Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen

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1 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen Mitteilungen der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Heft 19/21 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen Gotha, November 21

2 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen IMPRESSUM Herausgeber: Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha Jägerstrasse 1, Gotha Telefon: 3621/225- Fax: 3621/ Ansprechpartner: Bibliothek/ Frau Kasprzik Tel.: 3621/ Druck: ISSN: xxxxxxxxxxxx X November 21

3 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen Inhaltsverzeichnis Autorenverzeichnis Vorwort 1 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Chmara, Ines 2 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Waldund Hauptmessstationen Becker, Rolf 3 Bodenmineralogische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen Butz-Braun, Rüdiger 4 Untersuchungen zur Ernährungssituation der Fichte an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Egerer, Ilka ; Heinze, Martin ; Chmara, Ines 5 Vegetationsaufnahmen an zehn Thüringer Wald- und Hauptmessstationen Fiegle, Michael ; Einig, Udo ; Wallmann, Peter 6 Nadelfalluntersuchungen in Fichtenbeständen an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Günther, Bernhard 7 Wasserqualität an den Quellen im Bereich der Wald- und Hauptmessstationen Günther, Bernhard 8 Untersuchungen zum Wasser- und Stoffhaushalt an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg und Possen Scherzer, Jörg ; Gast, Martin 9 Der chemische Zustand der Waldböden an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Schwerhoff, Jürgen 1 Untersuchungen auf Waldbodenbeobachtungsflächen in Thüringen Schwerhoff, Jürgen ; Witzig, Stefan Nachtrag/Danksagung 185 3

4 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen Autorenverzeichnis Dr. Becker, Rolf Dr. Butz-Braun, Rüdiger Chmara, Ines Egerer, Ilka Einig, Udo Fiegle, Michael Gast, Martin Günther, Bernhard Prof. Heinze, Martin Scherzer, Jörg Schwerhoff, Jürgen Fa. ÖKODATA, Strausberg Tonmineralogische Beratungsstelle, Kirchhain Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Neuartige Waldschäden Fachhochschule für Forstwirtschaft Schwarzburg Landschaftsökologie & Biotopkartierung, Mühlhausen (Kap. 5 Vegetationsaufnahmen an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg, Possen und Holzland sowie an den Waldmessstationen Lehesten und Steiger) Landschaftsökologie & Biotopkartierung, Mühlhausen (Kap. 5 Vegetationsaufnahmen an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg, Possen und Holzland sowie an den Waldmessstationen Lehesten und Steiger) Fa. UDATA, Bad Mergentheim (Kap. 6 Untersuchungen zum Stoffhaushalt) Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Neuartige Waldschäden Fachhochschule für Forstwirtschaft Schwarzburg Fa. UDATA, Bad Mergentheim (Kap.6 Untersuchungen zum Wasserhaushalt) Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Standorts-, Boden- und Vegetationskunde Wallmann, Peter Forstplanung, Mühlhausen (Kap. 5 Vegetationsaufnahmen an den Waldmessstationen Suhl-Neundorf, Vessertal, Pfanntalskopf, Paulinzella und Hainich) Witzig, Stefan Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Standorts-, Boden- und Vegetationskunde Aus Kapazitätsgründen wurden Teile der im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring durchgeführten Untersuchungen als Werkverträge vergeben. Die gesamte Datenerfassung, Koordinierung und Projektleitung oblag dem Referat Neuartige Waldschäden. Die vollständigen Berichte und das Literaturverzeichnis liegen in der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft vor und können angefordert werden. 4

5 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen Vorwort Der Gesundheitszustand und die Entwicklung unserer Wälder werden durch eine Vielzahl von Faktoren beeinflusst. Neben biotischen und abiotischen Einflussfaktoren führen heute insbesondere Klimaveränderungen und anthropogen bedingte Stoffeinträge zu nachhaltigen Veränderungen in den Waldökosystemen. Mit dem Forstlichen Umweltmonitoring wurde ein Programm geschaffen, welches über die regelmäßigen Waldschutz-, Waldschadens- und Bodenzustandserhebungen hinaus auch Einzelfallstudien und gezielte Untersuchungen im Rahmen der Waldökosystemforschung zulässt. Es bietet die Möglichkeit, Informationen miteinander zu verknüpfen, Erkenntnisse zur Waldentwicklung unter sich verändernden Umweltbedingungen zu gewinnen und Handlungsempfehlungen für Forstwirtschaft und Umweltpolitik zu geben. Während bereits in den fünfziger Jahren Beobachtungspunkte zur Erfassung des Waldboden- und Ernährungszustandes sowie zur kontinuierlichen Überwachung von Forstschädlingen angelegt wurden, erforderte das Auftreten der Neuartigen Waldschäden zu Beginn der achtziger Jahre eine neue Qualität der forstlichen Maßnahmen im Hinblick auf die Umweltüberwachung. Die in dieser Zeit errichteten Untersuchungsflächen ließen erstmals eine Verknüpfung der Ergebnisse von Bodenzustand, Ernährungsstatus und visuellem Kronenbild zu und führten zu dem Schluss, dass die Neuartigen Waldschäden mit den zunehmenden Stoffeinträge in den Wald in einem direkten Zusammenhang standen. Um diese Stoffeinträge quantifizieren zu können, wurden 199 die ersten Depositionsmessstellen in Thüringens Wäldern errichtet. Die hier gewonnenen Daten ermöglichen Aussagen zum Immissionsgeschehen und zu den Ursache-Wirkungsbeziehungen in Waldökosystemen. Unterstützt werden diese Aussagen durch die jährlichen Kronenzustandserhebungen, welche im Jahr 1991 erstmalig und flächendeckend nach den bundeseinheitlichen Richtlinien durchgeführt wurden. Zur Gewinnung detaillierter und möglichst zeitnaher Informationen werden im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring von der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft in Zusammenarbeit mit den Thüringer Forstämtern heute insgesamt 167 Flächen zur Bodenbeobachtung, 35 WSE- Punkte, 16 Wald- und Hauptmessstationen und 1245 Waldschutzbeobachtungspunkte betrieben sowie ökosystemare Untersuchungen an 5 ausgewiesenen Naturwaldparzellen durchgeführt. 5

6 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen 1 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen 1.1 Einleitung Ausschlaggebend für die Errichtung der Waldmessstationen (WMS) und Hauptmessstationen (HMS) waren die seit Beginn der 8er Jahre auftretenden Neuartigen Waldschäden, welche in Thüringen insbesondere in den Fichtenbeständen der Hoch- und Kammlagen des Thüringer Waldes zu Vergilbungserscheinungen, Nadelverlusten und partiellen Absterbeerscheinungen führten. Es war zwingend notwendig, sich auf die veränderten Umweltbedingungen einzustellen. Das bedeutete unter anderem, neben kurzfristig eingeleiteten Maßnahmen, wie z.b. der Kompensationskalkung, ein langfristiges Monitoringsystem zu schaffen, welches die Analyse, Verknüpfung und Bewertung aller auf das Ökosystem Wald einwirkenden Faktoren ermöglicht. 1.2 Lage und Beschreibung der Wald- und Hauptmessstationen Für die Errichtung der Wald- und Hauptmessstationen wurden repräsentative Standorte in Bezug auf Boden, Geologie und Baumartenverteilung ausgewählt. Die Verteilung der Wald- und Hauptmessstationen ist Abbildung 1.1 zu entnehmen, die genaue Beschreibung in den Tabellen 1.1 bis 1.3 nachzulesen. Abb. 1.1: Verteilung der Wald- und Hauptmessstationen 7

