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Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen

Mitteilungen der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft

Heft 19/2001


Gotha, November 2001


IMPRESSUM Herausgeber: Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha Jägerstrasse 1, 99867 Gotha Telefon: 03621/225-0 Fax: 03621/225-222 www.thueringenforst.de e-Mail: [email protected] Ansprechpartner: Bibliothek/ Frau Kasprzik Tel.: 03621/225-106 Druck: xxxxxxxxxxxx ISSN: 0942 - 475 X November 2001


3

Inhaltsverzeichnis Autorenverzeichnis

Vorwort

4

5

1

Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen Chmara, Ines

7

2

Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen Becker, Rolf

13

3

Bodenmineralogische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen Butz-Braun, Rüdiger

37

4

Untersuchungen zur Ernährungssituation der Fichte an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Egerer, Ilka ; Heinze, Martin ; Chmara, Ines

53

5

Vegetationsaufnahmen an zehn Thüringer Wald- und Hauptmessstationen Fiegle, Michael ; Einig, Udo ; Wallmann, Peter

59

6

Nadelfalluntersuchungen in Fichtenbeständen an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Günther, Bernhard

81

7

Wasserqualität an den Quellen im Bereich der Wald- und Hauptmessstationen Günther, Bernhard

103

8

Untersuchungen zum Wasser- und Stoffhaushalt an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg und Possen Scherzer, Jörg ; Gast, Martin

125

9

Der chemische Zustand der Waldböden an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen Schwerhoff, Jürgen

153

10

Untersuchungen auf Waldbodenbeobachtungsflächen in Thüringen Schwerhoff, Jürgen ; Witzig, Stefan

165

Nachtrag/Danksagung

185


4

Autorenverzeichnis Dr. Becker, Rolf Fa. ÖKODATA, Strausberg

Dr. Butz-Braun, Rüdiger

Tonmineralogische Beratungsstelle, Kirchhain

Chmara, Ines Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Neuartige Waldschäden

Egerer, Ilka Fachhochschule für Forstwirtschaft Schwarzburg

Einig, Udo Landschaftsökologie & Biotopkartierung, Mühlhausen (Kap. 5 – Vegetationsaufnahmen an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg, Possen und Holzland sowie an den Waldmessstationen Lehesten und Steiger)

Fiegle, Michael Landschaftsökologie & Biotopkartierung, Mühlhausen

(Kap. 5 – Vegetationsaufnahmen an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg, Possen und Holzland sowie an den Waldmessstationen Lehesten und Steiger)

Gast, Martin Fa. UDATA, Bad Mergentheim

(Kap. 6 – Untersuchungen zum Stoffhaushalt)

Günther, Bernhard

Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha, Referat Neuartige Waldschäden

Prof. Heinze, Martin

Fachhochschule für Forstwirtschaft Schwarzburg

Scherzer, Jörg Fa. UDATA, Bad Mergentheim (Kap.6 – Untersuchungen zum Wasserhaushalt)

Schwerhoff, Jürgen

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.


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Vorwort Der Gesundheitszustand und die Entwicklung unserer Wälder werden durch eine Vielzahl von Faktoren beeinflusst. Neben biotischen und abiotischen Einflussfaktoren führen heute insbesonde-re Klimaveränderungen und anthropogen bedingte Stoffeinträge zu nachhaltigen Veränderungen in den Waldökosystemen. Mit dem Forstlichen Umweltmonitoring wurde ein Programm geschaffen, welches über die regel-mäßigen Waldschutz-, Waldschadens- und Bodenzustandserhebungen hinaus auch Einzelfallstudien und gezielte Untersuchungen im Rahmen der Waldökosystemforschung zulässt. Es bietet die Mög-lichkeit, 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 Bo-denzustand, Ernährungsstatus und visuellem Kronenbild zu und führten zu dem Schluss, dass die Neuartigen Waldschäden mit den zunehmenden Stoffeinträge in den Wald in einem direkten Zu-sammenhang standen. Um diese Stoffeinträge quantifizieren zu können, wurden 1990 die ersten Depositionsmessstellen in Thüringens Wäldern errichtet. Die hier gewonnenen Daten ermögli-chen Aussagen zum Immissionsgeschehen und zu den Ursache-Wirkungsbeziehungen in Wald-ökosystemen. Unterstützt werden diese Aussagen durch die jährlichen Kronenzustandserhebun-gen, welche im Jahr 1991 erstmalig und flächendeckend nach den bundeseinheitlichen Richtlinien durchgeführt wurden. Zur Gewinnung detaillierter und möglichst zeitnaher Informationen werden im Rahmen des Forst-lichen Umweltmonitoring von der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft in Zusammenarbeit mit den Thüringer Forstämtern heute insgesamt 167 Flächen zur Bodenbeobachtung, 350 WSE-Punkte, 16 Wald- und Hauptmessstationen und 1245 Waldschutzbeobachtungspunkte betrieben sowie ökosystemare Untersuchungen an 5 ausgewiesenen Naturwaldparzellen durchgeführt.

Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen

7

1 Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen

1.1 Einleitung

Ausschlaggebend für die Errichtung der Waldmessstationen (WMS) und Hauptmessstationen (HMS) waren die seit Beginn der 80er Jahre auftretenden Neuartigen Waldschäden, welche in Thüringen insbesondere in den Fichtenbeständen der Hoch- und Kammlagen des Thüringer Wal-des zu Vergilbungserscheinungen, Nadelverlusten und partiellen Absterbeerscheinungen führten. Es war zwingend notwendig, sich auf die veränderten Umweltbedingungen einzustellen. Das bedeu-tete unter anderem, neben kurzfristig eingeleiteten Maßnahmen, wie z.B. der Kompensationskal-kung, ein langfristiges Monitoringsystem zu schaffen, welches die Analyse, Verknüpfung und Bewer-tung 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 Haupt-messstationen 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


8

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 a4 seit 1997 NS, SK, StA

2 WMS Pfanntalskopf Oberhof Sattelbach 332 a4 seit 1991 NS, SK 5 3 WMS Vessertal Schönbrunn Erletal 1039 a seit 1992 NS, SK, StA

4 HMS Gr. Eisenberg Schmiedefeld Eisenberg 986 a1 seit 1995 NS, SK, TM, TDR, BT, Meteorologie, Luftchemie

5 WMS Hohe Sonne Gerstungen Wilhelmstal 4125 b4 seit 1995 NS, SK, StA

6 WMS Schwarzburg Neuhaus Schmiedefeld 132 a1 seit 1998 NS, SK

7 WMS Ellenbogen Kaltennordheim Altmark 1020 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

10 WMS Suhl-Neundorf Schönbrunn Steinsburg 1109 a³ seit 1990 NS, SK

11 WMS Dillstädt Dietzhausen Dillstädt 2439 a² seit 1990 NS

12 WMS Hainich BFoA Thür. Wald

Weberstedt 136 a1 seit 2000 NS, SK, StA

13 HMS Possen Sondershausen Possen 1430 e seit 1996 NS, SK, StA, TM, TDR, BT, Meteo-rologie, Luftche-mie

14 WMS Kyffhäuser Sondershausen Bad Franken-hausen

1098 a1 seit 1996 NS, SK, StA

15 HMS Holzland Hummelshain Rothehofsmühle 523 a4 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 Bodensaug-spannung, TDR - Sonden zur Messung des vol. Bodenwassergehaltes, BT – Bodentemperatur, Meteorologie - Sensoren z. Messung v. Luftfeuchte, Lufttemp., Wind, Strahlung, Niederschlag, Luftchemie - Sensoren z. Messung v. O3, SO2, NO x

Nummer/Messstation Baumart Bestandestyp Bestandesart Alter Derbholzvorrat

(Vfm/ha)

1 WMS Harz Buche Reinbestand einschichtig 77 439

2 WMS Pfanntalskopf Fichte Reinbestand einschichtig 74 388

3 WMS Vessertal Buche Reinbestand einschichtig 108 643

4 HMS Gr. Eisenberg Fichte Reinbestand einschichtig 67 433

5 WMS Hohe Sonne Buche Reinbestand einschichtig 110 516

6 WMS Schwarzburg Fichte/ Weißtanne

Mischbestand einschichtig 95 keine aktuelle Aufnahme

7 WMS Ellenbogen Buche Reinbestand einschichtig 130 745

8 WMS Lehesten Weißtanne/ Fichte

Mischbestand einschichtig WTa 94 Fi 129

364

9 WMS Paulinzella Kiefer Reinbestand einschichtig 84 350

10 WMS Suhl-Neundorf Fichte Reinbestand einschichtig 107 688

11 WMS Dillstädt Fichte Reinbestand einschichtig 98 878

12 WMS Hainich Buche/Esche Mischbestand mehrschichtig ugl 502

13 HMS Possen Buche Reinbestand einschichtig 64 482

14 WMS Kyffhäuser Buche Reinbestand einschichtig 177 458

15 HMS Holzland Kiefer/Fichte Mischbestand einschichtig Ki 45 Fi 50

327

16 WMS Steiger Eiche Reinbestand einschichtig 108 404


9

Nummer/ Messstation

Wuchs bezirk

Klima stufe

Höhe (m ü. NN)

Substrat Lokal-bodenform

Bo-den-typ

Hu-mus-form

Stand-ort-

einheit

Wuchsgebiet Harz (Bergland mit kühl - feuchtem Klima und mittleren Böden)

1 WMS Harz Mittleres Unterharz-Plateau

Mff 590 Porphyrit Ilfelder Porphyrit-Braunerde (II.Pt)

Braun-erde

F-Mull RG2

Wuchsgebiet Thüringer Gebirge (Gebirgslandschaft mit kühl - feuchtem Klima und armen bis mittleren Böden)

2 WMS Pfanntalskopf Mittlerer Thüringer Wald

Hff 820 Quarz-porphyr

Gabelbach- Porphyr(-it)- Braunpodsol (Ga.PP)

Pod-sol- Braun-erde

Roh-humus

ZG3

3 WMS Vessertal Mittlerer Thüringer Wald

Hff 810 Porphyrit Rennsteig- Porphyr(-it)- Braunerde (Re.PP)

Braun-erde

rohhu-musar-tiger Moder

MG2

4 HMS Gr. Eisenberg Mittlerer Thüringer Wald

Kff 875 Porphyrit Märterskopf- Porphyr(-it)- Braunerde (Mk.PP)

Braun-erde

Roh-humus

MG2

5 WMS Hohe Sonne Nordwestl. Thüringer Wald

Uff 440 Oberrot-liegendes (Konglo-merat)

Eisenacher Kong-lomerat- Braun-erde (Ei.Kg)

Braun-erde

Moder MG3

6 WMS Schwarzburg Nordab-dachung Schieferge-birge

Mf 660 Schiefer Boosgrund- Schiefer- Braun-erde (Bo.Sf)

Braun-erde

Moder MG2

8 WMS Lehesten Nordab-dachung Schieferge-birge

Mf 560 Lehm-schutt aus Tonschie-fer

Weitisbergaer Schiefer- Braun-erde (We.Sf)

Braun-erde

Moder MG3

Wuchsgebiet Rhön (kuppiges Bergland mit kühl - feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden)

7 WMS Ellenbogen Hohe Rhön Hf 730 Basalt Hahnberg- Basalt- Braunerde (Ha.Ba)

Braun-erde

L-Mull RG2

Wuchsgebiet Ostthüringisches Trias - Hügelland (Hügelland mit warmem, mäßig feuchtem Klima und mittleren bis reichen Böden)

9 WMS Paulinzella Heydaer und Paulin-zellaer Buntsand-stein

Vk 440 mittlerer Buntsand-stein

Blankenhainer Sandstein- Podsol (Bl.S)

Podsol Roh-humus

ZS3

15 HMS Holzland Ostthür. Buntsand-stein

Vk 350 mittlerer Buntsand-stein

Bücheloher Sand-stein- Podsol (Bü.S)

Podsol Roh-humus

ZS2

Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias - Hügelland (stark bewegtes Hügelland mit mäßig warm - feuch-tem Klima und mittleren bis reichen Böden)

