001) wurden Stichlinge (Gasterosteus aculeatus) aus fünf kleinen belgischen Gewässern untersucht. Die gelösten Cu-Gehalte in den Gewässern betrugen zwischen
0.5 und 7.5 μg/l. Man mass durchschnittliche Cu-Gehalte in den Lebern von 14 bis 51 mg/kg
TS. Die Cu-Gehalte in den Kiemen und im Muskelgewebe betrugen zwischen 5 und 13 mg/kg
TS bzw. 1 bis 5 mg/kg TS. Aufgrund der in den Fischmägen gefundenen Makroinvertebraten
wurde eine hypothetische Cu-Konzentration des Fischfutters errechnet. Die gewichteten CuGehalte der Invertebraten an den verschiedenen Standorten betrugen zwischen 19.9 und 63.2
mg/kg.
Bervoets et al. (2001) fanden folgende Korrelationen: Kupfer in der Leber korreliert positiv
mit Kupfer in Invertebraten aber nicht mit Kupfer in Sediment und Wasser. Weiter korrelieren
Kupfer in Muskeln und Kiemen beide positiv mit Kupfer in Sediment und Wasser, jedoch
nicht mit Kupfer in Invertebraten. Kupfer in Invertebraten korreliert weder mit Kupfer in
Wasser noch Sediment. Eine positive Korrelation wurde zwischer Kupfer in Muskeln und
Kiemen gefunden.
An 28 Standorten im Raum Kiel und an einem Referenzstandort wurden 1995 die Cu-Gehalte
in Regenwürmern (Aporrectodea caliginosa) ermittelt (Koeckritz et al. 1999). Zwischen den
Wurm- und Bodengehalten wurde folgende Korrelation gefunden: CuWurm = 6.9 ln[CuBoden] +
6.8. Auch mit der von Sample et al. (1998) gefundenen Beziehung zwischen Boden- und
Wurmgehalten errechnen sich für normale Bodengehalte höhere BCFs (0.3−1) als für hohe
Bodengehalte (um 0.1) 15.
Aus der Analyse von Tieren verschiedener trophischer Stufen, gesammelt in einem metallbelasteten Grasland, wurden nahrungsbedingte Anreicherungsfaktoren von 0.1−2.9 für Invertebraten und 0.06−0.43 für Mäuse abgeleitet (zitiert in Slooff et al. 1989).
Auch bei Pflanzen begrenzen Regulationsmechanismen den Cu-Gehalt (CCME 1997). In
Dänemark wurden für Versuchszwecke Gemüse auf unbelasteten, mittel- und hochbelasteten
Böden kultiviert (Samsoe-Petersen et al. 2002). Es resultierten bezogen auf die
Frischsubstanz mittlere Cu-Gehalte der Gemüse von 146−1020 μg/kg, von 244−1220 μg/kg
und von 650−1840 μg/kg. Die Gehalte der einzelnen Gemüse sind in Abb. 7 dargestellt.
Es errechnen sich höhere Biokonzentrationsfaktoren (BCFs) bei den tiefer belasteten Böden.
Bezogen auf die Pflanzen-Trockensubstanz ergeben sich BCFs von 0.20−0.65 (Mittelwert
aller Gemüse: 0.50), von 0.10−0.25 (0.15) und von 0.01−0.05 (0.02). Bezogen auf die Frischsubstanz sind die Faktoren rund eine Grössenordnung kleiner. Die Daten für auf mittelbelasteten Böden gezogenem Gemüse stimmen mit solchen aus der Schweiz überein: Aus dem
Datenset von Kuhn & Eugster (1995) zu Gemüse aus Aargauer Stadtgärten erhält man einen
auf die Frischsubstanz bezogenen BCF von 0.01 (geometrisches Mittel, n = 16).
15
Die Auswertung von 26 Feldstudien ergab folgende Beziehung (beide bezogen auf Trockensubstanz): ln[CuWurm] = 1.67
+ 0.26 x ln[CuBoden] (r2 = 0.18, n = 197). Mit der Beziehung ln[BCFCu] = ln[Cuwurm] − ln [CuBoden] errechnet sich der
Biokonzentrationsfaktor wie folgt: ln[BCFCu] = 1.67 − 0.74 x ln[CuBoden].
80
Abbildung 7: Cu-Gehalte in Gemüse aus unterschiedlich belasteten dänischen Böden
2000
unbelastet
1800
mittelbelastet
1600
hochbelastet
Warenkorb
Cu-Gehalt [ug/kg FS]
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Kopfsalat
Bohnen
Rettich
Kartoffeln
Kartoffeln
geschält
Karotten
Karotten
geschält
Die Cu-Gehalte bezogen auf die TS der un-, mittel- und hochbelasteten Böden in 0−50 cm
Tiefe betrugen 13 mg/kg (4.5−18 mg/kg, n = 10), 58 mg/kg (32−360 mg/kg, n = 30) und 1035
mg/kg (38−4700 mg/kg, n = 35)
Affolter & Enggist (1995) massen in Böden von Schiessanlagen Cu-Gehalte von 12−770
mg/kg und im Erntegut Gehalte zwischen 9 und 30 mg/kg TS. Aus dem Datenset errechnet
sich ein auf die Pflanzen-Trockensubstanz bezogener BCF von 0.55 (sx = 0.25, n = 11) für
Bodengehalte kleiner als 100 mg/kg und von 0.05 (sx = 0.04, n = 6) für Bodengehalte grösser
als 200 mg/kg.
In einem durch frühere Luftemissionen der Buntmetallindustrie belasteten Gebiet in der
Schweiz ergeben sich ähnliche BCFs. Man mass an 8 Standorten mittlere Cu-Gehalte im Gras
zwischen 11 und 39 mg/kg TS (geometrisches Mittel: 20 mg/kg). Das geometrische Mittel für
die Cu-Gehalte im Boden beträgt 336 mg/kg (107−2207 mg/kg) (Keller et al. 1999).
5.2 Vorkommen in der Umwelt
Atmosphäre
In urbanen Gebieten (Stadt Basel) misst man mittlere Cu-Gehalte im Schwebstaub von rund
75 ng/m3 (1997/98) gegenüber ca. 5 ng/m3 (1998/99) an emittentenfernen Stationen (Agglomeration Basel). Die Gehalte in urbanen Gebieten sind durch den Strassenverkehr beeinflusst:
An einer verkehrsnahen Station in Zürich mass Hüglin (2000) einen mittleren Cu-Gehalt von
76 ng/m3, während man in einem Park im Zentrum noch 13 ng/m3 fand (1998/99).
In einer Untersuchung aus dem Jahre 1994 ermittelte man an 23 Standorten im Kt. Schaffhausen eine Gesamtdeposition von ca. 2 mg m-2 a-1 (BUWAL 1995c). Mit Hilfe von Moosanalysen wurde in BUWAL (1998) eine emittenferne Depositionsrate von 1.8 mg m-2 a-1 abgeleitet.
Allgemein betragen nach UBA Berlin (2000) die Depositionsraten in ländlichen Gebieten
zwischen 0.2 und 4 mg m-2 a-1 und in städtischen Gebieten zwischen 4 und 20 mg m-2 a-1.
81
Gewässer und Sedimente
An 12 von 44 Grundwasser-Messstellen in der Schweiz wurde Kupfer 33mal in Konzentrationen von über 1 μg/l (Bestimmungsgrenze) gefunden (n = 463). Das 75th-Perzentil der 33
Werte beträgt 2.3 μg/l; der Höchstwert betrug 4.3 μg/l (BUWAL/BWG 2004).
Allgemein misst man in Seen und grösseren Fliessgewässern tiefe Cu-Gehalte. Im Rhein bei
Rekingen lagen im Jahr 2000 die Cu-Gehalte (gesamt) in den 14-Tage-Mischproben zwischen
1.0 und 3.7 μg/l und das 90th-Perzentil bei 2.7 μg/l (n = 20). Bei Weil betrugen die entsprechenden Gehalte 1.3 und 2.7 μg/l bzw. 2.2 μg/l (n = 26) (IKSR Zahlentafeln).
Gewässer mit ruralem Einzugsgebiet sind weniger belastet als solche mit urbanem: Während
die Cu-Gehalte (gelöst) im Thur-Oberlauf (Necker) um 0.5 μg/l betragen, steigen sie bis
Andelfingen (bei über 90 % der Flusslänge) auf 1.5 μg/l an. Die Bevölkerungsdichte im
Einzugsgebiet der Thur beträgt 200 Einw. km-2 (Sigg et al. 2000).
Im Kanton Solothurn (311 Einw. km-2) betrug im Jahre 2000 das 80th-Perzentil von 28
Stichproben an 13 Standorten von 11 Fliessgewässern weniger als 1 μg/l (AfU Kt. SO 2002a).
Ähnlich tiefe Gehalte mass man im Jahre 2001 (AfU Kt. SO 2002c). Bei einem Mittelwert
von 1.5 μg/l errechnen sich die 80th- und 90th-Perzentile auf 1.95 und 2.5 μg/l. Das Maximum
betrug 3.4 μg/l (jeweils Gesamtkupfer).
Demgegenüber ergab eine Untersuchung über die Qualität der Oberflächengewässer im Jahr
1999 im Kanton Basel-Stadt (5045 Einw. km-2), dass die Birs, die Birsig sowie der Au-,
Allschwiler- und Dorenbach deutlich mit Kupfer belastet sind. Das 80th-Perzentil der gelösten
Cu-Gehalte lag jeweils zwischen 2 und 4 μg/l. Auffallend stark war der St. Albanteich
belastet. Das 80th-Perzentil betrug mehr als 4 μg/l (AUE BS 2000).
Im Jahre 1993 mass man in kleinen mit Abwasser belasteten Gewässern (Birs bei Münchenstein, Chriesbach in Dübendorf, Glatt bei Rheinsfelden) gelöste Cu-Gehalte zwischen 1.8 und
4.7 μg/l. In der ebenfalls mit Abwasser belasteten Aare bei Halenbrücke lag der Cu-Gehalt
wegen dem hohen Abfluss (185 m3 s-1) mit 1.2 μg/l tiefer (Xue et al. 1996).
In Stichproben von fünf kleinen Gewässern im Einzugsgebiet des Sempachersees fand man
gelöste Cu-Gehalte zwischen 1.9 und 2.5 μg/l. In der kleinen Aa mit intensiver
Landwirtschaft in ihrem Einzugsgebiet betrug der gelöste Cu-Gehalt 3.1 μg/l.
Während eines kleineren Regenereignisses war in der kleinen Aa eine Zunahme des Cu-Gehalts auf bis das dreifache des Ausgangsgehalts zu verzeichnen (Abbildung 8). Zu Beginn und
am Ende des Regens trug gelöstes Cu mit rund 85 % zum Gesamt-Cu-Gehalt bei, während der
Anteil beim gemessenen maximalen Abfluss (0.3 m3 s-1) ca. 35 % betrug (Xue et al. 2000).
In Deutschland wurde der Einfluss der Entwässerung versiegelter Flächen im Trennsystem
auf die Schadstoffgehalte einer kleinen Vorflut von Schäfer (1999) untersucht: In der Alb bei
Karlsruhe oberhalb des Stadtgebiets mass man bei Trockenwetter gelöste Cu-Gehalte von 4.4
μg/l. Unterhalb des Stadtgebiets lag der Gehalt bei 5.6 μg/l. Bei Regenwetter mass man nun
oberhalb bzw. unterhalb des Stadtgebiets gelöste Cu-Gehalte von 6.5 μg/l und 10.5 μg/l.
82
Abbildung 8: Cu-Gehalte in einem Fliessgewässer während eines Regenereignisses
25
250
Cu-Gehalt [ug/l]
20
200
15
150
10
100
5
50
0
02:24
Schwebstoffgehalt SS [mg/l]
Cu (total)
[ug/l]
Cu (gelöst)
[ug/l]
SS
[mg/l]
0
03:36
04:48
06:00
07:12
08:24
09:36
10:48
12:00
13:12
14:24
Uhrzeit
In Schwebstoffen mass man im Jahr 2000 im Rhein bei Weil einen mittleren Cu-Gehalt von
54 mg/kg (24−112 mg/kg; n = 26). Das 90th-Perzentil betrug 72 mg/kg. Im Mittel der Jahre
1994 und 1995 betrugen die Gehalte bei Rekingen 36 mg/kg (Bereich: 20−50 mg/kg, n = 9)
(IKSR Zahlentafeln). Die Cu-Gehalte in den bei Hochwasser in der Rhone abgeführten
Partikeln betragen 17−38 mg/kg (Jahresmittelwerte 1986-1990), bei normalem Abfluss
verzeichnet man höhere Gehalte von 28−77 mg/kg (CIPEL 1991).
Messungen zwischen 1990 und 1993 in sechs Schweizer Fliessgewässern ergaben ein 50thPerzentil von 78 mg/kg (BUWAL 1995a). In einer Messkampagne zwischen 1999 und 2000
mass man tiefere Gehalte (BUWAL 2003b). In neun grossen Fliessgewässern mass man CuGehalte zwischen 26 und 63 mg/kg (50th-Perzentile, n = 4). Das 95th-Perzentil der Maximalwerte errechnet sich auf 77 mg/kg.
Messungen in den 80er Jahren in Sedimenten von Seen ergaben Cu-Gehalte von 16−40
mg/kg im Bodensee, 39−65 mg/kg im Lac Léman und ca. 70 mg/kg im Bielersee. Untersuchungen an Sedimentprofilen des Bodensees zeigen Cu-Gehalte von 30 mg/kg für den Zeitraum zwischen 1944 und 1954 und 37 mg/kg für für den Zeitraum zwischen 1976 und 1981
(IGKB 1984).
In Hafensedimenten des Lac Léman mass man in Porte Villeneuve 103 mg Cu/kg und in Port
Vidi 172 mg Cu/kg (BUWAL 1995b).
Im Jahr 2001 wurden Sedimente aus 18 Aargauer Fliessgewässern beprobt. Das 50th-Perzentil
betrug 42 mg/kg (Vonarburg 2002).
In Rhone-Sedimenten an 26 Standorten zwischen Brig und der Léman-Mündung betrug 1990
der mittlere Cu-Gehalt 30 mg/kg (17−43 mg/kg). Höhere Gehalte waren in Walliser Rhonezu83
flüssen zu verzeichnen (50th-Perzentil: 50 mg/kg, n = 33). In den Kantonen Waadt und Genf
mass man an 61 Standorten von 20 Fliessgewässern im Einzugsgebiet des Lac Léman 81
mg/kg (50th-Perzentil, n = 83). Das 90th-Perzentil errechnet sich auf 172 mg/kg (CIPEL 1991).
Im Zeitraum zwischen 1986 und 1989 fand man in Sedimenten schweizerischer Fliessgewässer einen Cu-Gehalt von 39 mg/kg (50th-Perzentil, 75 Standorte) (BUWAL 1995a). In der
Kampagne zwischen 1999 und 2000 mass man in neun Fliessgewässern Cu-Gehalte zwischen
14 und 49 mg/kg (50th-Perzentile, n = 4). Das 50th-Perzentil aller Gewässer beträgt 27 mg/kg.
Das 95th-Perzentil der Maximalwerte errechnet sich auf 66 mg/kg (BUWAL 2003b).
Abbildung 9: Kupfer in Sedimenten schweizerischer Fliessgewässer (1999−2000, n = 4)
100
Median
Max
90
Cu in Sedimenten [mg/kg]
80
70
60
50
40
30
20
10
Su
sc
h
In
n
ud
o
G
Te
ss
in
ha
nc
y
C
et
R
ho
ne
R
ho
ne
Bo
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ng
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gi
D
En
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t
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Bi
rs
eu
ss
R
Li
m
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Bi
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sd
or
f
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öt
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ge
n
re
Aa
on
El
lik
R
he
in
Th
ur
Fl
ac
h
0
Standorte
Böden
Keller & Desaules werteten rund 12'000 zwischen 1990 und 1996 auf Gesamt-Kupfer
analysierte Bodenproben aus (0−20 cm Bodentiefe, Aufschluss mit 2 M HNO3) (BUWAL
2001a). Danach sind Böden mit Graswirtschaft und Ackerbau in der Regel nicht stark
belastet. Die 90th-Perzentile betragen 56 mg/kg und 48 mg/kg.
In den von Keller & Desaules ausgewerteten Daten sind auch solche von Verdachtsstandorten
enthalten. Dementsprechend liegen die 90th-Perzentile von Standorten des nationalen Bodenbeobachtungsnetzes (NABO) tiefer. Sie betragen 29 und 38 mg/kg für Standorte mit extensiver bzw. intensiver Graswirtschaft und 37 mg/kg für Ackerbaustandorte (BUWAL 1993).
In Nadelwäldern, wo die Depositionsrate wegen Auskämmeffekten bis fünfmal höher ist als
im Freiland, mass man an 16 NABO-Standorten 19 mg/kg Cu (90th-Perzentil).
Bei Böden mit Intensivkulturen trägt besonders der Rebbau durch den Einsatz von Fungiziden
zum deutlich erhöhten 90th-Perzentil von 429 mg/kg (n = 826) bei (BUWAL 2001a).
84
Im Vergleich mit Landwirtschaftsböden sind Böden in Haus- und Familiengärten relativ stark
belastet. Häufige Gehalte (10th-, bzw. 90th-Perzentil) in Oltner Hausgärten betragen 34−151
mg/kg (Affolter 1998).
Teilweise erhöhte Cu-Gehalte findet man in schienennahen Böden. Die Belastung ist von der
Frequenz und der Art des Verkehrs abhängig. 90th-Perzentile in bis zu 10 m und in 30 m Abstand vom Trassee betragen 63 mg/kg (n = 35) und 45 mg/kg (n = 12) (BUWAL 1992c).
Durch Produkteverluste und Abriebe des Strassenverkehrs verursachte Cu-Gehalte findet man
nur in allernächster Fahrbahnnähe (Kapitel A5.2 des Anhangs).
Deutlich belastet sind Böden in Schiessanlagen. Beim Kugelfang findet man Cu-Gehalte bis
800 mg/kg, vor dem Schützenhaus betragen sie bis 250 mg/kg (Affolter & Enggist 1995).
Die Belastung von Böden im Nahbereich der Messingwerke erfolgte vorallem durch hohe
Luftdepositionen in der Vergangenheit. Man misst hohe Gehalte zwischen 910 und 1810
mg/kg (Geiger & Schulin 1995).
Untersuchungen aus den USA an Lärmschutzwänden zeigen, dass Kupfer mit dem Regenwasser aus mit Schutzsalzen imprägniertem Holz freigesetzt wird. Dabei wird Boden unmittelbar
unter den Wänden belastet (Stilwell & Graetz 2001). Bei mehr flächenhaften Anwendungen
wie Stegen resultieren unterhalb von acht Jahre alten Konstruktionen Cu-Gehalte der Böden
um 40 mg/kg (0−20 cm Tiefe) (Stilwell & Gorny 1997).
Insgesamt werteten Keller & Desaules 3917 Proben mit Messungen des löslichen Kupfers
aus (0−20 cm Bodentiefe, NaNO3-Auszug). Die 50th- und 90th-Perzentile betrugen 0.11 mg/kg
sowie 0.36 mg/kg. Nach Nutzungen fand man das höchste 90th-Perzentil bei den Intensivkulturen (0.80 mg/kg). Das 50th-Perzentil betrug hier 0.22 mg/kg. Den Maximalwert von 11.7
mg/kg mass man in einer Verdachtsfläche im Wald (BUWAL 2001a).
Biota
Vom Kantonalen Labor Zürich wurde von 54 Fischen aus der Region Ostschweiz der essbare
Anteil untersucht (Kant. Labor ZH 1998). In Forellen aus Alpengewässern betrugen die
Kupfer-Gehalte 0.1−0.8 mg/kg FS bei einem Mittelwert von 0.5 mg/kg FS und einem 90thPerzentil von 0.7 mg/kg FS (n = 15). In Fliessgewässen des Mittellands mass man folgende
Gehalte: Bereich 0.05−0.3 mg/kg FS, Mittelwert 0.2 mg/kg FS und 90th-Perzentil 0.3 mg/kg
FS (n = 19). Ähnliche Gehalte fand man in Elbefischen (ARGE Elbe 2000) und in
Süsswasserfischen aus den USA (zitiert in IPCS 1998).
In aus unbelasteten Böden gesammelten Regenwürmern (Lumbricus rubellus, Allolobophora
caliginosa) misst man Cu-Gehalte zwischen 15 und 40 mg/kg TS (zitiert in Slooff et al.
1989). Cu-Gehalte in Regenwürmern (Lumbricus rubellus und Dendrodrilus rubidus) von
einem Belastungsstandort in Wales waren mit 104 und 34 mg/kg TS gegenüber einem unbelasteten Referenzstandort deutlich erhöht (8 und 9 mg/kg TS). In Grossbritannien mass man
in Regenwürmern von Strassenrändern 3.9−8.9 mg/kg TS (starker Verkehr), 2.3−6.6 mg/kg
(mittlerer Verkehr) und 0.2−0.83 mg/kg (schwacher Verkehr) (zitiert in IPCS 1998).
85
In der Stadt Zürich und ihrer Umgebung wurden Cu-Gehalte in Nieren und Lebern von 87
Füchsen (Vulpes vulpes) gemessen (Dip et al. 2001). Nach Herkunft der Proben wurde zwischen urbanen Gebieten (n = 18), suburbanen (n = 49) und ruralen Gebieten (n = 20) unterschieden. Von Tieren mit einem Alter von 12 und weniger Monaten stammen 39 Proben, 24
Tiere waren zwischen 13 und 24 Monate alt und 24 Tiere waren mehr als 2 Jahre alt.
Im Mittel betrugen die Cu-Gehalte in der Niere und Leber 6.3 ± 4.1 mg und 20.2 ± 18.8 mg
pro kg FS. Das 50th-Perzentil der Nierenproben errechnet sich auf 4.8 mg/kg FS, als
Minimum und Maximum wurden Gehalte von 2.5 mg/kg FS und 20.7 mg/kg FS gemessen.
Die entsprechenden Leber-Gehalte betragen 16 mg/kg, 2.3 und 158 mg/kg FS. Es wurden
keine Unterschiede der Cu-Gehalte im Gewebe nach Herkunft und Alter festgestellt.
Analysen der Eidg. Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau (FAL) Zürich-Reckenholz von 840 Proben von Heu, Gras und Kräutern ergaben einen mittleren Cu-Gehalt von 6
mg/kg TS. Kräuter wie Löwenzahn enthalten mehr Kupfer (um 10 mg/kg). Rossier et al.
(2002) gehen bei der Stoffbilanzierung landwirtschaftlicher Böden von einem mittleren Gehalt im Gras von 7.7 mg/kg aus (Bereich: 2−16 mg/kg).
In Getreide (Weizen- und Gerstenkörner) misst man nach Rossier et al. (2002) Cu-Gehalte
zwischen 0.9 und 5.6 mg/kg TS (Mittelwert 3.3 mg/kg; n = 230) bzw. zwischen 1.1 und 6.3
mg/kg TS (Mittelwert 3.4 mg/kg; n = 144).
Cu-Gehalte in Gemüse werden mit 0.2−2 mg/kg FS angegeben (Slooff et al. 1989). In
Aarauer Gärten geerntetes Gemüse weist nach Kuhn & Eugster (1995) folgende Cu-Gehalte
auf: Knollensellerie 0.7−1.1 mg/kg FS (n = 2), Karotten 0.3−0.8 mg/kg (n = 4), Randen
0.7−1.3 mg/kg (n = 2), Endivie 0.4−0.8 mg/kg (n = 3), Grünkohl 0.3 mg/kg (n = 2) und Lauch
0.4−0.8 mg/kg (n = 3).
86
6. Beurteilungswerte
Hinsichtlich der Umweltbelastung stehen direkte Wirkungen auf Gewässer- und Bodenorganismen im Vordergrund. In der Schweiz legt die Verordnung über Belastungen des Bodens
VBBo Richtwerte für Böden für den Totalgehalt und für den löslichen Gehalt an Kupfer fest.
In der Gewässerschutzverordnung GSchV ist ein Qualitätsziel für Fliessgewässer für gelöstes
Kupfer festgelegt. Zum Vergleich sind im Folgenden Werte aus Kanada, Deutschland und den
Niederlanden mitaufgeführt. Deren Ableitung ist in Kapitel A4 des Anhangs näher erläutert.
Der niederländische Added Risk Approach wird im Altstoffprogramm der EU wahlweise zum
Total Risk Approach bei der Risikobeurteilung von Metallen angewandt. Dort hat sich weiter
gezeigt, dass die Übertragung von Laborresultaten auf die Umwelt, d.h. die angemessene Berücksichtigung der Speziierung bzw. der Bioverfügbarkeit eine schwierige Aufgabe ist (vgl.
Kapitel 5.1). Die terrestrische und aquatische Toxizität von Kupfer ist neben der unterschiedlichen Empfindlichkeit der verschiedenen Spezies von Faktoren wie dem Ton-, Carbonat- und
Humus-Gehalt in Böden oder dem pH-Wert, der Wasserhärte und dem DOC-Gehalt in Gewässern abhängig. Bei hoher Bioverfügbarkeit im Wasser werden Effekte bei tiefen gelösten
Cu-Gehalten beobachtet. In der EU wird mit Hilfe des Biotic Ligand Model Konzepts diesem
Umstand Rechnung getragen. Das BLM-Konzept berücksichtigt die Verfügbarkeit aus der
Wasserphase und die toxikologische Verfügbarkeit. Danach verläuft das Ausmass der toxischen Wirkung proportional zur Konzentration von Kupfer am biotischen Liganden (Rezeptor). Die Akkumulation von Kupfer am biotischen Liganden hängt dabei vom Vorkommen
und den Adsorptionskonstanten anderer Kationen wie H+, Na+, Mg2+ und Ca2+ ab. Als geeignetes Surrogat zur Bestimmung der Akkumulation am biotischen Liganden hat sich die Akkumulation an Fischkiemen erwiesen. Das BLM-Modell gelangt inzwischen auch mit anderen
Organismen wie Krustazeen zur Anwendung 16.
Gewässer
Viele Organismen im aquatischen Bereich reagieren ausserordentlich empfindlich auf Kupfer.
Das in der Gewässerschutzverordnung (GSchV) festgelegte Qualitätsziel für gelöstes Kupfer
in Fliessgewässern beträgt 2 μg/l. Es basiert auf einem Vorschlag von Behra et al. (1994).
Diese leiteten einen sog. ökotoxikologischen Wert von 0.05 µg/l ab. Weil er tiefer als natürlich vorkommende Gehalte von 0.2-1 µg/l ist, wählten die Autoren unter Berücksichtigung
der Speziierung und der essentiellen Rolle von Kupfer ein Qualitätsziel von 2 µg/l.
In den Niederlanden errechneten Crommentuijn et al. (1997) eine maximal zulässige Konzentration (MPC) von 1.5 μg/l (gelöst). Der MPC ist die Summe der gelösten Hintergrundkonzentration (0.4 μg/l) und der maximal zulässigen Addition (MPA). Den MPA von 1.1 μg/l
erhielt man mittels statistischer Extrapolation (Hazardous Concentration HC5 bzw.
Potentially Affected Fraction PAF = 5 %). Dazu verwendeten Crommentuijn et al. (1997) u.a.
NOECs (No Observed Effect Concentrations) von 5.3 bis 330 μg/l für Algen, von 1.7 bis 20
μg/l für Krustazeen und von 0.06 bis 120 μg/l für Fische.
16
Wie Risikobeurteilungen von Metallen zweckmässig durchgeführt werden sollen, wird im Rahmen des Altstoffprogramms der EU zur Zeit am Beispiel von Zink erarbeitet. Das europäische Kupferinstitut (European
Copper Institute) wird nach diesen Prinzipien freiwillig eine Risikobeurteilung für Kupfer vornehmen
(VRA) und die Resultate den zuständigen Stellen der EU zustellen.
87
Die kanadischen Qualitätsziele (Water Quality Guidelines WQGs) für den Schutz aquatischer
Lebensgemeinschaften beziehen sich auf die Gesamtgehalte und betragen in Abhängigkeit der
Wasserhärte 2 μg/l bei C[CaCO3] = 0−120 mg/l, 3 μg/l bei C[CaCO3] = 120−180 mg/l und 4
μg/l bei C[CaCO3] > 180 mg/l (CCME 1999b).
In Deutschland wurde für den Cu-Gehalt im Schwebstoff eine Zielvorgabe bezogen auf den
90th-Perzentil-Wert von 80 mg/kg festgelegt (UBA Berlin 1994). Sie basiert auf einer Gesamtkonzentration in Gewässern von 4 μg/l bei einer mittleren Schwebstoffkonzentration von
25 mg/l. Für die Umrechnung in Schwebstoff-Gehalte wurde ein Verteilungskoeffizient
Kp(pm/w) von 5x104 l/kg angenommen. Der Gehalt von 4 μg/l entspricht der zweifachen maximalen Hintergrundkonzentration (0.5−2 μg/l).
Böden
In der Schweiz gelten Richtwerte für Gesamtkupfer (Aufschluss mit 2 M HNO3) und lösliches
Kupfer (Aufschluss mit 0.1 M NaNO3) nach der Verordnung über Belastungen des Bodens
(VBBo). Die VBBo-Richtwerte betragen für Gesamtkupfer 40 mg/kg und für lösliches Kupfer
0.7 mg/kg (in mg/kg TS für Böden bis 15 % Humus und in mg/dm3 für Böden über 15 %
Humus). Bei Einhaltung dieser Gehalte sollte die Fruchtbarkeit der Böden auch langfristig
nicht beeinträchtigt werden.
Zum Vergleich beträgt der kanadische Richtwert (Soil Quality Guideline SQG) für landwirtschaftlich genutzte Böden 63 mg/kg (CCME 1999a).
In Deutschland betragen die Vorsorgewerte bei Humus-Gehalten < 8 % in Abhängigkeit der
Bodenart 60 mg/kg (Ton), 40 mg/kg (Lehm/Schluff) und 20 mg/kg (Sand).
In den Niederlanden wurde ausgehend von Effektdaten für Prozesse (mikrobielle Prozesse,
Enzymaktivität) eine maximal zulässige Addition MPAproc von 3.5 mg/kg abgeleitet 17. Zum
Schutz der Spezies sollte ein MPAspecies von 24 mg/kg nicht überschritten werden. Bei der
Ableitung der MPAs wurden alle terrestrischen Toxizitätsdaten korrigiert auf einen
Standardboden mit 10 % organischem Kohlenstoff und 25 % Ton.
Mit dem Hintergrundgehalt von 36 mg/kg ergeben sich maximal zulässige Konzentration
MPCproc und MPCspecies von 40 mg/kg bzw. 60 mg/kg (Crommentuijn et al. 1997).
17
Das Datenset für Prozesse wird vorallem von einer Studie zum selben Prozess (Ethylen-Produktion) in verschiedenen Bodentypen beeinflusst (19 von insgesamt 59 NOECs). Die NOECs bewegen sich zwischen 7
und 14 mg/kg.
Zum Vergleich wurden im Draft des VRAs über Cu die Ethylenproduktion und enzymatische Aktivitäten generell nicht als relevant betrachtet und nicht in die Ableitung des PNECs (Total Risk Approach) einbezogen.
Für mikrobielle Prozesse wurden „Process Mean NOECs“ zwischen 118 mg/kg (Denitrifikation, n=1) und
1550 mg/kg (Ammonifikation, n=1) verwendet. Der mittlere NOEC für die Nitrifikation betrug 395 mg/kg
(n=23). Die Werte sind korrigiert auf einen Standardboden und berücksichtigen die Bioverfügbarkeit durch
Ageing-Effekte (ECI 2005).
88
7. Zusammenfassung
Kupferflüsse
Produktion
In der Schweiz wird kein Kathodenkupfer aus Kupfererzen oder -schrott produziert. In zwei
Werken werden jährlich ca. 40'000 t Kupfer- und besonders Messing-Halbzeuge durch Einschmelzen von Schrott, Bearbeitungsabfällen und importiertem Hüttenkupfer hergestellt.
Verbrauch
Im Jahre 2000 betrug der Verbrauch von Halbzeugen aus unlegiertem Kupfer und Legierungen mit Kupfer 110'000 t. Davon entfielen 70'000 t auf unlegiertes Kupfer. Im Durchschnitt
der Jahre 1995 bis 2000 betrug der Halbzeugverbrauch 111'000 t. Er schwankte zwischen
101'000 t (1999) und 120'000 t (1995).
