Auswirkungen anthropogener Säureeinträge auf Waldböden

  Stefanie Kägi Auswirkungen anthropogener Säureeinträge auf Waldböden  

  Universität Zürich Bachelorarbeit  2006

  Inhalt  

1  Zusammenfassung  4

2  Einleitung  4

3  Theorie der Bodenversauerung  4

3.1  Definition von Versauerung  4

3.2  Komponenten der Versauerung  5

3.3  Puffersysteme  6

4  Anthropogene Einflüsse auf die Bodenversauerung  7

4.1  Gravitationsdeposition und Interzeption  7

4.2  Komponenten der anthropogenen Deposition  8

4.2.1  Schwefeleinträge  8

4.2.2  Stickstoffeinträge  9

4.3  Unterschiede zwischen der anthropogenen und der natürlichen Versauerung  von

  Waldböden  11

5  Auswirkungen der Bodenversauerung auf das Ökosystem Wald  12

5.1  Kationen-Mangel  12

5.1.1  Der Kationenantagonismus  12

5.1.2  Kationenauswaschung durch saure Depositionen  12

5.1.3  Einfluss der Kationen auf das Aggregatgefüge des Bodens  13

5.2  Al-Toxizität  13

5.2.1  Gründe für die erhöhte Aluminiumkonzentration  14

5.2.2  BC AlVerhältnis  14

5.2.3  Auswirkungen der Al-Toxizität auf Pflanzen  15

5.3  Mangantoxizität  15

5.4  Höhere Konzentration von Schwermetallen in der Bodenlösung  15

5.5  Veränderung der Bodenfauna  16

6  Einfluss der Stickstoffeinträge  17

6.1  Stickstoffsättigungshypothese  18

6.1.1  Beispiel zur Stickstoffsättigungshypothese  18

6.2  Änderung der Vegetation  19

6.3  Streuzersetzung  20

7  Gründe und Ausmass der Reduktion der Depositionen  21

7.1  Internationale Regelungen  21

7.2  Die Reduktion der Emissionen in Zahlen  21

7.3  Critical Loads  23

8  Einfluss der Reduktion der Depositionen auf die Waldböden  24

8.1  Entwicklung des BC Al-Verhältnisses  24

8.2  Unterschiedliche Reduktion von Stickstoff und Schwefel  25

9  Mögliche Massnahmen gegen die Bodenversauerung  25

9.1  Änderung des Waldbestandes  25

9.2  Änderung der Bodenfauna  26

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9.3  Kalkung und Düngung  26

9.4  Schlussfolgerungen  27

10  Literatur  29

11  Anhang  32

  Verzeichnis der Abbildungen  

  Abbildung 1 Stickoxidemissionen der Schweiz von 1900 bis 2000  9

  Abbildung 2: Stickoxidemissionen der Schweiz von 1900 bis 2000  10

  Abbildung 3: Verhältnis zwischen atmosphärischer Verweilzeit und relativem Stoffanteil der Luftschadstoffe  11

  Abbildung 4: Auswaschung von N aus dem Boden verglichen mit dem N-Eintrag in europäischen Wäldern  18

  Abbildung 5: Schwefel-Emissionen im internationalen Vergleich  22

  Abbildung 6: Nitrat-Emissionen im internationalen Vergleich  22

  Abbildung 7: Verteilung der Gebiete welche vor Stickstoffeinträgen geschützt sind  23

  Abbildung 8: Entwicklung des BC Al-Verhältnisses in der Bodenlösung  24

  Abbildung 9: Kalkung von einem Wald  26

  Verzeichnis der Tabellen  

Tabelle 1:  Beschreibung der pH-Werte in CaCl 3 Lösung  5

Tabelle 2:  Säureempfindliche Bodenorganismen  16

Tabelle 3:  Entwicklung des prozentuellen Anteils der Pflanzen und Moose  19

Tabelle 4:  Entwicklung der SO x NO x und NH 3 Emissionen in 1000t Jahr von 1990 2000  21

Tabelle 5:  Die Entwicklung der Kohlendioxid Stickstoffoxid und Schefeldioxid-Emissionen  32