10 WMS Suhl- Neundorf

Südthür. Buntsand-stein

Mff 610 mittlerer Buntsand-stein

Döhlauer Sand-stein- Braunerde (Dö.S)

Braun-erde


MS2

11 WMS Dillstädt Südthür. Buntsand-stein

Vff 490 mittlerer Buntsand-stein

Döhlauer Sand-stein- Braunerde (Dö.S)

Braun-erde


MS3


10

Nummer/

Messstation Wuchs bezirk

Klima stufe

Höhe (m ü. NN)

Substrat Lokal-bodenform

Bo-den-typ

Hu-mus-form

Stand-ort-

einheit

Wuchsgebiet Mitteldeutsches Trias - Berg- und Hügelland (Hügelland mit mäßig warm - feuchtem Klima und mittle-ren bis reichen Böden)

12 WMS Hainich Hainich-Dün

Vff 440 Deckton/ Oberer Muschel-kalk

Falkener Deck-ton- Braunerde (Fa.T)

Terra Fusca

Mull RCT2

Wuchsgebiet Nordthüringisches Trias - Hügelland (Hügelland mit mäßig warm - trockenem Klima und mittleren bis reichen Böden)

13 HMS Possen Hainleite Vf 420 Lösslehm über Kalk-stein

Wüllerslebener Deckschlufflehm- Braunfahlerde (Wü.L)

Braun-erde- Fahl-erde

L-Mull KLL2

14 WMS Kyffhäuser Kyffhäuser Vm 300 Gips Steinthalebener Gips- Komplex- Steinboden (St.GK)

Rend-zina

Moder RCU3

Wuchsgebiet Thüringer Becken (Beckenlandschaft mit dem wärmsten und trockensten Klima Thüringens und mitt-leren bis reichen Böden)

16 WMS Steiger Thür. Keu-per- Be-cken

Vt 330 Schlufflehm über Keu-per

Mihlaer Decklöss- Fahlerde (Mi.LL)

Fahl-erde

F-Mull RLL2

Eine Beschreibung der 1998 bzw. 1999 stillgelegten Waldmessstationen Fichtenkopf, Zella-Mehlis, Suhler Ausspanne (Wuchsgebiet Thüringer Gebirge) und Benshausen (Wuchsgebiet Südthürin-gisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland) ist in den Mitteilungen der Landesanstalt Heft 15/1999 nachzulesen. Die Waldmessstation Hainich wurde im November 2000 in den Nationalpark Hainich verlegt. Die Angaben zur WMS Hainich (alt) sind ebenfalls dem Mitteilungsheft 15/1999 zu ent-nehmen.

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 Einflüs-se und Faktoren rechtzeitig zu erkennen und mögliche Gegenmaßnahmen aufzuzeigen. Aus diesem Grunde werden im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring an den Wald- und Hauptmesssta-tionen 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)


11

Untersuchungen am Waldbestand

Kronenzustand/Nadel-/Blattverlust (jährlich)

Nadel-/Blattanalysen (alle 2 Jahre)

ertragskundliche Erhebungen (alle 5 Jahre)

Messungen/Untersuchungen am bzw. im Waldboden

Sickerwasserqualität (als 14-tägige Sammelprobe in verschiede-nen Bodentiefen)

Bodenfeuchte (TDR)*

Bodensaugspannung (Tensiometer)*

Bodentemperatur*

Weitere Untersuchungen

Bodenzustandserfassung (alle 5 Jahre)

Vegetationsaufnahmen (alle 5 Jahre)

Streufalluntersuchungen (monatliche Sam-melprobe)

Qualität des Quellwassers (Schüttungsmes-sungen, 14-tägige Sammelprobe)

*nur an den Hauptmessstationen (Aufzeichnung als Halbstundenmittelwerte)

Seit Beginn der Untersuchungen im Jahr 1990 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 Waldzu-standsüberwachung auf Dauerbeobachtungsflächen eingegliedert, an den drei Hauptmessstationen erfolgen die Datenerhebungen in enger Zusammenarbeit mit der Thüringer Landesanstalt für Um-welt und Geologie. Die Niederschlags-, Sicker- und Stammabflusswasseranalysen sowie die Boden- und Nadel-/Blattanalysen werden im Labor der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft durch-geführt. 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.

Ökologische Belastungsgrenzen (Critical Loads) an den Wald- und Hauptmessstationen

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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 Ma-ße zugelassen, wie auf der anderen Seite das Gleichgewicht durch ökosystemare Bedingungen her-gestellt werden kann. Mit Einstellung des Gleichgewichts wird die maximal zulässige (anthropoge-ne) 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 de-nen keine langfristigen negativen Auswirkungen auf das System hinsichtlich Eutrophierung und Ver-sauerung angenommen werden. Die aktuellen Depositionswerte von Schwefel- und Stickstoffver-bindungen in Beziehung zur jeweiligen Critical Load-Funktion dargestellt, ermöglichen die Bewer-tung der Überschreitung von ökologischen Belastungsgrenzen. Somit wird deutlich, bei welchem Schadstoff und in welchem Umfang Maßnahmen zur Emissionsreduzierung getroffen werden müs-sen. 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 Ände-rungen 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 100 Jahren angesetzt. Generell geht zum Schutz des Ökosystems die Begrenzung von Stickstoffakkumulation, Nährstof-fungleichgewichten und Stickstoffausträgen in die Modellbildung ein. Nicht berücksichtigt sind Wechselwirkungen wie Artenkonkurrenz oder biotische Schäden. Ferner wird die Adsorption von NH4 in den Tonmineralen vernachlässigt.


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Die Massenbilanz wird wie folgt formuliert:

N N N N Ndep u i l de Gleichung 1

wobei: Ndep - Deposition von Stickstoff [kg/ha*a] Nu - Festlegung von Stickstoff in der Biomasse [kg/ha*a] Ni - Immobilisierung von Stickstoff [kg/ha*a] Nl - Austrag von Stickstoff mit dem Sickerwasser [kg/ha*a] Nde - Denitrifikation von Stickstoff [kg/ha*a] Für alle Prozesse wird angenommen, dass sie unter einer dem Critical Load entsprechenden De-position stattfinden. Damit entspricht Ndep dem Critical Load für den eutrophierenden Stickstoff-eintrag, d. h. dem Stickstoffdepositionswert, bei dem für das System keine schädlichen Verände-rungen in Struktur und Funktion sowie keine Stickstoffübersättigung zu erwarten sind. Die Höhe der Critical Loads wird von den natürlichen Eigenschaften der betrachteten Ökosyste-me bestimmt. Die zulässige Stickstoffdeposition kann dabei als die Einstellung des Gleichgewichts zwischen Stoffein- und -austrägen beschrieben werden. Zeitweilige Abweichungen vom Gleichge-wichtszustand 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 Immobilisie-rung 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).

deacclcriticritu Nnut NNNNCL )()()) (( Gleichung 2

wobei: CLnut(N) - Critical Load für den eutrophierenden Stickstoffeintrag [kg/ha*a] Nu(crit) - Stickstoffaufnahme durch den Bestand unter Critical Load [kg/ha*a] Ni(crit) - Stickstoffimmobilisierung im Humus unter Critical Load [kg/ha*a] Nl(acc) - Tolerierbarer Stoffaustrag mit dem Sickerwasser [kg/ha*a] Nde - Denitrifikationsrate [kg/ha*a] Die Teilgrößen der Gleichung können nach den im Manual des ICP Mapping (UBA, 1996) be-schriebenen Methoden ermittelt werden. Für die Ableitung der Ausgangswerte in den Berechnun-gen für die Wald- und Hauptmessstationen wurde die Methodik an die Datengrundlage angepasst. 2.2.1 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 jährli-chen Holzzuwachs festgelegte Teil eine Rolle, da der in Blättern oder Nadeln inkorporierte Stick-stoff 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. (1990) und KIMMINS (1985) abgeleitet wurden.


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Aus ihnen lassen sich die mittleren Stoffgehalte je fm ermitteln. Die Verwendung des für die jewei-lige Fläche laut Ertragstafel erhobenen durchschnittlichen Gesamtzuwachses im Derbholz (DGZ100) der Baumarten stellt hierbei die beste Näherung zu dem langfristig zu erwartenden durchschnittlichen Zuwachs unter Critical Load-Bedingungen dar, da der DGZ100 heute größten-teils durch die aktuellen Stickstoffdepositionen beeinflusst wird. Zur Bestimmung der Netto-Stoffaufnahmeraten werden zunächst die Aufnahmeraten getrennt für jede Baumart aus dem DGZ100 [fm/ha*a] und den Stoffgehalten je fm [eq/fm] bestimmt. Danach werden die Ergebnisse, gewichtet nach den relativen Anteilen der Baumarten am Bestand, gemit-telt 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. Buchenbe-stände (HMS Possen, WMS Harz, WMS Vessertal) weisen hingegen relativ hohe Stoffaufnahmera-ten 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 9,0

HMS Großer Eisenberg 8,5

HMS Possen 18,8

HMS Holzland 9,4

WMS Steiger 10,6

WMS Lehesten 3,6

WMS Dillstädt 10,4

WMS Hohe Sonne 10,0

WMS Hainich 10,0

WMS Paulinzella 4,2

WMS Kyffhäuser 7,3

WMS Harz 14,9

2.2.2 Stickstoffimmobilisierung Ein erheblicher Teil des eingetragenen Stickstoffes wird im Waldboden immobilisiert. Als Immobi-lisierung 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 Humusakkumula-tion oder Nettoimmobilisierung begünstigt. Etwa seit den 70er Jahren wird an vielen Waldstandorten eine verstärkte Nettoimmobilisierung beobachtet. Es geht damit sowohl die Zunahme der Gesamthumusmenge als auch eine Umwand-lung 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.


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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 Nadel-baumbeständen erhebliche Unterschiede deutlich. Laubholzbestände bilden aufgrund ihrer gut zer-setzbaren Streu, die eine schnelle Rückführung von Stickstoff und basischen Kationen in den Nähr-stoffkreislauf ermöglicht, vorwiegend Humusformen mit einem engen C/N-Verhältnis aus, die gut in den Mineralboden eingearbeitet sind. Unter Nadelwaldbeständen werden dagegen vorwiegend Auflagehumusformen ausgebildet. Ursa-che 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 niedrige-re Temperaturen. Die durch das weite C/N-Verhältnis begründete Artenzusammensetzung der Bodenorganismen in Nadelwaldböden hat eine schlechtere Tiefen-Bioturbation zur Folge. Hier-durch gelangen weniger Mineral-Kationen an die Oberfläche. Es findet eine Entkopplung von NH4

+-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 Ni wird analog zum europäischen Ansatz aus Feldun-tersuchungen 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 die-sen 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 3

2.2.3 Stickstoffauswaschung Das Risiko der Stickstoffauswaschung unterliegt vielfältigen Einflussfaktoren, wie beispielsweise der Höhe und Dauer der Deposition von Stickstoffverbindungen, der Aufnahmefähigkeit des Bestan-des, der Immobilisierungsrate des Bodens, der Nitrifikationsrate, der Durchwurzelungstiefe oder der Vornutzung. Bei stabilen, nicht stickstoffübersättigten Waldökosystemen mit geschlossenem


17

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 Stickstoff-kreislaufs, 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 or-ganischer Stickstoffverbindungen aus dem Humus. Da bei diesen Prozessen Protonen (H+) frei werden, ist die Auswaschung von gebildetem oder deponiertem Nitrat in der Regel mit Versaue-rungsprozessen gekoppelt (SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL, 1989). Eine der wichtigsten Ursachen für zeitweilige und saisonal schwankende Erhöhungen der NO3

--Konzentrationen im Sickerwasser sind verstärkte Nitrifikationsprozesse, die zu einer Überschuss-nitrifikation führen. Dies wurde insbesondere in warm/trockenen Jahren bzw. nach Austrocknung und anschließender Wiederbefeuchtung des Bodens beobachtet (ULRICH, 1981). Im Allgemeinen sind die NO3-Austräge unter Fichten deutlich höher als unter Laubholz. Die Ursa-che für die verstärkten Nitratausträge unter Fichtenreinbeständen wird neben der höheren Inter-zeptionsdeposition von Stickstoffverbindungen in einer selektiven NH4