7 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Tab. 1.1 bis 1.3: Beschreibung der Wald- und Hauptmessstationen Nummer/Messstation Thüringer Forstamt Revier Abt./Uabt./Tfl. (Bestandesfläche) in Betrieb Technische Ausstattung 1 WMS Harz Ilfeld Rothesütte 1377 a 4 seit 1997 NS, SK, StA 2 WMS Pfanntalskopf Oberhof Sattelbach 332 a 4 seit 1991 NS, SK 3 WMS Vessertal Schönbrunn Erletal a seit 1992 NS, SK, StA 4 HMS Gr. Eisenberg Schmiedefeld Eisenberg 986 a 1 seit 1995 NS, SK, TM, TDR, BT, Meteorologie, Luftchemie 5 WMS Hohe Sonne Gerstungen Wilhelmstal 4125 b 4 seit 1995 NS, SK, StA 6 WMS Schwarzburg Neuhaus Schmiedefeld 132 a 1 seit 1998 NS, SK 7 WMS Ellenbogen Kaltennordheim Altmark 12 b² seit 1995 NS, StA 8 WMS Lehesten Lehesten Heberndorf 1129 a³ seit 1995 NS, SK 9 WMS Paulinzella Paulinzella Kienberg 211 a² seit 1995 NS, SK 1 WMS Suhl-Neundorf Schönbrunn Steinsburg 119 a³ seit 199 NS, SK 11 WMS Dillstädt Dietzhausen Dillstädt 2439 a² seit 199 NS 12 WMS Hainich BFoA Thür. Weberstedt 136 a 1 seit 2 NS, SK, StA Wald 13 HMS Possen Sondershausen Possen 143 e seit 1996 NS, SK, StA, TM, TDR, BT, Meteorologie, Luftchemie 14 WMS Kyffhäuser Sondershausen Bad Frankenhausen 198 a 1 seit 1996 NS, SK, StA 15 HMS Holzland Hummelshain Rothehofsmühle 523 a 4 seit 1999 NS, SK, TM, TDR, BT, Meteorologie, Luftchemie 16 WMS Steiger Kranichfeld Erfurt 1511 a² seit 1999 NS, SK *NS - Niederschlagssammler, SK - Saugkerzenanlagen zur Gewinnung von Bodenwasser, StA - Stammabflussanlage, TM - Tensiometer zur Messung der Bodensaugspannung, TDR - Sonden zur Messung des vol. Bodenwassergehaltes, BT Bodentemperatur, Meteorologie - Sensoren z. Messung v. Luftfeuchte, Lufttemp., Wind, Strahlung, Niederschlag, Luftchemie - Sensoren z. Messung v. O 3, SO 2, NO x Nummer/Messstation Baumart Bestandestyp Bestandesart Alter Derbholzvorrat (Vfm/ha) 1 WMS Harz Buche Reinbestand einschichtig WMS Pfanntalskopf Fichte Reinbestand einschichtig WMS Vessertal Buche Reinbestand einschichtig HMS Gr. Eisenberg Fichte Reinbestand einschichtig WMS Hohe Sonne Buche Reinbestand einschichtig WMS Schwarzburg Fichte/ Weißtanne Mischbestand einschichtig 95 keine aktuelle Aufnahme 7 WMS Ellenbogen Buche Reinbestand einschichtig WMS Lehesten Weißtanne/ Mischbestand einschichtig WTa Fichte Fi WMS Paulinzella Kiefer Reinbestand einschichtig WMS Suhl-Neundorf Fichte Reinbestand einschichtig WMS Dillstädt Fichte Reinbestand einschichtig WMS Hainich Buche/Esche Mischbestand mehrschichtig ugl HMS Possen Buche Reinbestand einschichtig WMS Kyffhäuser Buche Reinbestand einschichtig HMS Holzland Kiefer/Fichte Mischbestand einschichtig Ki Fi 5 16 WMS Steiger Eiche Reinbestand einschichtig

8 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Nummer/ Messstation Wuchs bezirk Klima stufe Höhe (m ü. NN) Substrat Wuchsgebiet Harz (Bergland mit kühl - feuchtem Klima und mittleren Böden) 1 WMS Harz Mittleres Unterharz- Plateau Mff 59 Porphyrit Ilfelder Porphyrit- Braunerde (II.Pt) F-Mull Lokalbodenform Bodentyp Humusform Standorteinheit Braunerde Wuchsgebiet Thüringer Gebirge (Gebirgslandschaft mit kühl - feuchtem Klima und armen bis mittleren Böden) 2 WMS Pfanntalskopf Mittlerer Thüringer Wald Hff 82 Quarzporphyr Gabelbach- Porphyr(-it)- Braunpodsol Pod- sol- Braun- Rohhumus ZG3 3 WMS Vessertal Mittlerer Thüringer Wald 4 HMS Gr. Eisenberg Mittlerer Thüringer Wald 5 WMS Hohe Sonne Nordwestl. Thüringer Wald 6 WMS Schwarzburg Nordabdachung Schiefergebirge 8 WMS Lehesten Nordabdachung Schiefergebirge (Ga.PP) Hff 81 Porphyrit Rennsteig- Porphyr(-it)- Braunerde (Re.PP) Kff 875 Porphyrit Märterskopf- Porphyr(-it)- Braunerde (Mk.PP) Uff 44 Oberrotliegendes (Konglomerat) Eisenacher Konglomerat- Braunerde (Ei.Kg) Mf 66 Schiefer Boosgrund- Schiefer- Braunerde (Bo.Sf) Mf 56 Lehmschutt aus Tonschiefer Weitisbergaer Schiefer- Braunerde (We.Sf) rohhumusartiger Moder Rohhumus Braunerde Braunerde Braunerde erde Braunerde Moder Moder Moder Braunerde Wuchsgebiet Rhön (kuppiges Bergland mit kühl - feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden) 7 WMS Ellenbogen Hohe Rhön Hf 73 Basalt Hahnberg- Basalt- Braunerde (Ha.Ba) Braunerde L-Mull Wuchsgebiet Ostthüringisches Trias - Hügelland (Hügelland mit warmem, mäßig feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden) 9 WMS Paulinzella Heydaer und Paulinzellaer Buntsandstein Vk 44 mittlerer Buntsandstein Blankenhainer Sandstein- Podsol (Bl.S) Podsol Rohhumus ZS3 15 HMS Holzland Ostthür. Buntsandstein Vk 35 mittlerer Buntsandstein Bücheloher Sandstein- Podsol (Bü.S) Podsol Rohhumus Südthür. Buntsandstein 11 WMS Dillstädt Südthür. Buntsandstein Mff 61 mittlerer Buntsandstein Vff 49 mittlerer Buntsandstein Döhlauer Sandstein- Braunerde (Dö.S) Döhlauer Sandstein- Braunerde (Dö.S) Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias - Hügelland (stark bewegtes Hügelland mit mäßig warm - feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden) 1 WMS Suhl- Neundorf Braunerde MS2 rohhumusartiger Moder Braunerde rohhumusartiger Moder RG2 MG2 MG2 MG3 MG2 MG3 RG2 ZS2 MS3 9