Tabelle 6:  Die Entwicklung der Methan und Schefeldioxid-Emissionen  33

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Universität Zürich

1 Zusammenfassung

Anthropogene Säureeinträge haben in den letzten hundert Jahren einen kontinuierlichen Einfluss auf die Waldböden, Bäume und Bodenorganismen ausgeübt. Langsam haben sich dabei deren pH-Wert, Nährstoffverfügbarkeit, Säureneutralisationskapazität und Artenzusammensetzung verändert. Ein vielschichtiges Wechselspiel von Wachstumsförderung durch Stickstoffeinträge, Nährstoffverlusten durch Kationenauswaschung, Änderungen der Vegetationszusammensetzung und Verlusten an Basensättigung nahm seinen Lauf. In den 1970er und 1980er Jahren wurde ein Teil dieses Wechselspiels auch für uns erkenntlich. In vielen Ländern der industrialisierten Welt nahm das Waldsterben ungewöhnliche Ausmasse an. Die Vergilbung der Blätter oder deren frühzeitiger Abwurf waren die augenscheinlichsten Symptome der neuzeitlichen Waldschäden. Erstaunlicherweise wurde das Wechselspiel durch die Waldschäden nicht gebremst oder gar angehalten. Im Gegenteil: In den 1990er Jahren wurde in gewissen Regionen eine weit greifende Erholung der Bäume festgestellt, wobei anderorts die Schädigung weiterhin ihren Lauf nahm. Noch überraschender war aber das zusehends ansteigende Wachstum der Bäume in Regionen mit hoher industrieller Luftverschmutzung und damit verbundenem sauren Regen (Tomlinson 2002).

Die einzelnen Faktoren dieses wechselseitigen Zusammenspiels unterstehen einer immer währenden Veränderung, spielen manchmal miteinander, manchmal gegeneinander. Die Herausforderung dieser Arbeit ist es nun, den Spielregeln und Rahmenbedingungen auf den Grund zu gehen.

2 Einleitung

Die Fragestellung meiner Arbeit bezieht sich einerseits auf die Auswirkungen der anthropogenen Depositionen auf Waldböden, andererseits auf die Meliorationsmöglichkeiten die eine Reduktion dieser Säureeinträge mit sich bringt. Dabei interessiert mich der Selbsterholungsmechanismus der Waldböden besonders. Gerne möchte ich herausfinden, bis zu welchem Versauerungsgrad bei Wäldern ein natürlicher Selbsterholungsmechanismus wirkt. Auch Massnahmen gegen die schon einhergegangene Versauerung sind für mich von grossem Interesse. Die Bandbreite dieser Fragestellung ist mir bewusst, weshalb ich nur diejenigen Faktoren und Prozesse beschreiben werde, die eng mit der Beantwortung dieser Fragen verbunden sind.

Da diese Arbeit ausschliesslich auf literarischer Recherche besteht, werde ich nur auf die verschiedenen Messmethoden eingehen, wenn es für das Verständnis von Nutzen ist.

3 Theorie der Bodenversauerung

Die Auswirkungen anthropogener Depositionen können nicht ohne das Verständnis der natürlichen Versauerungsprozesse in Böden betrachtet werden; waren doch Waldböden schon vor dem Anstieg anthropogen verursachter Säureeinträge einer konstanten Versauerung unterworfen. Neben zahlreichen natürlichen Prozessen, die eine Veränderung des Säurehaushalts von Böden hervorrufen, existieren auch verschiedene Puffersysteme, welche die Böden zumindest für eine bestimmte Zeit vor Versauerung schützen können (Walthert, 2003). Im folgenden Kapitel sollen die Komponenten und Prozesse, welche Einfluss auf die Versauerung nehmen, beschrieben werden.

3.1 Definition von Versauerung

Der Säurezustand eines Bodens kann mittels verschiedener Indikatoren beschrieben werden. In dieser Arbeit spielen der pH-Wert, wie auch die Kationenbelegung der Austauscherplätze eine wichtige Rolle. Der pH-Wert ist definiert durch den negativ dekadischen Logarithmus der Wasserstoffionen in wässriger Lösung (Scheffer; Schachtschabel, 2002).

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bei einer räumlichen Trennung von Oxidation und Reduktion zu Versauerung führt (Scheffer; Schachtschabel, 2002).