+-Aufnahme vermutet (KREUTZER et al., 1986; MATZNER, 1988). Hinzu kommt, dass NH4

+ als austauschbares Kation im Boden Sorptionsprozessen unterliegt, die trotz guter Wasserlöslichkeit seine Mobilität verrin-gern (KUNTZE et al., 1988). Dadurch verbleibt NH4

+ im Gegensatz zu NO3- länger im durchwur-

zelten Bereich, was die selektive Aufnahme begünstigt. Das Risiko der Nitratauswaschung unter Laubholz- und Mischbeständen kann aufgrund mehrerer, die Tiefenverlagerung hemmender Ein-flussgrößen (tiefere Durchwurzelung, keine erhöhte NH4

+-Aufnahme, Mineralbodenhumus statt Bildung einer Humusauflage) und der geringeren Interzeptionsdeposition generell als niedriger an-gesehen werden wie unter Fichtenbeständen. Für die Begrenzung der Stickstoffauswaschung mit dem Sickerwasser Nl 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 er-folgt unter Verwendung der Sickerwasserrate. Die kritische Stickstoffkonzentration in der Boden-lösung [N]crit wird dabei in Anlehnung an die Vorschläge des europäischen Koordinierungszent-

rums „Wirkungen“ (UN ECE/CCE; 1993) unabhängig vom Vegetationstyp mit 0,2 mg N/l (das ent-spricht 0,0143 eq/m3) 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 500 mm zuzuordnen. Alle anderen Standorte sind durch Stickstoff-auswaschungen unter 0,6 kg/ha*a gekennzeichnet.


18

Tab. 2.3: Stickstoffauswaschung an den Wald- und Hauptmessstationen

WMS/HMS Stickstoffauswaschung

[kg/ha*a] WMS Suhl-Neundorf 0,6 WMS Vessertal 1,4 WMS Pfanntalskopf 1,5 HMS Großer Eisenberg 1,6 HMS Possen 0,5 HMS Holzland 0,3 WMS Steiger 0,3 WMS Lehesten 0,4 WMS Dillstädt 0,3 WMS Hohe Sonne 0,5 WMS Hainich 0,5 WMS Paulinzella 0,3 WMS Kyffhäuser 0,2 WMS Harz 1,2

2.2.4 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 nahe-zu 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 Denitrifi-kation 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 die-se 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 Entlas-tung des Säurestatus des Bodens darstellt (BEESE, 1986). Distickstoffmonoxid bzw. Lachgas (N2O) kann bei der Denitrifikation nicht nur als Zwischenpro-dukt, sondern auch als Endprodukt auftreten. Vorausgesetzt, dass es in der obersten Bodenschicht entsteht, wird es in die Atmosphäre emittiert. In tieferen Bodenschichten gebildetes N2O wird


19

mikrobiell abgebaut (SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL, 1989). Verläuft die Reaktion nur bis zum N2O, NO oder NO2, werden dabei ebenfalls Protonen konsumiert. In diesem Fall ist damit aller-dings eine Belastung benachbarter Ökosysteme verbunden (BEESE, 1986). Einerseits werden dann die in die Atmosphäre emittierten gasförmigen Reaktionsprodukte teilweise in benachbarte Öko-systemen deponiert wo sie erneut in den Stickstoffkreislauf einfließen. Andererseits kann vor allem das N2O 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 (N2O) durch seine hohe Absorption im Infrarotbereich zur Verstärkung des Treibhausef-fektes bei (MC ELROY et al., 1977; DICKINSON und CICERONE, 1986). Gemäß den Erkenntnissen über die denitrifikationsbestimmenden Faktoren wurden zur Abschät-zung des Denitrifikationsfaktors fde die Eigenschaften der verschiedenen Bodentypen v. a. hinsicht-

lich ihrer Durchlüftung herangezogen. Anhydromorphe Sandböden sind aufgrund ihrer Korngröße und des hohen Grobporenanteils in der Regel gut durchlüftet und haben einen geringen Wasser-gehalt. 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 Lo-ads-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 0,2 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 0,07

WMS Vessertal 0,16

WMS Pfanntalskopf 0,16

HMS Großer Eisenberg 0,18

HMS Possen 0,08

HMS Holzland 0,04

WMS Steiger 0,15

WMS Lehesten 0,04

WMS Dillstädt 0,04

WMS Hohe Sonne 0,05

WMS Hainich 0,36

WMS Paulinzella 0,03

WMS Kyffhäuser 0,02

WMS Harz 0,13

2.2.5 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 wüchsi-gen Buchen- oder Fichtenbeständen erreicht (WMS Vessertal, HMS Großer Eisenberg, HMS


20

Possen und WMS Harz). Kiefernforste und schwach wüchsige Bestände zeichnen sich dagegen durch kritische Belastungsgrenzen unter 10 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 wer-den 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 Bestandes-messstellen eingehen Mittels dieser Modelle wird der tatsächliche Stickstoffeintrag eher unter-schätzt, deshalb wird der höchste von den beiden Modellen ermittelte Wert aus der Summe der NOy- und NHx-Deposition verwendet (siehe auch GEHRMANN et al. 2001). Zu dieser Deposition werden - wie vom ehemaligen Arbeitskreis „Deposition“ der Bund-Länder AG „Forstliches Um-weltmonitoring“ (GEHRMANN et al. 2001) empfohlen - 1,5 kg/ha*a durch organische Einträge hinzu addiert. Die Stickstoffgesamtdepositionen sind starken jährlichen Schwankungen unterwor-fen. Größtenteils ist hierfür sicherlich die jährliche Witterung verantwortlich, des Weiteren natür-lich auch die Entwicklung der langfristigen Eintragssituation. In wieweit hier die Anwendung der Kombination aus Nassdeposition und modellierter Trockendeposition auf der Basis von Trocken-depositionsmodellen bessere Ergebnisse erbringt, ist zu prüfen.

)()( NCLNNHNONEx nutorgxynut depdepdep Gleichung 3

wobei: Exnut(N) - Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen durch die Stickstoffdepositio n [kg/ha*a] NOy dep - Gesamt-Deposition oxidierter Stickstoffverbindungen [kg/ha*a] NHx dep - Gesamt-Deposition reduzierter Stickstoffverbindungen [kg/ha*a] Norg dep - Deposition von organischen Stickstoffverbindungen (1,5 kg/ha*a) CLnut(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


21

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] 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 WMS Suhl-Neundorf 8,3 19,7 8,4 23,6 22,8 20,6 35,8 35,9 21,5 24,3 WMS Vessertal 15,6 9,3 3,2 7,9 6,5 6,9 1,0 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 23,0 HMS Possen 0,0 1,5 0,0 0,0 HMS Holzland 10,9 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 20,0 11,0 16,5 WMS Hohe Sonne 18,6 4,4 6,2 10,4 3,3 WMS Paulinzella 8,9 10,4 13,2 1,1 5,6 WMS Kyffhäuser 12,4 17,2 9,5 14,0 WMS Harz 5,3 11,2 1,0

WMS Suhl-Neundorf

19

,4

30

,9

19

,6

34

,8

34

31

,8

47

47

32

,7 35

,5

0

10

20

30

40

50

60

70

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a

critical load (11,2 kg/ha*a)

Deposition

WMS Vessertal

33

,3

27

,1

20

,9 25

,7

24

,2

24

,7

18

,8 22

,5

0

10

20

30

40

50

60

70

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

WMS Pfanntalskopf

40

,2

50

,8

43

,5 46

,4

40

,9

36

47

,1

40

,8

36

,8

0

10

20

30

40

50

60

70

1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

HMS Großer Eisenberg

44

,7

37

,1

49

,1

45

,3

38

,3

0

10

20

30

40

50

60

70

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition


22

HMS Possen

17

,2

18

,4 22

,9

20

,4

010

20

30

40

50

60

70

1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

HMS Holzland

22,3

0

10

20

30

40

50

60

70

critical load (11,3 kg/ha*a) Deposition im

Untersuchungsjahr 2000

Deposi

tion

in k

g/h

a*a

WMS Steiger

16,4

0

10

20

30

40

50

60

70

critical load (12,6 kg/ha*a) Deposition im


Deposi

tion

in k

g/h

a*a

WMS Lehesten

27

,6

25

,8

24

,5

25

,5

24

,1

0

10

20

30

40

50

60

70

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

WMS Dillstädt

14

,6

31

,8

27

,4

24

,6

22

,4

32

31

,6

32

,7

23

,7 29

,2

0

10

20

30

40

50

60

70

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

WMS Hohe Sonne

31

,1

16

,9

18

,8 23

15

,8

0

10

20

30

40

50

60

70

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

WMS Paulinzella

15

,4

16

,9 19

,7

7,6

12

,1

0

10

20

30

40

50

60

70

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


DepositionWMS Kyffhäuser

21

,5 26

,3

18

,6 23

,1

0

10

20

30

40

50

60

70

1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition


23

WMS Harz

24

,5 30

,4

20

,2

0

10

20

30

40

50

60

70

1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

kg

/ha

*a


Deposition

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 Verbindun-gen 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 (CaCO3) 8,6 - 6,2 Basenauswaschung

Silikat-Puffer (primäre Silikate) >5,0 Vergrößerung der Kationenaustauschkapazität

Austauscher-Puffer (Tonminerale) 5,0 - 4,5 Reduktion der Kationenaustauschkapazität

Mangan-Oxide 5,0 - 4,5 Reduktion der Basensättigung

Tonminerale 5,0 - 4,2 Reduktion der Basensättigung

n [Al(OH)x(3-x)+] 4,5 - 4,2

Aluminium-Puffer (n [Al(OH)x(3-x)+],

Aluminium-Hydroxosulfate) < 4,2 Aluminium-Auswaschung

Aluminium-Eisen-Puffer (wie Alumi-nium-Puffer, „Boden-Fe(OH)3“)

< 3,8 organische Fe-Komplexe

Eisen-Puffer (Eisenhydrit) < 3,2 Fe3+

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 Pro-tonen von diversen Faktoren wie Bodenverwitterung, Klima, Vegetation u. a. abhängig. Als Folge dieser Pufferwirkungen werden - je nach Puffersubstanz - bodenchemische Veränderun-gen hervorgerufen. Basenreiche Böden puffern die eingetragenen Protonen über die Freisetzung basischer Kationen ab. Bei pH-Werten von 5,0 bis 4,2 findet eine Änderung der Ausstattung der Böden mit Nährstoffen, insbesondere mit basischen Kationen, statt. Al3+-Ionen blockieren jetzt aufgrund ihrer hohen Ladung die Boden-Austauscher und die freigesetzten basischen Kationen unterliegen Auswaschungsprozessen (MATZNER, 1988; ULRICH, 1985).