Nimmt man an, dass bei der Herstellung der Endprodukte 25 % Verarbeitungsverluste entstehen, und geht man bei den Legierungen von einem Cu-Gehalt von 65 % aus, ergibt sich im
Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 ein Kupfer-Verbrauch mit Endprodukten von rund
75'000 t. Nicht berücksichtigt sind dabei Importe und Exporte von Waren (Endprodukten),
welche aus Kupfer bestehen oder solches enthalten.
Nach Art der Halbzeugformen entfallen vom Verbrauch von unlegiertem Kupfer 65 % auf
Drähte und ca. 25 % auf Bleche und Bänder. Bei den Legierungen entfallen rund 50 % des
Verbrauchs auf Stäbe und Profile sowie 30 % auf Bleche und Bänder.
Schätzungsweise 35 bis 40 % des Kupferverbrauchs entfallen auf Anwendungen am Bau und
je etwa 5-10% auf Anwendungen in Automobilen sowie Elektro- und Elektronikgeräten. Weitere wichtige Anwendungsgebiete sind Kabel für die Telekommunikation und die Stromversorgung sowie der Maschinen- und Anlagenbau.
In Form von Verbindungen werden pro Jahr 200 bis maximal 370 t Kupfer verbraucht. Haupteinsatzgebiete sind Pestizide (Pflanzenschutzmittel ca. 65 t/a, Holzschutzmittel ca. 55 t/a,
Antifoulings ca. 5 t/a), Futtermittelzusätze (rund 30 t/a) sowie Pigmente für die Papier-,
Kunststoff- und Textilbedruckung, bzw. -einfärbung. Weitere Einsatzgebiete sind Farbkörper
für keramische Glasuren und Katalysatoren in der chemischen Industrie.
Abfallaufkommen
Es wird geschätzt, dass jährlich ca. 38'000 t Kupfer zur Entsorgung anfallen. Davon können
rund 40 % nach Herkunft erklärt werden. In Bauabfällen sind 5400 t (14 %), in Altfahrzeugen
3500 t (9 %) und in separat gesammelten Elektro- und Elektronikaltgeräten 3100 t (8 %) Kupfer enthalten. Die Kupfermenge in Siedlungsabfällen beträgt 2000 t (5 %). Weiteres Kupfer
findet man in Hülsen verschossener Munition sowie Ätz- und Beizbädern (3 %). Der Rest
stammt aus nicht bekannten oder bezifferbaren Quellen wie Energie- und Telekomkabel aus
dem Infrastrukturbereich oder Maschinen und Anlagen der Industrie. Ein Teil ist möglicherweise auf die Unterschätzung der Kupferflüsse mit Elektro- und Elektronikaltgeräten wie
Überwachungs- und Kontrollinstrumente, Automaten oder medizinische Geräte zurückzuführen. Auch der angenommene Cu-Gehalt des Schrotts von 75 bis 90 % könnte zu hoch angesetzt sein.
89
Trennungseffizienz
Die Kupfermenge in Abfällen, aus denen Kupfer bei der Erarbeitung dieser Bilanz nicht zurückgewonnen wird, beträgt 4650 t/a. Zu den Verlusten tragen Siedlungsabfälle mit ca. 45 %
und Produkte der Shredderwerke (RESH und Stahlschrott) mit ca. 50 % bei.
Darüber hinaus sind in Klärschlamm ca. 70 t Kupfer enthalten. Es stammt zu einem grossen
Anteil aus Produkteverlusten (Korrosion, Abriebe) während der Nutzungsphase.
Mit Hilfe der Anteile der verschiedenen Abfallfraktionen im Siedlungsabfall, der Cu-Gehalte
der Abfallfraktionen sowie dem Cu-Gehalt des Siedlungsabfalls (Stoffflussanalyse in einer
KVA bei Verbrennung kommunal eingesammelter Siedlungsabfälle) ergibt sich aus der
Rückrechnung, dass die Fraktion Verbundwaren (Knöpfe, Schnallen, Münzen, Spielzeugteile,
kleine elektrische und elektronische Geräte, Kabel und Installationsmaterial) mit Abstand der
wichtigste Cu-Träger ist.
Seit 2003 hat die mecahnische Aufbereitung der KVA-Schlacke zur Rückgewinnung von
Kupfer und Alumium stark zugenommen; sie erfasste 2005 rund die Hälfte der KVA
Schlacken. Die bei der Aufbreitung gefundenen Kupfer-Teile zeigen die Richtigkeit dieser
Vermutung über die Herkunft des Kupfers im Siedlungsabfall.
Shredderwerke entsorgen Altfahrzeuge und weitere metallische Gegenstände. Bei der Entsorgung fallen Stahlschrott, Nichteisenmetallschrott und Reststoffe aus dem Shredder (RESH)
an. Die Cu-Menge im Shreddergut wird auf 4100 t/a geschätzt. Davon entfallen 64 % auf
Personenwagen. Mit Transferkoeffizienten aus der Literatur von 0.25 und 0.35 errechnen sich
die Cu-Mengen im Stahlschrott auf 1020 t/a und im RESH auf 1430 t/a.
Kupfer in Klärschlamm
Im Jahre 2000 fielen in der Schweiz rund 200'000 t TS Klärschlamm an, die ca. 70 t Kupfer
enthielten. Von der Klärschlammmenge wurden 59 % verbrannt, nämlich 53 % in Schlammverbrennungsanlagen, 28 % in Zementwerken und 18 % in KVAs. Von der restlichen Menge
wurden 39 % landwirtschaftlich verwertet und 2 % deponiert.
Kupfer in Kehrichtverbrennungsanlagen
Im Jahre 2000 wurden gegen 90 % der Siedlungsabfälle in KVAs verbrannt. In den Anlagen
wurden auch 21'600 t Klärschlamm, 50'000 t Sonderabfälle (davon 32'000 t RESH) und
340'000 t Bauabfälle verbrannt. Die Kupfermenge in den Abfällen betrug 2600 t. Es entfielen
70 % auf Siedlungsabfälle und 28 % auf RESH.
Bei der Verbrennung von Siedlungsabfällen in KVAs wird Kupfer zu 96 % in die Schlacke
(resultierender Cu-Gehalt: ca. 4000 ppm) und zu 4 % in die Rauchgasreinigungsrückstände
(ca. 1000 ppm) transferiert.
Kupfer auf Deponien
In der Schweiz wurden im Jahre 2000 rund 3000 t Kupfer in Abfällen abgelagert. Fast 90 %
davon entfallen auf Verbrennungsprodukte der KVAs (v.a. Schlacke). Das restliche Kupfer ist
im wesentlichen in deponierten Siedlungs- und Bauabfällen enthalten.
90
Exporte von Schrott und Abfällen
Wegen fehlender Verarbeitungskapazität werden über 80 % des inländisch anfallenden Neuund Altschrotts exportiert. Er durchläuft im Ausland auch die Stufen der Verhüttung und
Raffination.
Im Jahre 2000 wurden ca. 45 t Kupfer in KVA-Elektrofilterasche und 680 t Kupfer in RESH
zur Deponierung bzw. Verbrennung und Deponierung exportiert. Bei der Aufbereitung von
Elektro- und Elektronikaltgeräten erhält man Fraktionen (WEEE-Fraktionen), die ca. 3050 t
Cu enthalten. Es wird angenommen, dass dieses Kupfer zur Hauptsache in ausländischen CuHütten zurückgewonnen wird.
Lagerbildung
Es wird geschätzt, dass in der Schweiz heute ca. 37'000 t/a oder 5.1 kg Cu pro Kopf und Jahr
an Lager gelegt werden. Auch wenn die Zahl nicht nach der in der Literatur beschriebenen
und von Zeltner et al. (1999) und Spatari et al. (2002) angewandten Methoden der Stoffflussanalyse erhalten wurde, stimmt sie mit Zahlen der Autoren für die USA und Europa überein.
Zeltner et al. (1999) zeigten am Beispiel der USA, dass auch in industrialisierten Ländern mit
gut ausgebauter Infrastruktur noch immer mehr Kupfer verbraucht wird, als zur Entsorgung
anfällt. Bei einem Cu-Verbrauch von 2.45 Mio. t (9.8 kg Einw.-1 a-1), davon nur 18 % in kurzlebigen Gütern, sowie einem Abfallaufkommen von 1.27 Mio. t wurden im Jahr 1990 rund
1.2 Mio. t Kupfer entsprechend 4.7 kg Einw.-1 a-1 an Lager gelegt. Das bis 1990 gebildete
Lager errechneten die Autoren auf 73 Mio. t (293 kg Einw.-1).
Spatari et al. (2002) ermittelten die Cu-Flüsse der EG Länder inklusive Polen (410 Mio. Einwohner) für das Jahr 1994. Diese Länder haben einen Anteil von 95 % am europäischen CuVerbrauch und von 80 % an der Produktion.
Im Jahre 1994 wurden in STAF Europa 3.43 Mio. t Kupfer (8.4 kg Einw.-1 a-1) verbraucht.
Nur 0.92 Mio. t fielen zur Entsorgung an. Demnach beträgt der Lageraufbau 2.5 Mio. t entsprechend 6.1 kg Einw.-1 a-1. Die 1994 an Lager gelegten Cu-Mengen variieren innerhalb der
EG Staaten beträchtlich. Pro Kopf und Jahr sind es beispielsweise in den Benelux Staaten 2
kg, in den skandinavischen Staaten und UK 5 kg und in Deutschland 8 kg. In Österreich
sollen es sogar 11 kg sein (Bertram et al. 2002a).
Umwelteinträge
Es wird geschätzt, dass im Jahr 2000 ca. 240 t Kupfer in die Umwelt eingetragen worden
sind. Davon entfallen fasst 80 % auf Boden- und 20 % auf Gewässereinträge.
•
Die Cu-Emissionen in die Luft betragen 6 t/a. Quellen sind Feuerungen, Produktionsprozesse, Abgase von Fahrzeugen, die Abfallbehandlung und auch Feuerwerke.
Zusätzlich werden 36 t/a mit Fahrleitungsabrieben der Eisenbahnen und 21 t/a mit
Fahrleitungsabrieben des Tram- und Trolleybusverkehrs sowie mit Bremsenabrieben von
Personen- und Lieferwagen emittiert. Die in Form von Partikeln freigesetzten Abriebe
werden in Inventaren als Luftemissionen erfasst. Es wird angenommen, dass die
Emissionen der Eisenbahnen vorallem in schienennahe Böden eingetragen werden, und
dass die anderen Abriebe von versiegelten Flächen in urbanen Gebieten mit dem
Regenwasser zum Abfluss gelangen.
91
•
Von den Cu-Einträgen in Gewässer von 49 t/a entfallen 19 t/a (40 %) auf Punktquellen
und 30 t/a (60 %) auf diffuse Quellen (ohne atmosphärische Deposition).
Die Emissionen aus Punktquellen stammen zur Hauptsache aus ARA-Abläufen. Bei den
diffusen Einträgen dominieren mit 15 t/a die erwähnten Verluste aus dem Strassenverkehr
zusammen mit Korrosionsprodukteverlusten von verbauten Baumaterialien, die mit
Mischwasserüberläufen von ARAs und bei der Entwässerung im Trennsystem in Gewässer gelangen. Ausgehend von einer benetzten Kupferfläche von 2.3 bis 4.9 m2 Einw.-1 und
der Abschwemmrate von 1.8 g m-2 a-1 errechnen sich Cu-Emissionen im Dachbereich von
30 bis 64 t/a (im Mittel: 45 t/a). Davon gelangen schätzungsweise 10 t/a in Gewässer.
Die Einträge aus der Landwirtschaft von ca. 11 t/a sind v.a. auf die Erosion von
Ackerland (≈ 6.5 t/a) und auf Drainagen (≈ 3.5 t/a) zurückzuführen. Die Emissionen mit
Antifoulings werden auf 2.5 t/a geschätzt.
•
Mit landwirtschaftlichen Hilfsstoffen wurden im Jahre 2000 ca. 190 t Kupfer in Böden
eingetragen. Es entfielen 94 t (50 %) auf Hofdünger, 60 t auf Fungizide (32 %) und 26 t
(14 %) auf Klärschlamm. Weitere Cu-Träger waren Kompost (ca. 4 t), Mineraldünger (3
t) und Holzasche (2 t). In der Kupfermenge der Hofdünger sind die Ernteentzüge enthalten. Die Cu-Menge in Futtermittelzusätzen wird auf etwa 30 t geschätzt. Unter Berücksichtigung der Ernteentzüge ergeben sich Netto-Einträge von rund 125 t/a.
Der Cu-Fluss in Haus- und Familiengärten mit Fungiziden und Werkskompost beträgt je
ca. 4 t/a. Daneben verwenden die Hobbygärtner auch Mist und Holzaschen.
Lokale Cu-Einträge in Böden erfolgen durch den Schiessbetrieb in Kugelfangnähe (14 t/a)
und durch Auswaschung imprägnierter Hölzer (2−8 t/a). Schienennahe Böden werden
durch die Deposition der Fahrleitungsabriebe der Eisenbahnen mit 36 t/a belastet.
Bilanz
Die diskutierten Cu-Flüsse sind in Abbildung 10 dargestellt. Nicht aufgeführt sind die CuEinträge in die Umwelt, die sich aus der Verwendung als Metall und in Form von Verbindungen ergeben, weil sie klein und für die Ressourcen- und Abfallbewirtschaftung ohne Relevanz
sind.
Während der Nutzung geht Kupfermetall mit Abrieben von Bremsbelägen und Fahrleitungen
(Automobile, Eisenbahnen, Trams, Trolleybusse), mit Korrosionsprodukteverlusten von
Dachblechen und Trinkwasserrohren sowie mit Geschossen verschossener Munition verloren.
Über die Hälfte der insgesamt 135 t/a gelangt in Kläranlagen und wird dort mit dem
Klärschlamm aus dem Abwasser abgetrennt. Verglichen mit dem Abfallaufkommen sind die
Verluste klein; der Anteil beträgt um 0.5 %.
Weiteres Kupfer geht durch die Verwendung in Form von Chemikalien verloren. Die Verwendung von Kupfer in Chemikalien beträgt global nicht mehr als 0.5 % des Gesamtverbrauchs von Kupfer. In der Schweiz wird der Verbrauch auf 200−370 t/a. geschätzt. Damit
können Kupferverbindungen wie Pigmente und Farbstoffe höchstens mit 1 % zum Kupferaufkommen in Abfällen beitragen. Ein Teil der Verbindungen wie Pflanzenschutzmittel
(60 t/a) und Futtermittelzusätze (ca. 30 t/a via Gülle und Mist) wird direkt in die Umwelt eingetragen.
92
Abbildung 10: Kupferflüsse in der Schweiz (2000; WEEE-Fraktionen für 2003)
Importe / Exporte
13‘300
42‘500
Schrott und
Bearbeitungsabfälle
22‘600
6000
87‘500
28‘600
Halbzeugwerke
19‘400
Verarbeitung 74‘500
und
Handel
Nutzung
(Endprodukte)
+ 36‘800
22‘200
29‘600
37‘700
Sortierung,
Behandlung
8050
3050
WEEEFraktionen
1000
3000
Behandlung
im Ausland
Deponien
Inland
1000
Stahlschrott
Bewertung der Umweltbelastung
Für Kupfer existieren in vielen Ländern seit einigen Jahren Beurteilungswerte für die Belastung von Böden und Gewässern, so auch in der Schweiz. In der Verordnung über Belastungen
des Bodens VBBo sind Richtwerte für Böden für den Totalgehalt und für den löslichen Gehalt
sowie in der Gewässerschutzverordnung GSchV ein Qualitätsziel für Fliessgewässer für gelöstes Kupfer festgelegt. Der Boden-Richtwert für den Totalgehalt stimmt gut mit Werten aus
Kanada und Deutschland überein. Auch das Qualitätsziel für Fliessgewässer ist im Einklang
mit Werten aus den genannten Ländern und den Niederlanden.
Die in den Kapiteln 5 und A5 im Anhang enthaltenen Angaben zum Vorkommen von Kupfer
in Böden und Gewässern sind in den Tabellen 30 und 31 zusammengefasst. Das Qualitätsziel
und die Richtwerte für Gewässer und Böden werden an den meisten Standorten eingehalten.
In Gewässern werden keine abnormal hohen Cu-Gehalte registriert und die Flächen mit sehr
hohen Cu-Gehalten in Böden sind begrenzt (Rebbau, Schiessanlagen, Industriestandorte) 18.
18
Hinsichtlich der Belastung des Menschen wird folgendes vermerkt: Nach plausiblen kanadischen Schätzungen beträgt
die Cu-Aufnahme von Säuglingen, Kindern, Jugendlichen und Erwachsenen zwischen 22 und 66 μg (kg bw)-1 d-1. Davon
entfallen rund 95 % auf die Nahrung und 5 % auf Trinkwasser. Die Aufnahme via Staub- und Bodeningestion sowie mit
der Atemluft ist vernachlässigbar (CCME 1997). Der PTDI (Provisional Tolerable Daily Intake) für Kupfer der
Expertenkommission der FAO/WHO von 500 μg pro kg Körpergewicht wird damit deutlich unterschritten.
93
Tabelle 30: Gewässerbelastung mit Kupfer
Vorkommen in Gewässern und Schwebstoffen
Cu-Gehalte in grossen Seen wie dem Boden- oder Zürichsee bewegen sich zwischen 0.3 und 0.8 μg/l. Im kleinen Greifensee
mass man zu Beginn der 90er Jahre gelöste Cu-Gehalte von 0.3−1 μg/l.
Im Rhein bei Rekingen und Weil ergaben sich im Jahre 2000 90 -Perzentile für die Gesamtgehalte von 2.7 μg/l und 2.2 μg/l
th
(IKSR Zahlentafeln).
Gewässer mit ruralem Einzugsgebiet sind weniger belastet als solche mit urbanem: Während die Cu-Gehalte (gelöst) im ThurOberlauf (Necker) um 0.5 μg/l betragen, steigen sie bis Andelfingen (bei über 90 % der Flusslänge) auf 1.5 μg/l an. Die
-2
Bevölkerungsdichte im Einzugsgebiet der Thur beträgt 200 Einw. km (Sigg et al. 2000).
-2
th
Im Kanton Solothurn (311 Einw. km ) betrug im Jahre 2000 das 80 -Perzentil von 28 Stichproben an 13 Standorten von 11
Fliessgewässern weniger als 1 μg/l (AfU Kt. SO 2002a). Ähnlich tiefe Gehalte mass man im Jahre 2001 (AfU Kt. SO 2002c).
Bei einem Mittelwert von 1.5 μg/l errechnen sich die 80 - und 90 -Perzentile auf 1.95 und 2.5 μg/l. Das Maximum betrug 3.4
th
th
μg/l (jeweils Gesamtkupfer).
Demgegenüber ergab eine Untersuchung über die Qualität der Oberflächengewässer im Jahr 1999 im Kanton Basel-Stadt
-2
th
(5045 Einw. km ), dass die Fliessgewässer deutlich mit Kupfer belastet sind. Das 80 -Perzentil der gelösten Cu-Gehalte von
fünf Gewässern lag jeweils zwischen 2 und 4 μg/l. Auffallend stark war der St. Albanteich belastet. Das 80 -Perzentil betrug
th
mehr als 4 μg/l (AUE BS 2000).
Im Jahre 1993 mass man in kleinen mit Abwasser belasteten Gewässern (Birs bei Münchenstein, Chriesbach in Dübendorf,
Glatt bei Rheinsfelden) gelöste Cu-Gehalte zwischen 1.8 und 4.7 μg/l. In der ebenfalls mit Abwasser belasteten Aare bei
Halenbrücke lag der Cu-Gehalt wegen dem hohen Abfluss (185 m s ) mit 1.2 μg/l tiefer (Xue et al. 1996).
3
-1
In Stichproben von fünf kleinen Gewässern im Einzugsgebiet des Sempachersees fand man gelöste Cu-Gehalte zwischen 1.9
und 2.5 μg/l. In der kleinen Aa mit intensiver Landwirtschaft in ihrem Einzugsgebiet betrug der gelöste Cu-Gehalt 3.1 μg/l (Xue
et al. 2000).
th
Das 90 -Perzentil für Kupfer in Schwebstoffen im Rhein bei Weil errechnet sich auf 72 mg/kg (2000) (IKSR Zahlentafeln). In
der Rhone betrugen zwischen 1986 und 1990 die Cu-Gehalte in Schwebstoffen bei normalem Abfluss 28−77 mg/kg (Jahresth
mittelwerte) (CIPEL 1991). Messungen zwischen 1990 und 1993 in Schweizer Fliessgewässern ergaben ein 50 -Perzentil von
th
78 mg/kg (BUWAL 1995a). In einer Messkampagne zwischen 1999 und 2000 in neun Fliessgewässern erhielt man ein 50 th
th
Perzentil von 39 mg/kg (n = 40) (BUWAL 2003b). 90 - und 95 -Perzentile der 10 Maximalwerte betragen 67, bzw. 77 mg/kg
(Maximum 87 mg/kg).
Bewertung der Gewässerbelastung
Die schweizerische Gewässerschutzverordnung GSchV schreibt für gelöstes Kupfer ein Qualitätsziel von 2 μg/l vor (in der
Terminologie der GSchV: Anforderung an Fliessgewässer).
Zur Beurteilung der Belastung von Schwebstoffen kann für Screening Zwecke die Zielvorgabe von 80 mg/kg aus Deutschland
th
beigezogen werden. Sie ist auf das 90 -Perzentil der Messwerte anzuwenden. Der Screening Wert basiert auf dem Gleichgewichtsverteilungsansatz (vgl. Kapitel 6).
In Seen und grossen Fliessgewässern liegt Kupfer in einem tiefen Konzentrationsbereich vor. In kleinen mit Abwasser belasteten Fliessgewässern können lösliche Cu-Gehalte auftreten, die über dem Qualitätsziel von 2 µg/l liegen. Dies trifft auch
auf Fliessgewässer mit intensiver Landwirtschaft im Einzugsgebiet zu.
Die deutsche Zielvorgabe für Kupfer in Schwebstoffen lässt sich auf die Messserie im Rhein bei Weil anwenden. Hier werden
th
pro Jahr 26 Proben im 2-Wochen-Rhythmus erhoben. Das 90 -Perzentil erfüllte im Jahre 2000 die Zielvorgabe. Dies trifft
auch auf die Messkampagne von 1999/2000 an zehn Standorten in neun Fliessgewässern zu.
94
Tabelle 31: Bodenbelastung mit Kupfer
Vorkommen in Böden
Die Auswertung von über 12'000 zwischen 1990 und 1996 durchgeführter Messungen von Gesamtkupfer in Böden ergab für
th
th
th
das 50 -Perzentil einen Wert von 21.7 mg/kg (BUWAL 2001a). Die 10 - und 90 -Perzentile betragen 9 und 74 mg/kg. Mittels
statistischer Auswertung wurde auch ein sog. Orientierungswert abgeleitet, der „normale Gehalte“ von „abnormal hohen
Gehalten“ abgrenzt. Er beträgt 54 mg/kg.
th
Für als Dauerwiesen und Äcker genutzte Böden ergaben sich 90 -Perzentile von 56 und 48 mg/kg. Die 90th-Perzentile von
Standorten des nationalen Bodenbeobachtungsnetzes (NABO) sind tiefer. Sie betragen 38 mg/kg für Standorte mit intensiver
Graswirtschaft und 37 mg/kg für Ackerbaustandorte (BUWAL 1993).
th
Bei Böden mit Intensivkulturen trägt besonders der Rebbau durch den Einsatz von Fungiziden zum deutlich erhöhten 90 th
Perzentil von 429 mg/kg bei (n = 826). Auch die Cu-Gehalte in Gärten sind auffällig hoch (90 -Perzentil: 141 mg/kg, n = 568).
th
Für verkehrsnahe Standorte wurde ein 90 -Perzentil von 44 mg/kg gefunden (n = 372) (BUWAL 2001a).
th
Im Falle schienennaher Böden ist die Belastung von der Frequenz und der Art des Verkehrs abhängig. 90 -Perzentile in bis
zu 10 m und in 30 m Abstand vom Trassee betragen 63 mg/kg (n = 35) und 45 mg/kg (n = 12) (BUWAL 1992c).
th
th
Beim löslichen Kupfer lagen 3917 Messungen vor. Die 50 - und 90 -Perzentile betrugen 0.11 mg/kg sowie 0.36 mg/kg. Bei
th
Dauerwiesen und Äcker ergaben sich 90 -Perzentile von 0.43 und 0.26 mg/kg Boden. Wie bei den Gesamtgehalten waren die
th
löslichen Gehalte bei den Intensivkulturen massiv erhöht (90 -Perzentil: 0.8 mg/kg, n = 183). In Gärten findet man einen
th
th
Gehalt von 0.28 mg/kg (90 -Perzentil, n = 295). Für verkehrsnahe Standorte wurde ein 90 -Perzentil von 0.27 mg/kg gefunden (n = 31) (BUWAL 2001a).
Bewertung der Bodenbelastung
Als Beurteilungswerte werden die in der Verordnung über Belastungen des Bodens VBBo festgelegten Richtwerte für Kupfer
von 40 mg/kg für Gesamtkupfer und von 0.7 mg/kg für lösliches Kupfer beigezogen.
Etwa 20 % von 12'000 ausgewerteten Messungen von Gesamtkupfer in Böden überschreiten den Richtwert. Beim löslichen
Kupfer sind es nur 3 % (n = 3900). Da im Datenkollektiv auch Verdachtsstandorte enthalten sind, ist das flächenhafte Ausmass der Belastung geringer.
Die Flächen mit erhöhten Cu-Gehalten in Böden (Flächen im Bereich des VBBo-Richtwerts oder darüber, Flächen mit potentiellen Richtwertüberschreitungen in weniger als 100 Jahren) werden von Keller & Desaules (1997) auf ca. 130'000 ha geschätzt. Zum Vergleich beträgt die landwirtschaftliche Nutzfläche insgesamt 1.58 Mio. ha (inklusive Weiden).
Verdachtsflächen im Detail sind Flächen mit Intensivobstbau (7000 ha; Cu-Fungizide), mit Freilandgemüsebau (ca. 11'500 ha;
Cu-Fungizide), mit Rebbau (ursprünglich 40'000 ha; Cu-Fungizide), mit Klärschlammdüngung (< 40'000 ha) und mit Austrag
von Schweinegülle (ca. 30'000 ha). Teilweise überhöhte Cu-Gehalte von Mischfuttermitteln und Mineralsalzmischungen
führen zu erhöhten Gehalten, dies vorallem in der Schweine- aber auch in der Rindviehgülle.
Die Belastung schienennaher Böden durch Fahrleitungsabrieb ist von der Art und Frequenz des Schienenverkehrs abhängig.
Die besonders belasteten Flächen werden in erster Näherung auf 2500 ha (Doppelspurstrecken: 1755 km x 2 x 7 m) geschätzt. Weiter werden Haus- und Familiengartenflächen (ca. 12'500 bzw. 1200 ha) oftmals massiv überdüngt und mit Fungiziden behandelt, sodass z.T. eine hohe Cu-Anreicherung in den Böden stattfindet.
95
Trends und Folgerungen
Lager und Trennungseffizienz – Vorkommen in Abfällen
Die vorliegenden Daten zeigen, dass auch in der Schweiz zur Zeit immer noch viel mehr Kupfer verbraucht wird als zur Entsorgung anfällt. Mit Hilfe komplexer Modellrechnungen zeigten Zeltner et al. (1999) am Beispiel der USA, dass das inländische Lager bis ins Jahr 2100
auf 204 Mio. t anwächst, was fast dem 40-fachen Verbrauch entspricht. Demnach stellen die
gebildeten Kupferlager die neuen Kupferreserven dar.
Es wird geschätzt, dass in der Schweiz heute nur 12 % des Kupferaufkommens mit Abfällen
nicht verwertet werden. Verantwortlich für die Verluste sind zur Hauptsache Siedlungsabfälle
und Produkte der Shredderwerke (RESH und Stahlschrott). Gut fortgeschritten ist in der
Schweiz als Folge des Inkrafttretens der Verordnung über die Rückgabe, die Rücknahme und
die Entsorgung elektrischer und elektronischer Geräte VREG im Jahre 1998 die sachgemässe
Entsorgung von Elektro- und Elektronikaltgeräten.
•
Elektro- und Elektronikaltgeräte
Im Jahre 2003 wurden in der Schweiz durch die S.EN.S und über die SWICO-Recycling
Garantie 71’500 t (9.9 kg Einw.-1) Altgeräte entgegengenommen und verarbeitet. Im Jahre
2000 waren es 53'600 t. In der EU ist in der WEEE-Richtlinie (2002/96/EG) ein Sammelziel von 4 kg pro Einwohner und Jahr bis Ende 2006 festgelegt.
•
Reststoffe aus dem Shredder (RESH)
Das RESH-Aufkommen in der Schweiz beträgt rund 60'000 t/a. RESH − ein Gemisch aus
Kunststoffen, Gummi, Textilien, Glas und Restmetallen − enthält ca. 2.3 % Kupfer. RESH
darf seit 1996 nicht mehr abgelagert werden. Die Verbrennung in KVAs als auch in Sonderabfallanlagen ist eine Zwischenlösung.
•
Kupfer in Stahlschrott
Die geschätzte Kupfermenge von 1000 t, die beim Shreddern in den Stahlschrott gelangt,
ergibt sich unter Verwendung eines relativ hohen Transferfaktors für das Shreddergut von
0.25 (Literaturangabe). Kupfer ist ein Störelement in Stahlprodukten, da es die Verformungseigenschaften negativ beeinflusst. Es lässt sich im Stahlherstellungsprozess nicht
wieder abtrennen, und so besteht das Risiko, dass sich Kupfer im Stahlkreislauf
anreichert.
•
Siedlungsabfälle
Verbundwaren sind mit Abstand die wichtigste Quelle von Kupfer im Siedlungsabfall.
Elektro- und Elektronikaltgeräte sowie Gerätebestandteile, wie besonders Kabel, tragen
mit 20−50 % zur Belastung bei. Die Altgerätemenge von 1.2 kg Einw.-1 a-1 liegt im Bereich derjenigen in Deutschland (0.5 bis 1.6 kg Einw.-1 a-1). Angesichts der seit kurzem
bestehenden Möglichkeit der Gratisrückgabe von Geräten wird in Zukunft eine Abnahme
der Entsorgung über den Kehrichtsack erwartet (BUWAL 2003a). Eine weitere signifikante Verminderung der Cu-Menge in Siedlungsabfällen dürfte unter Berücksichtigung
der hohen Lagermenge in Haushalten und dem Gewerbe schwierig zu erreichen sein.
Hingegen kommen seit 2003 sehr effiziente Verfahren zur Rückgewinnung von Kupfer,
Aluminium und anderen Nichteisenmetallen aus der Schlacke zum Einsatz.
96
Verwendung von Pestiziden
Kupfer ist Wirkstoff in Pflanzenschutzmitteln und in Biozidprodukten. In letzteren wird es
vorallem im Holzschutz und in Antifoulings eingesetzt. Die Umwelt- und Gesundheitsverträglichkeit von Pestizid-Wirkstoffen wird in Europa im Rahmen der Richtlinien 91/414/EWG
über das Inverkehrbringen von Pflanzenschutzmitteln und 98/8/EG über das
Inverkehrbringen von Biozidprodukten nach einem harmonisierten Verfahren überprüft. Es ist
vorgesehen, dass dieses System auch von der Schweiz übernommen wird. Damit wird der
bereits heute zulassungspflichtige Einsatz von Kupfer in Holzschutzmitteln und in
Antifoulings wie auch in Pflanzenschutzmitteln re-evaluiert.
Verwendung von Futtermittelzusätzen
Kupfer in der Rindviehgülle ist auf den Verzehr des Rauhfutters sowie auf Zusätze in verfütterten Mineralsalzmischungen zurückzuführen. Für die Cu-Gehalte in der Schweinegülle sind
zur Hauptsache Zusätze in Mischfuttermitteln und Mineralsalzmischungen verantwortlich.
In einer Untersuchung von 115 Schweinemastrationen (Alleinfutter) aus dem Jahre 1985 fanden Guidon und Kessler (1991) einen Mittelwert von 83 ppm Cu. In einer Messkampagne
fünf Jahre später wiesen rund 70 % von 115 Mastrationen Cu-Gehalte von weniger als 30
ppm auf; der Mittelwert war wesentlich tiefer als noch 1985 und betrug 30 ppm. Auch
Richner und Moos (1989) stellten bei der Analyse von Schweinefutter eine zweigipflige
Verteilung fest. Sie fanden 1986 in Ferkelfutter Gehalte von 16 ppm (n = 3), bzw. 126 ppm (n
= 3) und in Mastschweinefutter Gehalte von 22 ppm (n = 6), bzw. 88 ppm (n = 3).