Vulkanausbrüche tragen auch einen wesentlichen Beitrag zur natürlichen H + -Produktion bei. Sie führen der Atmosphäre beträchtliche Mengen SO 2 zu, was die Bildung der stark sauren Schwefelsäure

H 2 SO 4 vorantreibt (Wellburn, 1988).

Eine weitere wichtige natürliche Säurequelle stellt die Stickstoffproduktion bei Gewittern dar. Wird die Atmosphäre durch die riesige Energiefreisetzung eines Blitzes erhitzt, bildet sich NO, welches unmittelbar zu NO 2 oxidiert und anschliessend durch die Verbindung mit H 2 O die Form der stark sauren Salpetersäure annimmt (Galloway et al., 2003).

Die H + produzierenden Prozesse welche durch die Existenz von Stickstoff (N) und Schwefel (S) hervorgerufen werden, werden im Kapitel 5 genauer erläutert. Spielen doch für diese H + -Quellen die anthropogenen N- und S-Quellen eine sehr wichtige Rolle (Tomlinson; 2003).

3.3 Puffersysteme 1

Die Pufferung beschreibt die verschiedenen Prozesse bei denen die in einen Boden eingetragenen H + - Ionen reversibel oder irreversibel gebunden werden. Durch die Bindung der H + -Ionen können die verschiedenen Puffermechanismen den pH-Wert eines Bodens für eine bestimmte Zeit erhalten. Der Mechanismus, welcher allen Puffersystemen zu Grunde liegt, beruht auf der Abgabe der in festen oder selten auch flüssigen Substanzen gebundenen Kationen, kombiniert mit der Aufnahme der gelösten H + Ionen. Die Säureneutralisationskapazität (SNK) ist die Summe aller basischen Bestandteile eines Bodens, abzüglich der sauer wirkenden Komponenten. Sie bestimmt die Geschwindigkeit und auch die Rate der Pufferung. Werden also zwei Böden mit unterschiedlicher

SNK gleich viele H + Ionen zugeführt, sinkt der pH-Wert in demjenigen Boden mit der tiefen SNK

schneller als in jenem mit einer hohen SNK.

Die verschiedenen Puffersysteme lassen sich gliedern nach den für die H + -Bindung zuständigen Anionen. Diese Anionen binden die Protonen unterschiedlich stark, weshalb die Abgabe der Protonen vom pH-Wert abhängig ist. Je stärker ein Anion die Protonen bindet, desto niedriger muss der pH- Wert sein, damit das betreffende Anion als Puffer wirken kann. Deshalb treten im Laufe der Versauerung die verschiedenen Puffersysteme nacheinander in Kraft, wobei eine gewisse Überlappung natürlich ist.

Im Folgenden sind die einzelnen Puffersysteme in der Reihenfolge ihres Inkrafttretens bei sinkendem pH-Wert erläutert:

- (Hydrogencarbonat) sind

PUFFERUNG DER ERDALKALI-CARBONATE: CaCO 3 (Carbonat) und HCO 3

von pH 8 bis pH 4.4 wirksam. Solange noch solche Carbonate im Boden vorhanden sind, werden diese Anionen bevorzugt als Austauscherstellen genutzt und die Geschwindigkeit der Reaktion reicht gut aus um alle eintreffenden H + -Ionen abzupuffern.

Bei der H + -Aufnahme von CaCO 3 bildet sich HCO 3 - . Solange der pH-Wert noch über 5 liegt, wird das

- , obwohl es noch Pufferkapazität hätte, sogar aus dem Boden ausgewaschen. Sinkt der pH-Wert

HCO 3

- Anion auch ein H + -Ion auf. Die Gleichungen der beiden Puffer sind jedoch weiter ab, nimmt das HCO 3 folgendermassen:

CaCO 3 + H + → HCO 3 - + Ca 2+ 1)

- + H + ⇔ CO 2 + H 2 O 2) HCO 3

PUFFERUNG DURCH VARIABLE LADUNG: Tonminerale, Oxide und Huminstoffe weisen eine variable

Ladung auf und sind im neutralen Bereich teilweise mit Ca 2+ und anderen Kationen belegt. Die Pufferung basiert auf der Protonenaufnahme an den entsprechenden Ionenaustauscherplätzen und findet schon im schwach sauren Bereich statt. Diese Protonenaufnahme vollzieht sich über ein sehr breites pH-Spektrum: pH 3 – 7. Sie führt zu einer Abnahme der KAK sowie einem Nährstoffverlust durch Auswaschung (Walthert et al., 2003).