24

Infolgedessen stehen den Pflanzen weniger basische Kationen zur Verfügung, was insgesamt - ver-stärkt 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 10 und 100 aus (ROST-SIEBERT, 1985; SVERDRUP und WARFVINGE, 1993). Sinken die pH-Werte unter 4,2 (Aluminium-Puffer), so gehen Al3+-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 Säureein-trägen ausgewählt. Chemische Veränderungen infolge saurer Deposition, die langfristig Schäden in Struktur und Funktion eines Ökosystems hervorrufen, lassen sich für den Wald anhand der Zu-sammensetzung der Bodenlösung sehr gut nachweisen. So sind signifikante Schäden dann zu erwar-ten, wenn die kritischen chemischen Werte der Bodenlösung solche Abweichungen vom Normal-bereich 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 Versauerungs-grades. Tab. 2.8: Kritische chemische Werte von Waldböden (HETTELINGH und DE VRIES, 1991)

Parameter Einheit kritischer Wert

Konzentration von Aluminiumionen [Al] mol/m³ 0,2

Verhältnis von Aluminiumionen zu basischen Kationen [Bc/Al] mol/mol 1,0

pH-Wert [pH] - 4,0

Säureneutralisationskapazität [ANC] mol/m³ -0,3

Bei dem in dieser Untersuchung verwendeten Massenbilanz-Ansatz werden neben den Bodencha-rakteristika auch die abiotischen Standortfaktoren Temperatur und Sickerwasserrate sowie die Ausprägung des Waldökosystems berücksichtigt. Zudem werden die in Tabelle 2.8 aufgeführten Parameter und deren kritische Werte in die Methodik integriert, da ihnen eine zentrale Bedeutung als chemische Indikatoren für den kritischen Versauerungsgrad eines durch Säureeinträge gefähr-deten 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 Säurede-position der gesamten Säureneutralisationskapazität (ANC) des Systems (UN ECE, 1990; UBA, 1996). Die in Tabelle 2.8 genannte Gesamt-ANC setzt sich aus der ANC der Festsubstanz und der


25

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 wer-den. Die dazugehörigen Gleichungen und Erläuterungen können im ausführlichen Abschlussbericht nachgelesen werden. 2.3.1 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 Verwitte-rung 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 Bo-dentextur 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 280

WMS Vessertal 448

WMS Pfanntalskopf 499


HMS Possen 2421

HMS Holzland 367

WMS Steiger 1063

WMS Lehesten 467

WMS Dillstädt 233

WMS Hohe Sonne 570

WMS Hainich 2130

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. Verwit-terungsklasse erstellt. Im Ergebnis der Berechnungen für die Wald- und Hauptmessstationen sind in Tabelle 2.9 die Freisetzungsraten basischer Kationen durch Verwitterung dargestellt. Insgesamt weisen 10 Standorte Verwitterungsraten unter 600 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 2000 eq/ha*a gekennzeichnet, da den hier vorliegenden Ausgangssubstraten – zumindest im überwiegenden Teil des Bodenprofils - die Muttergesteinsklas-se 4 (kalkhaltige Gesteine) zugeordnet wird. Beim Standort Steiger führt die Kombination aus Mut-tergesteinsklasse 2 und 3 (neutrale bzw. basische Gesteine) zu einer Freisetzung basischer Katio-nen durch Verwitterung von 1060 eq/ha*a.


26

2.3.2 Netto-Aufnahmeraten basischer Kationen durch den Bestand Zur Bewertung der in der Bodenlösung vorliegenden Kationenmenge ist die Angabe des durch-schnittlichen jährlichen Entzuges basischer Kationen infolge der Nährstoffaufnahme durch die Ve-getation und anschließender anthropogener Nutzung (Holzernte) nötig. Die in Blättern, Nadeln, Ästen und z. T. auch der Rinde inkorporierten basischen Kationen werden bei der Bestimmung der Critical Loads nicht berücksichtigt, da sie Bestandteil mehr oder weniger langfristiger Nähr-stoffkreisläufe sind (z. B. Blattfall, Ernterückstände) und dem Boden bzw. der Bodenlösung wieder zur Verfügung stehen. Tab. 2.10: Netto-Aufnahme basischer Kationen durch den Bestand an den Wald- und Hauptmessstationen

WMS/HMS Netto-Aufnahme basischer

Kationen [eq/ha*a]


WMS Vessertal 576



HMS Possen 824

HMS Holzland 540

WMS Steiger 535

WMS Lehesten 339

WMS Dillstädt 678

WMS Hohe Sonne 437

WMS Hainich 473

WMS Paulinzella 222

WMS Kyffhäuser 401

WMS Harz 651

Analog zur Bestimmung der Netto-Stickstoffaufnahme erfolgt die Berechnung der Netto-Aufnahme basischer Kationen für die Wald- und Hauptmessstationen unter Verwendung von baumartenspezifischen Angaben zu den Stoffgehalten in Stammholz und Rinde, zur Holzdichte so-wie dem Stamm-Rinden-Verhältnis. Zur Bestimmung der Netto-Stoffaufnahmeraten werden zu-nächst die Aufnahmeraten getrennt für die einzelnen Baumarten aus dem DGZ100 [fm/ha*a] und den Stoffgehalten je fm [eq/fm] bestimmt. Anschließend werden die Ergebnisse - gewichtet nach den relativen Anteilen der Baumarten am Bestand - gemittelt. Aus Tabelle 2.10 ist die Netto-Aufnahme basischer Kationen durch den Bestand an den untersuchten Messstationen zu entneh-men. Wie beim Stickstoff weisen auch hier der Kieferbestand an der WMS Paulinzella bzw. der schlechtwüchsige, lückige Nadelholzbestand am Standort Lehesten die geringsten Netto-Aufnahmeraten basischer Kationen auf. Die Buchenstandorte Possen und Harz sowie d e r gutwüchsige Fichtenbestand an der WMS Dillstädt sind hingegen durch relativ hohe Stoffaufnah-meraten gekennzeichnet. 2.3.3 Deposition basischer Kationen Für die Erfassung der Gesamt-Deposition basischer Kationen wird das Kronenraumbilanzmodell nach ULRICH (1991) verwendet. Um die jährlichen Schwankungen der Depositionsraten für die Berechnung der Critical Loads an den Wald- und Hauptmessstationen zu minimieren, werden – falls vorhanden – die Jahre 1998 bis 2000 gemittelt.


27

Die sich so ergebenden, um den meeresbürtigen Anteil korrigierten Depositionen basischer Kati-onen sind in Tabelle 2.11 dargestellt. Sie schwanken von 360 eq/ha*a bis 940 eq/ha*a. Tab. 2.11: Deposition basischer Kationen an den Wald- und Hauptmessstationen (seesalzkorrigiert)

WMS/HMS Deposition

basischer Kationen [eq/ha*a]


WMS Vessertal 398



HMS Possen 527

HMS Holzland 656

WMS Steiger 939

WMS Lehesten 449

WMS Dillstädt 686

WMS Hohe Sonne 358

WMS Hainich noch k.A.

WMS Paulinzella 734

WMS Kyffhäuser 548

WMS Harz 440

2.3.4 Kritische Belastungsgrenzen und deren Überschreitung durch atmosphärische Säureeinträge Die kritischen Belastungsgrenzen für Säureeinträge werden nach folgenden Gleichungen ermittelt, wobei hier eine Korrektur der Critical Loads mittels der Basensättigung vorgenommen wird:

)()()(**)( critledecritucritiuwdep ANCdep NNNBcBCClBCNSCL Gleichung 4

)(**)max( critleuwdep ANCdep BcBCClBCSCL Gleichung 5

wobei: CL(S+N) - Critical Load für den Säureeintrag durch Schwefel und Stickstoff [eq/ha*a] CLmax(S) - Critical Load für den Säureeintrag [eq/ha*a] BCdep

* - Deposition basischer Kationen (seesalzkorrigiert) [eq/ha*a] Cldep

* - Deposition von Chlorid (seesalzkorrigiert) [eq/ha*a] BCw - Verwitterungsrate (Freisetzung basischer Kationen) [eq/ha*a] Bcu - Aufnahme basischer Kationen durch die Vegetation unter Critical Load- Bedingungen [eq/ha*a] Ni(crit) - Stickstoffimmobilisierung unter Critical Load-Bedingungen [eq/ha*a] Nu(crit) - Netto-Stickstoffaufnahme durch die Vegetation unter Critical Load-Bedingungen [eq/ha*a] Nde - Stickstoffdenitrifikation [eq/ha*a] ANCle(crit) - Kritischer Austrag der ANC der Bodenlösung [eq/ha*a]


28

Korrektur der Critical Loads über die Basensättigung Alle Böden mit Basensättigungswerten < 30 % können als versauert angesehen werden und befin-den sich im Aluminium- bzw. Eisenpufferbereich (pH<4,2). Böden mit Basensättigungswerten > 30 % besitzen jedoch einen Basenpool, der bei der Pufferung von Säureeinträgen eine entscheidende Rolle spielt. Bei diesen Böden kommt es in Folge der Puffermechanismen zur Auswaschung von relevanten Mengen an Säureneutralisationskapazität in tiefere Bodenschichten und somit zu einer Reduzierung des Basenvorrates. Bei strikter Anwendung der oben aufgeführten Gleichungen ohne besondere Berücksichtigung der basenreicheren Böden, müsste der gesamte Basenvorrat des Bo-dens für die Pufferung von Säureeinträgen zur Verfügung gestellt werden und es würde eine De-gradierung basenreicher Böden zu basenärmeren zugelassen. Deshalb darf ein Säureeintrag bei basenreicheren Böden nur bis zu der Höhe zugelassen werden, die durch Nachlieferung basischer Kationen aus der natürlichen Verwitterung in die Bodenlösung neutralisiert werden kann, ohne dass eine Auswaschung ins Grundwasser erfolgt. Deshalb gilt, falls die relative Belegung der Katio-nenaustauschkapazität durch Basen für die Bodentiefe bis 0,3 m > 30 % ist:

0)(critANCle Gleichung 6

Aus Tabelle 2.12 ist zu ersehen, dass diese Korrektur der Critical Loads mittels der Basensättigung an 6 der 14 untersuchten Messstationen Anwendung findet. Tab. 2.12: Basensättigung an den Wald- und Hauptmessstationen

WMS/HMS Basensättigung

> 30 % M = Messung der Basensättigung (- = keine Messung) B = Zuordnung zum Bodentyp (NAGEL et al, 2001)

WMS Suhl-Neundorf Nein -

WMS Vessertal Nein -

WMS Pfanntalskopf Nein -

HMS Großer Eisenberg Nein -

HMS Possen Ja - / B

HMS Holzland Ja M

WMS Steiger Ja M / B

WMS Lehesten Nein -

WMS Dillstädt Nein -

WMS Hohe Sonne Nein -

WMS Hainich Ja M / B

WMS Paulinzella Nein -

WMS Kyffhäuser Ja M / B

WMS Harz Ja M

Ergebnisse der Critical Loads-Berechnungen 11 Messstationen weisen kritische Belastungsgrenzen für Säureeinträge unterhalb von 2000 eq/ha*a auf (vgl. Tabelle 2.13). Dabei sind insbesondere die WMS Vessertal, Dillstädt, Kyff-häuser und Harz sowie die HMS Holzland mit Critical Loads von weniger als 1000 eq/ha*a als sehr empfindlich einzustufen. Nur an zwei Standorten werden aufgrund hoher Freisetzungsraten basi-scher Kationen durch Verwitterung (HMS Possen) bzw. hoher Basendepositionen (WMS Pfann-talskopf) kritische Säurebelastungsgrenzen über 2000 eq/ha*a ermittelt. Während der Standort Possen als relativ unempfindlich gegenüber Säureeinträgen gelten kann, muss der für die WMS Pfanntalskopf ermittelte Wert im Zusammenhang mit dem Depositionsgeschehen betrachtet wer-den.