In Tabelle 32 sind die Cu-Gehalte in Schweinerationen aus einer jüngeren Untersuchung von
111 Mast- und 76 Zuchtbetrieben aufgelistet. Die ermittelten Werte liegen deutlich über den
empfohlenen Werten. Die Eidg. Forschungsanstalt für Nutztiere und Milchwirtschaft Liebefeld-Posieux (ALP) empfiehlt den Futtermittelherstellern und Schweinehaltern, in Schweinerationen besonders die oberen extremen Cu-Gehalte auszumerzen (Kessler et al. 1994).
Tabelle 32: Kupfer (in mg/kg Futter bezogen auf 88 % TS) in Schweinerationen Mitte 90er Jahre
Hauptkomponenten der Ration
Alleinfutter
Ferkel
74
Alleinfutter ergänzt
Mastrationen
Zuchtsauenrationen
Vormast
Ausmast
Ganze Mast
tragend
säugend
24
18
30
23
23
19
17
16
19
18
Ergänzungsfutter + Corn Cob Mix
55
72
55
40
28
40
Ergänzungsfutter + Fleischsuppe
224
63
45
23
54
27
24
45
Ergänzungsfutter + Hackfrüchte
Ergänzungsfutter + Küchenabfälle
25
38
21
16
20
Ergänzungsfutter + Schotte
20
26
22
29
24
32
Mittelwert
75
34
28
29
24
27
Tiefster Wert
15
15
10
6
7
9
Höchster Wert
224
132
128
108
82
89
6
5
5
5
9
9
Fütterungsempfehlung ALP
97
Verwendung von Klärschlamm zu Düngezwecke
Im Frühjahr 2003 wurde der Anhang 4.5 der Stoffverordnung abgeändert, sodass die Abgabe
von Klärschlamm zu Düngezwecke nur noch bis Herbst 2006 erlaubt ist. Im Jahre 2000 wurden noch 26 t Kupfer mit Klärschlamm in Landwirtschaftsböden eingetragen.
Vorkommen im Abwasser
Als Mass für die Abwasserbelastung können die Cu-Gehalte des Klärschlamms beigezogen
werden. Im Jahre 1999 betrug der gewichtete Gehalt 339 mg/kg TS. Dieser Wert ist 25 %
tiefer als derjenige aus dem Jahre 1975 (Herter & Külling 2001). Wegen den grossen verbauten Kupfermengen im Dach- und Sanitärbereich wird die Cu-Fracht im Abwasser künftig
kaum abnehmen.
Abbildung 11: Gewichtete Cu-Gehalte im Klärschlamm [mg/kg TS] von 1975−1999
600
510
500
453
447
388
Cu-Gehalt [g/t TS]
400
388
339
300
200
100
0
1975
1980
1984
1989
1994
1999
Jahr
Eine Auswertung von Candinas et al. (1989) der Cu-Gehalte in Klärschlämmen für die Jahre
1974 bis 1988 ergab Medianwerte zwischen 330 und 390 mg/kgTS. Sie zeigen im zeitlichen
Verlauf eine stagnierende Tendenz. Bei den 90th-Perzentilen als Mass für Spitzenbelastungen
ist eine Abnahme von 808 ppm auf 622 ppm festzustellen. Zwischen 1976 und 1994 sank das
80th-Perzentil von ca. 600 mg/kg auf rund 400 mg/kg (BUWAL 1994a). Die Senkung der
80th- und 90th-Perzentile der Schlämme kommunaler ARAs lassen den Schluss zu, dass die
wichtigsten gewerblichen und industriellen Emissionsquellen saniert sind.
Im Bereich der Direkteinleiter senkte die Industrie die Cu-Einträge in den Rhein unterhalb der
Seen von 12 t im Jahr 1985 auf weniger als 1 t im Jahr 1992 (Braun et al. 1999).
Vorkommen in Gewässern
Seit 1994 werden in grösserem Umfang Cu-Gehalte in Schwebstoffen im Rhein bei VillageNeuf (1994) bzw. Weil (ab 1995) bestimmt. Durch Resuspensionen alter Sedimente reflektieren die Gehalte eine Mischung von aktuellen und zurückliegenden Belastungen. Abbildung
12 zeigt, dass die Schwebstoffbelastung seit 1994 mehr oder weniger unverändert ist. Die
Maxima liegen selten über 100 mg/kg (Quelle: IKSR Zahlentafeln).
98
Abbildung 12: Cu-Gehalte in Schwebstoffen im Rhein bei Basel (Weil)
100
50th-Perzentil
90th-Perzentil
90
Cu-Gehalt [mg/kg]
80
70
60
50
40
30
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
Jahr
Die Cu-Gehalte in Sedimentprofilen des Bodensees (Obersee, 250 m Tiefe) zeigen mit maximalen Gehalten in den 60er- und 70er-Jahren und nachfolgend sinkenden Gehalten bis anfangs der 80er-Jahre eine Entwicklung, wie man sie auch in anderen Seen findet (Greifensee,
Klingnauersee, Wohlensee). Während die maximalen Cu-Gehalte im Greifensee und
Bodensee ca. 40 mg/kg betrugen, mass man in den Flussstauen Wohlensee und Klingensee
viel höhere Gehalte (bis 170 mg/kg); die Werte in den jüngeren Sedimenten (1986) liegen
zwischen 40 und 45 mg/kg (BUWAL 1995a).
Vorkommen in Böden
Messungen in Böden des NABO-Messnetzes zeigen, dass Cu-Einträge durch landwirtschaftliche Hilfsstoffe zum Teil signifikante Konzentrationsveränderungen (Irrtumswahrscheinlichkeit: 2.9 %) innerhalb fünf Jahren verursachen. Es wurden Zunahmen in Spezialkulturen
(Fungizide) und Dauerwiesen (Hofdünger aus der Schweinemast) festgestellt. Auf Standorten,
die mit Klärschlamm gedüngt wurden, sind die Ergebnisse nicht eindeutig. Bei insgesamt fünf
Böden wurde auf einem Boden eine signifikante Zunahme an Kupfer festgestellt.
Tabelle 36: Verhältnis positiv- und negativ-signifikanter Cu-Konzentrationsänderungen in Böden verschiedener
Nutzung (0−20 cm) nach 5 Jahren (BUWAL 2000a)
Nutzung
Ackerbau
Spezialkulturen1
Dauerwiesen
Standorte
n = 32
n = 10
n = 16
+:-
+:-
+:-
8:9
6:2
6:0
Verhältnis
1
davon 4 Gemüse-, 2 Obst- und 4 Rebbaustandorte
99
Schlussfolgerungen
Rund 85 % des Kupferaufkommens mit Abfällen werden als Metall oder Metalllegierung verwertet. Der Rest geht vorallem mit Siedlungsabfällen (bzw. darin enthaltenen Verbundwaren
wie Elektrogeräten) und Produkten der Shredderwerke (RESH, Stahlschrott) verloren.
Die Verluste mit Elektro- und Elektronikgeräten sind dank dem Inkrafttreten der Verordnung
über die Rückgabe, die Rücknahme und die Entsorgung elektrischer und elektronischer Geräte VREG im Jahre 1998 zurückgegangen. Pro Kopf und Jahr werden heute rund 10 kg Altgeräte gesammelt und in qualifizierten Betrieben entsorgt (2000/1). Zum Vergleich ist in der
EU ein Sammelziel von 4 kg pro Einwohner und Jahr bis Ende 2006 festgelegt. Angesichts
der seit kurzem bestehenden Möglichkeit der Gratisrückgabe von Haushaltsgeräten wird in
Zukunft eine weitere Abnahme der Entsorgung über den Kehrichtsack erwartet.
Zur Rückgewinnung der in die KVA-Schlacke gelangenden Teile aus Kupfer und anderen
Nichteisenmetallen kommen seit 2003 verbreitet mechanische Trennverfahren zum Einsatz.
Damit dürfte sich in Zukunft die Kupferfracht, die mit KVA-Schlacke auf Deponien gelangt,
deutlich reduzieren.
Für die Entsorgung von RESH stehen zumindest kurzfristig nur wenig befriedigende Zwischenlösungen zu Verfügung. Die Verbrennung in KVAs wie auch in Sonderabfallanlagen
ermöglichen keine Rückgewinnung der Metalle und führen nicht zu einer inerten Schlacke.
Verglichen mit dem Verbrauch oder Abfallaufkommen sind die Umwelteinträge von 240 t/a
gering. Aus ökotoxikologischer Sicht sind sie relevant. Die wichtigsten industriellen Emissionsquellen von Kupfer sind saniert (Halbzeugwerke, chemische Industrie, Gewerbe). Heute
dominieren Einträge in die Umwelt aus Quellen wie Hofdünger, Klärschlamm, Fungiziden,
Abrieben von Bremsbelägen und Korrosion von Kupferkonstruktionen. Sie sind auch meist
die Ursache für Überschreitungen der Qualitätsziele. Diese können in Gewässern und Böden
an normalbelasteten Standorten heute eingehalten werden.
Im Dachbereich werden grössere Mengen Kupfer in Form von Korrosionsprodukten mit dem
Regenwasser abgeschwemmt. In einer Informationsschrift des Amts für Bundesbauten und
Logistik (BBL) wurde gezeigt, dass Aluminium und Edelstähle praxistaugliche Substitute
sind, die Metalle (Aluminium, Nickel, Chrom) in vernachlässigbaren Mengen emittieren. Die
Schrift wurde von Vertretern des BBL, des BUWAL sowie der EMPA und EAWAG gemeinsam erarbeitet (KBOB/IPB 2001). Ausserdem steht als Arbeitshilfe für die Regenwasserentsorgung die Richtlinie des Verbands Schweizer Abwasser- und Gewässerschutzfachleute zur
Versickerung, Retention und Ableitung von Niederschlagswasser in Siedlungsgebieten zur
Verfügung (VSA 2002).
Einige Böden sind erheblich belastet. Es ist deshalb unerlässlich, den Eintrag von Kupfer auf
ein Minimum zu senken. Mit dem kürzlich beschlossenen Verbot des Ausbringens von Klärschlamm werden die Nettoeinträge in Landwirtschaftsböden ab 2006 um ca. 20 % gesenkt.
Weiter sollten die Cu-Gehalte im Nutztierfutter dem von den Forschungsanstalten (ALP)
empfohlenen Bedarf der Tiere angepasst werden.
100
Das grösste Senkungspotential (ca. 50 %) besteht im Ersatz kupferhaltiger Fungizide. Im
Zuge der Ausrichtung und Harmonisierung des schweizerischen Rechts im Chemikalienbereich auf Entwicklungen auf internationaler Ebene und hier besonders mit dem EGChemikalienrecht ist sowohl bei den Pflanzenschutzmitteln als auch im Bereich der
Biozidprodukte (Holzschutzmittel, Antifoulings) eine Re-Evaluation der heute zugelassenen
kupferhaltigen Produkte vorgesehen.
Die im Bericht erwähnten und bereits eingeleiteten Massnahmen sollten konsequent weiterverfolgt werden. Darüber hinaus sind zur Zeit keine Einschränkungen und Verbote für den
Umgang mit Kupfer geplant.
101
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112
Anhang
113
A1 Produktion und Verbrauch
Die schweizerische Produktionsmenge von Halbzeugen aus Kupfer und -Legierungen kann
der Statistik des International Wrought Copper Council IWCC entnommen werden 19. Angaben zum Rohstoffeinsatz von zwei Schweizer Werken stammen von Aerni (1998). Die importierten und exportierten Kupferschrottmengen findet man in der Aussenhandelsstatistik.
Damit lässt sich der schweizerische Kupferverbrauch sowie das Schrottaufkommen (Alt- und
Neuschrott, bzw. Bearbeitungsabfälle) ableiten (Tabellen A1 bis A3).
Im Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 betrug der mittlere Halbzeugverbrauch 111'000 t
und schwankte zwischen 101'000 t (1999) und 120'000 t (1995). In Tabelle A1 sind Zahlen
zum Aussenhandel und zur Fabrikation verschiedener Halbzeugformen für das Jahr 1995
zusammengefasst (IWCC 1996). Die Halbzeugproduktion variierte zwischen 81'000 t (1996)
und 94'000 t (1998). Im Mittel betrug sie 86'300 t/a. Damit entspricht die Produktion 1995
von 85'500 t etwa dem 6jährigen Durchschnitt.
Tabelle A1: Produktion und Aussenhandel von Halbfabrikaten aus Cu und Cu-Legierungen 1995 (in Tonnen)
Halbzeugform
Produktion
Import
Export
43'236
6'457
673
2'608
2'975
1'997
7
20'719
1'416
444
3'033
361
46'295
33'184
4'447
4'800
2'996
2'937
26'894
9'735
13'138
Halbzeuge aus raffiniertem Kupfer
1.
- Drähte
2.
- Stäbe und Profile
3.
- Bleche und Bänder
4.
- Rohre
5.
Total
Halbzeuge aus Kupfer-Legierungen
6.
- Drähte
7.
- Stäbe und Profile
8.
- Bleche und Bänder
5'881
13'580
5'967
9.
- Rohre
1'672
2'151
904
10.
Total
39'247
28'462
22'946
11.
Total Kupferinhalt (Annahme: 65 % Cu)
25'511
18'500
14'915
Total als Kupfer
71'806
51'684
19'362
Kabelfabriken verarbeiteten 1995 eingeführten Giesswalzdraht (Hüttenprodukt) zu 43'200 t
Leitern (Spalte Produktion, Zeile 1). In den zwei Schweizer Werken wurden 1995 ca. 4500 t
Formatkupfer (Zeile 12) u.a. für die Herstellung von Stäben, Profilen, Rohren sowie Blechen
und Bändern aus unlegiertem Kupfer verpresst und gezogen (Spalte Produktion, Zeilen 2 bis
4). Zur Hauptsache werden in den Werken Halbzeuge aus Cu-Legierungen (v.a. Messung)
hergestellt (Spalte Produktion, Zeilen 6 bis 9). Ausgangsmaterial sind ca. 30'000 t Schrott und
Bearbeitungsabfälle (Zeile 13). Rund 1500 t Kupferingots (Zeile 12) wurden für besonders
reine Legierungen oder zur Verjüngung eingesetzt.
Der Ausstoss 1995 der zwei Werke betrug 42'300 t (Spalte Produktion, Zeilen 2+3+4+10) mit
einem Cu-Inhalt von 28'600 t (Spalte Produktion, Zeilen 2+3+4+11). Der Cu-Gehalt von 75
% der eingesetzten 30'000 t Schrotte und Bearbeitungsabfälle (Zeile 13) ergibt sich
rechnerisch gemäss (28'600−6000)/30'000.
19
http://www.coppercouncil.org
115
Im Durchschnitt der Jahre 1995 bis 2000 wurden gemäss Aussenhandelsstatistik 17'800 t/a
Altschrott (53 % der Gesamtmenge) und Bearbeitungsabfälle (47 %) importiert und 48'900 t/a
Altschrott (69 %) sowie Bearbeitungsabfälle (31 %) exportiert. Die Cu-Gehalte der Importe
werden mit 75 % und der Exporte mit 87 % angenommen (Zeile 13).
Tabelle A2: Einfuhr von Hüttenkupfer, Schrottverwertung und Aussenhandel mit Schrott (in Tonnen pro Jahr)
Verwertung
12.
Hüttenkupfer (Formatkupfer und Kupferingots) für Halbzeugwerke
13.
Verarbeitungsabfälle und Schrott
Import
Export
6000
22'600
13'300
42'500
Für die Ermittlung des Cu-Verbrauchs sind weiter folgende Annahmen nötig: Der Kupferstrom in den Prozess "Handel + Verarbeitung" setzt sich zusammen aus dem Output der zwei
Schweizer Werke von 28'600 t (Zeile 14 = Spalte Produktion, Zeilen 2+3+4+11), der
Produktion der Kabelfabriken (Zeile 15 = Spalte Produktion Zeile 1) sowie der Importmenge
von Halbzeug (Zeile 16 = Spalte Import Zeilen 5 und 11).
Die Korrektur des Halbzeugverbrauchs von 120'000 t im Jahr 1995 auf den durchschnittlichen
Verbrauch zwischen 1995 und 2000 geht zu Lasten der Importe (Zeile 17). Damit ergeben
sich Importe von 43'200 t + 44'300 t = 87'500 t (Zeile 18).
Den Prozess "Handel + Verarbeitung" verlassen mit Halbzeug-Exporten 19'400 t (Zeile 19 =
Spalte Export Zeilen 5 und 11).
Es wird angenommen, dass bei der Verarbeitung von 96'700 t Halbfabrikaten zu Endprodukten 23 % Bearbeitungsabfälle anfallen. Die Menge errechnet sich auf 22'200 t (Zeile 20).
Damit ergibt sich schliesslich ein Cu-Verbrauch von 74'500 t (Zeile 21). Dabei wird
angenommen, dass die Cu-Menge in eingeführten Waren (z.B. Elektro- und Elektronikgeräte,
Fahrzeuge) gleich hoch sei wie mit ausgeführten (z.B. Maschinen).
Tabelle A3: Kupferflüsse zwischen Prozessen (in Tonnen pro Jahr)
14.
Halbzeugwerke → Handel + Verarbeitung
28'600
15.
Giesswalzdraht-Importe → Kabelfabriken → Handel + Verarbeitung
43'200
16.
Importe Halbfabrikate → Handel + Verarbeitung 1995
51'700
17.
Importe Halbfabrikate → Handel + Verarbeitung 1995-2000
44'300
18.
Importe → Handel + Verarbeitung
87'500
19.
Handel + Verarbeitung → Exporte
19'400
20.
Handel + Verarbeitung → Schrott + Bearbeitungsabfälle
22'200
21.
Handel + Verarbeitung → Nutzung
74'500
22.
Lagerveränderung Schrott + Bearbeitungsabfälle (Annahme)
23.
Nutzung → Schrott + Bearbeitungsabfälle
0
29'600
Bei der Ermittlung des Kupferaufkommens aus dem Prozess "Nutzung" in den Prozess
"Schrott + Bearbeitungsabfälle" wird die Lagerveränderung in letzterem mit Null angenommen (Zeile 22). Aus dem Prozess "Nutzung" fallen demnach 22'600 t (Spalte Verwertung,
Zeile 13) + 42'500 t (Spalte Export, Zeile 13) − 13'300 t (Spalte Import, Zeile 13) − 22'200 t
(Zeile 20) = 29'600 t Kupfer an (Zeile 23).
116
A2 Abfall und Abwasser
A2.1 Abfall
Elektro- und Elektronikaltgeräte
Elektro- und Elektronikaltgeräteaufkommen
Im Jahre 2003 wurden in der Schweiz durch die S.EN.S und über die SWICO-Recycling Garantie 71’500 t (9.9 kg Einw.-1) Altgeräte (WEEE) entgegengenommen und verarbeitet. Rund
die Hälfte entfiel auf Elektro- und Elektronikkleingeräte. Davon sind 52 % EDV-, Büroelektronik- und Telekommunikationsgeräte, 32 % Unterhaltungselektronikgeräte sowie 16 %
kleine Haushaltsgeräte. Daneben fielen 11'600 t Kühlgeräte und 14'700 t andere Grossgeräte
zur Entsorgung an. Auch wurden weitere 10'000 t Fraktionen aus der vorgelagerten Gerätezerlegung entgegengenommen (SENS 2004).
Nach neueren Erhebungen enthält Kehricht in Säcken ca. 0.6 % WEEE inklusive ausgebaute
Gerätebestandteile und v.a. Kabel. Grosse Geräte werden kaum gefunden (BUWAL 2003a).
Die WEEE-Menge im Kehricht beträgt rund 9000 t (1.24 kg Einw.-1 a-1). Zum Vergleich gehen Schätzungen in Deutschland von einem Geräteaufkommen von 0.5 bis 1.6 kg Einw.-1 a-1
im Siedlungsabfall aus (zitiert in Bertram et al. 2002b).
Kupferinhalt von Elektro- und Elektronikaltgeräten
Die Kupferanteile elektrischer und elektronischer Geräte variieren in Abhängigkeit des Gerätetyps. Kupfer findet man z.B. in Motorenwicklungen, Transformatoren, Leiterplatten oder
internen und externen Kabeln.
Von verschiedenen Autoren wurden Schätzungen zur Kupferfracht mit Elektro- und Elektronikaltgeräten angestellt. Baccini et al. (1993) gehen in einer Stoffflussanalyse von einem CuGehalt von 1 % in Elektrogross- und von 3 % in -kleingeräten aus. Schäfer & Pretz schlagen
für Grobabschätzungen Cu-Gehalte von 5 % in Grossgeräten (weisse Ware wie Geschirrspüler, Kühlschränke, Staubsauger, etc.), von 9 % für IT-Geräte (Grossrechner, Drucker, Kopierer, stationäre und tragbare Computer) und 10 % für braune Ware (Unterhaltungselektronikgeräte) vor. Bertram et al. (2002b) rechnen mit Cu-Gehalten von 4.6 % in Konsumgütern
sowie von 14.5 % in Investitionsgütern.
In Deutschland wurde in einem Grossversuch eine repräsentative Mischung von 11 t kleinen
Elektro- und Elektronikaltgeräten zusammengestellt (Niedersächisches Umweltministerium
1998). Daraus wurden die potentiell schadstoffreichen Geräte aussortiert. Die 9 t potentiell
schadstoffarmen Geräte bestanden zu 50 % aus Haushaltsgeräten wie z.B. Kaffeemaschinen,
Lampen oder Küchengeräten wie Mixern, zu 10 % aus Leitungen, zu 10 % aus IT-Geräten, zu
20 % aus Unterhaltungselektronikgeräten sowie zu 10 % aus sonstigen Geräten. Die Analyse
der zerkleinerten Geräte ergab einen Kupferanteil von 11 %.
In einem Versuch in Österreich wurden Elektrokleingeräte inklusive kleine Elektronikgeräte
nach einer Schadstoffentfrachtung geshreddert. Man erhielt eine Fraktion mit 4 % Kupfermetall. Weitere Fraktionen waren Kabel (2 %) und ein sog. Rücklauf (6 %). Dieser setzt sich
im Wesentlichen aus noch nicht getrenntem Kupfer und Aluminium zusammen (zitiert in
Harant 2001).
117
Von Elsener & Künzi (1993) wurde die Zusammensetzung von elektronischen Geräten aus
dem Unterhaltungselektronikbereich untersucht. Es wurden Fernsehgeräte, Heimrecorder (Videogeräte, Home-Video's), Hi-Fi-Geräte (Receiver, Verstärker, Endstufen, Plattenspieler, CDSpieler, Kassettendecks) und tragbare Geräte (Radios, Walkman, Kassettengeräte, CDPlayers) in die Grobfraktionen Gehäuse, Bildröhre, elektronische Baugruppen (Leiterplatten),
Grobteile, Sonderstoffe (Batterien, Akkus, Kondensatoren) sowie Kabel zerlegt und die Gehalte von 10 Elementen analysiert. Tabelle A4 fasst die von Elsener & Künzi (1993) gefundenen Cu-Mengen in Unterhaltungselektronikgeräten nach Fraktionen zusammen.
Weitere in der Literatur gefundene Cu-Gehalte bestimmter Geräte sind in Tabelle A5 aufgeführt.
Die wohl umfangreichste Untersuchung zur Zusammensetzung von Elektro- und Elektronikaltgeräten stammt von Morf & Taverna (2004). Sie führten in einem Elektronikschrott-Entsorgungsbetrieb eine Stoffflussanalyse durch.
Dabei wurden die bei der Entsorgung anfallenden Produkte (Outputgüter) auf elf Metalle
analysiert. Mit den entsprechenden Güterflüssen lässt sich ein mittlerer Metall-Gehalt im
Elektro- und Elektronikgeräte-Mix (Inputgut) ermitteln. Das Inputgut (total 230 t) setzte sich
aus rund 45 % EDV- und Büroelektronik, 2.6 % Kommunikationstechnikgeräte, 37 % Unterhaltungselektronik und 15 % kleinen Haushaltsgeräten zusammen. Der gefundene Cu-Gehalt
beträgt 4.1 %. In Tabelle A6 sind die Transferkoeffizienten für die verschiedenen Outputgüter
sowie deren mittlere Cu-Gehalte aufgeführt.
Kupferfracht mit Elektro- und Elektronikaltgeräten
Anhand der Daten von Morf & Taverna (2004) sowie angenommenen Cu-Gehalten für die
Grossgeräte gemäss Tabelle A5 errechnet sich die Cu-Menge in WEEE wie folgt:
Grossgeräte
Kühlgeräte
Elektro- und Elektronikkleingeräte
Fraktionen aus Geräten von extern
14'654 t
11'557 t
35'603 t
9742 t
2 % Cu
8 % Cu
4 % Cu
4 % Cu
293 t Cu
925 t Cu
1460 t Cu
399 t Cu
Für mit Siedlungsabfällen entsorgte Altgeräte werden Cu-Gehalte zwischen 4 % und 11 %
angenommen. Der höhere Gehalt berücksichtigt einen hohen Kabelanteil. Daraus errechnet
sich eine Fracht von 360−990 t. Es ergibt sich also insgesamt eine WEEE bedingte Cu-Fracht
von 3440 bis 4070 t/a.
Verbleib von Kupfer in den Altgeräten
In ihrer Stoffflussanalyse stellten Morf & Taverna (2004) fest, dass Kupfer zu 75 % in feinkörnigen Metall- und Metallschrottfraktionen wiedergefunden wird (Tabelle A6). Im untersuchten Betrieb, der rund ¼ der in der Schweiz zur Entsorgung anfallenden Altgeräte verarbeitet, werden Fraktionen erhalten, aus denen sich Kupfer zurückgewinnen lässt. So werden
die feinkörnigen Kunststofffraktionen und der Staub aus der Abluftreinigung in Kupferhütten
als Reduktionsmittel bzw. Ersatzbrennstoffe verwendet.
118
Tabelle A4: Kupferinhalt von Unterhaltungselektronikgeräten
Bauteil
Gehäuse
Kupferinhalt je 1000 kg Schrott
Fernsehgeräte
Videorecorder
HiFi-Geräte
portable UE-Geräte
-
-
-
-
21.75
11.04
20.16
7.72
3.02
Bildröhre
- Bildschirmröhre
-
- Ablenkeinheit
13.70
Elektronik
9.44
Grobteile
- Fe-Metall
5.20
- NE-Metall
3.15
9.55
- Trafos
10.09
28.58
31.99
- Motoren
4.69
1.98
Sonderstoffe
1.31
20.83
Kabel interne
Total
9.2
12.80
9.60
2.80
50.78
78.68
62.33
46.81
Tabelle A5: Kupfer (in %) in Elektro- und Elektronikaltgeräten
Geräteart
Gehalt
Grosscomputer
7
PCs
7
Kopiergeräte
2.8
Mobiltelefone
15
TV-Bildschirmgeräte
3
Bemerkungen
Quelle
agw (1990)
wie Grosscomputer
Oetiker (2002)
Nokia Umweltbericht 2000
japanische Geräte
Fujisaki et al. (2001)
deutsche Herstellerangaben
Schäfer & Pretz
2
wie Waschmaschinen
agw (1990)
4
japanische Geräte
Fujisaki et al. (2001)
16
Angabe Shredderwerk
agw (1990)
11
neuer Kühlschrank
Dittrich-Krämer (2002)
Tiefkühlgeräte
16
wie Haushaltskühlgerät
agw (1990)
Waschmaschinen
3
japanische Geräte
Fujisaki et al. (2001)
1.13
deutsche Herstellerangaben
Schäfer & Pretz
1.34
deutsche Herstellerangabe
Miele Umweltbericht 2002
2
Herstellerangaben
agw (1990)
Klimageräte
18
japanische Geräte
Fujisaki et al. (2001)
Boiler
1.9
deutsche Herstellerangaben
Schäfer & Pretz
Staubsauger
29
Sekundärquelle
Siemers & Vest (2000)
Geschirrspüler
1.5
deutsche Herstellerangaben
Schäfer & Pretz
Kaffeemaschine
1.6
deutsche Herstellerangaben
Schäfer & Pretz
Wäschetrockner
Haushaltskühlgeräte
2.57
119
Tabelle A6: Verteilung von Kupfer auf die Outputgüter in einem WEEE-Entsorgungsbetrieb
Output
Anteil am Güter-
Cu-Gehal t [g/t]
fluss [%]
Transferkoeffizient
Brennbare Abfälle KVA
1.30
880
0.0
Batterien/Akkus
0.25
7200
0.00
Kondensatoren
0.30
-
-
Staub
6.90
6020
0.01
Cu-Kabel
1.70
300’000
0.12
Leiterplatten
1.65
171’300
0.07
Bildröhrenkomponenten
1.20
300’000
0.01
andere Bildröhrenkomponenten
18.55
-
-
TV-Gehäuse Holz
0.40
163
0.00
TV/PC-Gehäuse
2.00
382
0.00
TV-Rückwände
0.25
-
-
Feinkörnige Kunsstofffraktion I
13.20
3655
0.01
Feinkörnige Kunsstofffraktion II
6.35
15’100
0.02
Feinkörnige Metallfraktion I
4.80
134’600
0.16
Feinkörnige Metallfraktion II
2.30
519’900
0.29
Metallschrottfraktion I
0.10
-
-
Metallschrottfraktion II
4.35
250’000
0.26
Metallschrottfraktion III
1.70
50’000
0.02
Metallschrottfraktion IV
1.30
50’000
0.02
Fe-Grobschrottfraktion
30.00
1300
0.01
Feinkörniger Fe-Schrott
1.10
1300
0.00
Bauabfälle
Bauabfallaufkommen
Bauabfälle fallen bei Abbruch- und Erneuerungsarbeiten an. Die Abteilung Abfall des
BUWAL hat die dabei anfallenden Abfallmengen für das Jahr 1997 für die Zuordnungsstufen
„auf der Baustelle getrennte Bauabfälle“ (Einstoffmulde) und „auf der Baustelle nicht getrennte Bauabfälle“ (Mehrstoffmulde) u.a. für Fraktionen wie mineralische Bauabfälle, Metalle, Holz und brennbare Abfälle errechnet (BUWAL 2001f). Danach fielen im Hochbau
1997 ca. 4.9 Mio. t Bauabfälle an. Davon entfielen 317'000 t auf Altholz, 128'500 t auf brennbare Abfälle und 270'000 t auf Altmetalle.
Kupferinhalt der Bauabfälle
Es liegen einige Analysen über Cu-Gehalte in Produkten mit hohem Verbrauch wie Holzwaren und Kunstoffen vor. Umfangreiche Untersuchungen zum Vorkommen von Kupfer in
Kunststoffen wurden 1989 in Deutschland veröffentlicht (UBA 1989; vgl. auch Kapitel
2.3.5). Weitere Daten für langlebige Produkte wurden von Doka (2000) kompiliert.
Schätzungen zum Aufkommen von Kupferaltmetall bei Bautätigkeiten in Deutschland
wurden von Satlow et al. angestellt. Brunner & Stämpfli (1993) erstellten eine Materialbilanz
für eine Bauabfallsortieranlage.
120
•
Kupfer in Altholz
Hohe Cu-Gehalte findet man in imprägniertem Holz, das für Palisaden, Zäune oder
Telefonstangen eingesetzt wird. Analysen von 18 Oberflächen- und Querschnittsproben
von Fensterholz und Türen ergaben demgegenüber ein 50th-Perzentil für den Cu-Gehalt
von nur 4 mg/kg (Lab. Urkantone 1999). Auch die 95th-Perzentile von 12 mg Cu/kg und
30 mg Cu/kg in rohen und beschichteten Spanplatten deuten darauf hin, dass Kupfer bei
der Behandlung oder Herstellung von Holzwaren für nichtbiozide Zwecke nicht
verwendet wird oder im Falle eines Einsatzes im Endprodukt in tiefen Konzentrationen
vorliegt.
Für die Grobschätzung der Cu-Flüsse wird hier ein relativ hoher Cu-Gehalt gewählt:
Bezogen auf den Holzverbrauch beträgt der Anteil imprägniertes Holz ca. 3 %. In Altholz
ohne Cu-Behandlung mass man gemäss BUWAL (1996b) einen Cu-Gehalt von 21 mg/kg.
Es wird nun ein Cu-Gehalt von 0.03 x 1400 + 0.97 x 21 ≈ 65 mg/kg angenommen.