1 Sofern nicht anders erwähnt, basiert dieses Kapitel auf den Ausführungen von Scheffer und Schachtschabel 2002.

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PUFFERUNG DURCH SILIKATVERWITTERUNG: Die Silikatpufferung beginnt im Neutralbereich und

nimmt mit sinkendem pH-Wert zu. Die Pufferrate ist sichtlich geringer als diejenige der Carbonatpufferung oder jener von variablen Ladungen. Die Silikatpufferung ist ökologisch gesehen von grosser Bedeutung, zumal durch die Silikatverwitterung pflanzenverfügbare Nährstoffe freigesetzt + + werden und ab pH 5 phytotoxische Al 3 -Ionen in Lösung gehen. Für die Lösung von Al 3 -Ionen ist die Kohlensäure zu schwach, es müssen dazu stärkere Säuren wie zum Beispiel Schwefel- und Salpetersäure oder aber auch organische Säuren vorhanden sein.

+ Sind Al 3 -Ionen erst einmal freigesetzt, verdrängen sie aufgrund ihrer hohen Ladung die basisch wirkenden Kationen noch viel stärker von ihren Plätzen als es die H + -Ionen schon tun. Ein negativer + Effekt der Silikatpufferung ist also die Verminderung der Basensättigung durch Al 3 -Ionen. Zudem werden die Reaktionsprodukte der Pufferung oftmals ausgewaschen, weshalb dieses Puffersystem meist irreversibel ist.

PUFFERUNG DURCH AUFLÖSUNG VON OXIDEN, HYDROXIDEN UND HYDROXIDSALZEN: Die Reduktion

des Fe 2+ und Mn 2+ kann im gesamten pH-Bereich stattfinden, bedarf jedoch anaerober Verhältnisse. Bei der Reaktion werden H + -Ionen verbraucht. Es handelt sich dabei um eine reversible Reaktion, zumal die reduzierten Fe 2+ - und Mn 2+ -Ionen wieder oxidiert werden können und dann eine äquivalente Menge H + -Ionen freigesetzt wird. Also nimmt die SNK erst bei der Auswaschung von Fe 2+ und Mn 2+ ab. Die Pufferung an Al-Hydroxiden [Al(OH) 3 ] basiert auf der Abspaltung des OH - , welches unter +

H 2 O-Bildung Säurekationen aufnimmt. Dies geschieht unterhalb pH 4.8 und es werden dabei Al 3 - Ionen freigesetzt. Nach gleichem Prinzip funktioniert die Reaktion der Al-Hydroxidsalze (AlOHSO 4 ) oder der Fe-Oxide (Fe 2 O 3 ) und Fe-Hydroxide (FeOOH). Die beiden letztgenannten Oxidationsprodukte tragen aber aufgrund ihrer sehr geringen Löslichkeit erst bei tiefem pH (< 3) zur Pufferung bei.

Durch die anhaltende Zufuhr von H + -Ionen nimmt die SNK im Laufe der Versauerung ab. Besonders in den industrialisierten Ländern mit humiden Klimaten, sind die Pufferkapazitäten durch den hohen 2- atmosphärischen Säureeintrag stark gesunken. Teilweise schon so weit, dass die Summe von SO 4 und

- im Sickerwasser der Summe von H + und Al 3+ entspricht. Dies bedeutet, dass keine Kationen

NO 3

mehr durch H + gelöst und freigesetzt werden, die Pufferung somit an ihrem Ende angekommen ist und der pH-Absenkung keine Grenzen mehr gesetzt sind.

4 Anthropogene Einflüsse auf die Bodenversauerung

In Zusammenhang mit der Industrialisierung haben seit 1880 anthropogene Emissionen in die Atmosphäre zugenommen, wobei sich deren Auswirkungen auf die Böden erst viel später bemerkbar machen. Heute weiss man, dass die Ursache der weit verbreiteten Bodenversauerung in den Produkten menschlicher Aktivitäten zu suchen ist (Tomlinson, 2002). Wie solche anthropogen verursachten Stoffe in den Boden gelangen, wo sie zu dessen Bodenversauerung beitragen, wird in diesem Kapitel erläutert.