29

Tab. 2.13: Critical Loads für Säureeinträge an den Wald- und Hauptmessstationen

WMS/HMS Critical Load für Säureeinträge

[eq/ha*a] Critical Load (S+N)

[eq/ha*a]

WMS Suhl-Neundorf 1230 1982

WMS Vessertal 954 2120

WMS Pfanntalskopf 2241 3108

HMS Großer Eisenberg 1633 2613

HMS Possen 2099 3593

HMS Holzland 440 1223

WMS Steiger 1433 2310

WMS Lehesten 1514 1919

WMS Dillstädt 616 1502

WMS Hohe Sonne 1302 2162

WMS Paulinzella 1994 2440

WMS Kyffhäuser 340 973

WMS Harz 175 1461

Die Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen durch atmosphärische Säureeinträge lässt sich mit folgender Gleichung bestimmen:

)() *( NSCLNHNOSONSExdepdep xdep yx Gleichung 7

)())(( max*

max SCLNHNOSOSCLExdepdep xdep yx Gleichung 8

wobei: Ex(S+N) - Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen (CL(S+N)) durch die Säuredeposition [eq/ha*a] Ex(CLmax(S)) - Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen (CLmax(S)) durch die Säurede position [eq/ha*a] SO*

x dep - Gesamt-Sulfatdeposition, korrigiert um den meerbürtigen Anteil [eq/ha*a] NOy dep - Gesamt- Deposition oxidierter Stickstoffverbindungen [eq/ha*a] NHx dep - Gesamt- Deposition reduzierter Stickstoffverbindungen [eq/ha*a] Danach werden an zwölf Messstationen die kritischen Belastungsgrenzen für Säureeinträge über-schritten (vgl. Tabelle 2.14). Die WMS Hainich konnte in diesem Zusammenhang nicht ausgewer-tet werden, da noch keine geschlossenen Zeitreihen vorliegen. Massive Überschreitungen (> 2000 eq/ha*a) sind je nach Depositionsjahr an den WMS Pfanntalskopf, Suhl-Neundorf, Dillstädt und Harz sowie an der HMS Großer Eisenberg festzustellen. Aufgrund der drastischen Reduzierung der Schwefelemissionen (siehe dazu auch in Mitteilungen der Landesanstalt für Wald und Forst-wirtschaft, Heft 15/1999) ist die Höhe der Überschreitungen in den letzten Jahren allerdings deut-lich gesunken. Dennoch lässt sich die Empfindlichkeit der Waldstandorte gegenüber Säureeinträ-gen anhand der Höhe der Überschreitung der Critical Loads ablesen. Überdeckt wird dies nur durch die überdurchschnittlichen Säureeinträge an der WMS Pfanntalskopf, bei dem selbst die rela-tiv hohen Critical Loads sehr deutlich überschritten werden. Lediglich an der HMS Possen und der WMS Paulinzella mit hohen Critical Loads und relativ geringen Säureeinträgen werden die kriti-schen Belastungsgrenzen nicht überschritten.


30

Tab. 2.14: Überschreitung der Critical Loads für Säureeinträge (CLmax(S)) an den Wald- und Hauptmessstationen

WMS/HMS Überschreitung des Critical Load für Säureeinträge (CLmax(S))

[eq/ha*a]

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

WMS Suhl-Neundorf 1812 3061 1591 2857 2508 2551 3019 2912 1963 1965

WMS Vessertal 2166 1940 1298 1770 1805 1462 908 1099

WMS Pfanntalskopf 4181 5413 4213 3522 2779 1696 2555 1966 1463

HMS Großer Eisenberg 3973 2546 3356 2890 1984

HMS Possen 0 0 0 0

HMS Holzland 1685

WMS Steiger 1084

WMS Lehesten 1925 1387 805 956 721

WMS Dillstädt 1990 3745 2679 2686 2058 2849 2552 2693 1771 2007

WMS Hohe Sonne 1948 382 417 860 126

WMS Paulinzella 68 0 43 0 0

WMS Kyffhäuser 1803 1964 1461 1722

WMS Harz 2252 2568 1759

WMS Suhl-Neundorf

30

42

42

92

28

22

40

87

37

38

37

81 42

49

41

52

31

93

31

95

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a

critical load (1230 eq/ha*a)

Deposition

WMS Vessertal

31

20

28

94

22

52 27

24

27

59

24

15

18

62

20

53

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

WMS Pfanntalskopf

64

22 7

65

4

64

54

57

63

50

20

39

37 47

96

42

07

37

04

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

10000

1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition


56

05

41

79 4

98

9

45

23

36

16

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition


31

HMS Possen

18

77

19

71

17

27

15

71

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

HMS Holzland

2125

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

critical load (440 eq/ha*a) Deposition im


De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a

WMS Steiger

2517

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

critical load (1433 eq/ha*a) Deposition im


De

po

siti

on

in e

q/h

a*a

WMS Lehesten

34

39

29

01

23

19

24

70

22

35

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

WMS Dillstädt

26

06

43

62

32

95

33

03

26

74

34

65

31

68

33

09

23

87

26

24

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

WMS Hohe Sonne

32

50

16

84

17

19 21

61

14

28

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

WMS Paulinzella

20

62

19

34

20

36

10

03

10

98

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1996 1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

WMS Kyffhäuser

21

42

23

04

18

01

20

61

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1997 1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition


32

WMS Harz

24

27

27

43

19

33

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

1998 1999 2000

Untersuchungsjahre

De

po

sitio

n in

eq

/ha

*a


Deposition

Abb. 2.14 bis 2.26: Darstellung der Critical Loads für Säureeinträge im Vergleich zur Gesamtsäuredeposition an 13 Wald- und Hauptmessstationen

2.4 Belastungstypen, abgeleitet aus den Critical Load-Funktionen In den vorangegangenen Kapiteln wurden die Wirkungen durch Versauerung und Eutrophierung getrennt voneinander für Waldökosysteme betrachtet und die entsprechenden kritischen Belas-tungsgrenzen (Critical Loads) für Säurebildner und eutrophierenden Stickstoff bestimmt. Um die versauernd wirkenden Einträge von Schwefel- und Stickstoffverbindungen sowie die Eutrophie-rungswirkung des Stickstoffs im Zusammenhang bewerten und notwendige Maßnahmen zur Sen-kung des Schadstoffeintrags ableiten zu können, werden Critical Load-Funktionen genutzt (Abbil-dung 2.27).

Sdep

0

Ndep

1

2

3

4

CLmax(S)

CLmin(S)

CLmin (N) CLnut (N) CLmax (N)

0 : keine Überschreitung

1 : Reduktion von S oder N

2 : obligatorische Reduktion von S

3 : obligatorische Reduktion von N

4 : obligatorische Reduktion von N und S

Abb. 2.27: Critical Load-Funktion und Belastungstypen


33

Für die Critical Load-Funktion werden bestimmt:

maximaler zulässiger Eintrag von versauernden Schwefelverbindungen CLmax(S), der unter der Annahme errechnet wird, dass ausschließlich Schwefel- und keine Stickstoffverbindungen (Ndep=0) zur Versauerung beitragen Critical Load für den zulässigen Stickstoffeintrag CLmax(N), der analog zum maximalen Schwefel-eintrag unter der Annahme bestimmt wird, dass ausschließlich Stickstoff zu den Versauerungs-prozessen führt (Sdep=0) maximale Deposition von eutrophierenden Stickstoffverbindungen CLnut(N), wobei dieser Wert für den Fall CLnut(N) < CLmax(N) die Funktion begrenzt; Wert für den minimal notwendigen Stickstoffeintrag CLmin(N), da dieser als Nährstoff nicht völlig aus dem System herausgenommen und deshalb, anders als beim Schwefel, die Stickstoffdeposi-tion nicht auf den Wert Null reduziert werden kann

Dabei ermöglichen die aktuellen Depositionswerte von Schwefel- und Stickstoffverbindungen (De-positionspunkt), in Beziehung zur Critical Load-Funktion dargestellt, eine Bewertung zur Höhe der Überschreitung von ökologischen Belastungsgrenzen. Es wird deutlich, bei welchem Schadstoff und in welchem Umfang Maßnahmen zur Emissionsreduzierung getroffen werden müssen (vgl. Abbil-dung 2.1). Befindet sich der Depositionspunkt von Stickstoff- und Schwefeleinträgen innerhalb der Critical Load-Funktion (Belastungstyp 0), so ist keine Überschreitung der Belastungsgrenzen gegeben und emissionsmindernde Maßnahmen sind nicht erforderlich. Außerhalb der Critical Load-Funktion ist entweder die Verminderung der Schwefeleinträge zwingend erforderlich (Belastungstyp 2), sind Maßnahmen zur Reduzierung der Stickstoffdeposition zu treffen (Belastungstyp 3) oder kann die Überschreitung der Belastungsgrenzen wahlweise durch eine Senkung der Stickstoff- oder Schwe-feldepositionen bzw. einer Kombination von beiden vermieden werden (Belastungstyp 1). Beim Belastungstyp 4 allerdings ist eine gleichzeitige Reduktion beider Schadstoffe unabdingbar. Als Resultat der Untersuchungen ergibt sich bei allen Standorten (außer HMS Possen, die keine Überschreitung der Critical Load-Funktion aufweist) der Belastungstyp 3 (notwendige Minderung der Stickstoffdepositionen) oder 4 (notwendige Minderung von Schwefel- und Stickstoffeinträgen). Die Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen wird in Thüringen demnach vorrangig durch die anhaltend hohen Stickstoffeinträge verursacht, zu denen sich die (teilweise deutlich geringeren) Schwefeldepositionen hinzu addieren. Letztere zeigen bei allen Standorten, an denen die Datenba-sis genügend lange Zeitreihen aufweist, eine abnehmende Tendenz, während sich bei der Stickstoffdeposition keine einheitlichen Trends abzeichnen. An allen untersuchten Standorten ist der zulässige Stickstoffeintrag CLmax(N) größer als die maxima-le Stickstoffdeposition CLnut(N), d. h. die kritischen Belastungsgrenzen für eutrophierenden Stick-stoff sind limitierend für die maximal zulässigen Stickstoffdepositionen. Ebenso ist größtenteils der notwendige Stickstoffeintrag CLmin(N) nur unwesentlich geringer als CLnut(N), da die kritische Verla-gerung von Stickstoff mit dem Sickerwasser und die Denitrifikation im Vergleich zu den übrigen Größen der Massenbilanzgleichung - insbesondere der Stickstoffnettoaufnahme durch den Bestand - relativ klein ist.


34

WMS Suhl-Neundorf

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0

N-Deposition [keq/ha*a]

S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]

Critical Load-Funktion

Deposition 1999/2000





WMS Vessertal

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0

N-Deposition [keq/ha* a]

S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]






WMS Pfanntalskopf

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]








0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]





HMS Possen

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]




HMS Holzland

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]



WMS Steiger

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]



WMS Lehesten

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]





WMS Dillstädt

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

ep

os

itio

n [

ke

q/h

a*a

]







WMS Hohe Sonne

0,0

0,5

1,0

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0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


S-D

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n [

ke

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a*a

]






35

Abb. 2.28 bis 2.41: Critical Load-Funktionen und Belastungstypen an den Wald- und Hauptmessstationen

2.5 Zusammenfassung/Ausblick

Im vorliegenden Bericht wurden an 14 Wald- und Hauptmessstationen kritische Belastungsgrenzen von Waldökosystemen hinsichtlich der Einträge von eutrophierendem Stickstoff und Säure – zum einen getrennt voneinander und zum anderen integrativ - untersucht. Des Weiteren wurde anhand der vorliegenden Depositionsdaten die Höhe von deren Überschreitung bestimmt (außer an der WMS Hainich, da hier noch keine geschlossene Depositionsmessreihe vorliegt). Dabei ergaben sich folgende Fakten:

1. Die Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff wurden an 12 Messstationen überschrit-ten. Lediglich an der HMS Possen konnten keine bzw. im Untersuchungsjahr 1998 nur sehr geringe Überschreitungen nachgewiesen werden.

2. Die Critical Loads für Säureeinträge wurden an 11 Messstationen überschritten. Keine bzw. nur geringe Überschreitungen traten an der HMS Possen und der WMS Paulinzella auf.

3. Bei der Betrachtung der Critical Load-Funktion (Säure + Stickstoff) zeigt sich an allen Mess-stationen - bis auf die HMS Possen, die keine Überschreitung der Critical Load-Funktion aufweist – der Belastungstyp 3 (notwendige Minderung der Stickstoffdepositionen) bzw. 4 (notwendige Minderung von Schwefel- und Stickstoffeinträgen).

4. Die Überschreitung der kritischen Belastungsgrenzen wird in Thüringen vordergründig durch hohe Stickstoffeinträge verursacht, zu denen sich teilweise deutlich geringere und in den letzten Jahren abnehmende Schwefeldepositionen hinzu addieren.

Aufbauend auf den vorliegenden Ergebnissen wird im zweiten Schritt der Untersuchungen das Mo-dell PROFILE zum Einsatz kommen. PROFILE ist ein steady state-Modell, mit dem die Auswirkung anthropogener Depositionen von Säurebildnern auf die Bodenlösung bestimmt werden kann.