Tabelle A7: Kupfer (in mg/kg) in ausgewählten Holzwaren und Altholz
Proben
Anz.
th
50 -Per-
Maxi-
zentil
mum
Bemerkungen, Quelle
Häckselgut von Spielplätzen u. Parkbänken
2
512
586
Umweltministerium Baden-W’berg (1995)
Palisaden
3
530
4200
Oberflächen und Querschnittsproben; Fenster-
Zäune
9
20
5500
Baum- und Rebpfähle
1
1500
Telefonstangen und Pfähle (d>10 cm)
9
2400
7300
Fensterholz und Türen (aus Abbruch)
18
4
300
90 -Perzentil: 60 mg/kg
Spanplatten roh
29
2
20
95 -Perzentil: 12 mg/kg
Spanplatten beschichtet
46
2
60
95 -Perzentil: 30 mg/kg
Altholz (CH) ohne Behandlung mit Kupfer
6
21
51
BUWAL (1996b)
holz und Türen: nur Oberflächenproben (Lab.
Urkantone 1999)
th
th
th
•
Kupfer in Kunststoffabfällen
Doka (2000) fasst in der Literatur gefundene Elementgehalte von Kunststoffen im Abfall
zusammen. Danach enthalten Polyolefine durchschnittlich 40 ppm, Polystyrole 102 ppm
und PVC 57 ppm Kupfer. Der durchschnittliche Cu-Gehalt von gemischten Kunststoffabfällen wird mit 326 ppm angegeben. Langlebige technische Kunststoffprodukte (Gebrauchsgüter) sollen 47 ppm Kupfer enthalten. Daraus errechnet sich ein geometrisches
Mittel von ca. 80 ppm. Demgegenüber beträgt nach einer Kompilation von Brunner et al.
(1997) das geometrische Mittel von separat gesammelten Kunststoffabfällen 65 ppm. Für
die Grobschätzung der Cu-Flüsse mit brennbaren Bauabfällen (inklusive Altholz) wird
hier ein Cu-Gehalt von 65 ppm gewählt. Im Falle der Umhüllungen von Elektrokabeln
wird der Cu-Gehalt mit 2.5 % angenommen.
•
Kupfermetall in Bauabfällen
Satlow et al. schätzen das Cu-Aufkommen mit Bauabfällen in Deutschland für das Jahr
2000 auf 86'200 t (33'000−124'000 t/a). Im Jahre 2034 wird sich diese Menge auf 172'000
t verdoppeln. Es wurde berechnet, dass ca. 18 % des im Jahre 2000 anfallenden Kupfers
aus Hausabbrüchen stammt. Der Rest fällt bei Erneuerungsarbeiten an. Es rühren 38 %
aus Sanitärinstallationen, 18 % aus Heizungs- und Gasinstallationen sowie 26 % aus
elektrischen Installationen her.
121
In der Schweiz geht man davon aus, dass rund 20 % des Altmetallaufkommens am Bau
von 270'000 t aus Abbruch- und 80 % aus Erneuerungsarbeiten stammen (BUWAL
2001f). Nimmt man die Altkupfermenge mit 8600 t/a (10 % des deutschen Werts) an, errechnet sich der Cu-Anteil am Metallabfall aus dem Bau auf 3 %. Am Total der Hochbauabfälle von 4.9 Mio. t sind es 0.17 %.
Brunner & Stämpfli (1993) bilanzierten zu Beginn der 90er Jahre in einer Bauabfallsortieranlage die Stoffflüsse. In der Anlage wurden Bauabfälle aus Abbruch- und Erneuerungsarbeiten in Containern angeliefert. Der Sortierprozess lieferte 14 Fraktionen, die zu
4 neuen Fraktionen vereint wurden. Es waren dies eine mineralische Fraktion I mit Teilchendurchmesser <80 mm (enthaltend Mauersteine, Beton, Gips und Kies aber auch kleinere Anteile Holz, Kunststoffe und Metalle), eine Fraktion II in der Zusammensetzung
vergleichbar mit geshreddertem Siedlungsabfall (enthaltend Papier, Karton, Kunststoffe
und Holz), eine in der Zusammensetzung mit der Fraktion I ähnliche Fraktion III (mit gegenüber Fraktion I geringeren Kunststoff- aber höheren Metall- und Holzanteilen) sowie
eine Fraktion Metalle (zur Hauptsache Eisen).
Die Analyse der Fraktionen ergab Cu-Gehalte von 47 ppm (I), 420 ppm (II), 330 ppm (III)
sowie 11'500 ppm, bzw. 1.15 % für die Metallfraktion. Daraus errechneten Stämpfli &
Brunner (1993) einen Cu-Gehalt des Bauabfalls von 0.067 %.
Kupferfrachten mit Bauabfällen
Für die Grobschätzung der Kupfermenge in Bauabfällen wird hier ein Cu-Gehalt von 2 %
bezogen auf die Altmetallmenge aus dem Bau gewählt. Absolut sind es ca. 5400 t Altkupfer.
Demgegenüber sind die Cu-Frachten mit brennbaren Bauabfällen nicht bedeutend. In den
450'000 t sind bei einem Cu-Gehalt von 65 ppm rund 30 t Kupfer enthalten.
Altfahrzeuge
Altfahrzeugaufkommen
Nach Angaben der Stiftung Auto Recycling Schweiz wurden im Jahre 2000 in der Schweiz
237'400 PWs ausser Betrieb gesetzt (Neuzulassung minus Bestandeserhöhung). Davon wurden 73'400 exportiert. Im Jahre 2001 betrugen die entsprechenden Zahlen 232'660 und und
83'300. Es wurden 2001 ca. 17'400 PWs zur Entsorgung importiert. Es wird von einer in
Shredderwerken entsorgten PW-Menge von 174'000 (24 PWs/1000 Einw.) ausgegangen.
Von den Nutzfahrzeugen gelangt nur ein kleiner Teil in die Shredderwerke. Lastwagen werden z.B. auseinandergeschweisst. Viele Nutzfahrzeuge gelangen auch als Occasionsware ins
Ausland (agw 1990). In Deutschland wurden im Jahre 1994 pro 1000 Einwohner zwei
schwere Nutzfahrzeuge entsorgt (Bertram et al. 2002b). Diese Quote wird auch für die
Schweiz angenommen.
Kupferinhalt der Altfahrzeuge
Das Durchschnittsalter des schweizerischen Fahrzeugbestandes beträgt gemäss Stiftung Auto
Recycling Schweiz 7.4 Jahre. Zwischen 1990 und 1999 nahm der Cu-Verbrauch für Kabel und
Drähte in PWs um rund 35 % auf 16.8 kg pro Fahrzeug zu (ICF 2000b). Nach Bertram et al.
(2002b) enthalten PWs der 80er Jahre ca. 1.4 % Cu. Für schwere Nutzfahrzeuge gehen die
Autoren von einem Cu-Gehalt von 0.5 % aus. Für die Abschätzung der Cu-Frachten mit Altfahrzeugen wird angenommen, dass PWs (mittlere Masse: 1000 kg) 15 kg Cu und schwere
Nutzfahrzeuge (mittlere Masse: 12'000 kg) 60 kg Cu enthalten.
122
Kupferfrachten mit Altfahrzeugen
Bei einem Cu-Gehalt von 15 kg/PW sind in 174'000 PWs ca. 2600 t Kupfer enthalten. Der
Cu-Inhalt der 14'400 schweren Nutzfahrzeuge beträgt ca. 850 t. Insgesamt enthalten zur Entsorgung anfallende Altfahrzeuge also rund 3450 t Kupfer.
Verwertung und Ablagerung kupferhaltiger Abfälle
In den Tabellen A8 und A9 sind das Aufkommen und die Kupferfrachten mit in der Schweiz
abgelagerten und verwerteten Abfällen aufgelistet.
Tabelle A8: Cu-Frachten mit abgelagerten Abfällen (2000)
Abfallart
Abfall [t/a]
Cu-Menge [t/a]
Legende
Schlacke
623'600
2535
[1]
Elektrofilterasche verfestigt
44'100
≈65
…
23
[2]
292'000
235
[3]
…
≈2
[4]
51'500
≈3
[5]
108
[6]
KVA-Produkte
Verbrennungsprodukte von …
Klärschlamm in Schlammverbrennungsanlagen
Brennbare Abfälle
Siedlungsabfälle
Klärschlamm entwässert
Brennbare Bauabfälle
Cu-Verluste in Bauabfallbehandlungsanlagen
Nichtmetallische Shredderabfälle
360
8
[7]
Isolationsrückstände von Kabeln
0
0
[8]
Legende:
[1]
Cu-Gehalte betragen 800 mg/kg in Siedlungsabfall nach Belevi (1998a), 65 mg/kg in brennbaren Bauabfällen, 350 mg/kg
in Klärschlamm zur Verbrennung und 23'200 mg/kg in RESH nach Keller & Schebdat. Mit den Abfallmengen aus BUWAL
(2002) errechnet sich die Cu-Menge in KVAs auf 2607 t. Hinzu kommen 32 t mit Isolationsrückständen von Kabeln (1270 t
für das Jahr 2002 gemäss VVS-Statistik mit 2.5 % Cu gemäss Doka 2000).
Für die Verteilung von Cu auf die Verbrennungsprodukte verwendete man die Transferkoeffizienten nach Belevi (1998a).
Sie betragen 960 kg Cu pro t Cu-Input für die Schlacke und 40 kg/t für den Elektrofilterstaub.
[2]
In Schlammverbrennungsanlagen und industriellen Feuerungen wurden 64'300 t Klärschlamm (TS) verbrannt (BUWAL
2002).
[3]
Menge und Cu-Gehalt nach BUWAL (2002) bzw. Belevi (1998a).
[4]
Mangels Verbrennungskapazitäten wurden 4800 t Klärschlamm (TS) auf Deponien abgelagert (BUWAL 2002).
[5]
Menge nach BUWAL (2002); Cu-Gehalt 65 mg/kg gemäss Ausführungen zu Bauabfällen in diesem Kapitel.
[6]
Gemäss Ausführungen zu Bauabfällen in Kapitel 3.3.5 und in diesem Kapitel.
[7]
Menge gemäss Jahresbericht 2000 der Stiftung Auto Recycling Schweiz (http://www.stiftung-autorecycling.ch/); CuGehalt: 23'200 mg/kg (Keller & Schebdat).
[8]
Im Jahre 2002 wurden keine Isolationsrückstände mehr abgelagert. Im Jahre 1999 betrug die Abfallmenge (VVS-Code
1821) gemäss VVS-Statistik noch 1650 t.
123
Tabelle A9: Cu-Frachten mit in der Schweiz verwerteten Abfällen (2000)
Abfallart
Abfall [t/a]
Cu-Menge [t/a]
Legende
Klärschlamm
33'700
12
[1]
Altöl
46'800
≈5
[1]
Autoreifen und Kunststoffe
38'600
≈3
[1]
≈40'000
≈15
[2]
Klärschlamm (Trockensubstanz)
78'400
26
[3]
Kompostierte und vergärte Abfälle (ohne Haus- und Quartierkompost)
641'000
8
[4]
Kompostierte Abfälle (Haus- und Quartierkompost)
≈270'000
≈3
[4]
Schrott aus Shredderwerken für Elektrostahlwerke
≈210'000
≈1020
[5]
Altpapier
1'145'500
34
[6]
Batterien
2376
10
[7]
≈750
[8]
71’500
≈3050
[9], [12]
Zerlegung von Nutzfahrzeugen
≈170'000
≈850
[10], [12]
Altautos und metallische Gegenstände über Shredder
≈300'000
1630
[5], [12]
Bauabfälle
270'000
5300
[11], [12]
Brennstoffe Zementindustrie
Abfälle als Zementzumahlstoffe
Steinkohlenflugasche, Silikastaub, Hochofenschlacke (Hüttensand)
Landwirtschaft
Weitere Abfälle
Kupfer zur Rückgewinnung
Patronenhülsen verschossener Munition
Fraktionen aus der Verarbeitung von Elektro- und Elektronikaltgeräten
Legende:
[1]
Cu-Gehalte betragen 350 mg/kg in Klärschlamm, 100 mg/kg in Altöl (BUWAL 1997), 78 mg/kg und 65 mg/kg in Altreifen
bzw. Kunststoffen (Brunner et al. 1997).
[2]
Cu-Gehalte betragen 40−110 mg/kg in Silikastaub und 240−650 mg/kg in Steinkohlenflugasche. Ca. 75 % der 1994 verwerteten Zumahlstoffe entfielen auf Flugasche und 25 % je zur Hälfte auf Silikastaub und Hüttensand (Jacobs 1996).
[3]
Nach Herter & Külling (2001) beträgt der Cu-Gehalt des landwirtschaftlich verwerteten Klärschlamms 327 mg/kg.
[4]
Mengen und Cu-Gehalte nach Kapitel 4.2.
[5]
Mengen und Cu-Gehalte nach Kapitel 3.3.4. Von der Cu-Menge im Shreddergut von 4080 t entfallen ca. 64 % auf PWs.
Die Herkunft des restlichen Kupfers kann nicht zugeordnet werden. Mögliche Quellen sind z.B. Bestandteile schwerer
Nutzfahrzeuge oder Elektroaltgeräte.
[6]
Die Sammeltätigkeit beträgt 1'137'050 t. Es wurden 290'844 t Altpapier importiert und 282'358 t exportiert (BUWAL 2002).
Der Cu-Gehalt in Haushaltsammelware beträgt 30 mg/kg (UBA 1989 sowie Gasser & Obrist 1990).
[7]
Gemäss Stoffbilanz der BATREC AG gelangten im Jahre 2000 mit Batterien 12 t Cu in die Recyclinganlage. Davon finden
sich 10 t in Ferromangan wieder.
[8]
Mengen und Cu-Gehalte nach Kapitel 3.3.6.
[9]
Gemäss Ausführungen zu Elektro- und Elektronikaltgeräten in diesem Kapitel.
[10] Mengen und Cu-Gehalte nach Kapitel 3.3.4 bzw. Ausführungen zu Altfahrzeugen in diesem Kapitel.
[11] Gemäss Ausführungen zu Bauabfällen in diesem Kapitel.
[12] Bei der Behandlung von Elektro- und Elektronikaltgeräten, Altfahrzeugen und Bauabfällen fallen auch ummantelte Kabelabfälle an. Der ummantelte Altkabelanfall beträgt nach BUWAL (2002) rund 14'000 t/a. Darin sind ca. 7000 t Kupfer
enthalten. Um Doppelzählungen zu vermeiden ist diese Menge nicht separat aufgeführt.
124
A2.2 Abwasser
Häusliches Abwasser
Lampert et al. (1997) führten eine Stoffflussanalyse der Siedlungsentwässerung zweier österreichischer Regionen durch. Für die Abschätzung der Emissionen der privaten Haushalte griffen sie u.a. auf Basiszahlen von Baccini et al. (1993) zurück. Untersuchungen zur Flächenkorrosion in Trinkwasserleitungen aus Kupfer werden in Deutschland insbesondere vom DVGWTechnologiezentrum Wasser Karlsruhe und dem Rheinisch-Westfälischen Institut für Wasserchemie und Wassertechnologie IWW durchgeführt.
Menschliche Ausscheidungen
Ausscheidungen des Menschen umfassen Kot und Urin sowie Schweiss und Haut 20. In einer
französischen Studie wurde in Kot ein Cu-Gehalt von 68 mg/kg TS bestimmt (ICON 2001).
Daraus errechnet sich eine Cu-Menge von 708 mg Einw.-1 a-1. Im deutschen Umweltsurvey
1990/92 fand man im Urin der 25−69jährigen einen Cu-Gehalt von 9.5 μg/l. Im Urin der
6−14jährigen betrug der Cu-Gehalt 13.4 μg/l (geometrische Mittel). Es wird von einer CuMenge mit dem Urin von rund 5 mg Einw.-1 a-1 ausgegangen. Mit dem Cu-Gehalt der Haut
von 3.9 mg/kg TS und dem Hautanfall von 12 kg TS Einw.-1 a-1 nach Lampert et al. (1997)
errechnet sich eine Cu-Menge von 47 mg Einw.-1 a-1. Insgesamt gelangen also pro Einwohner
760 mg Einw.-1 a-1 oder täglich rund 2 mg Cu in die Kanalisation. Diese Menge liegt innerhalb der Spannbreite der geschätzten Aufnahme. Mit dem Trinkwasserverbrauch pro Kopf
und Tag von 162 l errechnet sich der durch menschliche Ausscheidungen bedingte Cu-Gehalt
im häuslichen Abwasser auf 13 μg/l.
Nahrungszubereitung und Speisereste
Basierend auf einer Menge von 4.5 kg biogenen Abfällen pro Kopf und Jahr, die bei der
Speisezubereitung ins Abwasser gelangen, und mit einem relativ hohen Cu-Gehalt von 15
mg/kg FS erechnet sich nach Baccini et al. (1993) eine Cu-Menge von 70 mg Einw.-1 a-1.
Durch das Spülen von Geschirr gelangen pro Kopf und Jahr 11 kg Speisereste in das
Abwasser. Die Cu-Menge wird auf ca. 25 mg Einw.-1 a-1 geschätzt (Baccini et al. 1993).
Verbrauchsgüter
Nach einer Zusammenstellung in ICON (2001) enthalten sowohl kosmetische Produkte wie
Wasch- und Reinigungsmittel kein Kupfer. In verschiedenen Produkten wurden Cu-Gehalte
zwischen <0.5 bis 2.8 mg/kg bestimmt. Das 50th-Perzentil für 18 Proben aus 8 Produktkategorien betrug <0.5 mg/kg. Lampert et al. (1997) gingen von einem mittleren Gehalt in den Produkten von 1 mg/kg aus und errechneten eine Cu-Menge von ca. 30 mg Einw.-1 a-1.
Mit dem WC-Papierverbrauch von 4 kg Einw.-1 a-1 sowie einem Cu-Gehalt von 16 mg/kg für
ein Papier mit hohem Altpapieranteil ergibt sich zudem eine Cu-Menge von 64 mg Einw.-1 a1
. Der Beitrag von Verbrauchsgütern zum Cu-Gehalt im häuslichen Abwasser beträgt
insgesamt ca. 2 μg/l.
20
Lampert et al. (1997) kompilierten folgende Daten: Der Kotanfall bei Männern mit ausgewogener europäischer Ernährung beträgt zwischen 35 bis 224, im Durchschnitt 124 g Einw.-1 d-1 bei einem durchschnittlichen
Wasser-Gehalt von 77 %. Dichte sowie Trockensubstanz von Urin werden mit 1.02 kg/l sowie 39 g/l
angegeben. Durchschnittliche Urinmengen betragen 454 bis 560 l Einw.-1 a-1. Die Schweissmenge beträgt
400 g Einw.-1 d-1 mit einem TS-Anteil von 1 % und der Hautanfall 12 kg TS Einw.-1 a-1, bzw. 22 kg FS Einw.1 -1
a .
125
Wasch- und Putzwasser
Analysen von Koppe & Klopp (1984) ergaben hohe Cu-Gehalte in Waschlaugen von 1500
µg/l. In gewerblichen Wäschereiabwässern fanden Klopp & Rexrodt (1990) Gehalte zwischen
100 bis 1000 μg/l. Der Mittelwert beträgt 600 μg/l. Mögliche Cu-Quellen neben Schmutz und
Korrosionsprodukteverlusten der Installationswerkstoffe sind das Waschgut (Reissverschlüsse
und Knöpfe aus Kupfer, kupferhaltige Pigmente) und ev. auch kupferhaltige Heizelemente.
Nach Baccini et al. (1993) wird jährlich etwa 1 kg Schmutz pro Einwohner aus der Wäsche
gewaschen. Wird der Cu-Gehalt wie jener von Staubsaugerinhalt (90th-Perzentil: 218 mg/kg
nach WaBoLu 1/2001) angenommen, errechnet sich die Cu-Menge auf 218 mg Einw.-1 a-1.
Der Beitrag zum Cu-Gehalt im häuslichen Abwasser beträgt rund 4 μg/l. Der Gehalt in der
Waschlauge errechnet sich auf 20 μg/l. Zum Vergleich ergibt sich auch aus den Frachten und
dem Abwasseranfall von Wäschereien (inkl. chem. Reinigung) im italienischen Vicenza ein
mittlerer Cu-Gehalt von 20 μg/l (Tab. A10).
Analysen von Koppe & Klopp (1984) ergaben einen Cu-Gehalt in Bodenputzwasser von 580
µg/l. Cu-Quellen im Putzwasser neben Schmutz und Korrosionsprodukteverlusten der Installationswerkstoffe sind auch Abriebe von kupferhaltigen Armaturen in Toilette, Bad und
Küche.
Nach Baccini et al. (1993) gelangen jährlich etwa 2 kg Schmutz pro Einwohner in das Putzwasser. Wird der Cu-Gehalt wie jener von Staubsaugerinhalt (218 mg/kg) angenommen, errechnet sich die Cu-Menge auf 436 mg Einw.-1 a-1. Der Beitrag zum Cu-Gehalt im häuslichen
Abwasser beträgt rund 7 μg/l. Der Gehalt im Putzwasser errechnet sich bei einem Wasserverbrauch für die Wohnungsreinigung von täglich 8 l auf 150 μg/l.
Korrosion der Kupferrohre
Nach Kruse et al. (1995) ist die Geschwindigkeit der Flächenkorrosion von Kupferrohren der
Konzentration an freiem CO2 proportional. Als Einsatzgrenzen für Kupfer definiert die deutsche Norm DIN 50930 Trinkwasser mit einer Basenkapazität bis pH = 8.2 von weniger als 1
mmol/l (KB8.2-Wert) oder einem pH-Wert ≥ 7 und einer Säurekapazität bis pH = 4.3 von weniger als 5 mmol/l (KS4.3-Wert). Abbildung A1 zeigt beispielhaft die Abhängigkeit der CuGehalte in Wässern mit unterschiedlichem Korrosionspotential von der Stagnationsdauer in
Kupferrohren. Die Einsatzgrenzen für Kupfer basieren auf Löslichkeitsdaten der Korrosionsprodukte in der Deckschicht. Die in der Praxis auftretenden Konzentrationen hängen aber von
einer Reihe weiterer Parameter wie dem Alter der Rohre und den Betriebsbedingungen, dem
Neutralsalz-Gehalt (Chlorid, Sulfat, Nitrat) und dem Sauerstoffgehalt ab (Kruse et al. 1995;
Werner et al. 1994).
Zur Abschätzung der maximalen Kupfer-Menge, die korrosionsbedingt mit dem häuslichen
Abwasser in ARAs gelangt, werden Daten aus Messungen in ARAs verwendet: Bischofsberger & Ruf (1981) ermittelten anfangs der 80er Jahre in München für vorwiegend häusliches Abwasser Cu-Frachten zwischen 3100 und 7900 mg Einw.-1 a-1 und einen Mittelwert von
5300 mg Cu Einw.-1 a-1. Nach Abzug der leitungswasserunabhängigen Cu-Einträge der Haushalte von 1600 mg Einw.-1 a-1 erhält man eine Cu-Menge pro Einwohner und Jahr von 3700
mg, die auf die Korrosion der Rohre zurückzuführen ist. Die Plausibiliät dieses Wertes kann
mit einem alternativen Ansatz überprüft werden, der auf experimentell ermittelten Kupferabgaberaten der Rohre sowie Annahmen von Overath et al. (1997) zu in Wohnungen installierten Rohrflächen beruht.
126
Abbildung A1: Abhängigkeit des Cu-Gehaltes von der Stagnationsdauer
10
10
pH = 7
3
20 Monate
4
Kupfergehalt in mg/l
36 Monate
9 Monate
6
3
pH=6,9
Ks=6,4
4 Monate
Kupfergehalt in mg/l
Kupfergehalt in mg/l
8
2
pH=6,8
Ks=1,7
1
2
0
0,51 2
4
8
0,51 2
16
Stagnationsdauer in h
4
8
0,3
0,1
0,03
pH=7,8
Ks=2,1
0
1
16
Stagnationsdauer in h
0,01
6,5
7
7,5
8
pH - Wert
8,5
9
Abhängigkeit des Kupfergehaltes im Trinkwasser von der
Abhängigkeit des Kupfergehaltes im Trinkwasser von der Stag-
Abhängigkeit des Kupfergehaltes im Trinkwasser von der
Dauer der Stagnation in einem Kupferrohr und vom Alter der
nationsdauer nach 8 Monaten Betriebsdauer in einem Kupfer-
Stagnationsdauer nach 8 Stunden und dem pH - Wert
Rohrleitung; pH = 7, Ks = 5,2
rohr in 3 unterschiedlichen Wässern
Bemerkung: Abbildungen aus dem Bericht von Lampert et al. (1997)
127
Overath et al. (1997) verwendeten für die Abschätzung der Cu-Belastung des Klärschlamms
durch Trinkwasserrohre eine Kupferabgaberate von 0.25 g m-2 Tag-1. In neueren Messungen
wurden für in einem Regelbetrieb gemäss deutscher Norm DIN 50931 eingefahrene Rohre
nach einer Laufzeit von 70 Wochen Kupferabgaberaten von ca. 0.13 mg m-2 Tag-1 bestimmt.
Angaben zur Korrosivität (pH-Wert, Härte) des Trinkwassers liegen hier nicht vor (Metakorin
2002). Betriebsbedingungen des Regelbetriebs sind 22 Fliessphasen von 1 bis 2 Minuten
Dauer und 22 Stillstandszeiten von ¼ bis 8 Stunden Dauer. Für die folgenden Rechnungen
wird hier eine vergleichsweise tiefe Kupferabgaberate von 0.1 g m-2 Tag-1 gewählt.
Die Innenoberfläche der Kupfer-Installation beträgt für eine Etagenwohnung in einem Mehrfamilienhaus (ca. 90 m2 Fläche) 0.92 m2. Ausgehend von einer Belegung der Wohnungen mit
5 Personen erhält man Cu-Frachten pro Kopf und Jahr von ca. 6700 mg 21. In Deutschland
betrug 1990 der Anteil Kupfer an den Sanitär- und Heizungsinstallationen 63 %. Somit zeigt
die Rechnung, dass die korrosionsbedingte Cu-Fracht aus Haushalten von 3700 mg pro Kopf
und Jahr, die sich auf Messungen von im Trennsystem geführten Abwasser von 5 Münchener
Stadtteilen mit vorwiegend Haushalten im Einzugsgebiet stützt, eine plausible Grösse ist.
Industrielles und gewerbliches Abwasser
In Tabelle A10 sind Cu-Gehalte sowie Frachten, ausgedrückt in Gramm pro Stunde (g/h), in
gewerblichem und industriellem Abwasser aufgeführt. Die von Lochtmann & Reichert (1989)
angegebenen maximalen Frachten beziehen sich zur Hauptsache auf Abwasserteilströme, die
auch diskontinuierlich anfallen. Dagegen wurden die Cu-Frachten der in WaBoLu (1998)
beschriebenen Lebensmittelbetrieben aus den mittleren Cu-Gehalten im Gesamtabwasser und
dem jährlichen Abwasseranfall der Betriebe erhalten und für Vergleichszwecke in die Einheit
g/h konvertiert. Tagesfrachten bestimmter Branchen mit dem kommunalen Abwasser im
italienischen Vicenza sind in ICON (2001) aufgelistet. Die in Tabelle A10 aufgeführten CuGehalte des Abwassers wurden aus der Tagesfracht aller Betriebe innerhalb der Branche mit
deren Abwasseranfall errechnet. Die mittleren Frachten in Gramm pro Stunde und Betrieb
erhielt man aus der angegebenen Tagesfracht der entsprechenden Branche dividiert durch 24
und die Anzahl Betriebe im Einzugsgebiet.
Kupfer im Abwasser der Getränkeindustrie kann von kupfernen Behältern (Brauereien, Spirituosen) und der Flaschenreinigung herrühren. Beim Waschen von Mehrweggebinden
gelangt Kupfer beim Ablösen farbiger Etiketten in das Abwasser. In einer Brauerei mass man
in der Flaschenreinigungsanlage Cu-Gehalte von 108 mg/l im Etikettenabpresswasser und
von 19 mg/l in der Lauge. Der mittlere Cu-Gehalt im Gesamtablauf (24h-Mischproben; n = 4)
dieses Betriebs betrug 0.19 mg/l bei einem Bereich von 0.14 bis 0.23 mg/l (WaBoLu 1998).
Der Wasserverbrauch von 140 Druckereien im Einzugsgebiet der kommunalen ARAs in Vicenza (Italien) wird auf rund 100 m3 pro Tag geschätzt. Werden die Arbeiten nach dem besten
Stand der Technik durchgeführt und konzentrierte Abwässer separiert, gelangt nur wenig
Kupfer ins Abwasser. Wenn jedoch alle Prozessabwässer über die Kanalisation abgeführt
werden, errechnet sich ein hoher mittlerer Cu-Gehalt im Druckereiabwasser von 0.7 mg/l
(ICON 2001).
21
Für ein Einfamilienhaus mit einer Wohnfläche von 100 bis 120 m2 beträgt die Innenoberfläche der KupferInstallation ca. 2.83 m2. Bei einer Belegung der EFHs mit 5 Personen erhält man Cu-Frachten von ca. 20'700
mg Einw.-1 a-1.
128
Tabelle A10: Kupfer-Gehalte (in mg/l) und Frachten (in g/h) im industriellen und gewerblichen Abwasser
Herkunft
Gehalt
Fracht
Bemerkungen
Quelle
Brauereien
0.3
12
maximale Fracht
- Behälterreinigung
Lochtmann & Reichert (1989)
34
3.5
maximale Fracht
- Schlammabzug Absetzbehälter
11
43
maximale Fracht
0.3-0.6
4-7
maximale Fracht
- Fassreinigung
0.45
0.15
maximale Fracht
Erfrischungsgetränke
0.09
1.8
mittlere Fracht
Milchverarbeitung
0.06
4.8
mittlere Fracht
Fleischverarbeitung
0.07
1.4
mittlere Fracht
Kantinenabwasser (Behörde)
0.09
≈0.05
mittlere Fracht
Textilveredelung Baumwollfasern
0.002
Textilveredelung Polyesterfasern
0.55
Textilveredelung allgemein
0.08
21
maximale Fracht
…
…
Erläuterungen im Text
- Druckformherstellung
0.61
0.04
maximale Fracht
- Wischwalzenreinigung
0.48
0.01
maximale Fracht
- Feuchtmittelbehälterreinigung
2.5
0.3
maximale Fracht
Holzverarbeitung
0.04
0.7E-03
Glasverarbeitung
…
…
- Gesamtablauf Verspiegelung
1075
5900
maximale Fracht
- Galvanisieren
305
1070
maximale Fracht
Galvanische Betriebe
0.15
0.03
mittlere Fracht
Goldschmiedeateliers
1
0.04
mittlere Fracht
Metallverarbeitung
0.2
3.5E-03
mittlere Fracht
Autoreparaturwerkstätten
0.07
2.7E-03
mittlere Fracht
Fahrzeugwäsche
0.3
1.5
Chemisch Reinigungen
…
…
- Flaschenreinigung (Etiketten)
Druckereien (Offset-)
WaBoLu (1998)
Kalliala & Talvenmaa (2000)
Lochtmann & Reichert (1989)
mittlere Fracht
ICON (2001)
…
Lochtmann & Reichert (1989)
maximale Fracht
ICON (2001)
Lochtmann & Reichert (1989)
- Wasserabscheider Destillation
118
0.2
Wäschereien u. chem. Reinigung
0.02
1.6E-03
Wäschereien
…
…
- Putztücher
0.7
0.3
mittlere Fracht
- Weisswäsche und Arbeitszeug
0.1
0.2
mittlere Fracht
- Weiss-, Buntwäsche, Arbeitszeug
1.0
0.9
mittlere Fracht
- Arbeitszeug
0.5
5.4
mittlere Fracht
- Krankenhauswäsche
<0.1
<0.9
mittlere Fracht
Dentallabors
0.02
0.3E-03
mittlere Fracht
ICON (2001)
Dentallabors
0.3
0.15
maximale Fracht
Lochtmann & Reichert (1989)
Zahnärzte (Absauganlage)
0.6
3.6E-03
maximale Fracht
Friseur- u. Kosmetiksalons
0.15-0.2
…
0.08
3.3E-03
Friseursalons
maximale Fracht
mittlere Fracht
ICON (2001)
Klopp & Rexrodt (1990)
129
mittlere Fracht
ICON (2001)
Allgemein gültige Angaben zu Schadstoffemissionen bei der Textilveredelung können
wegen der Vielzahl der ablaufenden Produktionsprozesse und der verschiedenen verarbeiteten
Ausgangsmaterialien (Baumwolle, Synthesefasern) nicht gemacht werden (Lochtmann &
Reichert 1989). Kalliala & Talvenmaa (2000) ermittelten für finnische Betriebe
Emissionsfaktoren für das Abwasser von 0.4 g sowie 80 g Cu pro Tonne Textilien für einen
Baumwolle bzw. Polyesterfasern verarbeitenden Betrieb. In der Schweiz zählte man 1995
nach Angaben des Textilverbands Schweiz TVS 30 Veredelungsbetriebe.