9 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Nummer/ Messstation Wuchs bezirk Klima stufe Höhe (m ü. NN) Substrat Lokalbodenform Bodentyp Humusform Standorteinheit Wuchsgebiet Mitteldeutsches Trias - Berg- und Hügelland (Hügelland mit mäßig warm - feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden) 12 WMS Hainich Hainich- Dün Vff 44 Deckton/ Oberer Muschelkalk Falkener Deckton- Braunerde (Fa.T) Terra Fusca Mull RCT2 (Wü.L) 14 WMS Kyffhäuser Kyffhäuser Vm 3 Gips Steinthalebener Gips- Komplex- Steinboden (St.GK) Wuchsgebiet Nordthüringisches Trias - Hügelland (Hügelland mit mäßig warm - trockenem Klima und mittleren bis reichen Böden) 13 HMS Possen Hainleite Vf 42 Lösslehm über Kalkstein Wüllerslebener Deckschlufflehm- Braunfahlerde Braun- erde- Fahl- L-Mull KLL2 erde Rendzina Moder RCU3 Wuchsgebiet Thüringer Becken (Beckenlandschaft mit dem wärmsten und trockensten Klima Thüringens und mittleren bis reichen Böden) 16 WMS Steiger Thür. Keuper- Becken Vt 33 Schlufflehm über Keuper Mihlaer Decklöss- Fahlerde (Mi.LL) Fahlerde F-Mull RLL2 Eine Beschreibung der 1998 bzw stillgelegten Waldmessstationen Fichtenkopf, Zella-Mehlis, Suhler Ausspanne (Wuchsgebiet Thüringer Gebirge) und Benshausen (Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland) ist in den Mitteilungen der Landesanstalt Heft 15/1999 nachzulesen. Die Waldmessstation Hainich wurde im November 2 in den Nationalpark Hainich verlegt. Die Angaben zur WMS Hainich (alt) sind ebenfalls dem Mitteilungsheft 15/1999 zu entnehmen. 1.3 Untersuchungsprogramm Erklärtes Ziel ist es, die Entwicklung des Wald- und Bodenzustandes unter dem Einfluss natürlicher und anthropogener Faktoren langfristig zu beobachten und zu dokumentieren, schädigende Einflüsse und Faktoren rechtzeitig zu erkennen und mögliche Gegenmaßnahmen aufzuzeigen. Aus diesem Grunde werden im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring an den Wald- und Hauptmessstationen folgende Parameter erfasst und untersucht: Tab. 1.4: Untersuchungsparameter an den Wald- und Hauptmessstationen Messungen/Untersuchungen im Freiland Niederschlagsmenge und -qualität (14-tägige Sammelprobe) Lufttemperatur*, Luftfeuchte* Globalstrahlung*, UVA/UVB* Windrichtung*, Windgeschwindigkeit* Ozon*, Schwefeldioxid*, Stickoxide* Messungen/Untersuchungen unter dem Kronendach Kronendurchlassmenge und qualität (14-tägige Sammelprobe) Stammabflussmenge und -qualität (bei Buche, als 14-tägige Sammelprobe) 1

10 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Untersuchungen am Waldbestand Kronenzustand/Nadel-/Blattverlust (jährlich) Nadel-/Blattanalysen (alle 2 Jahre) ertragskundliche Erhebungen (alle 5 Jahre) Weitere Untersuchungen Bodenzustandserfassung (alle 5 Jahre) Vegetationsaufnahmen (alle 5 Jahre) Streufalluntersuchungen (monatliche Sammelprobe) Qualität des Quellwassers (Schüttungsmessungen, 14-tägige Sammelprobe) Messungen/Untersuchungen am bzw. im Waldboden Sickerwasserqualität (als 14-tägige Sammelprobe in verschiedenen Bodentiefen) Bodenfeuchte (TDR)* Bodensaugspannung (Tensiometer)* Bodentemperatur* *nur an den Hauptmessstationen (Aufzeichnung als Halbstundenmittelwerte) Seit Beginn der Untersuchungen im Jahr 199 nahmen sowohl die Anzahl der Messstationen als auch der Untersuchungsumfang kontinuierlich zu. Momentan werden von der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft 13 Waldmessstationen und drei Hauptmessstationen betrieben. Fünf der insgesamt 16 Messstationen sind in das Level II- Programm der Europäischen Union zur Waldzustandsüberwachung auf Dauerbeobachtungsflächen eingegliedert, an den drei Hauptmessstationen erfolgen die Datenerhebungen in enger Zusammenarbeit mit der Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie. Die Niederschlags-, Sicker- und Stammabflusswasseranalysen sowie die Bodenund Nadel-/Blattanalysen werden im Labor der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft durchgeführt. Die ersten Auswertungen der an den Wald- und Hauptmessstationen erfassten Daten erfolgten in den Jahren 1998/99 und sind in den Mitteilungen der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft, Heft 15/1999 dokumentiert. Seitdem wurde eine Vielzahl weiterer Untersuchungen durchgeführt, deren Hauptergebnisse in den nachfolgenden Kapiteln dargestellt sind. 11

11 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen 2 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen 2.1 Einleitung Seit dem Auftreten der Neuartigen Waldschäden und der damit verbundenen Diskussion über die Notwendigkeit der Reduktion von Luftschadstoffen werden Methoden entwickelt, mit denen sich Depositionsminderungen quantifizieren lassen. Eine solche Methode stellt das Konzept der kritischen Belastungsgrenzen (Critical Loads) dar. Für 14 Wald- und Hauptmessstationen wurden diesbezüglich mittels der Massenbilanzmethode Ein- und Austragsberechnungen für Schadstoffe vorgenommen. Die Grundannahme dieser Berechnungen ist, dass langfristige (Schad-)Stoffeinträge gerade noch so hoch sein dürfen, wie diesen ökosysteminterne Prozesse (Aufnahme, Speicherung, Puffervermögen) gegenüberstehen. Nach dem Prinzip einer Waage werden auf der einen Seite anthropogene Einträge nur in dem Maße zugelassen, wie auf der anderen Seite das Gleichgewicht durch ökosystemare Bedingungen hergestellt werden kann. Mit Einstellung des Gleichgewichts wird die maximal zulässige (anthropogene) Deposition, der sogenannte Critical Load-Wert, erreicht. Bei den Berechnungen finden Critical Load-Funktionen Verwendung. Die Critical Load-Funktion stellt die Kombinationen von Schwefel- und Stickstoffeinträgen in ein Waldökosystem dar, bei denen keine langfristigen negativen Auswirkungen auf das System hinsichtlich Eutrophierung und Versauerung angenommen werden. Die aktuellen Depositionswerte von Schwefel- und Stickstoffverbindungen in Beziehung zur jeweiligen Critical Load-Funktion dargestellt, ermöglichen die Bewertung der Überschreitung von ökologischen Belastungsgrenzen. Somit wird deutlich, bei welchem Schadstoff und in welchem Umfang Maßnahmen zur Emissionsreduzierung getroffen werden müssen. 2.2 Kritische Belastungsgrenzen für eutrophierenden Stickstoff Bei Betrachtung der kritischen Belastungsgrenzen für eutrophierenden Stickstoff werden den anthropogenen Stickstoffdepositionen die stickstoffspeichernden bzw. -verbrauchenden Prozesse im Ökosystem gegenübergestellt. Dabei werden die Stoffeinträge (Deposition) gegen fixierende Prozesse (dauerhafte Immobilisierung im Humus, langfristige Stickstoffaufnahme in der Biomasse) und Stoffausträge (Denitrifikation, Stickstoffauswaschung mit dem Sickerwasser) aufgewogen (siehe Gleichung 1). Es werden stets die langjährigen Mittel der Stoffflüsse verwendet. Kurzfristige Änderungen der Flussraten wie z. B. saisonale Schwankungen sowie jährliche Schwankungen, die auf eine Holzentnahme oder andere kurzzeitige Störungen zurückgehen, werden nicht bzw. nur in ihrer langfristigen Wirkung berücksichtigt. In diesem Sinne ist die Critical Load-Berechnung für einen Zeitraum von wenigstens 1 Jahren angesetzt. Generell geht zum Schutz des Ökosystems die Begrenzung von Stickstoffakkumulation, Nährstoffungleichgewichten und Stickstoffausträgen in die Modellbildung ein. Nicht berücksichtigt sind Wechselwirkungen wie Artenkonkurrenz oder biotische Schäden. Ferner wird die Adsorption von NH 4 in den Tonmineralen vernachlässigt. 13