WMS Paulinzella

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0,5

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WMS Kyffhäuser

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0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


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]




WMS Harz

0,0

0,5

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0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0


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Die Bodenlösung wird dabei als chemischer Indikator für das Gesamtökosystem Wald angesehen. Der Vorteil von PROFILE gegenüber der Massenbilanzmethode bei der Bestimmung von Critical Loads liegt darin, dass sich die kritischen chemischen Kriterien horizontweise und standortspezi-fisch anpassen lassen und eine exakte Definition horizontweiser Schutzniveaus und Schutzziele möglich wird. Des Weiteren stellt PROFILE die Vorstufe zur dynamischen Modellierung mittels dem Modell SAFE dar. Mit dem Modell SAFE lässt sich die Entwicklung von Kenngrößen in der Bodenlösung bis zum Gleichgewichtszustand des Waldökosystems verfolgen und es lassen sich Szenarien hinsicht-lich der eingetragenen Stoffdepositionen sowie der forstlichen Standortentwicklung (Baumarten, Mischungen, Art der forstlichen Nutzung usw.) untersuchen. Zukünftig werden demzufolge Antworten auf folgende Fragestellungen möglich sein: Führen die im Rahmen der internationalen Luftreinhaltemaßnahmen durchgeführten Depositionsminderungen zu einer Erholung der Standorte? Wie lange würde diese Erholung bis zur Einhaltung der o. g. Critical Limits dauern? Muss dieser Prozess durch weitere Luftreinhaltemaßnahmen und/oder forstliche Maßnahmen unterstützt werden?

Bodenmineralogische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen

37

3 Bodenmineralogische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen

3.1 Einleitung

Tonminerale bestimmen in vielfältiger Weise die Eigenschaften von Böden. Aufgrund ihrer ge-ringen Korngröße und ihrer blättchenförmigen Struktur besitzen Tonminerale große spezifische Oberflächen, an denen - je nach Tonmineral - Kationen (z. B. K, Ca, Mg) auf dem Wege des Ionen-austausches gebunden und wieder freigesetzt werden können. Weiterhin besitzen Tonminerale die Fähigkeit, Wasser anzulagern und begründen somit die Speicherleistung der Böden für Wasser und Pflanzennährstoffe. Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring wurden an 14 Wald- und Hauptmessstationen (WMS/HMS) bodenmineralogische Untersuchungen durchgeführt (s. Tabelle 3.1). Die Bodenpro-benentnahme erfolgte im Oktober/November 2000 und Februar 2001. Tab. 3.1: Probennahmeorte und Tiefenstufen

WMS Harz (Buche) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30, 30 - 70 und 70 - 90 cm WMS Pfanntalskopf (Fichte) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30 und 30 - 60 cm HMS Großer Eisenberg (Fichte) 0 - 5 und 5 - 10 cm* WMS Hohe Sonne (Buche) 0 - 5, 5 - 10 und 10 - 60 cm WMS Lehesten (Fichte-Tanne) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30 und 30 - 60 cm WMS Paulinzella (Kiefer) 0 - 5, 5 - 15, 15 - 20 und 20 - 60 cm WMS Dillstädt (Fichte) 0 - 5, 5 - 10 und 10 - 60 cm WMS Hainich (Buche) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30 und 30 - 90 cm HMS Possen (Buche) 0 - 5 und 5 - 10 cm* WMS Kyffhäuser (Buche) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30, 30 - 60 und 60 - 90 cm HMS Holzland (Kiefer) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 60 und 60 - 90 cm HMS Holzland (Buche - Projekt Grüne Augen) 0 - 5, 5 - 15, 15 - 60 und 60 - 90 cm WMS Steiger (Eiche) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 60 und 60 - 90 cm WMS Vessertal (Buche) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 40 und 40 - 80 cm WMS Suhl – Neundorf (Fichte) 0 - 5, 5 - 10, 10 - 30, 30 - 60 und 60 - 90 cm

*) Proben der Tiefenstufen 10 - 30 und 30 - 60 cm wurden bereits 1997 analysiert

Die Hauptmessstationen Großer Eisenberg und Possen wurden bereits 1997 beprobt und analy-siert. Da in den unteren Tiefenstufen bezüglich der Tonmineralverwitterung nicht mit gravieren-den Veränderungen zu rechnen war, wurden im Rahmen dieser Untersuchung nur die Proben der Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm analysiert.

3.2 Grundlagen In Abbildung 3.1 ist die Entwicklungsreihe von primären Mineralen (Amphibole, Pyroxene, z. T. auch Feldspäte) und primären Schichtsilikaten über Vermiculit und basenreichem Smektit bis zum Zerfall der Kristallgitter in Abhängigkeit vom Pufferbereich schematisch dargestellt.


38

Chlorit

Biotit

WL Illit/Vermiculit

Vermiculit und

basenreicher Smektit

AmphibolePyroxene

Al-Chlorit

Al-Vermiculit

de-Al-chloritisierteAl-Chlorite/Verm.,basenarmer Smektit

labile Tonminerale

Zerfall

Silikat-Pufferbereich

Al-Pufferbereich

Al-Fe-Puffer-bereich

Fe-Puffer-bereich

Muscovit, Serizit, Illit

WL Chlorit/Vermiculit

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© Dr. Butz-Braun

Abb. 3.1: Verwitterungsreihe von Dreischicht-Tonmineralen in Abhängigkeit vom Pufferbereich nach ULRICH (1986) WL = Wechsellagerungsminerale; labile Tonminerale = stark aufgeweitete Vermiculite und Smektite

Die Veränderungen an Tonmineralen, die in wenigen Jahren auftreten können, sind relativ gering. Hierbei spielen der pH-Wert und die Zeit, in der sich die Minerale in einem sauren Milieu befin-den, eine maßgebende Rolle. Im schwach sauren Milieu werden die primären Schichtsilikate Illit und Chlorit zunächst zu Wechsellagerungsmineralen (WL) Illit/Vermiculit bzw. Chlorit/ Vermiculit, dann zu Vermiculit oder Smektit umgewandelt. Bei weiteren Versauerungsfortschritten nehmen die Anteile an Zwischenschicht-Kationen ab, was häufig mit der Verringerung der Schichtladung einhergeht. Dabei kommt es oft zu einem gleichzeitigen Einbau von wasserhaltigen Organo-Fe-Al-Komplexen, die in sehr stark versauerten Böden wieder herausgelöst werden, was bis zur Tonmi-neralzerstörung führen kann. 3.3 Untersuchungsmethoden/ Berechnungen Aus Kapazitätsgründen wird an dieser Stelle auf die Beschreibung der Untersuchungs- und Berech-nungsmethoden verzichtet, diese sind im Abschlussbericht ausführlich dargestellt und können in der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft eingesehen werden.


39

3.4 Untersuchungsergebnisse 3.4.1 Waldmessstation Harz (Buche) Ausgangssubstrat: Porphyrit Nährstoffversorgung: müsste langfristig gesichert sein (bei dem relativ guten Tonmineralzustand ist es allerdings fraglich, ob auch tatsächlich genügend Kationen freigesetzt werden) Bemerkungen: kaum Tonmineralveränderungen innerhalb des Profils

Das Ausgangssubstrat ist ein Porphyrit, der von einem Decksediment überlagert wird. Die Probe der Tiefenstufe 70 bis 90 cm besteht neben Quarz zum überwiegenden Teil aus Illit. Weiterhin kommen geringe Mengen an Vermiculiten und basenarmen Smektiten vor. Bemerkenswert ist, dass die Smektite in der Tiefenstufe 70 bis 90 cm nicht ausreichend mit basischen Kationen belegt sind. Ob dies auf eine rezente Bodenversauerung zurückzuführen ist, kann nicht sicher nachgewiesen werden. In den Tiefenstufen darüber dominieren die Vermiculite neben Illiten, Kaoliniten und Chloriten. Die Grenze zwischen dem Porphyrit und dem überlagernden Decksediment ist relativ scharf. Die Zwischenschichten der Vermiculite sind mit Al-Hydroxidschichten belegt. Mit Ausnah-me einer kontinuierlichen Chloritabnahme verändert sich die mineralogische Zusammensetzung des Decksediments (0 bis 70 cm) innerhalb des Profils nur unwesentlich. Lediglich bei den Vermi-culiten der Tiefenstufe 0 bis 5 cm ist ein leichter Verlust an Al-Hydroxidschichten zu verzeichnen. Die Anteile an freisetzbaren Kationen sind ausreichend und innerhalb des Profils relativ konstant. Aufgrund der höheren Chloritgehalte im unteren Bereich des Decksedimentes sind die Anteile an freisetzbarem Magnesium höher. In dem verwitterten Porphyrit der Tiefenstufe 70 bis 90 cm wer-den aufgrund des hohen Illitgehaltes größere Mengen an Kalium freigesetzt, wohingegen der Anteil an freisetzbarem Calcium und Magnesium deutlich niedriger ist als im Decksediment. Da die Zwi-schenschichten der Smektite in der Tiefenstufe 70 bis 90 cm nicht ausreichend mit Ca-Mg-Ionen belegt sind, scheinen die Kationen in den darüber liegenden Vermiculiten der Tiefenstufen 0 bis 70 cm relativ fest gebunden zu sein, so dass sie nicht in Lösung gehen und in tiefere Stockwerke ge-langen.

Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand

0%

20%

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100%

0-5 cm 5-10 cm 10-30 cm 30-70 cm 70-90 cm

aktiv

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(aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas)

Abb. 3.2: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Harz


40

3.4.2 Waldmessstation Pfanntalskopf (Fichte) Ausgangssubstrat: Quarzporphyr Nährstoffversorgung: sehr kritisch (aufgrund der guten Drainagebedingungen dürfte allerdings auch eine Kompensationskalkung keine großen Verbesserungen bringen) Bemerkungen: labile Tonminerale in den oberen 10 cm/starke Auswaschung von basischen Kationen an Fe-Al-Hydroxidschichten

Das Ausgangssubstrat ist ein Quarzporphyr mit relativ hohen Anteilen an Feldspat (ca. 30 % Or-thoklas) und Quarz, der in den drei Tiefenstufen der oberen 30 cm rund 50 % ausmacht. Illit ist neben schlecht auskristallisierten Vermiculiten das vorherrschende Tonmineral. Die Zwischen-schichten der Vermiculite sind kaum mit Al-Hydroxidschichten belegt. Dementsprechend sind die Kristallgitter der Dreischichtsilikate relativ instabil, so dass in den Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm bereits labile Tonminerale vorkommen, d. h. Tonminerale, die im Begriff sind, sich aufzulösen. Die Gehalte an wasserhaltiger organischer Substanz sind bis in die Tiefenstufe 30 bis 60 cm recht hoch. Dies ist vermutlich darauf zurückzuführen, dass die Zwischenschichten mit wasserhaltigen Organo-Fe-Al-Komplexen belegt sind. Die Gehalte an freisetzbaren Kationen, insbesondere an Ca und Mg, sind sehr niedrig, so dass hier Mangelerscheinungen in der Pflanzenernährung auftreten können.


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0-5 cm 5-10 cm 10-30 cm 30-60 cm

ausgelaugt

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keine

(ausgelaugt labile Tonminerale; kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit;

sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.3: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Pfanntalskopf

3.4.3 Hauptmessstation Großer Eisenberg (Fichte) Ausgangssubstrat: Porphyrit Nährstoffversorgung: Ca-Mangel kann im Oberboden auftreten, jedoch ist das gesamte Profil relativ reich an Magnesium Bemerkungen: hoher Skelettanteil/relativ hohe Anteile an Feldspat/Tonminerale sind in den oberen 10 cm schon stark angegriffen/Tiefenstufe 30 bis 60 cm enthält Mg-reiche Minerale

Die ersten Proben dieser Hauptmessstation wurden bereits 1997 analysiert. Dem Ausgangsgestein Porphyrit entsprechend enthalten alle Proben dieses Bodenprofils hohe Anteile an Feldspäten, wobei das Verhältnis zwischen Albit zu Orthoklas bei etwa 1 : 3 bis 1 : 4 liegt.