Die mit Abwasser anfallende Cu-Menge von 155 metallverarbeitenden Betrieben (inkl.
mechanische Werkstätten) in Vicenza wird auf ca. 190 g pro Tag geschätzt, davon über 90 %
in Form konzentrierter Abwässer zur separaten Entsorgung (ICON 2001).
Autowerkstätten sind weitere gewerbliche Cu-Emittenten. Abwasseranfall und in die
Kanalisation abgeleitete Cu-Fracht von 175 Autoreparaturwerkstätten im Einzugsgebiet der
kommunalen ARAs in Vicenza werden auf rund 150 m3 sowie 11 g pro Tag geschätzt. Die
Cu-Menge in separierten als Sonderabfall zu entsorgenden Abwässern wird mit 290 g/d
angegeben (ICON 2001).
Die Cu-Belastung von Wäschereiabwässern ist von der Art des Waschguts abhängig. Kopp
& Rexrodt (1989) fanden in der Lauge von Krankenhauswäsche (Weiss-, OP-Wäsche) weniger als 0.1 mg Cu/l. Es errechnet sich eine Cu-Fracht von <20 g/d. Bei einem Waschgutdurchsatz von ca. 8 t pro Tag ergab sich die grösste Cu-Fracht (130 g/d) für eine Wäscherei, die
Arbeitszeug reinigt. Der mittlere Gehalt in der Waschlauge betrug 0.5 mg/l.
In Nordrhein-Westfalen wurden zwischen 1992 und 1997 die Cu-Gehalte im ARA-Zulauf
und -Ablauf von 12 Werken der chemischen Industrie gemessen (n = 24). Mittelwert,
Minimum und Maximum betrugen 0.23 mg/l, 0.006 und 1.4 mg/l. Das 50th-Perzentil errechnet
sich auf 0.09 mg/l. Für den Ablauf betragen die entsprechenden Gehalte 0.024 mg/l, 0.002
und 0.12 mg/l sowie 0.013 mg/l (LUA 1998). In der ARA der chemischen Industrie in Basel
mass man 1999 einen mittleren Cu-Gehalt im Ablauf von 0.04 mg/l. Die in die Vorflut
eingeleitete Fracht errechnet sich auf 100 kg/a (ca. 275 g Cu/d).
Belevi (1998b) ermitteltete die Stoffflüsse von 15 Elementen über eine Bilanzperiode von
einem Jahr in einer schweizerischen Kehrichtverbrennungsanlage (KVA). Im vorgereinigten
Abwasser wurde ein mittlerer Cu-Gehalt von 40 ± 8 μg/l bestimmt. Bei einem Cu-Input mit
Abfällen von etwa 120 t betrug die Cu-Menge im Abwasser 3.8 kg oder ca. 10 g pro Tag. Bezogen auf die verbrannte Abfallmenge errechnet sich ein Emissionsfaktor von 0.06 g Cu/t.
Meteorwasser
Kupfereinträge in das Meteorwasser erfolgen durch Dach- und Strassenabläufe. Dachwasserbedingte Verluste lassen sich aus der exponierten Kupferfläche und der Cu-Abschwemmrate
der Bleche abschätzen. Die Emissionen des Verkehrs können mit Hilfe geeigneter Emissionsfaktoren wie z.B. der Bremsabriebmenge pro zurückgelegtem Kilometer und den Verkehrsleistungen errechnet werden. Mit Hilfe gemessener Cu-Gehalte im Strassen- und Dachablauf,
der Regenabflussmenge sowie der Höhe der versiegelten Flächen lässt sich die Plausibilität
der geschätzten Emissionen überprüfen.
130
Versiegelte Flächen in der Schweiz
Nach einer Abschätzung von Haag (1999) betragen die versiegelten Flächen rund 120'000 ha:
Fundamentflächen:
- Wohnbauten
- Wirtschaftsbauten
Umgebungsflächen:
- Wohnbauten
- Wirtschaftsbauten
Verkehrsflächen:
- Nationalstrassen
- Kantonsstrassen
- Gemeindestrassen
- übrige Strassen
- Schienen
14'000 ha
16'000 ha
11%
13%
7'000 ha
18'400 ha
6%
15%
3'300 ha
12'800 ha
27'200 ha
16'000 ha
7'700 ha
3%
10%
22%
13%
6%
Exponierte Kupferflächen an Dächern und Fassaden
Nach Angaben des Schweizerischen Spenglermeister- und Installateur-Verband SSIV werden
in der Schweiz an Dächern und Fassaden jährlich rund 12'000 t Kupfer verbraucht (KBOB/
IPB 2001). Nähere Angaben zur Art des Einsatzes liegen nicht vor. Für die Ermittlung der
benetzten Flächen wird von Angaben aus Deutschland ausgegangen (Hullmann et al. 2001).
Die mittlere Materialstärke für Dachrinnen, Fallrohre und Dächer wird mit 0.65 mm und für
Fassaden mit 0.75 mm angenommen. Die Dichte des Kupfers beträgt 8.9 t/m3. Rund 5 % des
Verbrauchs entfallen weiter auf Innenanwendungen sowie 10 % auf Fassaden. Im Vergleich
zu Dächern sind die Cu-Abschwemmraten bei Fassaden ca. 8mal kleiner (KBOB/IPB 2001).
Für Fassadenflächen ergibt sich deshalb eine dachäquivalente Benetzung von rund 10 %. Die
Berechnungen gemäss Tabelle A11 ergeben, dass für Aussenanwendungen jährlich rund 1.95
Mio. m2 Bleche verarbeitet werden, wovon 1.03 Mio. m2 oder 53 % benetzte Flächen sind.
Die jährlich verbaute und benetzte Cu-Fläche beträgt pro Kopf ausgedrückt 0.14 m2/a. Die
bereits installierte Fläche im Gebäudepark wird auf ca. 35 Mio. m2 (4.9 m2 Einw.-1 a-1
geschätzt) 22. Demgegenüber geht Boller (1998) für das Tösstal mit ca. 180'000 Einwohnern
von einer bewitterten Cu-Fläche von 410'000 m2 oder ca. 2.3 m2 Einw.-1 aus.
Kupferabschwemmrate von Blechen
Von der EMPA wurden Anfang 1993 Freibewitterungsversuche u.a. mit Kupferblechen gestartet (Oesch et al. 1994). Hauptsächliches Korrosionsprodukt ist Kupfer(I)oxid, das zur
Hauptsache als Korrosionsschutzschicht auf dem Blech verbleibt, aber teilweise auch mit dem
Regenwasser wegtransportiert wird. Während die Korrosionsgeschwindigkeit mit zunehmender Auslagerungsdauer abnimmt, misst man für die Abschwemmrate auch nach 3 Jahren den
selben Wert wie nach einem Jahr. Faller (2001) gibt gültig für das Schweizer Mittelland die
Abtragsrate mit 0.9 μm/a und die Abschwemmrate mit 0.2 μm/a oder 1.8 g m-2 a-1 an.
22
Die Schätzung basiert einerseits auf einem pro Kopf Verbrauch seit 1950 von 0.14 m2/a und andererseits
einem jährlichen Gebäudezugang von 50 Mio. m3 und einem gesamten Zugang seit 1947 von 2300 Mio. m3.
Es werden ca. 20 % des montierten Materials für Renovierungen eingesetzt.
131
Tabelle A11: In der Schweiz im Jahr 2000 montierte Kupferflächen
2
Bauteil (im Jahr 2000 montiert)
Fläche [m ]
Dachrinnen und Fallrohre: 50 % von 12'000 t
1'035'000
abzüglich 10 % Verschnitt, Aufweitungen, Überlappungen
-105'000
abzüglich nicht benetzte Flächen
-465'000
benetzte Flächen von Dachrinnen und Fallrohren
465'000
Dachanwendungen: 35 % von 12'000 t
725'000
abzüglich 25 % Falze, Abkantungen, Überdeckung, Verschnitt
-180'000
benetzte Dachflächen
545'000
Fassadenanwendungen: 10 % von 12'000 t
180'000
davon ca. 10 % dachäquivalente Benetzung
18'000
Kupferemissionen im Dach- und Strassenbereich
Mit der in der Schweiz montierten und benetzten Kupferfläche von 2.3 bis 4.9 (im Mittel 3.6)
m2 Einw.-1 errechnen sich mit der Abschwemmrate von 1.8 g m-2 a-1 Cu-Emissionen zwischen
30 und 64 t/a (im Mittel: 45 t/a).
Die in Kapitel A3 abgeschätzten Emissionen durch Fahrleitungsabriebe von Trams und
Trolleybussen betragen 9.5 t/a. PWs und leichte Nutzfahrzeuge setzen weitere 13.5 t Cu frei.
Flächenspezifischer Cu-Abtrag
Bezogen auf die versiegelte Fläche von 115'000 ha errechnet sich mit obigen Emissionen ein
flächenspezifischer Cu-Abtrag von 0.6 kg ha-1 a-1. Wenn von der durchschnittlichen
Niederschlagsmenge von 1000 l m-2 a-1 80 % zum Abfluss gelangen, beträgt der Cu-Gehalt
des Meteorwassers rund 75 μg/l. Mit der Fundamentfläche der Bauten von 30'000 ha ergibt
sich im "Dachwasser" ein plausibler Cu-Gehalt von 125 bis 265 μg/l.
Im Strassenablauf variieren die Cu-Gehalte in Abhängigkeit des Verkehrsaufkommens wie
des -flusses. Tabelle A12 zeigt beispielhaft errechnete Gehalte im Strassenablauf (Annahme
Abfluss: 800 l m-2 a-1). Die Berechnungen basieren auf einem Emissionsfaktor für
Bremsenabriebe (PWs und leichte Nutzfahrzeuge) von 0.24 mg Cu pro Fahrzeugkilometer
(Kapitel A3) und der Annahme, dass die emittierten Partikel vollständig zum Abfluss
gelangen 23.
Tabelle A12: Errechnete Kupfer-Abtragspotentiale und -Gehalte im Strassenablauf
Strassentyp
Fahrzeuge pro
Tag
Befestigte Fläche
[ha/km]
Cu-Verluste
-1 -1
[g Cu ha a ]
Cu im Ablauf
[μg Cu/l]
Anliegerweg
500
0.4
108
13
Anliegerstrasse
1750
1.13
134
17
Sammelstrasse
3250
1.43
196
25
Hauptsammelstrasse
5000
1.43
302
38
Hauptverkehrsstrasse
10'500
1.9
477
60
4-spurige Stadtstrasse
23'000
2.9
685
86
Schnellverkehrsstrasse
30'000
2
1295
162
23
Diesselbe Rechnung wird in ICON (2001) sowie von Sieker & Grottker (1988) präsentiert. Es wird dort von
einem Emissionsfaktor für Bremsenabriebe von 15 mg/Fzkm (gegenüber 2 mg/Fzkm in dieser Arbeit) mit
einem Cu-Gehalt von rund 30'000 ppm (gegenüber ca. 100'000 ppm in dieser Arbeit) ausgegangen.
132
A3 Luftemissionen
Es sind hier genügend Daten vorhanden, um provisorische Abschätzungen vorzunehmen. Die
Quellenkategorien sind nach der EMEP/CORINAIR-Systematik (BUWAL 2000c) aufgelistet.
Der Übersichtlichkeit halber wird im Folgenden die Ableitung der Emissionsfaktoren für
Brennstoffe sowie für verkehrsbedingte Einträge separat erläutert. Weitere Anmerkungen sind
in der Legende zum vorläufigen Emissionsinventar aufgeführt.
Brennstoffbedingte Einträge
In Tabelle A13 sind Emissionsfaktoren EFCus für Brennstoffe zusammengefasst. Die gewählten EFCu sind fett gedruckt. Bei Erdgas wird angenommen, dass es kein Kupfer enthält.
Tabelle A13: Emissionsfaktoren EFCu für Brennstoffe
Brennstoff
Feuerung
Heizöl EL
Haushalte, Industrie
Heizwert
Cu-Gehalt Cu-Gehalt
EFCu
[TJ/t]
[g/t]
[g/TJ]
[g/TJ]
0.043
0.03
0.7
0.7
Frischknecht et al. (1994)
1.2
van der Most & Veldt (1992)
2
Heizöl S
Holz
Quelle
Industrie
1-24
Erläuterungen im Text
EMEP/CORINAIR
0.041
1
24
16
Frischknecht et al. (1994)
0.041
0.5
12
10
Erläuterungen im Text
30
Frischknecht et al. (1994)
Schnitzelfeuerungen
0.010
<5
<500
35
Erläuterungen im Text
Holz
Restholzfeuerungen
0.015
<10
<650
110
Erläuterungen im Text
Holz
Altholzfeuerungen
0.014
16
1140
55
Erläuterungen im Text
Holz
Stückholzfeuerungen
0.015
4.7
≈315
Holz
•
Cheminées, Kachelöfen
BUWAL (1996b)
30
Frischknecht et al. (1994)
<7
van der Most & Veldt (1992)
20
Erläuterungen im Text
65
Erläuterungen im Text
Heizöle
Nach Frischknecht et al. (1994) ergaben Brennstoffanalysen von Heizöl EL einen Cu-Gehalt von 0.03 mg/kg. Mit dem Heizwert von 0.043 TJ/t errechnet sich ein EFCu von 0.7
g/TJ. Van der Most & Veldt (1992) schlagen im Emission Factors Manual PARCOM
ATMOS einen EFCu von 1.2 g/TJ vor. Basierend auf Angaben der Abt. Luftreinhaltung
des BUWAL wird hier ein EFCu von 2 g/TJ gewählt.
Der EFCu für Heizöl S von 16 g/TJ nach Frischknecht et al. (1994) basiert einerseits auf
einem Cu-Gehalt des Öls von 1 mg/kg und andererseits auf der Annahme, dass bei 50 %
der Feuerungen 100 % des Kupfers in die Luft emittiert werden und die restlichen 50 %
über Rauchgaszyklone mit einem Wirkungsgrad von 70 % verfügen.
In 75 zwischen 1982 und 1986 von der EMPA analysierten Heizöl S Proben betrug der
mittlere Cu-Gehalt 0.5 g/t (12.3 g/TJ). Mit den Annahmen von Frischknecht et al. (1994)
resultiert ein EFCu von 8 g/TJ. Der hier gewählte EFCu beträgt 10 g/TJ.
133
•
Holz
Mohn et al. (2000) analysierten Emissionen und Stoffflüsse von Holzfeuerungen. In zwei
mit Waldhackschnitzeln (Cu-Gehalte <5 mg/kg) betriebenen Feuerungen mit Leistungen
von 930 kW und 160 kW massen sie im Abgas Cu-Gehalte von 0.040 und 0.044 mg/m3
(bezogen auf 11 % O2, trockenes Abgas). Mit einer Abgasmenge von 8.1 m3/kg Holz bei
11 % O2 und dem Heizwert der Schnitzel (ca. 0.01 TJ/t) errechnet sich ein mittlerer EFCu
von 35 g/TJ für Holzschnitzelfeuerungen.
Zum Vergleich nehmen Frischknecht et al. (1994) für Holzschnitzel- wie für Stückholzfeuerungen einen EFCu von 30 g/TJ an. Dieser Wert basiert auf Messungen an einer
Schnitzelfeuerung (Rostfeuerung) mit automatischer Beschickung. Der Cu-Gehalt im Abgas betrug 0.05 mg/m3 bezogen auf 13 % O2.
Von Mohn et al. (2000) wurden weiter 7 Restholzfeuerungsanlagen untersucht. In 3 Anlagen wurde typisches Restholz mit Cu-Gehalten von <5 mg/kg, 11 mg/kg und 28 mg/kg
verbrannt. Die Cu-Gehalte im Abgas betrugen 0.37, 0.12 und 0.18 mg/m3. In den übrigen
4 Anlagen diente Altholz mit Cu-Gehalten von <5 mg/kg (3 Anlagen) und 20 mg/kg als
Brennstoff. Im Abgas mass man Cu-Gehalte zwischen 0.05 und 0.38 mg/m3 (Mittel: 0.19
mg/m3). Mit der Abgasmenge von 8.1 m3/kg Holz sowie den entsprechenden Cu-Gehalten
und Heizwerten errechnet sich über alle Anlagen gemittelt ein EFCu von 110 g/TJ.
Schliesslich bestimmten Mohn et al. (2000) auch die Stoffflüsse in einer Altholzfeuerungsanlage mit 2 MW Leistung. Die Abgasreinigung war mit Zyklon sowie Elektrofilter
ausgerüstet. Mit der Cu-Konzentration im Reingas von 0.1 mg/m3 errechnet sich ein EFCu
von ca. 55 g/TJ.
In BUWAL (2000c) werden Emissionsfaktoren für Staub von 150 kg/TJ für Cheminées
und Kachelöfen und von 50 kg/TJ für Stückholzfeuerungen gegenüber 80 kg/TJ für Holzschnitzelfeuerungen gegeben. Mit dem EFCu von 35 g/TJ für letztere sowie mit Hilfe der
EFs für Staub errechnen sich in erster Näherung EFCus von 65 g/TJ für Cheminées und
Kachelöfen und von 20 g/TJ für Stückholzfeuerungen.
•
Steinkohle
Bei einem üblichen Cu-Gehalt von Steinkohle von 15 mg/kg schätzen Frischknecht et al.
(1994) die EFCus für die Verbrennung von Steinkohle sowohl in Einzelöfen mit 5 bis 15
kW Leistung wie auch in Rostfeuerungen mit 1 bis 10 MW Leistung auf 15 g/TJ.
EMEP/CORINAIR gibt EFCus von 1.2 g/t, bzw. ca. 40 g/TJ für häusliche oder gewerbliche Feuerungen sowie 3.1 g/TJ für industrielle Feuerungen (<300 MW).
Hier werden EFCus von 20 g/TJ für Feuerungen der Haushalte und 11 g/TJ für industrielle
Feuerungen gewählt (BUWAL Abteilung Luftreinhaltung).
Strassenverkehrsbedingte Einträge
Strassenverkehrsbedingte Cu-Emissionen stammen aus der motorischen Verbrennung sowie
aus Reifen-, Bremsen- und Kupplungsabrieben.
•
Emissionen aus der motorischen Verbrennung
Dieseltreibstoff ist in seiner Zusammensetzung dem Heizöl EL sehr ähnlich. Gemäss Tabelle A13 wurde der EFCu für Feuerungen mit Heizöl EL mit 2 g/TJ oder 0.09 g/t Öl angenommen. Für Superbenzin und Bleifrei 95 gehen Baccini et al. (1993) von Cu-Gehalten
von 0.2 g/t aus; dies nach einer Herstellerangabe. EMEP/CORINAIR schlägt sowohl für
benzin- wie dieselbetriebene Fahrzeuge einen hohen EFCu von 1.7 g/t vor.
134
EFs von 0.1 bis 0.2 g Cu/t Treibstoff ergeben bei einem Verbrauch von rund 8 l pro 100
km EFCus von 0.006−0.013 mg pro Fahrzeugkilometer (Fzkm). Gillies et al. (2001)
zitieren in ihrer Arbeit auch einige EFs für Metalle, die mittels Messungen am
Rollenprüfstand erhalten wurden (Dynamometer Studien). Die EFs für Cu betragen
zwischen 0.01 und 0.02 mg/Fzkm. Garg et al. (2000) zitieren EFCus von 0.001 bis 0.025
mg/Fzkm. Als EFCu wird ein Wert von 0.02 mg/Fzkm gewählt. Darin ist mögliches
Kupfer aus dem Motor internen Abrieb enthalten.
•
Emissionen mit Reifenabrieben
Die Abriebfaktoren betragen nach BUWAL (2001c) 0.053 g/Fzkm für Personenwagen,
0.099 g/Fzkm für Lieferwagen und 0.798 g/Fzkm für schwere Nutzfahrzeuge sowie
Busse. Für Pneus findet man in der Literatur folgende Cu-Gehalte: 11 mg/kg (Rauterberg
1998), 65 mg/kg (BUWAL 1997a), 80 mg/kg (Baccini et al. 1993), 200 mg/kg (BUWAL
2001b) sowie 247 mg/kg (Sieker & Grottker 1988). Mit dem geometrischen Mittel von 78
mg/kg errechnen sich EFCus zwischen 0.004 mg/Fzkm und 0.06 mg/Fzkm.
•
Emissionen mit Bremsabrieben
In einer schwedischen Studie wird davon ausgegangen, dass vordere Bremsbeläge (4
Stück mit einer Masse von 150 g) von Personenwagen nach 40'000 km und hintere
Bremsbeläge (4 Stück mit einer Masse von 110 g) nach 60'000 km ausgewechselt werden
und dies 70 % der Lebensdauer der Bremsbeläge entspricht (SLB 2001). Damit errechnen
sich EFs von 0.7 x 4 x 150 x 1000 mg / 40'000 km = 10.5 mg/Fzkm, resp. 5 mg/Fzkm, d.h.
insgesamt rund 15 mg/Fzkm. Für schwere Nutzfahrzeuge wird der EF auf 84 mg/Fzkm
und für Busse auf 110 mg/Fzkm geschätzt. Rauterberg (1998) geht in einer
Überschlagsrechnung bei Personenwagen von einer Belagsfläche von 50 bis 75 cm2, einer
nutzbaren Schichtdicke von 8 mm pro Belag sowie einer Lebensdauer von 80'000 km aus
und erhält mit 8 Belägen pro Fahrzeug einen EF von 12 bis 18 mg/Fzkm.
Garg et al. (2000) beziffern die EFs für kleine, bzw. grosse Personenwagen mit 11
mg/Fzkm bzw. 17 mg/Fzkm und für grössere Wagen (pickup trucks) mit 29 mg/Fzkm.
Anhand von Versuchen am Prüfstand bei Testtemperaturen der Beläge zwischen 100° und
200° C schätzen die Autoren, dass 30 % der Abriebe in die Atmosphäre entweichen. Es
werden Emissionsfaktoren für PM10 und PM2.5 zwischen 2.9−7.5 mg/Fzkm bzw. 2.1−5.5
mg/Fzkm angegeben.
Ligthart et al. (2001) zitieren aus einer deutschen Studie, in welcher während der Nutzungsdauer eines PWs (130'000 km) 150 g Bremsmaterialverluste angenommen werden.
Der EF errechnet sich auf 1.15 mg/Fzkm. Dieser Wert stimmt gut mit schweizerischen
Ermittlungen über Materialverluste bei Armeefahrzeugen überein: Aus den Daten lassen
sich EFs von 1.8 mg/Fzkm für PWs und 4.9 mg/Fzkm für Lieferwagen ableiten. Die EFs
für schwere Nutzfahrzeuge sowie Busse werden mit 3.5 mg/Fzkm angegeben (BUWAL
2001c). Die Emissionen werden zu 100 % der PM10-Fraktion zugeteilt.
Unter Verwendung von Antimon als Tracer erhielt Rauterberg (1998) in einer Tunnelstudie schliesslich EFs für den Bremsenabrieb (PM10) von 1 ± 0.6 mg/Fzkm bei PWs und
24.5 ± 10 mg/Fzkm bei schweren Nutzfahrzeugen. Immissionsmessungen an einer
6spurigen Strasse mit dreispurigem Richtungsverkehr und einem Verkehrsaufkommen
von 54'000 Fahrzeugen pro Tag zeigen, dass bei weniger gleichmässigem Verkehr mit
einem höheren Bremsenabrieb zu rechnen ist.
Mehrere Analysen zu Cu-Gehalten in häufig in PWs verwendeten Bremsbelägen liegen
aus Schweden (SLB 2001) und Deutschland (Rauterberg 1998) vor. Tabelle A14 fasst die
135
gefundenen Gehalte zusammen. Danach enthalten Beläge älterer PWs weniger Kupfer als
Beläge neuer PWs und sind die Gehalte der hinteren Beläge tiefer als jene der vorderen.
Weitere Untersuchungen aus Deutschland von für Autos der grössten Hersteller geeigneten Belägen zeigten folgendes: Von 29 Belägen enthielten rund 80 % über 10 % Cu; nur
in 4 Belägen wurde kein Cu gefunden (ÖKO-TEST 1/2002; Seiten 72ff).
Wird der Cu-Gehalt von Bremsbelägen für PWs und Lieferwagen mit 115'000 mg/kg
angenommen, errechnen sich mit den EFs für Bremsenabriebe von 1.8 mg/Fzkm, bzw. 4.9
mg/Fzkm aus BUWAL (2001c) EFs für Cu von 0.21 mg/Fzkm, bzw. 0.56 mg/Fzkm.
Analysen von Bremsbelägen schwerer Nutzfahrzeuge der zwei in Schweden wichtigsten
Marken Volvo und Scania ergaben Cu-Gehalte von 15'000 mg/kg, bzw. 77 mg/kg (SLB
2001). Ähnliche Cu-Gehalte mass man in Belägen für Busse (Volvo: 27'300 mg/kg,
Scania: 88 mg/kg). Diese Datenlage ist zur Abschätzung der schweizerischen Emissionen
der Busse und schweren Nutzfahrzeuge ungenügend.
Tabelle A14: Kupfer (in mg/kg) in Bremsbelägen von PWs in Schweden (SE) und Deutschland (DE)
Neue PWs SE
PWs DE
Vorderbremsen
Hinterbremsen
Vorderbremsen
Hinterbremsen
Bremsen
24
24
10
10
21
117'942
92'198
71'990
51'241
117'150
65'515
81'226
48'495
65'509
82'542
Minimum
64
13
100
43
1000
Maximum
234'000
229'000
132'000
143'000
250'000
10th-Perzentil
15'860
20
28'270
46
1'000
50th-Perzentil
130'000
123'000
61'050
2'075
124'000
90th-Perzentil
193'900
182'500
123'900
125'000
201'000
Anzahl Analysen
Mittelwert
Standardabweichung
•
Alte PWs SE
Emissionen mit Kupplungsabrieben
Bei trockenen Einscheibenkupplungen enthalten die aufgenieteten Kupplungsbeläge oft
Kupfer oder Messing. In BUWAL (2001c) wird ein Materialverlust von 2.5 bis 5
mg/Fzkm für PWs sowie 25 bis 50 mg/Fzkm für schwere Nutzfahrzeuge angegeben. Jedoch wird angenommen, dass der Kupplungsabrieb weitgehend im Gehäuse zurückbehalten wird und die Emissionen vernachlässigbar sind (BUWAL 2001c).
Fahrleitungsbedingte Einträge
Nach einer frühen Schätzung an der ETH wurde der Abrieb von Fahrleitungen (100 % Cu)
des Schienenverkehrs auf 33 t pro Jahr geschätzt. Bezogen auf die Aktivitätsrate 1991 von 47
Mrd. Bruttotonnenkilometer (Btkm) ergibt sich ein EFCu von 0.70 mg/Btkm (Frischknecht et
al. 1994). Nach Angaben des Bundesamtes für Statistik betrugen 1995 und 1997 die Leistungen der Reise- und Güterzüge der SBB und konzessionierten Bahnen 59.7E+09 Btkm, bzw.
59.8E+09 Btkm. Damit errechnen sich Cu-Emissionen von 42 t/a.
In BUWAL (2001c) wird der EFPM10, resp. EFCu für Fahrleitungsabriebe des Schienenverkehrs mit 0.19 g pro Triebfahrzeugkilometer (Elektrische Lokomotiven und Triebwagen) angegeben. Mit der Aktivitätsrate von 189 Mio. km errechnen sich Cu-Emissionen von 36 t/a,
welche ins vorläufige Emissionsinventar aufgenommen werden.
136
Im Falle der Strassenbahnen wird der EFCu mit 0.17 g/km angegeben (BUWAL 2001c).
Triebfahrzeuge der Trambahnen und Trolleybusse legten 1995 27.7 Mio. km und 28.4 Mio.
km zurück (Σ 56 Mio. km). Damit errechnen sich weitere Einträge von rund 10 t/a.
Tabelle A15: Vorläufiges Emissionsinventar für Kupfer (2001)
Code
Aktivität
01
Elektrizitätserzeugung, Wärme-Kraft-
Em. [kg]
Aktivitätsrate
EFCu
Einheit
g/TJ
[1]
g/TJ
[2]
55
Kopplung und Fernwärme
01 01
02
Elektrizitätserzeugung mit Heizöl S
28
2813 TJ
10
Elektrizitätserzeugung mit Restholz
17
154 TJ
110
Elektrizitätserzeugung mit Altholz
10
185 TJ
55
Raumwärme (Haushalte und Gewerbe)
1450
Feuerungen mit Heizöl EL
373
186'340 TJ
2
Einzelraumheizungen mit Holz
353
5435 TJ
65
Gebäudeheizungen mit Holz
100
5034 TJ
20
Automatische Feuerungen mit Holz
131
3740 TJ
35
Feuerungen holzverarbeitender Betriebe
480
4367 TJ
110
03
Feuerungen der Industrie
990
03 01
Heizkessel
[3]
[4]
- Feuerungen mit Altholz
70
1276 TJ
55
g/TJ
[5]
- Feuerungen mit Heizöl S
<41
<4100 TJ
10
46
1936 TJ
24
g/TJ
[7]
18
g/t
[8]
[6]
03 02
Prozessfeuerungen ohne Kontakt der Abgase
03 02 01a
- Raffineriefeuerungen Heizöl S
03 03
Prozessfeuerungen mit Kontakt der Abgase
03 03 09
- Buntmetallgiessereien
720
40'000 t
03 03 11
- Zement-Produktion
55
3'928'000 t
14E-03
[9]
03 03 15
- Hohlglas
50
≈100'000 t
0.5
[10]
03 03 16
- Glaswolle-Produktion
8
≈25'000 t
0.3
[11]
04
Produktionsprozesse
710
04 02 07
Stahlwerke
681
1'048'000 t
0.65
g/t
04 06 F
Feuerwerke s. u. Code 08 09
04 06 L
Korrosionsschutz im Freien
26
≈350'000 m
75E-03
g/m
07
Strassenverkehr
07 01-07 03
Motorische Verbrennung
07 07 00
Reifenabriebe
07 07 00
2
[12]
2
[13]
13'320
1062
53'116E+06
20E-06
g/Fzkm
[14]
- Personenwagen
185
46'336E+06 Fzkm
4E-06
g/Fzkm
[15]
- Lieferwagen
30
3'792E+06 Fzkm
8E-06
- schwere Nutzfahrzeuge und Busse
186
2'988E+06 Fzkm
62E-06
- Personenwagen
9731
46'336E+06 Fzkm
210E-06
g/Fzkm
[16]
- Lieferwagen
2124
3'792E+06 Fzkm
560E-06
Bremsenabriebe
137
Tabelle A15ff: Vorläufiges Emissionsinventar für Kupfer (2001)
Code
Aktivität
08
Andere mobile Quellen
Em. [kg]
Aktivitätsrate
EFCu
Einheit
35'910
189E+06 km
0.19
g/km
[17]
9520
56E+06 km
0.17
- Feuerwerke
1980
360 t
5500
g/t
[18]
09
Abfallbehandlung
1650
09 02 01 a
Kehrichtverbrennung in KVA
219
2640 t Cu
83
g/t Cu
[19]
09 02 01 b
Abfallverbrennung in Haus und Garten
75
…
…
[20]
09 02 02 b
Bauabfallverbrennung
900
…
…
[21]
09 02 02 c
Spitalabfallverbrennung
90
30'000 t
3
09 07 a
Abfallverbrennung in der Landwirtschaft
67
…
…
[23]
09 07 b
Abfallverbrennung in der Forstwirtschaft
202
…
…
[24]
09 A
Shredder-Anlagen
102
…
…
[25]
47'410
Fahrleitungsabriebe
08 02 00
Eisenbahnen
08 02 02
Trams und Trolleybusse
08 09 00
Haushalt und Garten
g/t
[22]
Legende:
[1]
Im Jahre 2001 betrug die thermische Stromproduktion in der Schweiz 2904 GWh (10'455 TJ) bei einem Bruttoverbrauch
der Energieträger von 64'060 TJ (Kaufmann 2002a). Davon entfielen ca. 30 % (19'660 TJ) auf Wärmekraftkopplungsanlagen der Industrie. Energieträger neben Erdgas waren u.a. Heizöl S (2813 TJ oder 68'286 t), Heizöl EL (287 TJ) und Holz
(154 TJ Restholz, 185 TJ Altholz sowie 52 TJ Rinden).
In 8 Fernheizkraftwerken betrug 2001 der Bruttoverbrauch der Energieträger 2917 TJ (Kaufmann 2002a). Davon entfielen
fast 87 % auf Erdgas, 8 % auf Heizöl EL (242 TJ) und 3 % auf Holz (101 TJ).