12 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Die Massenbilanz wird wie folgt formuliert: N N N N N dep u i l de Gleichung 1 wobei: N dep N u N i N l N de - Deposition von Stickstoff [kg/ha*a] - Festlegung von Stickstoff in der Biomasse [kg/ha*a] - Immobilisierung von Stickstoff [kg/ha*a] - Austrag von Stickstoff mit dem Sickerwasser [kg/ha*a] - Denitrifikation von Stickstoff [kg/ha*a] Für alle Prozesse wird angenommen, dass sie unter einer dem Critical Load entsprechenden Deposition stattfinden. Damit entspricht N dep dem Critical Load für den eutrophierenden Stickstoffeintrag, d. h. dem Stickstoffdepositionswert, bei dem für das System keine schädlichen Veränderungen in Struktur und Funktion sowie keine Stickstoffübersättigung zu erwarten sind. Die Höhe der Critical Loads wird von den natürlichen Eigenschaften der betrachteten Ökosysteme bestimmt. Die zulässige Stickstoffdeposition kann dabei als die Einstellung des Gleichgewichts zwischen Stoffein- und -austrägen beschrieben werden. Zeitweilige Abweichungen vom Gleichgewichtszustand sind nur tolerierbar, solange das System aus sich selbst heraus regenerationsfähig bleibt. Eine modellhafte Beschreibung des Stickstoffhaushaltes von Waldökosystemen unter diesen Bedingungen stellt die Gleichung 2 dar. Die Teilgrößen für die Biomassefestlegung, die Immobilisierung und der Austrag von Stickstoff mit dem Sickerwasser verstehen sich als begrenzende Werte zur Erhaltung des beschriebenen Gleichgewichtszustandes von Stoffquellen und -senken (Critical Load-Bedingungen). CL ( N N N N ) N Gleichung 2 nut ) u( crit ) i( crit ) l( acc de wobei: CL nut (N) N u(crit) N i(crit) N l(acc) N de - Critical Load für den eutrophierenden Stickstoffeintrag [kg/ha*a] - Stickstoffaufnahme durch den Bestand unter Critical Load [kg/ha*a] - Stickstoffimmobilisierung im Humus unter Critical Load [kg/ha*a] - Tolerierbarer Stoffaustrag mit dem Sickerwasser [kg/ha*a] - Denitrifikationsrate [kg/ha*a] Die Teilgrößen der Gleichung können nach den im Manual des ICP Mapping (UBA, 1996) beschriebenen Methoden ermittelt werden. Für die Ableitung der Ausgangswerte in den Berechnungen für die Wald- und Hauptmessstationen wurde die Methodik an die Datengrundlage angepasst Netto-Stickstoffaufnahme durch den Bestand Die Aufnahme von Stickstoff durch die Vegetation stellt eine zentrale Senke im Stoffhaushalt von Wäldern dar. Für die Berechnung von Critical Loads spielt allerdings nur der langfristig im jährlichen Holzzuwachs festgelegte Teil eine Rolle, da der in Blättern oder Nadeln inkorporierte Stickstoff dem System (Boden) in regelmäßigen Abständen wieder zugeführt wird (Streufall). Zur Bestimmung der Netto-Stickstoffaufnahme liegen Angaben zu Stoffgehalten in Stammholz und Rinde, der Holzdichte sowie dem Stamm-Rinden-Verhältnis vor, welche aus den Grunddaten von DE VRIES et al. (199) und KIMMINS (1985) abgeleitet wurden. 14

13 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Aus ihnen lassen sich die mittleren Stoffgehalte je fm ermitteln. Die Verwendung des für die jeweilige Fläche laut Ertragstafel erhobenen durchschnittlichen Gesamtzuwachses im Derbholz (DGZ1) der Baumarten stellt hierbei die beste Näherung zu dem langfristig zu erwartenden durchschnittlichen Zuwachs unter Critical Load-Bedingungen dar, da der DGZ1 heute größtenteils durch die aktuellen Stickstoffdepositionen beeinflusst wird. Zur Bestimmung der Netto-Stoffaufnahmeraten werden zunächst die Aufnahmeraten getrennt für jede Baumart aus dem DGZ1 [fm/ha*a] und den Stoffgehalten je fm [eq/fm] bestimmt. Danach werden die Ergebnisse, gewichtet nach den relativen Anteilen der Baumarten am Bestand, gemittelt und anschließend über den Kronenschlussgrad korrigiert. Aus Tabelle 2.1 sind die Netto- Stickstoffaufnahmeraten an den WMS und HMS zu ersehen. Sie schwanken zwischen 3,6 kg/ha*a und 18,8 kg/ha*a, wobei die niedrigsten Aufnahmeraten in Kiefernbeständen (WMS Paulinzella) bzw. bei schlecht wüchsigen, lückigen Nadelholzbeständen (WMS Lehesten) auftreten. Buchenbestände (HMS Possen, WMS Harz, WMS Vessertal) weisen hingegen relativ hohe Stoffaufnahmeraten auf. Tab. 2.1: Netto-Stickstoffaufnahme durch den Bestand an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Netto-Stickstoffaufnahme [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 8,5 WMS Vessertal 13,2 WMS Pfanntalskopf 9, HMS Großer Eisenberg 8,5 HMS Possen 18,8 HMS Holzland 9,4 WMS Steiger 1,6 WMS Lehesten 3,6 WMS Dillstädt 1,4 WMS Hohe Sonne 1, WMS Hainich 1, WMS Paulinzella 4,2 WMS Kyffhäuser 7,3 WMS Harz 14, Stickstoffimmobilisierung Ein erheblicher Teil des eingetragenen Stickstoffes wird im Waldboden immobilisiert. Als Immobilisierung bezeichnet man die dauerhafte Festlegung von Stickstoffverbindungen in organischer Form. Sie umfasst sowohl die Stickstoffakkumulation in der Humusschicht als auch die mikrobielle Fixierung. Im Allgemeinen stehen Humusaufbau durch Immobilisierung und Humusabbau durch Ammonifikation und Nitrifikation im Gleichgewicht. Durch eine geringe biologische Aktivität der Böden wie z. B. bei niedrigen ph-werten oder niedrigen Temperaturen wird die Humusakkumulation oder Nettoimmobilisierung begünstigt. Etwa seit den 7er Jahren wird an vielen Waldstandorten eine verstärkte Nettoimmobilisierung beobachtet. Es geht damit sowohl die Zunahme der Gesamthumusmenge als auch eine Umwandlung der Humusformen z. B. von Moder über rohhumusartigen Moder bis hin zum Rohhumus und eine Verengung des C/N-Verhältnisses, d. h. eine Zunahme des Stickstoffgehaltes, einher. 15