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Als Tonminerale treten hauptsächlich Illite und Vermiculite auf. Die Schichtladung der Vermiculite nimmt nach oben hin deutlich ab, so dass die Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm basenarme Smektite enthalten. Während an den Vermiculiten der Tiefenstufe 5 bis 10 cm 1997 noch kein Verlust an Kationen zu beobachten war, ist im Jahr 2000 der Verlust an Zwischenschicht-Kationen größer als bei der Probe der Tiefenstufe 0 bis 5 cm, die 1997 entnommen wurde. Auch unter Be-rücksichtigung der Heterogenität des Bodenprofils scheinen die Vermiculite innerhalb von drei Jahren an Stabilität verloren zu haben, womit gleichzeitig ein Verlust an Zwischenschicht-Kationen, vor allem auch an Aluminium, einhergeht.


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0-5 cm 5-10 cm 10-30 cm 30-60 cm

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(sehr viel Calcit, Dolomit, Amphibol; kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit;

sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.4: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der HMS Großer Eisenberg

3.4.4 Waldmessstation Hohe Sonne (Buche) Ausgangssubstrat: Oberrotliegendes (Konglomerat) Nährstoffversorgung: natürliche Nährstoffversorgung/in 0 bis 5 cm sind Veränderungen durch Bodenversauerung zu erkennen Bemerkungen: relativ hohe Anteile an den „aktiven“ Tonmineralen Vermiculit und Chlorit/ im Oberboden Verluste an Al-Hydroxidschichten aus Vermiculiten

Der Tonmineralanteil der drei Proben dieser Messstation liegt zwischen 30 und 40 %. Neben 42 bis 47 % Quarz treten relativ hohe Gehalte (11 bis 14 %) an Albit auf. Als Tonminerale kommen Illite, Vermiculite und ein verhältnismäßig hoher Anteil an Chloriten vor, die nach oben hin konti-nuierlich abnehmen. Die Vermiculite der Tiefenstufe 0 bis 5 cm und etwas geringer auch die der Tiefenstufe 5 bis 10 cm weisen einen Verlust an Zwischenschicht-Kationen auf. Die Anteile an freisetzbaren Kationen sind aufgrund des verhältnismäßig hohen Chloritgehaltes, besonders bei Magnesium, noch ausreichend hoch. Durch die Verwitterung der Chlorite müsste auch genügend Magnesium nachgeliefert werden.


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0-5 cm 5-10 cm 10-60 cm

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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.5: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Hohe Sonne

3.4.5 Waldmessstation Lehesten (Weißtanne/Fichte) Ausgangssubstrat: Lehmschutt aus Tonschiefer Nährstoffversorgung: Anteil an nährstoffreichen Vermiculiten und Chloriten ist relativ hoch (tatsächliche Kationenfreisetzung ist jedoch fraglich) Bemerkungen: hoher Skelettanteil/geringe Verwitterungsneubildungen/in 0 bis 5 cm de-Al-chloritisierte Dreischichtsilikate, aber keine Smektite

Die Bodenproben dieses Bodenprofils enthalten hohe Skelettanteile. Der Feinboden < 2 mm be-steht über das gesamte Profil hinweg recht einheitlich zu ca. 40 % aus Quarz, 13 % aus Orthoklas, 5 bis 6 % aus Albit und 6 bis 6,5 % aus Fe-Mineralen. Der Rest ist den Tonmineralen Kaolinit, Illit, Vermiculit und Chlorit zuzuordnen.


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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.6: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Lehesten

Chlorite sind in der obersten Tiefenstufe 0 bis 5 cm nicht mehr vorhanden. Die Vermiculite der Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm weisen leichte Verluste an Zwischenschicht-Kationen auf.


43

Die Anteile der freisetzbaren Kationen nehmen der kontinuierlichen Verwitterungsreihe ent-sprechend von ca. 750 mol(eq)/ha auf 480 mol(eq)/ha ab. 3.4.6 Waldmessstation Paulinzella (Kiefer) Ausgangssubstrat: mittlerer Buntsandstein Nährstoffversorgung: aufgrund hoher Quarz- und Feldspatanteile sehr niedrig/extrem geringe Ca- und Mg- Gehalte in der Gesamtprobe Bemerkungen: sehr hoher Quarz- (ca. 2/3) und Feldspatanteil (ca. 1/3)/Smektite enthalten z. T. noch oder wieder basische Kationen (Kalkung?)/Zwischenschichten sind mit Aluminium belegt

Die Proben der Tiefenstufen 0 bis 5 cm und 5 bis 15 cm bestehen zu etwa 2/3 aus Quarz und etwa 1/3 aus Orthoklas, so dass der Tonmineralanteil nur ca. 2 bis 3 % ausmacht. Davon fällt die Hälfte auf basenarme Smektite und der übrige Teil auf Illite und Kaolinite. Trotz des niedrigen Tonmine-ral-Anteils ist die Kristallinität des Smektits noch erstaunlich gut. Auch die Probe der Tiefenstufe 15 bis 20 cm, ein rot gefärbter Horizont, der ca. 10 % mehr Tonminerale, aber kein Hämatit ent-hält, besteht noch zu ca. 5 % aus basenarmen Smektiten. In der Tiefenstufe 20 bis 60 cm treten neben Quarz und Feldspat ca. 9 % Illite auf. Auch der geringe Smektitanteil dieser Probe lässt noch einen Verlust an basischen Zwischenschicht-Kationen erkennen. Vermutlich werden im Oberbo-den die Al-Hydroxidschichten aus den Zwischenschichten der Smektite herausgelöst. Im Unterbo-den treten keine bzw. zu wenig Dreischichtsilikate auf, die das freigesetzte Aluminium einbauen könnten. Aufgrund des niedrigen Tonmineralanteils ist der Anteil an freisetzbaren Kationen bei den Proben dieser Fläche - besonders im Oberboden mit 25 bis 40 mol(eq)/ha - extrem niedrig.


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0-5 cm 5-15 cm 15-20 cm 20-60 cm

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(kritisch basenarmer Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.7: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Paulinzella

3.4.7 Waldmessstation Dillstädt (Fichte) Ausgangssubstrat: mittlerer Buntsandstein Nährstoffversorgung: Aufgrund des tonmineralogischen Zustandes ist eine Kompensationskalkung zu empfehlen! Bemerkungen: deutliche Verluste an basischen Kationen im Oberboden (basenarme Smektite)


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Die Quarzanteile liegen zwischen 60 und 62 %, die Kali-Feldspatanteile bei ca. 25 %. Als Tonmine-rale treten in der Tiefenstufe 10 bis 60 cm vor allem Illite und Vermiculite auf. Weiterhin kommen hier noch geringe Chloritanteile hinzu. Die Vermiculite zeigen leichte Verluste an Al-Hydroxidschichten. In der Probe der Tiefenstufe 0 bis 5 cm sind die Vermiculite vollständig zu basenarmen Smektiten umgewandelt worden. Chlorite kommen hier nicht mehr vor. Auch in der Tiefenstufe 5 bis 10 cm fand eine nahezu vollständige Umwandlung der Vermiculite zu basenarmen Smektiten statt. Chlorite treten nur noch in Spuren auf. Der Anteil an freisetzbaren Kationen ist im Oberboden mit ca. 100 mol(eq)/ha sehr niedrig.


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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.8: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Dillstädt

3.4.8 Waldmessstation Hainich (Buche/Esche) Ausgangssubstrat: Deckton/Oberer Muschelkalk Nährstoffversorgung: ausreichend (insbesondere Ca) Bemerkungen: Ca- und Mg-reiches Ausgangssubstrat/keine Smektite/relativ schlechte Kristallinität der Vermiculite im Oberboden/Tiefenstufe 60 bis 90 cm enthält Calcite

Diese Fläche wurde im November 2000 neu eingerichtet, so dass hier die Proben nicht aus den Profilgruben, sondern mittels eines Bohrstocks entnommen wurden. Die Probe der Tiefenstufe 60 bis 90 cm enthält Calcitbruchstücke. In den Proben der Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm ist zwar röntgenographisch kein Calcit mehr nachzuweisen, aber der relativ hohe CaO-Gehalt spricht für ein calcitreiches Ausgangsgestein. Möglicherweise liegt Calcium in einer röntgenamorphen Form vor oder/und ist in die Dreischichtsilikate eingebaut. Als Dreischichtsilikate kommen in den oberen 30 cm kaum Smektite vor. Statt dessen treten Vermiculite auf, die gegenüber den Smektiten über eine höhere Schichtladung verfügen. In die Zwi-schenschichten der Vermiculite sind aufgrund des hohen Ca-Angebotes keine Al-Hydroxidschichten eingebaut. Die Mischprobe der Tiefenstufe 30 bis 90 cm enthält basenreiche Smektite, wie dies für das Ausgangsgestein typisch ist. Die Vermiculite im Oberboden sind vermut-lich als äolisches Sediment eingetragen worden. Eine gute Nährstoffversorgung ist aufgrund des Ausgangssubstrates sowohl bei K als auch bei Ca und Mg gewährleistet.


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(sehr viel Calcit, Dolomit, Amphibol; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.9: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Hainich

3.4.9 Hauptmessstation Possen (Buche) Ausgangssubstrat: Lößlehm über Kalkstein Nährstoffversorgung: Im Oberboden muss langfristig mit einem Mangel an basischen Kationen gerechnet werden! Bemerkungen: basenarme Smektite im Oberboden (1997 noch kein derartiger Nachweis)/keine Karbonate in der Tiefenstufe 30 bis 60 cm

Genau wie an der Hauptmessstation Großer Eisenberg wurden auch die Proben der Hauptmess-station Possen bereits 1997 schon einmal entnommen und analysiert. Aus diesem Grunde wurden im Jahr 2000 nur die Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm analysiert.


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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.10: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der HMS Possen


46

Im Jahr 1997 konnte kein Calcit in den oberen 60 cm nachgewiesen werden, so dass es sich bei dem beprobten Material um einen entkalkten Lößlehm handelt. Vergleicht man die Proben der beiden Jahrgänge, so fällt auf, dass der Anteil an basenarmen Smek-titen sowohl in der Tiefenstufe 0 bis 5 als auch in der Tiefenstufe 5 bis 10 cm deutlich zuge-nommen hat, was auf einen Verlust an Zwischenschicht-Kationen (Al-Hydroxidschichten) aus den Vermiculiten zurückzuführen ist. Da sich die Dreischichtsilikate der Tiefenstufe 5 bis 10 cm im Jahr 2000 in einem schlechteren Zustand befinden als die der Tiefenstufe 0 bis 5 cm im Jahr 1997, sind diese Unterschiede wahrscheinlich nicht auf die Heterogenität des Bodens zurückzuführen. Insge-samt sind die Unterschiede zwar verhältnismäßig gering, aber durchaus nachweisbar. Der Anteil an freisetzbaren Kationen ist dem Ausgangssubstrat entsprechend ausreichend, wobei das Verhältnis zwischen Ca, Mg und K einigermaßen ausgewogen ist. 3.4.10 Waldmessstation Kyffhäuser (Buche) Ausgangssubstrat: Gips Nährstoffversorgung: Die Art und Weise der Nährstoffversorgung ist fraglich! Bemerkungen: Bodenprofil besteht nahezu ausschließlich aus Gips/sonstige Minerale nur in Spuren

Bei den Proben dieser Messstation konnte nur Gips identifiziert werden. Lediglich die Kristallinität des Gipses verändert sich kontinuierlich über die fünf beprobten und analysierten Tiefenstufen. Die chemische Gesamtanalyse bestätigt das Ergebnis der röntgendiffraktometrischen Untersu-chung. Neben Gips treten weniger als 1 % andere Minerale auf, die allerdings unterhalb der Nachweis-grenze liegen und somit nicht identifiziert werden können. Interessant ist zudem, dass die Werte für Strontium sehr hoch liegen (60 - 90 cm > 1 %) und zur Tiefenstufe 0 bis 5 cm mehr als halbiert werden. Möglicherweise lässt sich hieraus das Alter des Bodenprofils berechnen. Der Anteil an freisetzbaren Kationen ist mit Ausnahme von Calcium sehr gering. Der Anteil an Na, K und Mg liegt in der Gesamtprobe der Tiefenstufe 0 bis 5 cm für alle drei Elemente zusammen bei nur 0,03 %.