Für die Berechnung der Cu-Emissionen werden die in Tabelle A13 (fett) aufgeführten EFs verwendet.
[2]
Der Endverbrauch von Erdölbrennstoffen im Jahre 2001 betrug 228'860 TJ, davon entfielen 42'520 TJ auf die Industrie
inklusive verarbeitendes Gewerbe (BFE 2002). Der Verbrauch an Heizöl EL für nichtindustrielle Feuerungen wird mit
228'860 TJ − 42'520 TJ = 186'340 TJ (4.37 Mio. t) angenommen. Der EFCu beträgt 2 g/TJ (Tabelle A13)
[3]
Nach Kaufmann (2002b) betrug 2001 der Bruttoverbrauch Holz für Einzelraumheizungen (Cheminées, Zimmeröfen,
Kachelöfen, Holzkochherde) 5435 TJ. Der Verbrauch für Gebäudeheizungen (u.a. Zentralheizungsherde, Stückholzkessel, automatische Feuerungen <70 kW) wird mit 5034 TJ angegeben. Es werden EFCus von 65 g/TJ, resp. 20 g/TJ
verwendet.
[4]
Nach Kaufmann (2002b) betrug 2001 der Bruttoverbrauch Holz für automatische Feuerungen 8206 TJ. Davon entfielen
ca. 100 TJ auf Holz-Wärmekraftkopplungsanlagen (Kaufmann 2002a). Kessler et al. (2001) schätzen für das Jahr 2000
den Energieverbrauch von Holzverarbeitungsbetrieben für automatische Feuerungen auf 4367 TJ.
Für Feuerungen der Holzverarbeitungsbetriebe wird mit dem EFCu für Restholzfeuerungen von 110 g/TJ gerechnet. Der
Bruttoverbrauch Holz der übrigen automatischen Feuerungen beträgt 8206 − 100 − 4367 = 3740 TJ. Es wird der EFCu für
Schnitzelfeuerungen von 35 g/TJ verwendet.
[5]
Nach Kaufmann (2002b) betrug 2001 der Bruttoverbrauch Holz in Anlagen für erneuerbare Abfälle 1667 TJ. Es handelt
sich vorwiegend um industrielle Feuerungen mit Altholz-, Restholz- und Rindennutzung. Der Bruttoverbrauch Alt- und
Restholz sowie Rinden in Anlagen mit thermischer Stromproduktion wird mit 391 TJ angegeben (Kaufmann 2002a). Für
die Verbrennung von Altholz (1667 TJ − 391 TJ = 1276 TJ) in Feuerungen mit Holzanteilen wird der EFCu mit 55 g/TJ angenommen.
[6]
Gemäss Gesamtenergiestatistik (BFE 2002) betrug im Jahre 2001 der Heizöl S-Verbrauch 195'000 t. Rund 68'000 t
wurden in WKK-Anlagen der Industrie und schätzungsweise 26'000 t als Brennstoff in der Zementindustrie eingesetzt. Die
verbleibenden 100'000 t (4100 TJ) dienten als Brennstoff in der Industrie. Hier handelt es sich auch um Feuerungen mit
Kontakt der Abgase (Code 03 03). Basierend auf dem EFCu von 10 g/TJ betragen die Cu-Emissionen deshalb weniger als
die aufgeführten 41 kg.
138
[7]
Nach der Gesamtenergiestatistik betrug im Jahre 2001 der Eigenverbrauch von Heizöl S der Raffinerien 47'000 t entsprechend 1936 TJ (BFE 2002). Es wird der von Frischknecht et al. (1994) angegebene EFCu von 1 g/t, resp. 24 g/TJ
verwendet.
[8]
Die zwei schweizerischen Kupfergiessereien (Halbzeugwerke) produzieren jährlich ca. 40'000 t Halbzeuge. Die CuEmissionen (gefasst und diffus) der zwei Werke betrugen zu Beginn der 90er Jahre gemäss BUWAL Abt. Luftreinhaltung
1040 kg. Der EFCu lässt sich auf 26 g/t zurückrechnen. Demgegenüber geben Passant et al. (2002) den EFCu für Kupfergiessereien mit 10.5 g/t an. Hier wird er mit 18 g/t angenommen.
[9]
Nach Angaben im Jahresbericht der cemsuisse betrugen die Inland-Zementlieferungen im Jahre 2001 rund 3.9 Mio. t
(http://www.cemsuisse.ch/).
Die Staubemissionen bei der Zementherstellung werden mit 170 g/t angegeben (BUWAL 2000c). Der Cu-Gehalt in der
Elektrofilterasche (1996) beträgt 80 ppm (BUWAL Sektion Industrie und Gewerbeabfälle). Daraus lässt sich ein Emissionsfaktor von 0.014 g/t Zement ableiten.
[10]
In der Schweiz wurden im Jahre 2001 in zwei Werken mit Schmelzkapazitäten von 280 und 320 Tagestonnen ca. 200'000
Rohtonnen Glas produziert (verkäufliche Menge: 188'000 t). Ende Februar 2002 wurde ein Werk stillgelegt. Die zukünftige
schweizerische Produktion wird auf rund 100'000 Rohtonnen geschätzt (Grünglas und Feuille-morte). Für die
Emissionsabschätzung wird von dieser Zahl ausgegangen (http://www.vetropack.ch/de/index.html). Für die Glasproduktion schlägt EMEP/CORINAIR einen EFCu von 0.5 g/t (0.4−1.1 g/t) vor.
[11]
Im Jahre 1999 wurde in einem schweizerischen Werk rund 25'000 t Glaswolle mit einem Altglasanteil von 80 % produziert. Für die Emissionsabschätzung wird von dieser Zahl ausgegangen (http://www.isover.ch/de/societe.html).
In EMEP/CORINAIR wird empfohlen von demselben EFCu (0.5 g/t) wie für die Hohlglasproduktion auszugehen. Zum Vergleich geben Passant et al. (2002) einen EFCu für UK von 0.13 g/t. Diesen EF erhielt man mittels Division gemeldeter
Emissionen der Industrie mit dem Produktionsvolumen. Es wird ein EFCu von 0.3 g/t verwendet.
[12]
In der Schweiz existieren 2 Stahlwerke. Im Jahre 2000 wurden im einen Werk 420'000 t Qualitäts-, Edel- und Automatenstähle und im andern 600'000 t Bau- und Betonstähle produziert. Im Jahre 2001 betrug die Produktionsmenge insgesamt
1'048'000 t (www.von-moos-stahl.ch; www.stahl-gerlafingen.com; www.swiss-steel.com).
Passant et al. (2002) empfehlen einen EFCu von 0.65 g/t für die britischen Stahlwerke. Diesen EF erhielt man mittels Division gemeldeter Emissionen der Industrie mit dem Produktionsvolumen. Er wird auch für die Abschätzung der
schweizerischen Emissionen verwendet.
[13]
Cu-Emissionen bei der Sanierung korrosionsgeschützter Objekte mittels Sandstrahlung stammen aus dem Strahlmittel. In
Strahlschutt bestimmte man unabhängig von der Art der entfernten Anstriche Cu-Gehalte um 250 ppm (BUWAL 1994b).
-2
Geht man von einem Strahlmittelverbrauch von 30 kg m und einem Verlust von 1 % in die Luft aus, berechnet sich der
2
EF auf 75 mg Cu/m .
[14]
Angaben zu Fahrzeugbewegungen (in Mio. Fahrzeugk-km) wurden mit Ausnahme derjenigen für Linienbusse der Verkehrsstatistik des Bundesamtes für Statistik entnommen (http://www.bfs.admin.ch/stat_ch/ber11/dtfr11.htm). Sie gelten für
Personenfahrzeuge und Reisebusse für das Jahr 1999 und für den Güterverkehr mit Lieferwagen und Lastwagen für das
Jahr 2000. Insgesamt betragen die Fahrleistungen 53'116 Mio. Fzkm.
Personenwagen:
46'336
Lieferwagen (≤ 3.5 t Masse)
3'792
Schwere Nutzfahrzeuge (≥ 3.5 t Masse)
2'690
Reisebusse (Privatcars):
106
Linienbusse (öffentlicher Verkehr)
192
Der gewählte EFCu beträgt 0.02 mg/Fzkm.
[15] Die EFCus für Pneuabriebe betragen 0.004 mg/Fzkm für Personenwagen, 0.008 mg/Fzkm für Lieferwagen sowie 0.06
mg/Fzkm für schwere Nutzfahrzeuge sowie Busse. Die entsprechenden Fahrleistungen sind unter 14 aufgelistet.
[16] Die EFCus für Bremsbelagsabriebe betragen 0.21 mg/Fzkm für Personenwagen und 0.56 mg/Fzkm für Lieferwagen. Die
entsprechenden Fahrleistungen sind unter 14 aufgelistet.
[17] In BUWAL (2001c) wird der EFPM10 resp. EFCu für Fahrleitungsabriebe des Schienenverkehrs mit 0.19 g pro
Triebfahrzeugkilometer (Elektrische Lokomotiven und Triebwagen) und für jene der Strassenbahnen mit 0.17 g/km angegeben. Die Aktivitätsraten betragen 189 Mio. bzw. 56 Mio km.
139
[18]
In der Schweiz beträgt der Feuerwerkskörperverbrauch rund 1450 t/a (Durchschnitt der Jahre 1998−2000). Davon entfallen ca. 360 t auf die pyrotechnischen Sätze (BUWAL 2001d). Anhand Analysen pyrotechnischer Sätze von Feuerwerkskörpern wird der EFCu auf 5500 g/t pyrotechnischer Satz geschätzt.
[19]
Im Jahre 2000 wurden den Schweizer KVAs mit Abfällen 2640 t Cu zugeführt. Nach Ménard (1994) gelangen über alle
schweizerischen Anlagen gemittelt 1000 g Cu pro t Cu-Input in das Reingas. Eine neuere Stoffflussanalyse in der KVA
Oftringen im Jahr 1997 ergab bei einem Cu-Input von 120 t Emissionen mit dem Abgas von <10 kg (Belevi 1998b). Daraus errechnet sich ein EFCu von 83 g/t Cu-Input.
[20]
Die Gesamtstaubfracht bei der Abfallverbrennung im Haus und Garten wird mit 249 t angegeben (BUWAL 2001c). Wird
von einem Abfall mit einem Cu-Gehalt von ca. 60 ppm und einer Aufkonzentrierung im Staub um den Faktor 5 ausgegangen, errechnen sich die Cu-Emissionen auf 75 kg.
[21]
Die Gesamtstaubfracht bei der Bauabfallverbrennung wird mit 1500 t angegeben (BUWAL 2001c). Bei der Verbrennung
von Altholz in Restholzfeuerungen massen Mohn et al. (2000) in der Rostasche Cu-Gehalte zwischen 860 und 7600
mg/kg (n = 4). Der Mittelwert beträgt 2915 mg/kg. Der mittlere Cu-Gehalt in der Zyklonasche ist mit 600 mg/kg (370−840
mg/kg) tiefer. Unter Annahme eines Cu-Gehalts von 600 mg/kg im emittierten Staub errechnen sich die Cu-Emissionen
auf 900 kg.
[22]
Die in Spitalöfen verbrannte Abfallmenge wird auf rund 30'000 t/a geschätzt (BUWAL 2000c). In EMEP/CORINAIR wird
für die Verbrennung von Spitalabfällen in Anlagen mit einfacher Abluftreinigung ein EFCu von 3 g /t Abfall vorgeschlagen.
[23]
Die Gesamtstaubfracht bei der Abfallverbrennung in der Landwirtschaft wird mit 420 t angegeben (BUWAL 2001c). Nach
Müller et al. (1995) beträgt der Cu-Gehalt der Zyklonasche bei der Verbrennung von Heu 98 mg/kg (± 18 %). In zwei mit
Waldhackschnitzeln betriebenen Feuerungen massen Mohn et al. (2000) in der Rostasche Cu-Gehalte von 180 und 260
mg/kg und in der Zyklonasche 170 mg/kg. Gemäss BUWAL (1996b) erhält man bei der Holzverbrennung in Öfen Medianwerte für Cu in der Rost-, bzw. Zyklonasche von 190 ppm (Rostasche stückiges Holz) und von 120 ppm (Rost- und
Zyklonasche naturbelassenes Holz in Schnitzeln). Unter Annahme eines Cu-Gehalts von 160 mg/kg im emittierten Staub
errechnen sich die Cu-Emissionen auf 67 kg.
[24]
Die Gesamtstaubfracht bei der Abfallverbrennung in der Forstwirtschaft wird mit 1260 t angegeben (BUWAL 2001c). Unter
Annahme eines Cu-Gehalts von 160 mg/kg im emittierten Staub errechnen sich die Cu-Emissionen auf 202 kg.
[25]
Die Gesamtstaubfracht der Shredderanlagen wird mit 4.4 t angegeben (BUWAL 2001c). Der Cu-Gehalt von RESH beträgt
23'200 mg/kg (Keller & Schebdat). Unter Annahme dieses Gehalts im emittierten Staub errechnen sich die Cu-Emissionen
auf 102 kg.
140
A4 Beurteilungswerte
A4.1 Einleitung
Böden
Zur Beurteilung der in den Kapiteln 5.2 und A5.2 aufgeführten Cu-Gehalte in Böden werden
die in der Verordnung über Belastungen des Bodens VBBo festgelegten Richtwerte
verwendet. Zum Vergleich sind in Kapitel A4.2 Beurteilungswerte aus Kanada (CCME), den
USA (Oak Ridge National Laboratory ORNL) und aus den Niederlanden (RIVM) sowie
deren Herleitung mitaufgeführt bzw. beschrieben.
Der niederländische Ansatz ist ein Added Risk Approach, bei dem im Unterschied zum Total
Risk Approach die variierende Hintergrundkonzentration in den Böden nicht berücksichtigt
wird. Sowohl in den Niederlanden wie im Altstoffprogramm der EU werden die Effektdaten
auf einen Standardboden normalisiert. Die Bioverfügbarkeit der Metalle durch das sog.
Ageing wird in der EU durch einen Korrekturfaktor (lab-to-field translation factor) berücksichtigt.
Gewässer
Die in den Kapiteln 5.2 und A5.3 kompilierten Daten zum Vorkommen von Kupfer in Gewässern werden mit dem in der Gewässerschutzverordnung GSchV festgelegten Qualitätsziel
für gelöstes Kupfer verglichen. Zum Vergleich sind in Kapitel A4.3 Beurteilungswerte aus
den Niederlanden (RIVM) sowie deren Herleitung mitaufgeführt bzw. beschrieben.
Der niederländische Ansatz entspricht wiederum dem Added Risk Approach. Dieser kommt
im Altstoffprogramm der EU wahlweise zum Total Risk Approach zur Anwendung. Die Bioverfügbarkeit wird in der EU mit Hilfe des Biotic Ligand Model Konzepts berücksichtigt.
Abbildung A4: Biotic Ligand Model-Konzept (aus Santore et al. 2001)
Kiemen Oberfläche
(biotic ligand)
H+
Organische
DOC
Komplexe
Kupfer
Cu
Anorg.
Komplexe
z.B.:
Aktive Metall-Stellen
Ca2+
Kupferhydroxide
Kupfercarbonate
Das BLM-Konzept berücksichtigt die Verfügbarkeit aus der Wasserphase, die besonders
durch den DOC-Gehalt (Huminstoffe) beeinflusst wird, und die toxikologische Verfügbarkeit.
Danach verläuft das Ausmass der toxischen Wirkung proportional zur Konzentration von
Kupfer am biotischen Liganden (Rezeptor). Die Akkumulation von Kupfer am biotischen
Liganden hängt dabei vom Vorkommen und den Adsorptionskonstanten anderer Kationen wie
H+, Na+, Mg2+ und Ca2+ ab. Als geeignetes Surrogat zur Bestimmung der Akkumulation am
141
biotischen Liganden hat sich die Akkumulation an Fischkiemen erwiesen. Das BLM-Modell
gelangt inzwischen auch mit anderen Organismen wie Krustazeen zur Anwendung.
Abbildung A5 zeigt einerseits die Abhängigkeit der gemessenen aquatischen Toxizität von
Kupfer in Abhängigkeit des DOC-Gehalts und andererseits die mit dem BLM-Modell abgeschätzte Toxizität. Die Differenzen werden experimentell bedingt auf kinetische Gründe zurückgeführt (kein Gleichgewicht zwischen Cu und DOC) (Santore et al. 2001).
Sedimente
Die schweizerische Gewässerschutzverordnung enthält keine Regelungswerte für Kupfer in
Sedimenten.
In Kanada werden Interim Sediment Quality Guidelines (ISQGs) mit einem integrierenden
Ansatz erhalten. Dabei werden aus Freiland-Sedimenten gewonnene chemische und toxikologische Daten (z.B. Tests mit verschiedenen benthischen Invertebraten wie Tubifex tubifex,
Hyalella azteca oder Chironomus riparius mit unterschiedlichen Testparametern wie Mortalität, Wachstum oder Reproduktion) und Daten aus Spiked-Sediment-Toxizitätstests zur Ableitung des ISQGs verwendet, wobei mindestens 20 Einträge sowohl im Effektdaten- wie
auch im Nichteffektdatensatz vorhanden sein müssen. In der Folge werden Threshold Effects
Levels TELs und Probable Effects Levels PELs errechnet. Als ISQG dient der TEL. Der TEL
ist das geometrische Mittel des 15th-Perzentils im Effektdatensatz und 50th-Perzentils im
Nichteffektdatensatz. Der PEL ist das geometrische Mittel des 50th-Perzentils im Effektdatensatz und 85th-Perzentils im Nichteffektdatensatz. Für Kupfer betragen TEL (d.h. ISQG) und
PEL 35.7 mg/kg und 197 mg/kg (CCME 1999c).
Grundsätzlich stellt sich auch bei Sedimenten die Frage der Bioverfügbarkeit der Metalle. Sie
soll in der EU mit der SEM/AVS-Methode berücksichtigt werden. AVS ist säurelösliches
Sulfid, SEM stellt die Menge gleichzeitig extrahierter Metallsulfide mit tieferer Löslichkeit
als Eisen(II)sulfid (oder Mangan(II)sulfid) dar (d.h. CuS, ZnS, NiS, PbS, …). Umfangreiche
Studien haben gezeigt, dass bei SEM/AVS-Verhältnissen <1 oder bei negativen (SEM−AVS)Werten keine Sedimenttoxizität zu erwarten ist, da die Metalle im reaktiven AVS Pool gebunden sind. Sulfid wird in Sedimenten unter anoxischen Bedingungen durch den sulfatreduzierenden Abbau organischer Substanz gebildet.
Zur Illustration sind in Abbildung A6 (SEM−AVS)-Werte und die korrespondierende Toxizität gegenüber der Oligochaete Lumbriculus variegatus gegenübergestellt. Die Proben stammen aus zwei mit Kupfer belasteten Gebieten mit SEM-Cu-Gehalten von 38 bis 248 mg/kg
bzw. 23 bis 11'000 mg/kg. Obwohl in ersterem Gebiet 7 von 11 Proben positive (SEM−AVS)Werte aufwiesen, wurde keine Toxizität festgestellt (< 20 % Mortalität). Dies deutet auf weitere Bindungsphasen hin (org. C). Demgegenüber wurde im anderen Gebiet überall Toxizität
bei positiven (SEM-AVS)-Werten (10 von 11) festgestellt (Hansen et al. 1996).
Luft
In der Schweiz ist in der Luftreinhalteverordnung LRV für Kupfer kein Immissionsgrenzwert
festgelegt. In den Niederlanden verwendeten Baars et al. (2001) zur Ableitung einer tolerierbaren Konzentration (TCA) eine subakute Studie mit Kaninchen, welche über 6 Wochen
intermittierend 5 Tage pro Woche während 6 Stunden pro Tag mit CuCl2-Aerosolen exponiert
wurden. Danach betrug der NOAEC für die Inhalation und Immunotoxizität 0.6 mg Cu/m3.
Mit einem Ausgleichsfaktor von 100 sowie einem Korrekturfaktor von 6 für die kontinuierliche Exposition leiteten Baars et al. (2001) einen TCA von 1 μg/m3 ab.
142
Abbildung A5:
Akute Fischtoxizität (96-h LC50) von Kupfer in Abhängigkeit des DOC-Gehalts
600
LC50s gemessen
BLM Schätzung
500
Cu LC50 [ug/l]
400
300
200
100
0
1
2.3
3.5
6
DOC [mg/l]
Abbildung A6: Sediment-Toxizität gegenüber Oligochaeten in Abhängigkeit des Defizits an säureextrahierbarem
Sulfid (SEM−AVS > 0). Erläuterungen im Text
100
Gebiet A
Gebiet B
90
80
Mortalität [%]
70
60
50
40
30
20
10
0
-10
0
10
20
30
40
50
60
70
SEM-AVS [umol/g]
AVS = Acid volatile sulfides; SEM = Simultaneously extracted metal (MeS +2 HCl → H2S + MeClaqueous)
143
A4.2 Böden
Für Kupfer sind in der Schweiz in der VBBo ein Richtwert von 40 mg/kg festgelegt (Aufschluss mit 2 M HNO3). Der entsprechende Wert für lösliches Kupfer (Aufschluss mit 0.1 M
NaNO3) beträgt 0.7 mg/kg. Bei Einhaltung des Richtwerts ist die multifunktionale Bodennutzung gewährleistet und es wird keine Gefährdung des Menschen, von Tieren oder Pflanzen
erwartet. Zum Vergleich sind in Tabelle A16 ausländische Beurteilungswerte aufgelistet.
Tabelle A16: Beurteilungswerte für Kupfer in Böden im Ausland (Totalgehalte in mg/kg). Erläuterungen im Text
Serious Risk
Maximum Per-
Soil Quality
ORNL Eco-
Addition SRA (NL)
missible Addition
Guideline SQG
Benchmark (USA)
MPA (NL)
(CAN)
mikrobielle Prozesse
60
3.4
430
100
Spezies (inkl. Pflanzen)
300
24
63
60
sekundäre Toxizität (Säuger)
370
sekundäre Toxizität (Vögel)
300
sekundäre Toxizität (Säuger, Vögel)
15
kombiniertes Datenset
25
sekundäre Toxizität (Mensch)
8600
515
1100
Direkte Effekte
Als Qualitätskriterium für Böden der Nutzungskategorien Landwirtschaft sowie Haus- und
Familiengärten wurde in Kanada ein Wert von 63 mg/kg gewählt. Es handelt sich um einen
Schwellenwert (TEC) für Effekte gegenüber Spezies (CCME 1997). Der auf LOECs basierende ORNL Screening Level (SL) beträgt 60 mg/kg (Schutzgut: Invertebraten).
In den Niederlanden erhielt man für Spezies mittels statistischer Extrapolation eine maximal
zulässige Addition MPAspec von 24 mg/kg und Serious Risk Addition SRAspec von 300 mg/kg
(Crommentuijn et al. 1997). Der tiefste verwendete NOEC betrug 26 mg/kg (Reproduktion
Lumbricus rubellus). Die finale maximal zulässige Konzentration MPC von 40 mg/kg ergab
sich aus dem MPAproc von 4 mg/kg basierend auf Effekten gegenüber mikrobiellen Prozessen
nach Addition des Hintergrundwertes von 36 mg/kg. Das Datenset für Prozesse wird vorallem
von einer Studie zum selben Prozess (Ethylen-Produktion) in verschiedenen Bodentypen
beeinflusst (19 von insgesamt 59 NOECs). Die NOECs bewegen sich zwischen 7 und 14
mg/kg. Das geometrische Mittel der 59 NOECs aller Prozesse beträgt 60 mg/kg; es wurde als
Serious Risk Addition (SRA) gewählt. Nach Addition des Hintergrundwertes von 36 mg/kg
erhält man ein SRC von 96 mg/kg (Verbruggen et al. 2001).
Der kanadische Beurteilungswert für mikrobielle Prozesse (NECC) von 430 mg/kg ergibt sich
aus dem geometrischen Mittel von 6 LOECS für die Bodenatmung, N-Mineralisation und
Nitrifikation (CCME 1997) 24.
24
Zum Vergleich wurden im Draft des europäischen VRAs über Cu bei der Ableitung des PNECs (Total Risk
Approach) für mikrobielle Prozesse „Process Mean NOECs“ zwischen 118 mg/kg (Denitrifikation, n=1) und
1550 mg/kg (Ammonifikation, n=1) verwendet. Der mittlere NOEC für die Nitrifikation betrug 395 mg/kg
(n=23). Die Werte sind korrigiert auf einen Standardboden und berücksichtigen die Bioverfügbarkeit durch
Ageing-Effekte (ECI 2005).
144
Grundlage von Boden-Beurteilungswerten des ORNL
USA (Oak Ridge National Laboratory ORNL)
Zur Beurteilung von Schadstoff-Gehalten in Böden verwendet das ORNL vier Screening Levels: Phytotoxische Bodengehalte
SLPlant wurden von Efroymson et al. (1997a) abgeleitet. Als Schwellenwert wurde eine Reduktion des Wachstums oder Ertrags
th
um 20 % gewählt. Sind mindestens 10 LOECS vorhanden, wird als Screening Level das 10 -Perzentil gewählt (Effects Range
Low ERL). Liegt als Endpunkt ein LC50 vor, wurde der LOEC mit 1/5 LC50 angenommen.
Eine Reduktion des Wachstums, der Reproduktion oder Aktivität um 20 % wurde auch als LOEC für Bodeninvertebraten und
mikrobielle Prozesse gewählt. Als Beurteilungswerte SLSpec. sowie SLProc. dienen ERLs oder, analog zum SLPlant bei ungenügender Datenlage, die tiefsten LOECs (Efroymson 1997b).
Auf Basis der von Sample et al. (1996) kompilierten LOECs errechneten Efroymson et al. (1997c) ausgehend von einem
typischen Futterkonsum sowie entsprechenden Uptake-Faktoren und -Modellen für verschiedene Metalle Screening Levels für
die Beurteilung der Sekundärtoxizität (SLWildlife) Aufgrund hoher Bodeningestionen und einer relativ hohen Chemikalienaufnahme mit dem Futter (v.a. Regenwürmer) waren eine nordamerikanische Mäuseart (short tailed shrew) und die Waldschnepfe
(Scolopax minor) die empfindlichsten Arten.
Grundlage von Boden-Beurteilungswerten in den Niederlanden
Niederlande (RIVM)
Ökotoxikologisch begründete maximal zulässige Bodenadditionen MPAs (Metalle), resp. -konzentrationen MPCs sowie Serious
Risk Additions SRAeco, resp. SRCeco werden vom niederländischen RIVM abgeleitet. Bei den Metallen wird der Beurteilungswert
(MPC, SRC) durch Addition des Hintergrund-Gehaltes Cb zum MPA, resp. SRA erhalten.
Aus chronischen Toxizitätsdaten getrennt für Spezies (z.B. Mollusken, Ringelwürmer sowie Pflanzen) und Toxizitätsdaten für
mikrobielle Prozesse und die Enzymaktivität werden in einem 1. Schritt NOECs gebildet. Daraus erhält man mittels statistischer
Extrapolation (Log-Normalverteilung) Konzentrationen, bei denen 5 % (Hazardous Concentration HC5 = MPA), resp. 50 %
(HC50 = SRAeco) der Spezies oder Prozesse als nicht geschützt angenommen werden. Als finaler Beurteilungswert wird der
jeweils tiefere Wert gewählt. Alle terrestrischen Toxizitätsdaten werden korrigiert auf einen Standardboden mit Gehalten von 10
% organischem C und 25 % Ton. Für die Extrapolation wird pro Spezies nur ein Wert verwendet. Liegen für dieselben Spezies
und toxikologischen Endpunkte mehrere Daten vor, wird das geometrische Mittel bei der Extrapolation verwendet. Liegen verschiedene Endpunkte vor, wird der tiefste Wert verwendet. Demgegenüber werden mehrere Daten für dieselben Prozesse zur
Extraplation verwendet. Nur bei Vorliegen mehrerer Daten für denselben Bodentypen wird ein Wert ermittelt/gewählt.
Reicht die Datenlage für eine statistische Extrapolation nicht aus, werden für die Ableitung von MPAs (MPCs) die niedrigsten
terrestrischen Wirkwerte durch einen Ausgleichsfaktor geteilt. Dessen Grösse richtet sich nach den im EU Technical Guidance
Document zur Beurteilung von Alt- und Neustoffen beschriebenen Vorgaben. SRAs (SRCs) werden erhalten, indem die
terrestrischen Toxizitätsdaten (NOECs, LC50s, EC50s) durch geeignete Ausgleichsfaktoren (1−10) geteilt werden.
Für Stoffe mit Bioakkumulationspotential werden chronische NOECs für Vögel und Säuger mit dem Biota-to-Soil-AccumulationFactor für Würmer BSAFworm in NOECs für Böden konvertiert und wiederum mittels statistischer Extrapolation MPAs (MPCs) für
die sekundäre Toxizität abgeleitet. Bei der Extrapolation werden auch kombinierte Datensets, welche die NOECs für Böden
hinsichtlich der direkten wie sekundären Toxizität enthalten, verwendet. Nicht berücksichtigt wird die sekundäre Toxizität bei der
Ableitung von SRCs, da das Ausmass der schwer mit Schadstoffen belasteten Flächen als gering eingestuft wird.
Humantoxikologisch begründete Serious Risk Concentrations (SRCHumanHealth) werden in den Niederlanden mit Hilfe des Modells
CSOIL errechnet. CSOIL berücksichtigt verschiedene Expositionspfade wie die Schadstoffaufnahme durch
-
Ingestion, Inhalation und dermale Aufnahme von Boden,
Inhalation via Luft,
Einnahme von Trinkwasser,
Aufnahme durch dermalen Kontakt und Inhalation beim Duschen,
Verzehr von in Hausgärten gezogenem Gemüse (10 % des Gesamtkonsums von Gemüse).
Wichtigste Expositionspfade sind die Ingestion von schadstoffbelasteten Bodenpartikeln, der Konsum von belastetem Gemüse
sowie die Inhalation von Raumluft im Falle von flüchtigen Substanzen.
Es wird von einer lebenslangen Exposition ausgegangen, davon 6 Jahre als Kind. Das Modell schätzt die durch die SchadstoffGehalte im Boden bedingte Schadstoffaufnahme ab, welche die tolerierbare tägliche Aufnahme gerade erreichen darf.
145
Grundlage von Boden-Beurteilungswerten in Kanada
Kanada (CCME)
In Kanada werden vom CCME Soil Quality Guidelines u.a. für Agrikulturland und Siedlungsgebiete zum Schutz der Umwelt
(SQGE) und des Menschen (SQGHH) veröffentlicht. Die SQGE werden in einem drei-, resp. zweistufigen Verfahren erhalten:
• In Abhängigkeit der Datenverfügbarkeit werden Schwellenwerte (Threshold effect concentrations TECs) für Effekte gegenüber
Bodenspezies (z.B. Mollusken, Ringelwürmer, Pflanzen) mit Hilfe der Perzentil-Methodik oder aus den niedrigsten
th
terrestrischen Wirkwerten unter Anwendung von Ausgleichsfaktoren erhalten. Im ersteren Fall liefert das 25 -Perzentil der
kombinierten Effekt und No-Effekt-Datensets den sog. no potential effects range (NPER), aus welchem man den TEC u.U.
durch Division mit einem Ausgleichsfaktor erhält (kein Ausgleichsfaktor ist nötig, wenn das Datenset aus mehr als zwei Studien mit mehr als drei untersuchten taxonomischen Gruppen besteht und wenn weniger als 25 % der Daten unterhalb des
th
25 -Perzentils Effekt-Daten sind). Liegen jeweils für dieselben Spezies und Endpunkte mehrere Daten vor, transferiert man
das geometrische Mittel ins Datenset.
• Der TEC wird sodann mit dem NECC (nutrient and energy cycling check NECC) für ausgewählte mikrobielle Prozesse verglichen (u.a. Nitrifikation und N-Fixierung als sog. Primär- und N-Mineralisierung, Denitrifikation oder Bodenatmung als sog.
Sekundärdaten). Ist der TEC tiefer als der NECC, so wird er als SQGSC gewählt. Ist der NECC tiefer als der TEC, erhält man
den SQGSC aus dem geometrischen Mittel von NECC und TEC.
• Parallel zum SQGSC wird ein SQGI für den Expositionspfad Boden- und Futteraufnahme abgeleitet. Auf Basis der Schwellendosis DTED für das empfindlichtste Nutz- oder Wildtier (erhalten aus dem LOAEL dividiert durch einen Ausgleichsfaktor in der
Einheit mg (kg bw)
-1
-1
d ) sowie mit den Parametern Körpergewicht, Futterkonsum, Bodeningestion und Biota-to-Soil-
Accumulation-Factor für Pflanzen BSAFPlant wird der SQGI erechnet. Dabei soll der SQGI nur zu einer Ausschöpfung des
DTEDs von 75 % führen.