14 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Böden mit einem engen C/N-Verhältnis speichern Stickstoff schlechter als solche mit einem weiten C/N-Verhältnis (MATZNER, 1994). Höhere Immobilisierungsraten sollten demzufolge nur für einen begrenzten Zeitraum toleriert werden, da die Fixierungskapazität der Böden durch die Verengung der C/N-Verhältnisse begrenzt wird. Bezüglich der Humusbildung unter ungestörten Verhältnissen werden zwischen Laub- und Nadelbaumbeständen erhebliche Unterschiede deutlich. Laubholzbestände bilden aufgrund ihrer gut zersetzbaren Streu, die eine schnelle Rückführung von Stickstoff und basischen Kationen in den Nährstoffkreislauf ermöglicht, vorwiegend Humusformen mit einem engen C/N-Verhältnis aus, die gut in den Mineralboden eingearbeitet sind. Unter Nadelwaldbeständen werden dagegen vorwiegend Auflagehumusformen ausgebildet. Ursache dafür sind u. a. die schwere Zersetzbarkeit der Streu (weites C-N-Verhältnis, hoher Gehalt an Tanninen) sowie die aufgrund höherer Interzeptionsverluste geringere Bodenfeuchte und niedrigere Temperaturen. Die durch das weite C/N-Verhältnis begründete Artenzusammensetzung der Bodenorganismen in Nadelwaldböden hat eine schlechtere Tiefen-Bioturbation zur Folge. Hierdurch gelangen weniger Mineral-Kationen an die Oberfläche. Es findet eine Entkopplung von NH 4+ - Aufnahme und Ammonifikation statt. Somit sind die ph-werte im Humus unter Nadelbäumen meist wesentlich niedriger als unter Laubholzbeständen (GULDER und KÖLBEL, 1993). Der Grenzwert der Stickstoffimmobilisierung N i wird analog zum europäischen Ansatz aus Felduntersuchungen abgeleitet. Zur Ermittlung wird deshalb ein Wertebereich von 1-5 kg/ha*a auf die in Thüringen gemessenen Jahresmitteltemperaturen in Form einer Matrix verteilt. Entsprechend diesen Berechnungen schwankt die Stickstoffimmobilisierung an den Wald- und Hauptmessstationen je nach Temperatur - zwischen 1,5 kg/ha*a und 5 kg/ha*a, wie aus Tabelle 2.2 zu ersehen ist. Tab. 2.2: Stickstoffimmobilisierung an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Stickstoffimmobilisierung [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 2 WMS Vessertal 3 WMS Pfanntalskopf 3 HMS Großer Eisenberg 5 HMS Possen 2 HMS Holzland 1,5 WMS Steiger 1,5 WMS Lehesten 2 WMS Dillstädt 2 WMS Hohe Sonne 2 WMS Hainich 2 WMS Paulinzella 2 WMS Kyffhäuser 1,5 WMS Harz Stickstoffauswaschung Das Risiko der Stickstoffauswaschung unterliegt vielfältigen Einflussfaktoren, wie beispielsweise der Höhe und Dauer der Deposition von Stickstoffverbindungen, der Aufnahmefähigkeit des Bestandes, der Immobilisierungsrate des Bodens, der Nitrifikationsrate, der Durchwurzelungstiefe oder der Vornutzung. Bei stabilen, nicht stickstoffübersättigten Waldökosystemen mit geschlossenem 16

15 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Kreislauf dürfte in der Regel kein Stickstoffaustrag ins Grundwasser erfolgen bzw. nicht mehr als 1 kg/ha*a ausgewaschen werden (MATZNER, 1988). Ein hoher Stickstoffaustrag ins Grundwasser ist zumeist gleichbedeutend mit einer Störung des Gleichgewichts, einer Stickstoffübersättigung (BEESE, 1986) oder der Entkopplung des Stickstoffkreislaufs, z. B. durch Überschussnitrifikation (MATZNER, 1988; TÜRK, 1992). Der Stickstoffaustrag mit dem Sickerwasser erfolgt zum überwiegenden Teil in Nitratform. Neben dem direkten Eintrag von Nitrat mit dem Niederschlag entsteht Nitrat-Stickstoff einerseits bei der Nitrifikation von deponiertem Ammonium-Stickstoff und andererseits bei der Mineralisierung organischer Stickstoffverbindungen aus dem Humus. Da bei diesen Prozessen Protonen (H + ) frei werden, ist die Auswaschung von gebildetem oder deponiertem Nitrat in der Regel mit Versauerungsprozessen gekoppelt (SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL, 1989). Eine der wichtigsten Ursachen für zeitweilige und saisonal schwankende Erhöhungen der NO 3- - Konzentrationen im Sickerwasser sind verstärkte Nitrifikationsprozesse, die zu einer Überschussnitrifikation führen. Dies wurde insbesondere in warm/trockenen Jahren bzw. nach Austrocknung und anschließender Wiederbefeuchtung des Bodens beobachtet (ULRICH, 1981). Im Allgemeinen sind die NO 3 -Austräge unter Fichten deutlich höher als unter Laubholz. Die Ursache für die verstärkten Nitratausträge unter Fichtenreinbeständen wird neben der höheren Interzeptionsdeposition von Stickstoffverbindungen in einer selektiven NH 4+ -Aufnahme vermutet (KREUTZER et al., 1986; MATZNER, 1988). Hinzu kommt, dass NH 4+ als austauschbares Kation im Boden Sorptionsprozessen unterliegt, die trotz guter Wasserlöslichkeit seine Mobilität verringern (KUNTZE et al., 1988). Dadurch verbleibt NH 4 + im Gegensatz zu NO 3 - länger im durchwurzelten Bereich, was die selektive Aufnahme begünstigt. Das Risiko der Nitratauswaschung unter Laubholz- und Mischbeständen kann aufgrund mehrerer, die Tiefenverlagerung hemmender Einflussgrößen (tiefere Durchwurzelung, keine erhöhte NH 4+ -Aufnahme, Mineralbodenhumus statt Bildung einer Humusauflage) und der geringeren Interzeptionsdeposition generell als niedriger angesehen werden wie unter Fichtenbeständen. Für die Begrenzung der Stickstoffauswaschung mit dem Sickerwasser N l können für verschiedene Vegetationstypen bestimmte kritische Stickstoffkonzentration in der Bodenlösung herangezogen werden. Bei einer Überschreitung dieser Werte sind Vegetationsveränderungen bzw. ein erhöhter Stickstoffaustrag ins Grundwasser zu erwarten. Die Berechnung des tolerierbaren Stickstoffaustrages an den Wald- und Hauptmessstationen erfolgt unter Verwendung der Sickerwasserrate. Die kritische Stickstoffkonzentration in der Bodenlösung [N] crit wird dabei in Anlehnung an die Vorschläge des europäischen Koordinierungszentrums Wirkungen (UN ECE/CCE; 1993) unabhängig vom Vegetationstyp mit,2 mg N/l (das entspricht,143 eq/m 3 ) angenommen. Somit sind Stickstoffauswaschungen oberhalb von 1 kg/ha*a, die an 4 Messstationen ausgewiesen werden (siehe Tabelle 2.3), ausschließlich einer entsprechend hohen Sickerwasserrate über 5 mm zuzuordnen. Alle anderen Standorte sind durch Stickstoffauswaschungen unter,6 kg/ha*a gekennzeichnet. 17