4.1 Gravitationsdeposition und Interzeption

Allgemein wird unter anthropogener Deposition der Transfer von Stoffen, welche aus menschlichen Tätigkeiten hervorgehen, von der Atmosphäre auf die Erdoberfläche (Vegetation, Böden und Gewässer) verstanden. Die durch saure Depositionen eingetragenen H + -Ionen verringern die Basensättigung der Böden und treiben so die Bodenversauerung voran (Matzner, 1990). Sie kann drei verschiedenen Eintragsmechanismen zugeordnet werden: einerseits die Gravitationsdeposition welche in die trockene und nasse Deposition unterteilt wird, andererseits die Interzeption (Rehfuss, 1990; Hertz, 1991).

Die nasse Deposition ist definiert durch die Stoffzufuhr mittels der verschiedenen Niederschlagsprozesse wie Regen, Graupel, Hagel, Nebel und Schnee. Der in ein Waldökosystem eintreffende Niederschlag, gelangt entweder direkt in den Boden oder erreicht diesen indirekt über die Sprossorgane der Vegetation. Das Passieren des Kronendaches verändert die stoffliche Zusammensetzung des Niederschlages insofern, als dass die akkumulierte trockene Deposition von

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den Blättern abgewaschen wird und sich die Säureanionen oder Reaktionsprodukte des SO 2 im Niederschlag akkumulieren. Zudem akkumuliert der Niederschlag beim Durchgang durch das Kronendach Basenkationen aus den Blättern, im Austausch gegen H + -Ionen (Rehfuß, 1990). Der häufig verwendete Begriff des sauren Regens bezieht sich auf die nasse Deposition. Ohne anthropogene Einflüsse hätte das Regenwasser einen pH-Wert von 5.6, weshalb eine Unterschreitung dieses Wertes bei Regenwasser auf künstliche Säureeinträge zurückzuführen ist (Walthert et al., 2003).

Im Gegensatz dazu steht die trockene Deposition, welche den Eintrag durch Sedimentation, das Abfangen von Stäuben, sowie die Ad- bzw. Absorption (Ablagerung bzw. Aufnahme) von Gasen und Aerosolen an der Pflanzen- und Bodenoberfläche beschreibt. Wichtige Komponenten der trockenen Deposition sind Schwefel-, Salpeter- und in kleinem Masse auch Salzsäure, aber auch die schlecht wasserlöslichen Elemente Magnesium und Kalzium (Rehfuß, 1990; Hertz, 1991).

Aus einer Untersuchung von Hertz (1991) im Kanton Zürich wurde ersichtlich, dass die nasse Deposition bei den meisten Komponenten überwiegt, insbesondere bei den wasserlöslichen Komponenten wie Chlorid und Ammonium, aber auch bei den Protoneneinträgen. Im gesamten schrieb er etwa die Hälfte aller eingetragenen Stoffe der Gravitationsdeposition zu. Interzeption beschreibt die Ablagerung sowohl von Tröpfchen als auch Schwebestaub an der Pflanzenoberfläche, wobei das Wasser verdunstet und die atmosphärischen Stoffe an der Pflanzenoberfläche haften bleiben und anschliessend absorbiert werden. Wobei die Interzeption, wie auch die trockene Gasdeposition von der Konzentration der schwebenden Teilchen, der Transportrate der Luftmassen sowie der Adsorptionswahrscheinlichkeit an der Vegetationsoberfläche abhängig sind (Hertz, 1991).

Ein Hinweis dass ein Boden unter dem Einfluss anthropogener Einflüsse steht, ist die Zunahme der Elementgehalte in den oberen Bodenschichten, verbunden mit der Nähe zu einer Emissionsquelle (Wyttenbach et al. 1991).

4.2 Komponenten der anthropogenen Deposition

Wichtigste Komponenten der anthropogen verursachten Stoffeinträge in die Atmosphäre sind Kohlendioxide, Stickoxide, Ammoniak, und Schwefeldioxide (Buwal, 2005). In geringem Masse werden aber auch Pflanzennährstoffe abgelagert. Zum Beispiel erfolgen Ca-Einträge hauptsächlich über die trockene Deposition von Stäuben, währenddem Mg-Einträge stark von dem Meerwasserspray abhängt und mit der Nähe zur Küste zunehmen (Matzner, 1990). Die Säureeinträge werden also oft von Basenkationen begleitet, wobei erstere im sauren Niederschlag stark überwiegen. Zumal Nährstoffeinträge verhältnismässig so klein sind, werde ich nicht genauer auf sie eingehen (Rehfuss, 1990).