Als SQGE wird schliesslich der SQGI oder SQGSQ gewählt, je nachdem welcher Wert tiefer ist. Als SQGE für Siedlungsgebiete
(Residential Land Use) wird der SQGSC gewählt.
Humantoxikologisch begründete vorläufige SQGs (PSQGHH) werden unter Berücksichtigung der bereits bestehenden Belastung
erhalten. Bei den Expositionsszenarien für die agrikulturelle oder häusliche Bodennutzung werden die Schadstoffaufnahmen
durch Bodeningestion, Inhalation von Bodenpartikeln sowie Hautkontakt berücksichtigt. Die zulässige Schadstoffaufnahme
RDTI ergibt sich aus der tolerierbaren Aufnahme TDI für die empfindlichste Subgruppe nach Abzug der geschätzten täglichen
Aufnahme EDI bei einem Boden-Allokationsfaktor SF von 20 % (RDTI = [TDI − EDI] x SF) für Nichtkanzerogene. Die erhaltenen
PSQGHH werden hinsichtlich zusätzlicher Belastungen durch indirekte Expositionen (u.a. mit Nahrungsmittel aus der
Eigenproduktion) nach vorgegebenem Schema überprüft (Check Calculations). Gegebenenfalls muss der PSQGHH angepasst
werden. Ansonsten wird der PSQGHH zum SQGHH.
Als finaler SQG für die entsprechende Landnutzung wird schliesslich der SQGE oder SQGHH gewählt, je nachdem welcher Wert
tiefer ist.
Indirekte Effekte
In der VBBo wurden Prüf- und Sanierungswerte für den Futterpflanzenanbau von 150 mg/kg,
bzw. von 1000 mg/kg für Gesamtkupfer festgelegt.
Es wurde von Handicap-Schwellen für Kupfer im Tierfutter von 30−100 mg/kg TS für
Rinder, 250 mg/kg TS für Schweine und 10−25 mg/kg TS für Schafe ausgegangen. Aus der
Handicap-Schwelle für Rinder lassen sich bei Bodeningestionen bezogen auf die
Futteraufnahme von 10 bzw. 1 % und maximalem bzw. minimalem Cu-Transfer vom Boden
in die Pflanze maximal zulässige Bodengehalte von 110−520 ppm (realistisches worst caseSzenario) bzw. 640−2100 ppm (best case-Szenario) ableiten.
Für das Schaf errechnet man im realistischen worst case-Szenario zulässige Bodengehalte im
Bereich der Hintergrundgehalte. Es ergeben sich tolerierbare Boden-Gehalte von 4.5−47
mg/kg unter Berücksichtigung sowie von 0−250 mg/kg ohne Berücksichtigung der Bodeningestion.
Die in den Niederlanden (RIVM), Kanada (CCME) und in den USA vom ORNL verwendeten
Toxizitätsdaten zur Festlegung von Beurteilungswerten für indirekte Effekte sind in Tabelle
A17 aufgeführt. Kupfer wurde jeweils oral mit der Nahrung verabreicht.
146
Tabelle A17: Toxizität von Kupfer gegenüber Säugetieren und Vögeln
Spezies
Dauer
Effekt
Wert
Resultat
Reproduktion
LOEC
530
NOECep*
265
NOEC
398
NOECep
40
NOEC
250
NOECep
250
Einheit
zitiert in
mg/kg Futter
Smit et al.
RIVM
Ratten
Maus
Schwein
Schaf
Ente
Rattus norvegicus
Mus musculus
Sus scrofa domesticus
Ovis ammon aries
Anas platyrhynchos
44w
4w
61-88d
Reproduktion
Wachstum
(2000)
mg/kg Futter
mg/kg Futter
88d
Mortalität
LOEC
15
37w
Mortalität
NOEC
7
mg/kg Futter
NOECep
10
23w
Reproduktion
NOEC
285
NOECep
285
NOEC
85.5
mg/kg Futter
11.7
mg (kg bw) d
110.5
mg/kg Futter
15.1
mg (kg bw) d
570
mg/kg Futter
47
mg (kg bw) d
749
mg/kg Futter
62
mg (kg bw) d
508
mg/kg Futter
mg/kg Futter
ORNL
Nerz
357d
Reproduktion
LOEC
Küken (1 Tag alt)
10w
Wachstum
NOEC
Wachstum,
LOEC
Mortalität
-1
-1
-1
-1
Sample et al.
-1
(1996)
-1
-1
-1
CCME
Hühner
48d
Wachstum
LOEC
≈15.7
DTED*
-1
mg (kg bw) d
CCME (1997)
-1
5.23
* DTED = Daily threshold effect dose; NOECep = für die statistische Extrapolation verwendete NOECs
Bei der Ableitung von Beurteilungswerten zur Sekundärtoxizität in Kanada wurden die
Toxizitätsdaten für das kupferempfindliche Schaf bewusst nicht verwendet. Man erhielt den
SQGI von 300 mg/kg mit einem auf die Pflanzen-Trockensubstanz bezogenen Biota-to-SoilAccumulation-Factor BSAFPlant von 0.26, einer Bodeningestion von 9 % bezogen auf die
Futteraufnahme sowie einer Schwellendosis von 5.2 mg (kg bw)-1 d-1 im Futter für Hennen
(CCME 1997).
Demgegenüber resultierte in den Niederlanden eine tiefe maximal zulässige Bodenaddition
MPAsoil, SP und Bodenkonzentration MPCsoil, SP von 15 bzw. 51 mg/kg, da bei der Ableitung
der tiefe NOEC für das Schaf miteinbezogen wurde (Smit et al. 2000).
Dazu wurden NOECs für Säuger und Vögel in mg/kg Futter durch Division mit dem auf die
Biota-Frischsubstanz bezogenen Biota-to-Soil-Accumulation-Factor für Regenwürmer
(BSAFworm) von 0.09 und Multiplikation mit einem Korrekturfaktor von 0.23, welcher dem
unterschiedlichen Energie-Inhalt der Nahrung im Labor und Feld Rechnung trägt, in Werte
mit der Einheit mg/kg Boden umgerechnet. Für die statistische Extrapolation verwendeten
Smit et al. (2000) konvertierte NOECeps von 677 mg/kg (Testspezies: Wanderratte), 102
mg/kg (Hausmaus), 26 mg/kg (Hausschaf), 639 mg/kg (Hausschwein) sowie 728 mg/kg
(Stockente).
147
Das ORNL verwendete für seine Berechnungen LOECs für Vögel von 61.7 mg (kg bw)-1 d-1
sowie für Säuger von 15.1 mg (kg bw)-1 d-1. Es wurden Screening Levels für Böden zum
Schutz verschiedener Wildtierarten (Fuchs, Reh, Mäuse, Waldschnepfe) abgeleitet 25. Der
SLWildlife beträgt 370 mg/kg. Er ergibt sich mit den Expositionsannahmen für die Spitzmaus.
Der humantoxikologisch begründete kanadische Vorsorgewert basiert auf einer sicheren und
angemessenen Cu-Zufuhr für Kinder von 100 μg (kg bw)-1 d-1, welche als tolerierbare
tägliche Zufuhr (TDI) gewählt wurde. Nach Abzug der geschätzten Cu-Aufnahme von 66 μg
(kg bw)-1 d-1 darf 1/5 der verbleibenden Menge mittels Bodeningestion (0.08 g d-1)
aufgenommen werden. Für ein Kind mit 13 kg Gewicht resultiert ein SQGHH von 1100 mg/kg.
Das RIVM wählte einen "TDI" von 140 μg (kg bw)-1 d-1. Es errechneten sich eine Serious
Risk Concentration SRCHH von 8600 mg/kg (Lijzen et al. 2001).
A4.3 Gewässer
Für Kupfer in Fliessgewässern ist in der Schweiz in der Gewässerschutzverordnung GSchV
eine numerische Anforderung von 2 μg/l (gelöst) festgelegt. Es gilt bei jeder Wasserführung
nach weitgehender Durchmischung des eingeleiteten Abwassers im Gewässer. Zum Vergleich
sind in Tabelle A18 ausländische Beurteilungswerte aufgelistet.
Tabelle A18: Ausländische Beurteilungswerte für Cu in Gewässern (gelöste Gehalte in μg/l)
Spezies
Serious Risk Addition
Maximum Permissible
ORNL Eco-Benchmark
SRA (NL)
Addition MPA (NL)
(USA)
18
1.1
sekundäre Toxizität (Säuger)
213
sekundäre Toxizität (Vögel)
320
sekundäre Toxizität (Säuger, Vögel)
1.0
Direkte Effekte
Das schweizerische Qualitätsziel für gelöstes Kupfer basiert auf einem Vorschlag von Behra
et al. (1994). Die Autoren leiteten einen tiefsten sog. ökotoxikologischen Wert von 0.05 µg/l
(48-h LC50 für Wasserflöhe und Röhrenwurm: 4−6 µg/l, Extrapolationsfaktor: 100) ab. Dieser
Wert ist tiefer als natürlich vorkommende Gehalte von 0.2−1 µg/l. Unter Berücksichtigung
der Speziierung und der essentiellen Rolle von Kupfer wählten Behra et al. (1994) ein Qualitätsziel von 2 µg/l. Es steht im Einklang mit im Ausland abgeleiteten Werten.
In den Niederlanden errechneten Crommentuijn et al. (1997) eine maximal zulässige Konzentration (MPC) von 1.5 μg/l (gelöst). Der MPC ist die Summe der gelösten Hintergrundkonzentration (0.4 μg/l) und der maximal zulässigen Addition (MPA). Den MPA von 1.1 μg/l
erhielt man mittels statistischer Extrapolation (Log-Normalverteilung, Hazardous Concentration HC5 bzw. Potentially Affected Fraction PAF = 5 %). Dazu verwendeten Crommentuijn
25
Mit dem LOAEL für die Testspezies (LOAELT) ergibt sich nach Sample et al. (1996) der LOAEL für das
Wildtier (LOAELWL) unter Berücksichtigung der unterschiedlichen Metabolismus-Raten wie folgt:
LOAELWL = LOAELT x (bwT/bwWL)1/4.
148
et al. (1997) u.a. NOECs (No Observed Effect Concentrations) von 5.3 bis 330 μg/l für
Algen, von 1.7 bis 20 μg/l für Krustazeen und von 0.06 bis 120 μg/l für Fische.
Weiter lieferte die Extrapolation eine Hazardous Concentration HC50, resp. Serious Risk Addition (SRA) von 18 μg/l (Verbruggen et al. 2001 und Lijzen et al. 2001).
Grundlage von Gewässer-Beurteilungswerten in den Niederlanden
Niederlande (RIVM)
Ökotoxikologisch begründete maximal zulässige Additionen MPAs (Metalle), resp. -konzentrationen MPCs sowie Serious Risk
Additions SRAeco, resp. SRCeco werden vom niederländischen RIVM abgeleitet. Bei den Metallen wird der Beurteilungswert
(MPC, SRC) durch Addition des Hintergrund-Gehaltes Cb zum MPA, resp. SRA erhalten.
Bei Vorliegen von Daten zur chronischen Toxizität für Spezies aus unterschiedlichen taxonomischen Gruppen erhält man mittels
statistischer Extrapolation (Log-Normalverteilung) Konzentrationen, bei denen 5 % (Hazardous Concentration HC5 = MPA),
resp. 50 % (HC50 = SRAeco) der Spezies als nicht geschützt angenommen werden. Für die Extrapolation wird pro Spezies nur
ein NOEC verwendet. Liegen für dieselben Spezies und toxikologischen Endpunkte mehrere Daten vor, wird das geometrische
Mittel bei der Extrapolation verwendet. Liegen verschiedene Endpunkte vor, wird der tiefste Wert verwendet.
Reicht die Datenlage für eine statistische Extrapolation nicht aus, werden für die Ableitung von MPAs (MPCs) die niedrigsten
Wirkwerte durch einen Ausgleichsfaktor geteilt. Dessen Grösse richtet sich nach den im EU Technical Guidance Document zur
Beurteilung von Alt- und Neustoffen (EU TGD) beschriebenen Vorgaben. SRAs (SRCs) werden erhalten, indem die Toxizitätsdaten (NOECs, LC50s, EC50s) durch geeignete Sicherheitsfaktoren (1−10) geteilt werden.
Für Stoffe mit Bioakkumulationspotential werden NOECs für Vögel und Säuger mit Hilfe von BCFs für Fische oder Muscheln
(BCFfish, BCFmussel) in NOECs mit der Einheit μg/l konvertiert und wiederum mittels statistischer Extrapolation MPAs (MPCs) für
die sekundäre Toxizität abgeleitet. Bei der Extrapolation werden auch kombinierte Datensets, welche die NOECs hinsichtlich
der direkten wie sekundären Toxizität enthalten, verwendet. Nicht berücksichtigt wird die sekundäre Toxizität bei der Ableitung
von SRCs, da das Ausmass der schwer mit Schadstoffen belasteten Gewässer als gering eingestuft wird.
Indirekte Effekte
Bei der Ableitung des MPASPs für indirekte Effekte wurden in den Niederlanden NOECs für
Säuger und Vögel in mg/kg Futter durch Division mit dem auf die Biota-Frischsubstanz
bezogenen Biokonzentrationsfaktor für Muscheln (BCFmussel) von 1017 l/kg und
Multiplikation mit einem Korrekturfaktor von 0.20, welcher dem unterschiedlichen EnergieInhalt der Nahrung im Labor und Feld Rechnung trägt, in Werte mit der Einheit μg/l Wasser
umgerechnet. Für die statistische Extrapolation verwendeten Smit et al. (2000) konvertierte
NOECeps von 52 μg/l (Testspezies: Wanderratte), 8 μg/l (Hausmaus), 1.7 μg/l (Hausschaf),
49 μg/l mg/kg (Hausschwein) sowie 56 μg/l (Stockente) und erhielten einen MPA von 1.0
μg/l bzw. einen MPC von 1.0 + 0.44 μg/l = 1.44 μg/l 26.
Das ORNL verwendete bei der Ableitung von Screening Levels zum Schutz von Piscivoren
SLpiscivore NOECs von 47 mg (kg bw)-1 d-1 für Vögel sowie von 11.7 mg (kg bw)-1 d-1 für Säuger 27. Für Säuger (Fischotter, Nerz) und Vögel (Kanada Reiher, Fischadler, Gürtelfischer)
errechneten sich mit einem Biokonzentrationsfaktor für Fische (BCFfish) von 290 l/kg und den
entsprechenden Expositionsannahmen − jedoch ohne zusätzliche Sicherheitsfaktoren − die
tiefsten Screening Levels für den Fischotter (213 μg/l) und den Gürtelfischer (320 μg/l)
(Sample et al. 1996).
26
27
Basierend auf dem BCFfish von 120 l/kg wwt. sowie einem Korrekturfaktor von 0.32 errechneten sich für
obige Spezies konvertierte NOECs von 707 μg/l, 107 μg/l, 28 μg/l, 667 μg/l und 760 μg/l.
Mit dem NOAEL für die Testspezies (NOAELT) ergibt sich der NOAEL für das Wildtier (NOAELWL) unter
Berücksichtigung der verschiedenen Metabolismus-Raten wie folgt: NOAELWL = NOAELT x (bwT/bwWL)1/4.
149
A5 Vorkommen in der Umwelt
A5.1 Luft
Messungen von Cu in der Luft belegen, dass rurale Gebiete erwartungsgemäss weniger belastet sind als urbane und dass die Gehalte an verkehrsnahen Standorten deutlich erhöht sind.
In Basel betrug das Mittel dreier Messperioden (22. Jan.−28. April, 23. Juli−13. Okt. und 15.
Okt.−5. Jan.) an 6 Standorten 73 ng/m3 (Röösli et al. 2001). Tiefste und höchste saisonale
Mittel der verschiedenen Standorte betrugen 48 ng/m3 und 109 ng/m3. Drei Messstandorte
lagen an Strassen, zwei in Wohngebieten und ein Messstandort war im Stadtzentrum. Während der Zeit vom 1. Februar 1998 bis zum 31. März 1999 wurden an den NABEL-Messstationen Basel (Agglomeration), Bern (Stadtzentrum an Strasse), Zürich-Kaserne (Stadtzentrum in Park), Zürich-Wiedikon (Stadtzentrum an Strasse) sowie Chaumont (ländlich) insgesamt 120 PM10- und rund 80 PM2.5-Tagesproben umfassend chemisch charakterisiert (Hüglin 2000). Die höchsten Cu-Gehalte verzeichnete man an den Strassenstandorten. Der Median
für Cu in PM10 in Bern betrug 71 ng/m3 und in PM2.5 6.1 ng/m3. Die schweizerischen Befunde werden durch Daten aus dem Ausland bestätigt: In Schwebestaub in Kopenhagen an
einer Strasse mit einem durchschnittlichen täglichen Verkehr von 60'000 betrug der CuGehalt 80 ± 11 ng/m3 (Nielsen et al. 1999). Nach Krauth und Stolz (1987) wurden in der Luft
unmittelbar über Strassen (0.5 m) Cu-Gehalte von 580 ng/m3 gemessen. In einer Entfernung
von 20 m mass man noch 25 ng/m3. Die Cu-Gehalte im Staub in 0.5 m und 1.75 m Höhe über
Strasse betrugen 2060 ppm resp. 4200 ppm (Sekundärquelle).
Die Konzentration im urbanen Birmingham (UK) war im Winter mit 65.6 ng/m3 deutlich höher als im Sommer mit 11.7 ng/m3. Im österreichischen Linz wurden an einem dicht bebauten
sowie strassennahen Standort Jahresmittelwerte von 22 ng/m3 und 43 ng/m3 gemessen. Die
Monatsmittelwerte variierten zwischen 10−47 ng/m3, resp. 33−58 ng/m3. Die mittleren CuGehalte in PM10 betrugen 878 mg/kg (Maximum: 2100 mg/kg im September), resp. 991
mg/kg (Maximum: 1500 mg/kg im Juni/Juli).
Im niederländischen Eindhoven wurden in einer Messreihe von Noordijk (1994) Emissionen
aus Feuerwerkskörpern miterfasst. Er mass an Silvester Gehalte um 20 ng/m3 gegenüber 3−6
ng/m3 vor bzw. nach Silvester (24h-Mittelwerte).
Am Agglomerationsstandort nahe Basel mass Hüglin (2000) Cu-Gehalte von 6 ng/m3 in
PM10. Im ländlichen und erhöht gelegenen Chaumont betrug der maximale Tagesmittelwert
47 ng/m3, 96 % der Messungen lagen unter der Nachweisgrenze von 8.9 ng/m3. Daten zu CuKonzentrationen in Aerosolen (0.06−8 μm) in einer ländlichen Region der Schweiz für das
Jahr 1985 liegen weiter von Gälli Purghart (1989) vor (Tab. A19).
Tabelle A19: Jahresmittel 1985 der Kupfer-Gehalte (0.06−8 µm) und mass median diameter von Cu (MMD)
Standorte
Höhe ü. M.
C(Partikel)
3
MMD
C(Cu)
3
C(Cu)/C(Partikel)
[µg/m ]
[µm]
[ng/m ]
[mg/kg]
A. Belpmoos
515
37.1
1.54
7.9
212
B. Hofmatt
750
30.8
1.06
4.5
146
C. Uecht
940
25.0
0.95
3.4
137
D. Lischboden
1550
12.6
1.23
2.7
213
150
Tabelle A20: Kupfer im Schwebstaub an verschiedenen Standorten
Standorte
Basel urban (PM 10)
3
Jahr
Gehalt [ng/m ]
1997/98
73
Quelle
Röösli et al. (2001)
48-109
Basel Agglomeration (PM 10)
1998/99
6
Zürich Stadtzentrum in Park (PM 10)
1998/99
13
Zürich Stadtzentrum an Strasse (PM 10)
1998/99
76
Hüglin (2000)
14-188
Bern Stadtzentrum an Strasse (PM 10)
1998/99
71
25-221
Bern ländlich (Partikel < 8 μm) vier Standorte
1985
5
Gälli Purghart (1989)
3-8
Birmingham (UK) urban im Sommer (PM 10)
1992
11.7
Birmingham (UK) urban im Winter (PM 10)
1992
65.6
Linz (A) urban in Wohngebiet (PM 10)
2000
21.7
10-47
Linz (A) an Strasse (PM 10)
2000
Harrison et al. (1996)
Amt der Oö. Landesregierung
(2001a)
42.5
33-58
Linz (A) industrienah (integriertes Stahlwerk)
2000
14.6
(PM 10)
9-37
Kopenhagen (DK) an Strasse (DTV = 60‘000)
1996
80 ± 11
Aalborg (DK) an Strasse
1998
37.5
Lille Valby (DK) ländlich
1998
2.2
Rhein-Ruhrgebiet Jahresmittel
1995
10-40
Rhein-Ruhrgebiet verkehrsnahe Standorte
1995
50-80
Rhein-Ruhrgebiet ballungsgebietsfern
1995
10-20
Nielsen et al. (1999)
Kemp et al. (1999)
LUA (1995)
Schwermetallgehalte in Moosen sind ein Mass für die atmosphärische Belastung. Die Resultate dreier umfangreicher, in einem europäischen Monitoring-Programm integrierter Studien
mit 142 bis 235 emittentenfernen Standorten aus den Jahren 1990, 1995 und 2000 sind in
BUWAL (1993a), BUWAL (1998) und BUWAL (2004) zusammengefasst. Moose eignen
sich als Bioindikatoren, weil echte Wurzeln fehlen, Nähr- sowie Schadstoffe aus der Luft
aufgenommen werden und die Pflanzenoberfläche im Verhältnis zum Volumen gross ist. Die
Gehalte in Moosen widerspiegeln die Immissionsverhältnisse dreier vorangehender Jahre.
Die gemessenen Kupfer-Konzentrationen in den Moosproben waren 1990, 1995 und 2000
etwa gleich hoch. Die Mediane betrugen 4.43 μg/g (1995), 4,32 μg/g (1995) resp. 4.35 μg/g
(2000). Zwischen 1990 und 2000 wurde keine Änderung der Immissionssituation festgestellt.
Die Unterschiede innerhalb der Schweiz waren mit Ausnahme der Südschweiz nicht gross.
Hier wurden in allen drei Messperioden die höchsten Meridiane registriert (1990: 8.1 μg/g,
1995: 7.0 μg/g und 2000: 7.7 μg/g). Die in der Schweiz gemessenen Kupfer-Konzentrationen
waren ähnlich tief wie in Österreich oder Nordeuropa.
151
Aus den Cu-Gehalten der Moose kann nicht direkt die Höhe der Deposition bestimmt werden.
Vergleiche mit technischen Messungen erlauben jedoch grobe Abschätzungen. Diese Abschätzung ergibt, dass in der Schweiz im Mittel 5 μg/(m2*d) oder 1.8 mg/(m2*a) deponiert
werden.
In Tabelle A21 sind einige Depositionsraten zusammengefasst. Für vier ländliche Standorte
im Kanton Bern bestimmte Gälli Purghart (1989) Nassdepositionsraten von 1.82−2.35 mg m-2
a-1 (1985). Der Anteil der nassen Deposition an der Gesamtdeposition beträgt rund 80 %.
Aus dem Rahmen fallen Nassdepositionsraten, die jüngst im Kanton Solothurn ermittelt wurden. Die Cu-Gehalte im Niederschlag wenig bzw. stärker belasteter Gebiete werden mit 10
und 120 μg/l angegeben. Die korrespondierenden Depositionsraten betragen 12.5 und 150 mg
m-2 a-1 (AfU Kt. SO 2002b).
In einer Untersuchung aus dem Jahre 1994 ermittelte man an 23 Standorten im Kanton
Schaffhausen eine Gesamt-Depositionsrate von ca. 2 mg m-2 a-1. Der mittlere Cu-Gehalt im
gesammelten Depositionsstaub beträgt 104 mg/kg (Mittelwert) bei einem Range von 48 bis
164 mg/kg. In Baden-Württemberg mass man im Depositionsstaub einen mittleren Gehalt von
160 mg/kg, der Median betrug 90 mg/kg und die Extremwerte lagen bei 2 und 2340 mg/kg.
Tabelle A21: Depositionsraten von Kupfer im Freiland und im Wald
-2 -1
Standorte
Typ
Jahr
mg m a
Dübendorf (Agglomeration)
gesamt
1979
8.4
Dübendorf (Agglomeration)
nass
Dübendorf und Wallisellen (Agglomeration)
trocken
Dübendorf und Wallisellen (Agglomeration)
nass
4 ländliche Standorte Kanton Bern
nass
1985
1.95
Gälli Purghart (1989)
Kanton Solothurn wenig belastete Gebiete
nass
2000
12.5
AfU Kt. SO (2002b)
Kanton Solothurn stärker belastete Gebiete
nass
2000
150
Kt. Schaffhausen; Bereich von 23 Standorten
gesamt
1994
1.4-3.2
Kt. Schaffhausen; Median von 23 Standorten
gesamt
Ackerbau in der Nähe von Siedlungsgebiet (CH)
gesamt
1986
3.6
Gemüsebau in Strassenverkehrsnähe (CH)
gesamt
1989
4.9
Agglomeration, Stadt und Nähe von KVA ( 3 CH St'orte)
gesamt
1983
11-12
Belastungsgebiet Kupfer-Emittent (CH)
gesamt
1984
1150
Baden-Württemberg (Median)
gesamt
…
2.4
Umweltministerium Baden-
Baden-Württemberg (Mittelwert)
gesamt
6.0
Württemberg (1995)
Linz (A) urban; Jahresmittelwert von 9 Standorten
gesamt
6.2
Amt der Oö. Landes-
Linz (A) industrienah; Jahresmittelwert von 9 Standorten
gesamt
7.7
regierung (2001b)
Standort in Autobahnnähe (D)
nass
8.2
Krauth & Stolz (1987)
Standort in Autobahnnähe (D)
trocken
St. Cierges Freiland
gesamt
St. Cierges Fichtenwald
gesamt
Lägern Freiland
gesamt
Lägern Fichtenwald
gesamt
4.2
Lägern Buchenwald
gesamt
2.2
152
Quelle
Zobrist (1983)
5.6
1988
1.7-2.2
Meyer (1991)
1.4-1.6
BUWAL (1995c)
1.95
2000
1982
BUWAL (1993b)
Häni et al. (1984)
5.8
1987/89
0.8-1.1
3.1-3.8
1986
1.9
BUWAL (1993b)
A5.2 Böden
Keller & Desaules werteten rund 330'000 Analysenwerte von Schadstoffen aus, die von
13'650 über die Schweiz verteilten Standorten stammen. Die Daten wurden insbesondere von
den Bodenschutzfachstellen der Kantone erhalten. Beim Kupfer liegen rund 12'000 zwischen
1990 und 1996 analysierte Proben vor (BUWAL 2001a). Tabelle A25 listet die Cu-Gehalte
für verschiedene Nutzungen sowie Untersuchungstypen auf (0−20 cm Bodentiefe, Aufschluss
mit 2 M HNO3). Die Tabelle wurde mit Daten aus ausgesuchten Veröffentlichungen ergänzt.
Diese sind zum Teil bereits im Datenkollektiv von Keller & Desaules enthalten.
Erhöhte durch Abriebe des Strassenverkehrs verursachte Cu-Gehalte findet man nur in
nächster Fahrbahnnähe. In 50 cm Abstand von schweizerischen Strassen mit einem durchschnittlichen täglichen Verkehrsaufkommen (DTV) von 2000, 2000−8000 und mehr als 8000
fand man Cu-Gehalte von 12−67 mg/kg, 16−54 mg/kg und 8−128 mg/kg. Bei der Strasse mit
dem DTV >8000 betrug der Cu-Gehalt in 150 cm Abstand von der Strasse noch 16−40 mg/kg
(Bono 2000). Messungen im Kanton Thurgau ergaben, dass Kupfer in Böden entlang von
Strassen zwar deutlich angereichert vorliegt, dass aber Gehalte über 40−50 ppm nur bei stark
befahrenen Strassen (DTV >30'000) und in unmittelbarer Strassenähe (<1 m) gemessen werden (Lehmann 1996).
Ähnliche Cu-Gehalte wurden in Deutschland gefunden: In 0.1 bis 5 m Abstand von stark befahrenen Strassen betrug das 50th-Perzentil in Böden, hier in 0−10 cm Tiefe gemessen, 56
mg/kg (Königswasseraufschluss). Der höchste Gehalt von 300 mg/kg wurde an einer Autobahn mit einem DTV von 50'000 in 10 cm Fahrbahnabstand gemessen (Umweltministerium
Baden-Württemberg 1992).
Stilwell & Gorny (1997) beprobten Böden unter sieben mit CCA-Salzen imprägnierten Stegen 28. Unter den Konstruktionen fanden sie in einer Bodentiefe von 0−5 cm einen mittleren
Cu-Gehalt von 75 mg/kg (17−410 ppm). In den Kontrollproben in 5 m Entfernung der Stege
betrug der mittlere Cu-Gehalt 17 mg/kg (10−30 mg/kg). Anhand der Zusammensetzung typischer CCA-Salze und dem unterschiedlichen Verteilungsmuster der Elemente im Boden
schliessen Stilwell & Gorny (1997), dass die Bodeneinträge aus Auswaschungen und nicht
durch Bearbeitungsabfälle beim Bau der Stege stammen.
Tabelle A22: Kupfer in Böden unter imprägnierten Hölzern (Stege)
Bodenprobe (0−5 cm) unter …
Alter [a]
Gehalt unter Decks [mg/kg]
Gehalt 5 m neben Decks [mg/kg]
Min.
Max.
Mittel
Min.
Max.
Mittel
Deck unbeschichtet
0.3
22
63
34
13
20
16
Deck unbeschichtet
2
23
65
48
12
17
14
Deck beschichtet nach 5 Jahren
5
38
145
76
18
30
22
Deck unbeschichtet
7
41
140
75
18
30
22
Deck unbeschichtet
7
26
273
104
10
12
11
Deck unbeschichtet
8
60
410
154
15
27
20
Deck beschichtet nach einem Jahr
15
17
46
31
10
14
13
sowie 8 Jahren
28
Kupfer-Chrom-Arsen-Salze (CCA) sind in der Schweiz als Holzschutzmittel nicht zugelassen. Meistgebrauchte Schutzmittel in der Schweiz sind Kupfer-Chrom-Bor-Salze (CCB).
153
Stilwell & Graetz (2001) untersuchten das Ausmass der Bodenbelastung durch Regenwasser,
das von mit CCA-Salzen imprägnierten Lärmschutzwänden abläuft. Dazu massen sie die CuGehalte in Böden unmittelbar bei den Wänden (0 cm) sowie in einem Abstand von 80 cm von
den Wänden. Die Kontrollproben wurden in einem Abstand von 3 bis 10 m entnommen. Insgesamt wurden an 3 Standorten an verschiedenen Abschnitten 65 Proben gezogen. Bei den
Bodenproben unter den Wänden (0 cm) musste zuerst eine Kiesschicht entfernt werden. Das
Alter der Lärmschutzwände ist nicht bekannt. Die Messungen zeigen, dass nur die Böden unmittelbar unter den entlang von Highways montierten Lärmschutzwänden belastet sind.
Tabelle A23: Kupfer in Böden unter imprägnierten Holzschutzwänden
th
th
th
Bodengehalte in [mg/kg]
Mittelwert
Min.
25 -Perz.
50 -Perz.
75 -Perz.
Max
unter den Wänden (n = 35)
81 ± 62
13
34
69
112
291
in 80 cm Abstand (n = 15)
16 ± 8
9
11
13
20
31
Hintergrund (n = 15)
20 ± 17
8
10
11
30
54
Im Kanton Aargau wurden zwischen 1993 und 1997 Bodenuntersuchungen in der Umgebung
ausgewählter industrieller Betriebe inklusive der Abfallentsorgung durchgeführt 29. Dabei
wurden nur vereinzelt Cu-Gehalte über 50 mg/kg gemessen (Krebs 1998). Im Kanton Zürich
wurde in der Umgebung aller inklusive der stillgelegten Kehricht- und Schlammverbrennungsanlagen an 420 Standorten die Schwermetallbelastung gemessen. Dabei lagen die
Durchschnittswerte im kantonalen Durchschnitt. An einzelnen Standorten wurden allerdings
die Durchschnittswerte um ein Mehrfaches übertroffen, insgesamt mass man an 8 % der
Standorte Cu-Gehalte über 50 mg/kg. Die Belastung ist auf frühere Zeiten zurückzuführen
(Statistisches Jahrbuch des Kt. Zürich 1994/95, S. 77).