16 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Tab. 2.3: Stickstoffauswaschung an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Stickstoffauswaschung [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf,6 WMS Vessertal 1,4 WMS Pfanntalskopf 1,5 HMS Großer Eisenberg 1,6 HMS Possen,5 HMS Holzland,3 WMS Steiger,3 WMS Lehesten,4 WMS Dillstädt,3 WMS Hohe Sonne,5 WMS Hainich,5 WMS Paulinzella,3 WMS Kyffhäuser,2 WMS Harz 1, Stickstoffdenitrifikation Denitrifikationsprozesse in Waldökosystemen machen einen erheblichen Teil am Gesamtumsatz des Stickstoffes aus (BEESE, 1986) und sind der bedeutendste nitratabbauende Prozess im Boden (HOFFMANN, 1991). Die Denitrifikation ist von einer Reihe unterschiedlicher Einflussfaktoren abhängig. Die wichtigsten sind: der Sauerstoffgehalt im Boden, die Bodenfeuchte und die Temperatur, der Gehalt an leicht abbaubarer organischer Substanz und der ph-wert. Von entscheidender Bedeutung für eine hohe Denitrifikationsrate ist das Vorliegen anaerober Verhältnisse. Verstärkend wirken sich deshalb eine hohe Lagerungsdichte und starke Aggregation der Böden sowie ein hoher Wassergehalt aus (MATZNER, 1988). Ebenfalls begünstigend ist eine hohe Bodenfeuchte, wie sie durch Stauwassereinfluss, Grundwasseranstieg, Überflutung oder Starkregenereignisse entstehen kann, da die Versorgung des Bodens mit Luftsauerstoff dann nahezu vollständig unterbunden wird. Hinsichtlich der Temperatur ist eine Aussage zur Wirkung auf die Denitrifikation schwierig, da sie die gesamte biologische Aktivität der Böden beeinflusst. Eine weitere direkte Einflussgröße stellt der Gehalt an leicht abbaubarer organischer Substanz dar, da die organotrophe Form der Denitrifikation den quantitativ größten Teil an der Gesamtreaktion bildet und die entsprechenden Mikroorganismen die erforderliche Energie und den Kohlenstoff dafür aus der organischen Substanz gewinnen. Hinsichtlich der Bodenreaktion findet die Denitrifikation ihr Optimum bei ph 7 bis 8. Sie ist aber auch bei ph-werten um 4 noch messbar. Die Stickstoffausträge über Denitrifikation korrelieren eng mit den Raten der Nitrifikation, da diese neben atmosphärischen Stoffeinträgen das Ausgangspotential für Denitrifikationsprozesse in Form von Nitrat liefern (MATZNER, 1988; BEESE, 1984 und 1986; BRUMME, 1986). Weiterhin werden bei Denitrifikationsprozessen Protonen konsumiert, so dass die Denitrifikation, wenn sie bis zum reinen Stickstoff verläuft, eine Stickstoffsenke für das Ökosystem bei gleichzeitiger Entlastung des Säurestatus des Bodens darstellt (BEESE, 1986). Distickstoffmonoxid bzw. Lachgas (N 2 O) kann bei der Denitrifikation nicht nur als Zwischenprodukt, sondern auch als Endprodukt auftreten. Vorausgesetzt, dass es in der obersten Bodenschicht entsteht, wird es in die Atmosphäre emittiert. In tieferen Bodenschichten gebildetes N 2 O wird 18

17 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen mikrobiell abgebaut (SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL, 1989). Verläuft die Reaktion nur bis zum N 2 O, NO oder NO 2, werden dabei ebenfalls Protonen konsumiert. In diesem Fall ist damit allerdings eine Belastung benachbarter Ökosysteme verbunden (BEESE, 1986). Einerseits werden dann die in die Atmosphäre emittierten gasförmigen Reaktionsprodukte teilweise in benachbarte Ökosystemen deponiert wo sie erneut in den Stickstoffkreislauf einfließen. Andererseits kann vor allem das N 2 O in der Stratosphäre photochemisch zu NO reagieren, wo es wiederum zur Verringerung der Ozonkonzentration beiträgt bzw. mit Wasserdampf zu Salpetersäure umgewandelt und nach Diffusion in die Troposphäre als saurer Niederschlag ausgewaschen wird. Vor allem aber trägt Lachgas (N 2 O) durch seine hohe Absorption im Infrarotbereich zur Verstärkung des Treibhauseffektes bei (MC ELROY et al., 1977; DICKINSON und CICERONE, 1986). Gemäß den Erkenntnissen über die denitrifikationsbestimmenden Faktoren wurden zur Abschätzung des Denitrifikationsfaktors f de die Eigenschaften der verschiedenen Bodentypen v. a. hinsichtlich ihrer Durchlüftung herangezogen. Anhydromorphe Sandböden sind aufgrund ihrer Korngröße und des hohen Grobporenanteils in der Regel gut durchlüftet und haben einen geringen Wassergehalt. Lehm- und Tonböden hingegen haben durch ihre wesentlich geringere Korngröße zwar ein höheres Gesamtporenvolumen, weisen aber mit einem sehr geringen Anteil an Grobporen ein besseres Wasserrückhaltevermögen sowie eine geringere Durchlüftung auf. Je höher der Tonanteil im Boden ist, desto wahrscheinlicher ist daher eine hohe Denitrifikationsrate. Für die Critical Loads-Berechnung erfolgte die Ableitung der Denitrifikationsfaktoren f de mittels einer speziellen Matrix. Wie Tabelle 2.4 zeigt, spielt die Stickstoffdenitrifikation an den Messstationen im Gegensatz zur Netto-Stickstoffaufnahme, Immobilisierung und Auswaschung nur eine untergeordnete Rolle. Der Wert von,2 kg/ha*a wird nur an einem Standort (WMS Hainich) überschritten. Tab. 2.4: Stickstoffdenitrifikation an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Stickstoffdenitrifikation [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf,7 WMS Vessertal,16 WMS Pfanntalskopf,16 HMS Großer Eisenberg,18 HMS Possen,8 HMS Holzland,4 WMS Steiger,15 WMS Lehesten,4 WMS Dillstädt,4 WMS Hohe Sonne,5 WMS Hainich,36 WMS Paulinzella,3 WMS Kyffhäuser,2 WMS Harz, Kritische Belastungsgrenzen und deren Überschreitung durch atmosphärische Stickstoffeinträge Die Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff werden insbesondere durch die Netto- Stickstoffaufnahmeraten bestimmt. Critical Loads über 15 kg/ha*a werden daher von gut wüchsigen Buchen- oder Fichtenbeständen erreicht (WMS Vessertal, HMS Großer Eisenberg, HMS 19