4.2.1 Schwefeleinträge

Schwefel reagiert in der Atmosphäre sofort mit Sauerstoff, weshalb er hauptsächlich in Form von Schwefeldioxid (SO 2 ) auftritt. Dieses entsteht vorwiegend bei der Verbrennung schwefelhaltiger, fossiler Energieträger und bei gewissen industriellen Prozessen, wie der Eisen- und Stahlproduktion, Erdölverarbeitung oder Schwefelsäureproduktion. Bestimmt werden die SO 2 -Emissionen vor allem durch den Schwefelgehalt der Brennstoffe, die Schwefeleinbindung in die Asche und die Rauchgasreinigungstechnologien. SO 2 oxidiert während des atmosphärischen Transports und es entstehen die schweflige Säure (H2 2 SO 3 ) und die Schwefelsäure (H2 2 SO 4 ). Im Schnitt lagert sich die Schwefelsäure in nasser oder trockener Form innert zwei bis vier Tagen nach ihrer Freisetzung ab (Matthes, 1998).

In den letzten 20 Jahren haben Schwefeldioxidemissionen viel stärker als diejenigen von Stickstoff abgenommen.

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Abbildung 1; Stickoxidemissionen der Schweiz von 1900 bis 2000 in kT (BfS,2002)

Nach Matthes et al. (1998) sind die starken Abnahmen der SO 2 -Emissionen vor allem auf politisch induzierte Verringerung der Schwefelgehalte von Heizöl und Kohle zurückzuführen. Eine weitere Rolle bei der Reduktion führt er auf die weit verbreitete Substitution von Kohle durch Heizöl, oder aber auch die grossen Fortschritte in der Begrenzung von SO 2 -Emissionen bei der Dieselverbrennung zurück.

4.2.2 Stickstoffeinträge

Zwischen 1960 und 1994 haben sich nach Vitousek (zit. in Spangenberg, 2003) die weltweiten anthropogenen N 2 -Einträge verdoppelt. Insbesondere nach der Einführung der Haber-Bosch Methode, nach welcher es möglich ist aus N 2 und H 2 industriell Ammoniak herzustellen, stiegen Stickstoffeinträge weiter an (Spangenberg, 2003). Die Stickstoffdepositionen lassen sich unterteilen in + - Stickstoffoxide (NO x ), sowie Ammoniak (NH 3 ), Ammonium (NH 4 ), Lachgas (NO 2 ) und Nitrat (NO 3 ). Zudem macht elementarer Stickstoff unabhängig anthropogener Einträge N 2 78% der Atemluft aus (Buwal, 2005).

STICKOXIDE: Stickoxide werden hauptsächlich in der Form von NO und NO 2 emittiert. Da NO in der Atmosphäre sehr schnell zu NO 2 oxidiert, werden die beiden zusammengefasst Stickoxide genannt. Sie entstehen einerseits bei der Oxidation des in Brennstoffen enthaltenen Stickstoffs mit atmosphärischem Sauerstoff zu NO 2 bzw. NO, andererseits oxidiert bei Verbrennungstemperaturen von über 1000°C der in der Luft enthaltene Stickstoff. Somit sind die NOx – Emissionen prozessabhängig und werden vor allem mit entsprechenden Filteranlagen in Grenzen gehalten (Mathes, 1998). Im Jahr 2000 wurden in der Schweiz insgesamt 33200 Tonnen Stickoxide emittiert wobei der Strassenverkehr mit 58% den grössten Anteil ausmacht (Buwal, 2005). NOx wird in der Atmosphäre zu salpetriger Säure HNO 2 und Salpetersäure HNO 3 oxidiert (Matthes, 1998). Betrachtet man die zeitliche Entwicklung der Stickoxide, erkennt man ab 1950 einen steilen Stickstoffanstieg von 10kT N auf 54 kT N pro Jahr (Buwal). Seit 1985 ist jedoch ein deutlicher Rückgang der Stickoxidemissionen zu verzeichnen, der auf technischen Massnahmen zur Emissionsminderung basiert.

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