Tabelle A24 fasst die Cu-Belastung von Böden in der Umgebung von acht Giessereien im
Kanton Zürich zusammen. Erwartungsgemäss wurde die höchste Cu-Belastung bei Buntmetallgiessereien gefunden (FaBo ZH 2003).
Tabelle A24: Kupfer in Böden in der Nähe von Giessereien (FaBo ZH 2003).
Giesserei
Betrieb
Distanz
Anzahl
10th-Perz.
50th-Perz.
90th-Perz.
Cu-Legierungen
1928-2000
bis 300 m
35
40
120
240
Zink, Aluminium, Bronze
1940-1992
bis 300 m
34
40
80
180
Aluminium
1939-1992
bis 1000 m
32
15
20
40
sei 1926
bis 800 m
61
10
15
20
Eisen
1908-1999
bis 1500 m
45
10
20
120
Eisen
1870-1984
bis 1100 m
84
10
15
50
Eisen
1916-2002
bis 900 m
58
10
20
40
Eisen
1958-1993
bis 1500 m
73
15
25
50
legierte Gusseisen, Stähle
29
Betriebe die Betonstahl, Walzdraht, Aluminiumlegierungen und Spanplatten herstellen, galvanische Verzinkerei, kleinere Sondermüllverbrennungsanlagen, KVA, Betrieb der Schrottverwertung.
154
Tabelle A25: Kupfer in Böden (Totalgehalte nach VBBo in mg/kg)
Standorte
An-
Maxi-
Perzentile
Bemerkungen, Quelle
zahl n
50
Unterböden
328
14
10-27
112
Meyer (1991)
Graswirtschaft NABO
13
21.4
9-31
38
≥4 Nutzungen pro Jahr; BUWAL (1993b)
Graswirtschaft NABO
11
16.4
4-21
29
≤4 Nutzungen pro Jahr
Kunstwiesen NABO
6
17.9
13-24
48
Dauerwiesen
3126
22.1
11-56
929
inkl. Verdachtsstandorte; BUWAL (2001a)
Acker NABO
27
20.1
13-37
50
BUWAL (1993b)
3507
22.1
13-48
1960
inkl. Verdachtsstandorte; BUWAL (2001a)
Spezialkulturen NABO
13
33.4
23-465
860
Reb-, Obst-, Gemüsebau, 2 Pärke; BUWAL (1993b)
Intensivkulturen
826
56.8
21-429
1317
Reb-, Obst-, Gemüsebau; BUWAL (2001a)
Rebbau
409
118
35-474
1317
Gemüsebau
18
35
74
Steinobst-Parzellen
7
62
161
Kernobst-Parzellen
9
31
100
Nadelwald NABO
16
10.6
5-19
29
Laubwald NABO
12
10.7
3-20
24
Wald
2489
11.2
6-24
2250
BUWAL (2001a)
Parkanlagen
856
32
17-94
1395
inkl. Verdachtsstandorte; BUWAL (2001a)
Schiessplätze
240
16.9
6.5-86
1250
verschiedene Nutzungen; BUWAL (2001a)
Siedlungsgebiete
177
42
23-69
1040
Meyer (1991)
Siedlungsgebiete
248
26.6
15-100
1825
inkl. Verdachtsstandorte; BUWAL (2001a)
Gebäudeumschwung TG
6
25
Rasenflächen; Lehmann (1995)
Spielplätze u. Parkanlagen
27
27
6 Standorte
Wiesen genutzt innerorts
33
30
6 Standorte
Gartenbau
568
48
23-141
13'910
Hausgärten Olten
79
55
34-151
1596
Verkehr (Strasse, Schiene)
372
23
15-44
76
inkl. Flugplätze; BUWAL (2001a)
Bahntrassee-Nähe I
35
38
15-63
88
bis 10 m Abstand vom Trassee; BUWAL (1992c)
Bahntrassee-Nähe II
12
27
13-45
47
30 m Abstand vom Trassee
SBB-Fahrleitungsmast
3
143
462
0.02-0.78 m Abstand, zitiert in BFS (1996)
1847
21
13'910
verschiedene Nutzungen; BUWAL (2001a)
Nahbereich Stahlwerk I*
53
31
124
Tangentialtransekt; Hoins et al. (1994)
Nahbereich Stahlwerk II*
10
37
72
Radialtransekt
Nahbereich Messingwerk*
43
1400
Acker
Emittentennahe Standorte
Nahbereich KVA
th
th
10 -90
th
11-51
910-1810
mum
2370
18
92
* Mittelwerte
155
Vogel et al. (1989)
BUWAL (1993b)
inkl. Haus- u. Kleingärten; BUWAL (2001a)
Gemüsebeete; Affolter (1998)
Tangentialtransekt; Geiger & Schulin (1995)
11 Standorte; AfU GL (1993)
A5.3 Gewässer und Sedimente
Kupfer in Grund- und Quellwasser
In Tabelle A26 sind in Grund- und Quellwasser bzw. Netzwasser gemessene Cu-Gehalte
aufgeführt.
Tabelle A26: Kupfer in Sicker-, Grund- und Quellwasser (Gehalte in μg/l)
Standorte
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
3
Bereich: 2-3 µg/l, n=4
WVZ (2002)
2.5
Bereich: 0.1-9.2 µg/l
Henseler et al. (1992)
Bereich: <1-21 µg/l, n=196
Mitt. Lebensm. Hyg.
Zürich Limmat Uferinfiltrat
Bünztal Netzwasser (ab Pumpwerk)
Kanton Luzern Netzwasser
th
50 -Perz:
3
94 (2003), S. 305
Basel Grundwasser I
2
Maximum: <9.5 µg/l
Basel Grundwasser II
2
Maximum: <5 µg/l
Kanton Uri Grundwasser
<2
Alle Werte <2 µg/l
Lab. Urkantone (1997)
Winterthur (Tössgrundwasserstrom)
<2
Mittelwert 1996-2000
FaKo U&E (2001)
Zürich Grundwasser
<2
Bereich: <2-3 µg/l, n=12
WVZ (2002)
Basel Quellwasser
2.8
Bereich: 0.5-7 µg/l
Kant. Labor BS (1992)
Zürich Quellwasser Sihltal
<2
Bereich: <2-5 µg/l, n=4
WVZ (2002)
Zürich Quellwasser Lorzetal
<2
Bereich: <2-4 µg/l, n=4
Mineral- und Thermalquellen (CH) ohne Extremwerte
1.6
Bereich: 1-2 µg/l, n=5
Mineral- und Thermalquellen (CH)
0.5 und 8
Kant. Labor BS (1992)
Jäckli (1985)
Minimum und Maximum
Kupfer in Gewässern
An rund der Hälfte der Stationen des Nationalen Programms für die analytische Daueruntersuchung der schweizerischen Fliessgewässer (NADUF) wird regelmässig der Gehalt an Gesamtkupfer gemessen. Die Gehalte in der Thur bei Andelfingen haben 1998 im Vergleich zur
Messperiode 1981−1983 und 1989−1992 deutlich abgenommen und liegen zwischen 2 und 8
μg/l, wobei Gehalte von 5 μg/l zeitweise überschritten werden. Letzteres trifft auch auf die
Glatt bei Rheinsfelden zu. In der Birs bei Münchenstein mass man 1997−1998 Gehalte
zwischen 1 und 17 μg/l. Bei relativ tiefen Schwebstoffgehalten werden Werte von 5 μg/l zeitweise massiv übertroffen. In der Aare bei Brugg und der Reuss bei Melligen schwanken die
Gehalte zwischen 1 und 6.5 μg/l bzw. 1 und 7 μg/l. Sie liegen selten über 5 μg/l. Im Jahre
1992 lagen die Cu-Gehalte in der Limmat bei Baden unterhalb von 5 μg/l. In der Rhone bei
Porte du Scex sind die Cu-Gehalte v.a. im Sommer teilweise hoch, dies bei hohen Schwebstoffgehalten (BUWAL 2000b).
Tabelle A27 fasst weitere in Schweizer Gewässern gemessene Cu-Gehalte (gesamt und
gelöst) zusammen. Aus dem Rahmen fallen die Werte, die von Henseler et al. (1992)
zwischen 1986 und 1990 in der Bünz gemessen wurden. Am Taleingang bzw. -ausgang
betragen die mittleren Cu-Gehalte 12 μg/l bzw. 22 μg/l.
156
Kupfer in Fliessgewässersedimenten
In Tabelle A28 sind in schweizerischen Gewässern gemessene Cu-Gehalte in Sedimenten
zusammengefasst. Ähnliche Gehalte findet man in den USA im South Platte River und seinen
Zuflüssen. An 23 Standorten mass man Gehalte im Sediment zwischen 18 und 480 mg/kg.
Das geometrische Mittel beträgt 46 mg/kg. Die 10th-, 50th- und 90th-Perzentile errechnen sich
auf 24 mg/kg, 42 und 101 mg/kg. An acht Standorten mit landwirtschaftlich geprägtem Einzugsgebiet mass man zwischen 18 und 63 mg Cu/kg. Das geometrische Mittel beträgt 36
mg/kg. Demgegenüber fand man an fünf Standorten mit urbanem Einzugsgebiet Gehalte zwischen 24 und 82 mg/kg. Das geometrische Mittel beträgt 51 mg/kg (Heiny & Tate 1997).
Kupfer in Hafensedimenten
In dänischen Häfen betrugen die höchsten gemessenen Cu-Gehalte an zwei Standorten
7000−8000 mg/kg bzw. 1600−2400 mg/kg gegenüber 15 bis 70 mg/kg und 100 bis 400 mg/kg
im Seebecken. Zu den hohen Gehalten trägt hier auch die Berufsschifffahrt bei. An drei
weiteren Hafenstandorten mass man 280, 490 und 1200 mg Cu/kg (Madsen et al. 2000). In
zwei offenen Yachthäfen in den USA mass man in Sedimentfallen 240 und 99 mg Cu/kg.
Ausserhalb des Hafens betrugen die Cu-Gehalte 140 und 100 mg/kg. Messungen in zwei mit
Wellenbrechern geschlossenen Yachthäfen mit einer Ein- und Ausfahrt ergaben Cu-Gehalte
von 250 und 94 mg/kg gegenüber 34 und 53 mg/kg im offenen Wasser (Norton 2001).
In der Schweiz mass man in Hafensedimenten des Lac Léman bei Porte Villeneuve 103 mg
Cu/kg und bei Port Vidi 172 mg Cu/kg (BUWAL 1995b).
Tabelle A27: Kupfer in schweizerischen Gewässern (Gehalte in μg/l)
Standorte
Jahr
Form
Gehalt
Sempachersee
1994
Gelöst
0.5
0.2-1.1
Bemerkungen
Quelle
Tiefenprofile Febr, Mai, Juli
Xue et al. (1996)
und Oktober (n=12)
Greifensee
Gelöst
0.3-1.0
Behra et al. (1994)
Bodensee
Gesamt
0.3-0.8
CIPEL (1984)
1983/84
Gesamt
0.4-0.8
1991
Gelöst
0.5
Zürichsee
Vierwaldstättersee (Luzernersee)
Tiefenprofile
Sigg (1991)
Tiefenprofile Febr, Juli und
Xue et al. (1996)
0.3-0.7
Oktober (n=12)
Lac Léman (Grand Lac)
1996
Gesamt
1.2-1.5
Tiefenprofile März
Lac Léman (Grand Lac)
1996
Gesamt
0.3-0.8
Tiefenprofile September
Rhein bei Weil
2001
Gesamt
1.7
Bereich: 1.2-2.5 µg/l, n=26
Rhein bei Village Neuf
1993
Gesamt
1.3
Bereich: 0.6-2.6 µg/l, n=24
Rhein bei Village Neuf
1993
Gelöst
Rhein bei Rekingen
2001
Gesamt
Rhein bei Rekingen
1993
Gesamt
Rhein bei Rekingen
1993
Gelöst
0.6-2.7
2 Stichproben
Aare 2 Standorte vor Bern
1993
Gelöst
1.1-1.2
2 Stichproben
0.6-1.0
CIPEL (1997)
Zahlentafeln IKSR
2 Stichproben
Xue et al. (1996)
1.8
Bereich: 1.1-3.6 µg/l, n=25
Zahlentafeln IKSR
0.9
Bereich: <0.5-1.6 µg/l, n=25
157
Xue et al. (1996)
Tabelle A27ff: Kupfer in schweizerischen Gewässern (Gehalte in μg/l)
Standorte
Jahr
Form
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
Aare bei Brugg
1993
Gelöst
1.1
Stichprobe
Emme bei Burgdorf
1993
Gelöst
1.6
Stichprobe
Limmat bei Zürich
2002
Gesamt
<2
Max: 5 µg/l; 8 Stichproben
WVZ (2002)
Birs quellnah bei km 3
1996
Gelöst
0.4-1.1
5 Stichproben
Behra et al. (2002)
Birs unterhalb ARA (mit Indu-
1996
Gelöst
5.6
Bereich: 2.6-9.8 µg/l, n=4
1996
Gelöst
1.4
Bereich: 1.0-2.7 µg/l, n=4
Birs bei Münchenstein bei km 68
1993
Gelöst
1.8-3.0
Zuflüsse Sempachersee (5)
1998
Gelöst
Zuflüsse Sempachersee (5)
1998
Necker (Thur-Seitenbach)
strieabwasser) bei km 6
Birs 9 km unterhalb Emittent
(Metallverarbeitung) bei km 34
2 Stichproben
Xue et al. (1996)
2.4
Bereich: 1.9-3.1 µg/l, n=5
Xue et al. (2000)
Gesamt
3.0
Bereich: 2.2-3.8 µg/l, n=5
1998
Gelöst
0.5
Bereich: 0.2-0.8, n=4
Behra et al. (2002)
Thur bei Schönenberg
1998
Gesamt
0.9-2.1
6 Stichproben
Sigg et al. (2000)
Thur bei Andelfingen
1993
Gelöst
2.2-4.4
2 Stichproben
Xue et al. (1996)
Thur bei Andelfingen
1998
Gelöst
1.4
Bereich: 0.6-2.0, n=4
Behra et al. (2002)
Thur bei Andelfingen
1998
Gesamt
1.7
Bereich: 0.8-2.0 µg/l, n=7
Sigg et al. (2000)
Chriesbach bei Dübendorf
1993
Gelöst
2.4-4.7
2 Stichproben
Xue et al. (1996)
1986/88
Gelöst
1.3
Bereich: 0.3-3.0 µg/l
Behra et al. (1994)
Glatt bei Rümlang
1986/88
Gelöst
2.6
Bereich: 1.0-6.0 µg/l
Glatt bei Rümlang
1993
Gelöst
1.5-1.9
Glatt bei Niederglatt o'halb ARA
1993
Gelöst
1.3
Glatt bei Niederglatt u'halb ARA
1993
Gelöst
1.4-2.0
Glatt bei Rheinsfelden
1993
Gelöst
2.2
Stichprobe
Glatt bei Fällanden (Abfluss
Greifensee)
2 Stichproben
Xue et al. (1996)
Stichprobe
2 Stichproben
Bünz (Tal-Zufluss)
1986/90
Gesamt
12.0
Bereich: 2-63 µg/l
Bünz (Tal-Abfluss)
1986/90
Gesamt
22.0
Bereich: 6-88 µg/l
Seitenbäche der Bünz
1986/90
Gesamt
4.5
Bereich: 0.5-10.0 µg/l
Solothurner Fliessgewässer (11)
2001
…
1.95
80 -Perzentil (n=28)
Solothurner Fliessgewässer (11)
2000
…
<1
80 -Perzentil (n=28)
Basler Fliessgewässer (5)
1999
Gelöst
2-5
Rhone Porte du Scex
1996
Gesamt
Rhone Porte du Scex
1995
Gesamt
Henseler et al. (1992)
th
AfU Kt. SO (2002c)
th
AfU Kt. SO (2002a)
80 -Perzentile
th
AUE BS (2000)
3.5
Jahresmittelwert
CIPEL (1997)
3.0
Jahresmittelwert
158
Tabelle A28: Kupfer in Sedimenten von Flüssen und Seen (Gehalte in mg/kg)
Standorte
Jahr
Gehalt
Schweizer Fliessgewässer
2000
27
50 -Perzentil, 10 Standorte (n=40)
Schweizer Fliessgewässer
1986/89
39
50 -Perzentil, 75 Standorte (n=333)
Rhein Somvix
1986/89
30
quellnah
Rhein Basel
1986/89
52
urban
Aare Haslital
1986/89
46
quellnah
Aare Bern
1986/89
54
urban
Aare Döttingen
2000
32-37
Rhone von Brig bis Praille
1990
Rhone- und Lémanzuflüsse VS
1990
Canal Bras Noir (VS)
1990
Canal Bras Noir (VS)
Léman-Zuflüsse (VD)
La Venoge (VD)
1990
1990
Bemerkungen
Quelle
th
BUWAL (2003b)
th
BUWAL (1995a)
unterer Flussabschnitt, n=4
BUWAL (2003b)
30
Mittelwert, Bereich: 17-43 ppm; 26 Standorte
CIPEL (1991)
50
50 -Perzentil, 15 Gewässer, 33 Standorte
107
90 -Perzentil, 15 Gewässer, 33 Standorte
50
vor ARA
110
nach ARA
77
50 -Perzentil, 7 Gewässer, 34 Standorte
146
90 -Perzentil, 7 Gewässer, 34 Standorte
82
50 -Perz., Bereich: 32-201 ppm, 9 Standorte
th
th
th
th
th
(n=27)
th
L'Aubonne (VD)
1990
30
50 -Perz., Bereich: 16-78 ppm; 6 Standorte
Léman-Zuflüsse (GE)
1990
91
50 -Perzentil, 13 Gewässer, 27 Standorte
211
90 -Perzentil, 13 Gewässer, 27 Standorte
50 -Perz., Bereich: 23-42 ppm, 4 Standorte
th
th
th
Rhone nach Genf
1990
30
Thur Flaach
2000
19-25
Limmat Ennetturgi
2000
49
50 -Perzentil, n=4, unterer Flussabschnitt,
Aargauer Fliessgewässer
2001
42
50 -Perzentil, 18 Gewässer
Vonarburg (2002)
Birs bei km 3
1996
55
Mittelw., Bereich: 38-83 ppm, n=5, quellnah
Behra et al.
Birs bei km 6
1996
241-464
Birs bei km 34
1996
65
Mittelw., Bereich: 44-83 ppm, n=5
Birs Duggingen
2000
44
50 -Perzentil, n=4, unterer Flussabschnitt
BUWAL (2003b)
…
138
Bereich: 103-172 ppm; 2 Standorte
BUWAL (1995g)
Bodensee
1982
31
Bereich: 16-40 ppm; 7 Standorte
IGKB (1984)
Bodensee (Obersee Tiefe 250 m)
1982
40
1974/78
71
Müller (1982)
Lac Léman (unterer Petit Lac)
1978
39
CIPEL (1984)
Lac Léman (Rhonedelta)
1978
63
Lac Léman (Grand Lac)
1978
≈65
Hafensedimente Léman
Bielersee
n=4
BUWAL (2003b)
th
th
n=4, unterhalb Emittent
th
159
(2002)
A5.4 Biota
Fische
In der Schweiz in Fischen gemessene Cu-Gehalte betragen zwischen 0.1 und 0.8 mg/kg FS
(Tabelle A29). In Deutschland in der Elbe bei Flusskilometer 13 (Hafen Prossen) betrug der
Mittelwert für Cu in Aalen 0.39 mg/kg FS und in Zandern 0.21 mg/kg. Bei Elbe-km 83
(Meissen) betrugen die entsprechenden Gehalte 0.35 mg/kg und 0.21 mg/kg. In Aalen und
Zandern bei Elbe-km 560 (Boizenburg) mass man mittlere Gehalte von 0.59 mg/kg und 0.19
mg/kg (ARGE Elbe 2000).
Im South Platte River und seinen Zuflüssen (USA) massen Heiny & Tate (1997) in der Leber
von Fischen (Salmo trutta, Catostomus commersoni, Cyprinus carpio) Cu-Gehalte zwischen
11 und 447 mg/kg TS (4−95 mg/kg FS). Das arithmetische Mittel von 25 Proben betrug 127
mg/kg TS (31 mg/kg FS). Die Reihung ergibt 10th-, 50th- und 90th-Perzentile von 42 mg/kg TS
sowie 94 und 291 mg/kg TS (11 mg/kg FS sowie 24 und 73 mg/kg FS).
An 9 Standorten mit landwirtschaftlich geprägtem Einzugsgebiet mass man Cu-Gehalte in
den Lebern von 11 bis 166 mg/kg TS (geom. Mittel: 69 mg/kg TS). Die Cu-Gehalte an vier
urbanen Standorten variierten zwischen 64 und 122 mg/kg TS (geom. Mittel: 85 mg/kg TS).
Den höchsten Cu-Lebergehalt (447 mg/kg TS) mass man in einer Forelle in einem Zufluss im
bewaldeten Gebirge. Bei Sedimentgehalten zwischen 24 und 28 mg/kg betrugen die Cu-Gehalte in Fischlebern an drei Standorten mit diesem Einzugsgebiet 317−447 mg/kg TS.
Nutztiere
Cu-Beigaben im Tierfutter von Nutztieren manifestieren sich in erhöhten Gehalten in der Leber (Tabelle A29).
Pflanzen
Gras weist durchschnittlich Cu-Gehalte um 8 mg/kg TS auf (Kessler 2001). Rossier et al.
(2002) zitieren eine deutsche Arbeit, in welcher von einem mittleren Gehalt von 7.7 mg/kg
(2−16 mg/kg; n = 1027) berichtet wird. In einem durch Luftdepositionen der Buntmetallindustrie belasteten Gebiet mass man an 8 Standorten mittlere Cu-Gehalte im Gras zwischen 11
und 39 mg/kg TS (Tabelle A30). Das geometrische Mittel der 8 Standorte beträgt 20 mg/kg.
Die geometrischen Mittel für die Cu-Gehalte im Boden betragen 336 mg/kg für Gesamtkupfer
bzw. 0.64 mg/kg für lösliches Kupfer (Keller et al. 1999).
Geiger und Schulin (1995) zitieren Cu-Gehalte in Erntegütern aus oben beschriebenem Belastungsgebiet. Die Kulturen lagen 670 m vom ehemaligen Emittenten in der Hauptwindrichtung entfernt. Cu-Gehalte um 0.5 mg/kg FS und weniger fand man in Kopfsalat, Kresse,
Kohlrabi, Zwiebeln, Rhabarber, Bohnen, Kirschen und Zucchetti. Cu-Gehalte in Randen und
Sellerie betrugen um 1 mg/kg FS. In Karotten mass man 1.7 mg Cu/kg FS, in Spinat 2.0 mg
Cu/kg FS und in Kartoffeln 0.7−3.6 mg Cu/kg FS.
In Weizen- und Gerstenkörnern mass man Cu-Gehalte von 8 bis 13 mg/kg bzw. 9 mg/kg TS
(Keller et al. 1999). Zum Vergleich betragen übliche Cu-Gehalte in Weizen- und Gerstenkörnern zwischen 0.9 und 5.6 mg/kg TS (Mittelwert 3.3 mg/kg; n = 230) bzw. zwischen 1.1
und 6.3 mg/kg TS (Mittelwert 3.4 mg/kg; n = 144) (Rossier et al. 2002)
160
Tabelle A29: Kupfer in tierischen Nahrungsmitteln (Gehalte in mg/kg)
Produkt
Anzahl
Fleisch von Nutztieren
Gehalt
Bemerkungen
Quelle
1.3-1.6
FS
Slooff et al. (1989)
Brüggemann et al. (1995)
Rindfleisch
8
2.2
TS
Kalbfleisch
8
2.7
TS
Schweinefleisch
8
2.2
TS
Hühnerfleisch (Brust)
4
2.2
TS
Hühnerleber
…
4
FS
Schweineleber
…
10-20
FS
Schweineleber
1197
9
FS
Kalbsleber
…
165
FS
Kalbsleber
52
160
FS
Mittelwert; Cu im Futter: 6-10 mg/kg TS
Kalbsleber
11
389
FS
Mittelwert; Cu im Futter: 35 mg/kg TS
Rindsleber
1115
25
FS
Maximum: 200 mg/kg
UBA Berlin (1992)
Eier geschält
…
0.6-0.8
FS
Bereich
Slooff et al. (1989)
Eier geschält
4
2.6
TS
Brüggemann et al. (1995)
Kuhmilch
…
≈0.04
FS
Wenk et al. (1995)
Muscheln
…
2.1
FS
Mittelwert
Garnelen geschält
…
4.8
FS
Mittelwert
Aal
…
0.9
FS
Mittelwert
Egli (Filet)
…
0.2
FS
Pfäffiker-, Zürich-, Greifensee
Mitt. Lebensm. Hyg. 87
Felchen (Filet)
…
0.2-0.3
FS
Zürich-, Greifensee
(1996) S. 478
Bachforellen (Filet)
…
0.35-0.4
FS
Töss bei Pfungen und Rorbas
Barbe (Filet)
…
0.35-0.4
FS
Glatt bei Rümlang und Bülach
Forellen (Filet)
15
0.5
FS
Fliessgewässer Alpen
FS
Fliessgewässer Mittelland
Slooff et al. (1989)
Maximum: 450 mg/kg
UBA Berlin (1992)
Slooff et al. (1989)
Morell & Kessler (1999)
Slooff et al. (1989)
Kant. Labor Zürich (1998)
0.1-0.8
Forellen (Filet)
19
0.2
<0.05-0.3
Forellen (Filet)
Felchen (Filet)
3
13
0.5
FS
Fliessgewässer Mittelland unterhalb
0.4-0.6
ARA
0.1
Seen
0.05-0.3
Barsche 1jährig (Filet)
…
0.30
FS
Lac Léman
Barsche 2jährig (Filet)
…
0.26
FS
Lac Léman
Saiblinge 3jährig (Filet)
…
0.58
FS
Lac Léman
Trüschen 1jährig (Filet)
…
0.40
FS
Lac Léman
Trüschen 2jährig (Filet)
…
0.42
FS
Lac Léman
th
CIPEL (1994)
Angegebene Gehalte sind wenn nicht anders erwähnt Mediane (50 -Perzentile). FS = Frisch-, TS = Trockensubstanz
161
Tabelle A30: Kupfer in Gras aus belastetem Boden (Gehalte in mg/kg TS)
Nutzung
Kupfer in Boden 0−20 cm Tiefe
Kupfer im Gras
Gesamt-Gehalte (HNO3)
lösliche Gehalte (NaNO3)
Rasen
107
0.30
19
Wiese
111
0.27
11
Rasen
146
0.33
39
Wiese
179
0.55
19
Wiese
427
0.77
16
Wiese
579
0.94
14
Rasen
952
1.33
19
Rasen
2207
2.03
33
In schweizerischen Freiland- und Treibhaussalaten mass man 7−44 mg Cu/kg TS, die Bodengehalte betrugen 17−111 mg Cu/kg bei löslichen Gehalten nach VBBo von 0.1 ± 0.1
mg/kg in Fribourg, 0.5 ± 0.1 mg/kg im Wallis und 0.3 ± 0.1 mg/kg in Genf, Zürich und im
Thurgau (Tabelle A31). Treibhaussalat enthielt im Mittel 13.8 mg Cu/kg TS (0.7 ± 0.3 mg
Cu/kg FS) und Freilandsalat 11.2 mg Cu/kg TS (0.5 ± 0.2 mg Cu/kg FS).
Tabelle A31: Kupfer in Böden und Kopfsalaten (in mg/kg TS) nach Khim-Heang & Corvi (2000)
Freiland (n = 39)
Genf
Boden
Anzahl
Zürich
Salat
Boden
n = 20
Treibhaus (n = 11)
Freiburg
Salat
Boden
n=4
Salat
Thurgau
Boden
n = 10
Salat
Zürich
Boden
n=5
Wallis
Salat
Boden
n=5
Mittelwert
49
13
37
12.2
30
8.6
31
8.3
Minimum
20
8
26
9.4
17
7.2
21
7.5
Maximum
111
43.8
46
15.2
51
11
54
8.7
Salat
n=6
15.1
53
12.9
31
10.2
33
11.6
60
20.4
72
14.8
Der Einfluss kupferhaltiger Fungizidgaben auf die Cu-Gehalte der Erntegüter ist untenstehend
aufgeführt. Die Daten zeigen, dass dreifach höhere Cu-Gehalte in der Bodenlösung zu einem
doppelten Anstieg in Maispflanzen und Rapspresskuchen führen (Strumpf et al. 2002).
Tabelle A32: Einfluss kupferhaltiger Fungizid-Gaben auf die die Cu-Gehalte von Erntegütern
Bodengehalt
Cu-Gabe
Silagemais
[mg/kg TS]
[kg ha ]
[μg/l]
11
-
70
Bodenlsg.
-1
Pflanze
Raps
Korn
[mg/kg TS]
6.9
3.4
Bodenlsg.
Blätter
90
Presskuchen
Öl
[mg/kg TS]
[μg/l]
2.3
4.7
0.12
26
4
100
7.3
3.4
100
3.1
5.6
0.14
216
4
280
13.0
5.4
330
22.9
7.4
0.20
Tabelle A33 fasst beschriebene und weitere Untersuchungen zu Cu-Gehalten in pflanzlichen
Futter- und Nahrungsmitteln zusammen.
162
Tabelle A33: Kupfer in pflanzlichen Nahrungs- und Futtermitteln (Gehalte in mg/kg)
Produkt
Anzahl
Gehalt
Heu, Gras, Kräuter (Löwenzahn)
840
6
Löwenzahn
57
Gras
Gras
Bemerkungen
Quelle
TS
Mittelwert (CH)
Analysen der FAL
13.6
TS
Median; urbaner Standort (D)
Winter et al. (2000)
11
6-12
TS
Sekundärquelle
BUWAL (2000a)
1027
7.7
TS
Mittelwert (D)
Rossier et al. (2002)
2-16
Schnittgut
…
4.5-6.4
TS
entlang Bahnlinien (CH)
BUWAL (1992c)
Schnittgut
…
9-30
TS
Bereich; Schiessplatz (CH)
Affolter & Enggist (1995)
Getreidekörner
…
7.2
TS
Mittelwert (CH)
Richner & Moos (1989)
5-12.5
Weizenkorn
20
4-5
TS
Sekundärquelle
BUWAL (2000a)
Weizenkorn
…
4.0
TS
Mittelwert (D) 1989-1993
Brüggemann et al. (1995)
Weizenmehl
…
3.2
TS
Mittelwert (D) 1989-1993
Brotgetreide
…
3.0
TS
Mittelwert (CH)
Wenk et al. (1992)
1.5-5.5
Getreidestroh
…
1.8-9.5
TS
Bereich (CH)
Steiger & Baccini (1990)
Silomais
26
4-6
TS
Sekundärquelle
BUWAL (2000a)
Zuckerrüben
…
4.8
TS
Mittelwert (CH)
Richner & Moos (1989)
Zuckerrüben
3
7-12
TS
Sekundärquelle
BUWAL (2000a)
Futterrüben
…
7.5
TS
Mittelwert (CH)
Richner & Moos (1989)
Kraut von Zucker- u. Futterrüben
…
7.5
TS
Mittelwert (CH)
Kartoffeln ungeschält
…
6.3
TS
Mittelwert (CH)
von Steiger & Baccini
(1990)
5.0-7.6
Kartoffeln ungeschält
…
4.9
TS
Mittelwert (D) 1989-1993
Brüggemann et al. (1995)
Kartoffeln
…
10
TS
Mittelwert; kontam. Boden (CH)
Keller et al. (1999)
Kartoffeln
1147
0.8
FS
Median (D)
UBA Berlin (1992)
0.03-16
Kartoffeln
…
0.7-3.6
FS
kontaminierter Boden (CH)
Geiger & Schulin (1995)
Karotten
63
0.71
FS
Mittelwert (CH)
Beuggert et al. (1993)
Kopfsalat
1026
0.42
FS
Median (D)
UBA Berlin (1992)
TS
Median; Hausgärten (CH)
Affolter (1998)
0.03-15
Kopfsalat
39
9
5-28
Kopfsalat
…
17
TS
Mittelwert; kontam. Boden (CH)
Keller et al. (1999)
Zucchini
16
10.5
TS
Median; Hausgärten (CH)
Affolter (1998)
7.5-18
Gemüse allgemein
Äpfel
…
1109
0.2-2
FS
0.40
FS
Slooff et al. (1989)
Median (D)
UBA Berlin (1992)
<0.01-26
Früchte allgemein
…
0.3-1.9
FS
th
Median = 50 -Perzentil. FS = Frisch-, TS = Trockensubstanz
163
Slooff et al. (1989)