18 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Possen und WMS Harz). Kiefernforste und schwach wüchsige Bestände zeichnen sich dagegen durch kritische Belastungsgrenzen unter 1 kg/ha*a aus (WMS Lehesten, WMS Paulinzella und WMS Kyffhäuser). Tab. 2.5: Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Critical Load für eutrophierenden Stickstoff [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 11,2 WMS Vessertal 17,8 WMS Pfanntalskopf 13,6 HMS Großer Eisenberg 15,3 HMS Possen 21,4 HMS Holzland 11,3 WMS Steiger 12,6 WMS Lehesten 6,1 WMS Dillstädt 12,7 WMS Hohe Sonne 12,5 WMS Hainich 12,9 WMS Paulinzella 6,5 WMS Kyffhäuser 9,1 WMS Harz 19,2 Die Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen durch atmosphärische Stickstoffeinträge lässt sich mit Gleichung 3 bestimmen, wobei die eingehenden Depositionsdaten nach dem nachfolgend beschriebenen Verfahren ermittelt werden. Für die Erfassung der Stickstoffgesamtdeposition werden in der vorliegenden Studie die Kronenraumbilanzmodelle von ULRICH (1991) und DRAIJERS et al. (1995) angewendet, in die die Jahressummen der Einträge an den Freiland- und Bestandesmessstellen eingehen Mittels dieser Modelle wird der tatsächliche Stickstoffeintrag eher unterschätzt, deshalb wird der höchste von den beiden Modellen ermittelte Wert aus der Summe der NO y - und NH x -Deposition verwendet (siehe auch GEHRMANN et al. 21). Zu dieser Deposition werden - wie vom ehemaligen Arbeitskreis Deposition der Bund-Länder AG Forstliches Umweltmonitoring (GEHRMANN et al. 21) empfohlen - 1,5 kg/ha*a durch organische Einträge hinzu addiert. Die Stickstoffgesamtdepositionen sind starken jährlichen Schwankungen unterworfen. Größtenteils ist hierfür sicherlich die jährliche Witterung verantwortlich, des Weiteren natürlich auch die Entwicklung der langfristigen Eintragssituation. In wieweit hier die Anwendung der Kombination aus Nassdeposition und modellierter Trockendeposition auf der Basis von Trockendepositionsmodellen bessere Ergebnisse erbringt, ist zu prüfen. Ex nut ( N) NOy NH x N org CLnut ( N) Gleichung 3 dep dep dep wobei: Ex nut (N) - Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen durch die Stickstoffdepositio n [kg/ha*a] NO y dep - Gesamt-Deposition oxidierter Stickstoffverbindungen [kg/ha*a] NH x dep - Gesamt-Deposition reduzierter Stickstoffverbindungen [kg/ha*a] N org dep - Deposition von organischen Stickstoffverbindungen (1,5 kg/ha*a) CL nut (N) - Critical Load für den eutrophierenden Stickstoffeintrag [kg/ha*a] An allen untersuchten Messstationen eine Ausnahme bildet hier der gut wüchsige Buchenbestand an der HMS Possen - werden die kritischen Belastungsgrenzen für eutrophierenden Stickstoff 2

19 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen durch die jährliche Stickstoffdeposition um bis zu 37 kg/ha*a überschritten (siehe Tabelle 2.6 und Abbildungen 2.1 bis 2.13). Die WMS Hainich konnte nicht berücksichtigt werden, da noch keine geschlossene Zeitreihe in Bezug auf die Deposition vorliegt. Tab. 2.6: Überschreitung der Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Überschreitung des Critical Load für eutrophierenden Stickstoff [kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 8,3 19,7 8,4 23,6 22,8 2,6 35,8 35,9 21,5 24,3 WMS Vessertal 15,6 9,3 3,2 7,9 6,5 6,9 1, 4,8 WMS Pfanntalskopf 26,5 37,2 29,9 32,8 27,2 22,3 33,5 27,2 23,2 HMS Großer Eisenberg 29,4 21,8 33,8 29,9 23, HMS Possen, 1,5,, HMS Holzland 1,9 WMS Steiger 16,4 WMS Lehesten 21,6 19,7 18,4 19,4 18,1 WMS Dillstädt 1,8 19,1 14,6 11,9 9,6 19,2 18,8 2, 11, 16,5 WMS Hohe Sonne 18,6 4,4 6,2 1,4 3,3 WMS Paulinzella 8,9 1,4 13,2 1,1 5,6 WMS Kyffhäuser 12,4 17,2 9,5 14, WMS Harz 5,3 11,2 1, WMS Suhl-Neundorf critical load (11,2 kg/ha*a) Deposition WMS Vessertal critical load (17,8 kg/ha*a) Deposition Deposition in kg/ha*a ,4 3,9 19,6 34, , ,7 35,5 Deposition in kg/ha*a ,3 27,1 2,9 25,7 24,2 24,7 18,8 22, Untersuchungsjahre Untersuchungsjahre WMS Pfanntalskopf critical load (13,6 kg/ha*a) Deposition HMS Großer Eisenberg critical load (15,3 kg/ha*a) Deposition 7 7 Deposition in kg/ha*a ,2 5,8 43,5 46,4 4, ,1 4,8 36, , Untersuchungsjahre 21 37,1 49,1 45,3 38, Untersuchungsjahre Deposition in kg/ha*a

20 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen HMS Possen 7 critical load (21,4 kg/ha*a) Deposition HMS Holzland Deposition in kg/ha*a Deposition in kg/ha*a ,3 1 18,4 22,9 2,4 17, Untersuchungsjahre critical load (11,3 kg/ha*a) Deposition im Untersuchungsjahr 2 WMS Steiger 7 6 Deposition in kg/ha*a critical load (12,6 kg/ha*a) 16,4 Deposition im Untersuchungsjahr 2 Deposition in kg/ha*a WMS Lehesten ,6 25,8 24,5 critical load (6,1 kg/ha*a) Deposition 25,5 24, Untersuchungsjahre WMS Dillstädt critical load (12,7 kg/ha*a) Deposition WMS Hohe Sonne critical load (12,5 kg/ha*a) Deposition Deposition in kg/ha*a ,6 31,8 27,4 24,6 22, ,6 32,7 23,7 29,2 Deposition in kg/ha*a ,1 16,9 18, , Untersuchungsjahre Untersuchungsjahre WMS Paulinzella 7 critical load (6,5 kg/ha*a) Deposition WMS Kyffhäuser 7 critical load (9,1 kg/ha*a) Deposition 6 6 Deposition in kg/ha*a ,4 16,9 19,7 12, , Untersuchungsjahre 22 21,5 26,3 18,6 23, Untersuchungsjahre Deposition in kg/ha*a

21 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen WMS Harz 7 critical load (19,2 kg/ha*a) Deposition 6 Deposition in kg/ha*a ,5 3,4 2, Untersuchungsjahre Abb. 2.1 bis 2.13: Darstellung der Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff im Vergleich zur Stickstoffdeposition 2.3 Kritische Belastungsgrenzen für Säureeinträge Als Critical Load für Säureeinträge wird die höchste Deposition von säurebildenden Verbindungen verstanden, die langfristig keine schädlichen Effekte in Struktur und Funktion der Ökosysteme als Folge chemischer Veränderungen hervorruft. Die Höhe der tolerierbaren Deposition richtet sich damit allein nach den Eigenschaften des betrachteten Ökosystems. Tab. 2.7: Puffersysteme in Böden (ULRICH 1985, verändert) Puffersubstanz ph-bereich bodenchemische Veränderung Karbonat-Puffer (CaCO 3 ) 8,6-6,2 Basenauswaschung Silikat-Puffer (primäre Silikate) >5, Vergrößerung der Kationenaustauschkapazität Austauscher-Puffer (Tonminerale) 5, - 4,5 Reduktion der Kationenaustauschkapazität Mangan-Oxide 5, - 4,5 Reduktion der Basensättigung Tonminerale 5, - 4,2 Reduktion der Basensättigung (3-x)+ n [Al(OH) x ] 4,5-4,2 (3-x)+ Aluminium-Puffer (n [Al(OH) x ], < 4,2 Aluminium-Auswaschung Aluminium-Hydroxosulfate) Aluminium-Eisen-Puffer (wie Aluminium-Puffer, < 3,8 organische Fe-Komplexe Boden-Fe(OH) 3 ) Eisen-Puffer (Eisenhydrit) < 3,2 Fe 3+ Dem Eintrag bzw. der Bildung von versauernd wirkenden Protonen wird seitens des Bodens durch diverse, ph-wert-abhängige Puffermechanismen entgegengewirkt (vgl. Tabelle 2.7). Reicht die Wirkung einer Puffersubstanz nicht mehr aus, den Protoneneintrag zu kompensieren, dann findet eine Absenkung des ph-wertes statt und der im folgenden ph-bereich befindliche Puffer wird wirksam. Die Geschwindigkeit der ph-wertabsenkung ist neben der Menge an deponierten Protonen von diversen Faktoren wie Bodenverwitterung, Klima, Vegetation u. a. abhängig. Als Folge dieser Pufferwirkungen werden - je nach Puffersubstanz - bodenchemische Veränderungen hervorgerufen. Basenreiche Böden puffern die eingetragenen Protonen über die Freisetzung basischer Kationen ab. Bei ph-werten von 5, bis 4,2 findet eine Änderung der Ausstattung der Böden mit Nährstoffen, insbesondere mit basischen Kationen, statt. Al 3+ -Ionen blockieren jetzt aufgrund ihrer hohen Ladung die Boden-Austauscher und die freigesetzten basischen Kationen unterliegen Auswaschungsprozessen (MATZNER, 1988; ULRICH, 1985). 23

22 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Infolgedessen stehen den Pflanzen weniger basische Kationen zur Verfügung, was insgesamt - verstärkt durch hohe Depositionen eutrophierenden Stickstoffes - zu Nährstoffungleichgewichten und Mangelerscheinungen bis hin zu Nekrosen führt (hier ist insbesondere der Mg- und K-Mangel zu nennen). Ein in der Critical Loads-Methodik hierfür eingesetzter Indikator ist das Verhältnis von basischen Kationen zu Aluminium. Ein gesunder Boden zeichnet sich durch ein Bc/Al-Verhältnis zwischen 1 und 1 aus (ROST-SIEBERT, 1985; SVERDRUP und WARFVINGE, 1993). Sinken die ph-werte unter 4,2 (Aluminium-Puffer), so gehen Al 3+ -Ionen in Lösung und wirken, da sie nun in höherem Maß pflanzenverfügbar sind, zunehmend phytotoxisch. Des Weiteren wird die Aktivität von Bodenorganismen gemindert. Dies führt zu einer Entkopplung des Nährstoffkreislaufes, indem infolge mangelnder Bioturbation und verminderter Mineralisierung vermehrt Humus akkumuliert bzw. Stickstoff immobilisiert wird (BLOCK et al., 1996). Kalkungsmaßnahmen an Waldstandorten sollten daher immer den standortspezifischen Bedingungen angepasst sein, um Nährstoffverluste über den Sickerwasserpfad zu minimieren. Von den durch Luftschadstoffe beeinflussten Ökosystemen wurde zunächst der Wald bzw. der Waldboden als empfindlicher Rezeptor für die Bestimmung von Critical Loads gegenüber Säureeinträgen ausgewählt. Chemische Veränderungen infolge saurer Deposition, die langfristig Schäden in Struktur und Funktion eines Ökosystems hervorrufen, lassen sich für den Wald anhand der Zusammensetzung der Bodenlösung sehr gut nachweisen. So sind signifikante Schäden dann zu erwarten, wenn die kritischen chemischen Werte der Bodenlösung solche Abweichungen vom Normalbereich aufweisen, dass dieses zu einer Destabilisierung der Bodenprozesse oder zu direkten Schäden an der Vegetation führt (UN ECE, 1991). Hierbei dienen die in Tabelle 2.8 aufgeführten chemischen Indikatoren sowie deren kritische Schwellenwerte zur Ermittlung des Versauerungsgrades. Tab. 2.8: Kritische chemische Werte von Waldböden (HETTELINGH und DE VRIES, 1991) Parameter Einheit kritischer Wert Konzentration von Aluminiumionen [Al] mol/m³,2 Verhältnis von Aluminiumionen zu basischen Kationen [Bc/Al] mol/mol 1, ph-wert [ph] - 4, Säureneutralisationskapazität [ANC] mol/m³ -,3 Bei rakteristika Ausprägung dem in dieser auch des Waldökosystems die Untersuchung abiotischen verwendeten Standortfaktoren berücksichtigt. Massenbilanz-Ansatz Zudem Temperatur werden und die werden Sickerwasserrate in Tabelle neben 2.8 den aufgeführten Bodencha- sowie die Parameter und deren kritische Werte in die Methodik integriert, da ihnen eine zentrale Bedeutung als chemische Indikatoren für den kritischen Versauerungsgrad eines durch Säureeinträge gefährdeten Waldökosystems zukommt. Zu den maßgeblichen Schlüsselprozessen, die die in Tabelle 2.8 aufgeführten Werte neben der Säuredeposition hauptsächlich beeinflussen, gehören die Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung und Deposition, der Nährstoffentzug durch Biomasse sowie die Auswaschung mit dem Sickerwasser. Gemäß dem eingangs erläuterten Prinzip der Waage entsprechen die Critical Loads für Säuredeposition der gesamten Säureneutralisationskapazität (ANC) des Systems (UN ECE, 199; UBA, 1996). Die in Tabelle 2.8 genannte Gesamt-ANC setzt sich aus der ANC der Festsubstanz und der 24

23 Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen ANC der Bodenlösung zusammen. Letztere ist von den Raten der kationenliefernden Prozesse im Boden abhängig. Nach der Massenbilanz-Methode ist die ANC als die Summe aller Prozesse im System aufzufassen, durch die Protonen aus dem System entfernt, gepuffert oder freigesetzt werden. Die dazugehörigen Gleichungen und Erläuterungen können im ausführlichen Abschlussbericht nachgelesen werden Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung Bei der Verwitterung werden eine physikalische, eine chemische und eine biologische Komponente unterschieden. Für die Critical Loads-Berechnung kommt insbesondere der chemischen Verwitterung eine große Bedeutung zu. Die Geschwindigkeit dieses Verwitterungsprozesses ist von der verwitterbaren Oberfläche, der Bodentemperatur sowie dem Sauerstoff- und Wassergehalt des Bodens abhängig. Für die Verwitterung basischer Kationen spielt weiterhin die Zusammensetzung des verwitternden Materials (Gehalte an basischen Kationen) eine große Rolle. Die Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung wird entscheidend vom Muttergestein sowie von der Bodentextur bestimmt. Tab. 2.9: Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung an den Wald- und Hauptmessstationen WMS/HMS Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung [eq/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 28 WMS Vessertal 448 WMS Pfanntalskopf 499 HMS Großer Eisenberg 479 HMS Possen 2421 HMS Holzland 367 WMS Steiger 163 WMS Lehesten 467 WMS Dillstädt 233 WMS Hohe Sonne 57 WMS Hainich 213 WMS Paulinzella 242 WMS Kyffhäuser 248 WMS Harz 463 Ausgehend von lokalen Untersuchungen haben DE VRIES (1991), DE VRIES et al. (1993) sowie SVERDRUP u. WARFVINGE (1988) Matrizen zur Bestimmung der Verwitterungsrate bzw. Verwitterungsklasse erstellt. Im Ergebnis der Berechnungen für die Wald- und Hauptmessstationen sind in Tabelle 2.9 die Freisetzungsraten basischer Kationen durch Verwitterung dargestellt. Insgesamt weisen 1 Standorte Verwitterungsraten unter 6 eq/ha*a auf, was auf die Muttergesteinsklassen 1 und 2 (saure bzw. neutrale Gesteine) zurückzuführen ist. Die Standorte Possen und Hainich sind durch Verwitterungsraten oberhalb von 2 eq/ha*a gekennzeichnet, da den hier vorliegenden Ausgangssubstraten zumindest im überwiegenden Teil des Bodenprofils - die Muttergesteinsklasse 4 (kalkhaltige Gesteine) zugeordnet wird. Beim Standort Steiger führt die Kombination aus Muttergesteinsklasse 2 und 3 (neutrale bzw. basische Gesteine) zu einer Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung von 16 eq/ha*a. 25