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(aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.11: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Kyffhäuser


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3.4.11 Hauptmessstation Holzland (Buche und Kiefer) Ausgangssubstrat: mittlerer Buntsandstein Nährstoffversorgung Kiefer: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand sehr niedrig (hohe Quarz- und Feldspatgehalte) Nährstoffversorgung Buche: Mangel an basischen Kationen im Oberboden/hohe Gehalte an Quarz, Feldspat und Glimmermineralen im Unterboden/Kaliumversorgung langfristig gewährleistet Bemerkungen Kiefer: Smektite im Oberboden sind noch oder wieder mit basischen Kationen (Kalkung?) belegt/Zwischenschichten enthalten auch Aluminium (ähnlich WMS Paulinzella) Bemerkungen Buche: Oberboden durch Pflanzung gestört/Anteil an „kritischen“ Tonmineralen in 0 bis 5 cm etwas höher als in 5 bis 15 cm/basenarme Smektite vermutlich schon vor der Pflanzung vorhanden/Substratwechsel bei 15 cm

Das Ausgangssubstrat der Hauptmessstation Holzland sind verwitterte Sand- und Tonsteine, die von einem Decksediment überlagert werden. Das verwitterte Ausgangsmaterial beider Flächen ist sich sehr ähnlich und besteht neben ca. 50 % Quarz und 10 bzw. 18 % Feldspat (Orthoklas) aus den Tonmineralen Illit (ca. 30 %) und etwas Kaolinit. Der Anteil an sonstigen Tonmineralen, d.h. an Vermiculiten, Smektiten und Chloriten, ist sehr gering. Der Anteil an freisetzbarem Calcium ist extrem niedrig, Kalium und auch Magnesium müssten langfristig in ausreichender Menge zur Verfü-gung stehen.

Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand (Kiefer)

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0-5 cm 5-15 cm 15-60 cm 60-90 cm

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keine

(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit;

sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.12: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der HMS Holzland (Kiefer)

Im Oberboden sind die Unterschiede zwischen den beiden Flächen etwas deutlicher, was allerdings darauf zurückzuführen ist, dass der Oberboden auf der Buchenfläche gestört ist und nicht wie bei der Kiefer-Fläche in seiner natürlichen Lagerung vorliegt. Auf beiden Flächen treten relativ hohe Anteile an basenarmen Smektiten auf, die durch Abfuhr von Al-Hydroxidzwischenschichten aus den Vermiculiten entstanden sind. Dies wird besonders deutlich bei den nicht natürlich gelagerten Proben der Buchenfläche. Wäh-rend in der Tiefenstufe 0 bis 5 cm das Verhältnis Vermiculit zu basenarmen Smektiten in etwa bei 1 : 2 liegt, sind in der Tiefenstufe 5 bis 15 cm die Anteile in etwa gleich verteilt. Geht man davon aus, dass durch Grabungen die Mineralzusammensetzung der beiden Proben in etwa gleich war, so


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wären etwa 0,8 % Vermiculit der Gesamtprobe zu basenarmen Smektiten verwittert, wobei etwa je 2,5 mol(eq)/ha Ca und Mg abgeführt worden wären.

Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand (Buche)

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0-5 cm 5-15 cm 15-60 cm 60-90 cm

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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas)

Abb. 3.13: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der HMS Holzland

Auf der Kiefernfläche treten im Oberboden ebenfalls Smektite auf, die sich allerdings auch ohne Mg-Belegung im Labor nach einer Ethylenglycol-Behandlung aufweiten. Das würde bedeuten, dass die Smektite im Gegensatz zur Buchen-Fläche noch ausreichend mit Zwischenschicht-Kationen versorgt sind. Sofern hier eine Bodenschutzkalkung erfolgte, könnte dies der Grund für die Aufba-sung der Smektite sein. Eine weitere Möglichkeit wäre, dass das Decksediment (vermutlich ein Löß) ursprünglich basenreicher war und möglicherweise auch höhere Kalkgehalte enthielt als das benachbarte Decksediment der Buchenfläche. Der Anteil an freisetzbaren Kationen liegt im Oberboden aufgrund des hohen Quarzanteils von ca. 70 % bei beiden Flächen unter 100 mol(eq)/ha. Der Anteil an freisetzbarem Calcium und Magnesi-um ist bei beiden Flächen sehr niedrig.

3.4.12 Waldmessstation Steiger (Eiche) Ausgangssubstrat: Schlufflehm über Keuper Nährstoffversorgung: Im Oberboden kann ein Mangel an basischen Kationen auftreten! Bemerkungen: Oberboden enthält Smektite, die deutliche Verluste an Kationen erkennen lassen (ähnlich HMS Possen)/Tiefenstufe 60 bis 90 cm enthält relativ hohe Calcitgehalte

Das Ausgangssubstrat (Probe der Tiefenstufe 60 bis 90 cm) enthält mit ca. 42 % sehr hohe Calcit-Gehalte. Als Tonminerale treten hier Kaolinit, Illit, Vermiculit und etwas basenreicherer Smektit auf. Der Quarzgehalt liegt bei etwa 9 %, der Feldspatanteil bei etwa 6 %. In den Proben der Tiefenstu-fen darüber kommen keine Calcite mehr vor, die Quarzanteile liegen mit 54 bis 57 % und die Feld-spatgehalte mit etwa 18 bis 19 % wesentlich höher, so dass hier offensichtlich ein Substratwechsel vorliegt. Das Decksediment besteht aus den Tonmineralen Illit, welches mit ca. 60 % des Tonmineralanteils am stärksten vertreten ist, neben Kaolinit, Chlorit und Vermiculit, der in den Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm teilweise zu basenarmen Smektiten umgewandelt wurde. Besonders in der Tiefen-stufe 0 bis 5 cm ist die Schichtladung des Smektits so gering, dass sich dessen Kristallgitter allmäh-


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lich beginnen aufzulösen. Die Anteile an freisetzbaren Kationen aus dem kalkhaltigen Unterboden sind mit ca. 6.800 mol(eq)/ha extrem hoch. Im Oberboden könnte es dagegen langfristig zu einem Mangel an Calcium und Magnesium kommen.


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0-5 cm 5-10 cm 10-60 cm 60-90 cm

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(sehr viel Calcit, Dolomit, Amphibol; kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit;

sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.14: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Steiger

3.4.13 Waldmessstation Vessertal (Buche) Ausgangssubstrat: Porphyrit Nährstoffversorgung: Im Oberboden muss mit einem Mangel an Calcium gerechnet werden! Das gesamte Profil ist relativ reich an Magnesium. Bemerkungen: relativ hohe Anteile an Feldspat/Tonminerale sind in den oberen 5 cm stark angegriffen/Proben enthalten Mg-reiche Minerale (Chlorite und vermutlich Amphibole)

Dem Ausgangssubstrat (Porphyrit) entsprechend, ist die mineralogische Zusammensetzung der Proben dieses Bodenprofils der Hauptmessstation Großer Eisenberg sehr ähnlich. Die Feldspat-anteile machen etwa 1/3 der Gesamtproben aus. Die Proben sind relativ Mg-reich, was vermutlich auf geringe Amphibol- und Pyroxen-Anteile zurückzuführen ist.


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0-5 cm 5-10 cm 10-30 cm 30-60 cm 60-90 cm

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(sehr viel Calcit, Dolomit, Amphibol; kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.15: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Vessertal


50

Illite sind mit ca. 50 % des Tonmineralanteils die vorherrschenden Schichtsilikate. Des Weiteren kommen Kaolinite, Chlorite und Vermiculite vor. Die Vermiculite der Tiefenstufe 0 bis 5 cm wei-sen einen Verlust an basischen Kationen auf (basenarme Smektite), was auf eine Bodenversauerung zurückzuführen ist. Ab der Tiefenstufe 5 bis 10 und darunter sind keine Verluste an basischen Ka-tionen aus den Zwischenschichten der Dreischichtsilikate zu erkennen. Der Anteil an langfristig freisetzbaren Kationen ist über das gesamte Profil hinweg relativ hoch, wobei besonders Kalium und Magnesium freigesetzt werden können. Im Oberboden könnte ein Mangel an Calcium auftreten. 3.4.14 Waldmessstation Suhl – Neundorf (Fichte) Ausgangssubstrat: mittlerer Buntsandstein Nährstoffversorgung: Aufgrund des tonmineralogischen Zustandes ist eine Kompensationskalkung zu empfehlen! Bemerkungen: deutliche Verluste an basischen Kationen im Oberboden (basenarme Smektite)

Die Tonmineralanteile liegen in den oberen 10 cm bei etwa 15 % und im Unterboden (10 bis 80 cm) bei ca. 30 %. Die Gehalte an Kali-Feldspat sind mit 19 bis 27 % über das gesamte Profil verhältnismäßig hoch. In der Tiefenstufe 40 bis 80 cm ist Illit mit 94 % des Tonmineralanteils das vorherrschende Tonmi-neral. In der Tiefenstufe darüber (10 bis 40 cm) kommen die Wechsellagerungsminerale Il-lit/Vermiculit und calciumarme Vermiculite hinzu. In den beiden oberen Tiefenstufen dominieren neben den Illiten calciumarme Vermiculite, die in der Tiefenstufe 0 bis 5 cm schon vollständig zu basenarmen Smektiten degradiert sind, bei einem gleichzeitigen Verlust an Aluminium. Der Anteil an langfristig freisetzbaren Kationen ist relativ gering, wobei besonders Calcium sehr schwach ver-treten ist. Eine Kompensationskalkung könnte die Aufbasung der Dreischichtsilikate zumindest in den oberen 10 cm bewirken.


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0-5 cm 5-10 cm 10-40 cm 40-80 cm

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(kritisch basenarmer Smektit; aktiv Chlorit, Vermiculit, basenreicher Smektit; sehr wenig Fsp., Kaolinit, Illit; keine Quarz, Fe-Min., Anatas) Abb. 3.16: Kationenfreisetzung aus dem Mineralbestand an der WMS Suhl-Neundorf


51

3.5 Zusammenfassung

An 14 Haupt- und Waldmessstationen wurden mineralogische Untersuchungen unter besonderer Berücksichtigung des Tonmineralzustandes durchgeführt. Bei den Hauptmessstationen Großer Eisenberg und Possen erfolgte nach drei Jahren eine Wiederholungsbeprobung und erneute Analy-se des Oberbodens. Die Waldmessstation Kyffhäuser stellt bezüglich der mineralogischen Zusammensetzung eine Aus-nahme dar, da hier Gips als einziges Mineral identifiziert werden konnte. Tab. 3.2: Tonmineralzustand und Anteil an freisetzbaren Kationen (mol(eq)/ha) der einzelnen WMS und HMS der Tiefenstufen 0 bis 5 und 5 bis 10 cm

Messstation Stärkstes verwit-

tertes Mineral Tonmineral-

zustand freisetzbares K, Na, Ca, Mg [mol(eq)/ha)]

freisetzbares Na, Ca, Mg

[mol(eq)/ha)]

WMS Harz Vermiculit gut 442 333

WMS Pfanntalskopf lab. Tonminerale sehr schlecht 165 26

HMS Gr. Eisenberg Smektit, basenarm schlecht 447 280

WMS Hohe Sonne de-Al-Vermiculit mittel 517 221

WMS Lehesten de-Al-Vermiculit mittel 405 319

WMS Paulinzella Smektit, basenarm schlecht 27 9

WMS Dillstädt Smektit, basenarm schlecht 70 34

WMS Hainich Vermiculit gut 1071 392

HMS Possen Smektit, basenarm gut – mittel 390 151

WMS Kyffhäuser Gips keine

HMS Holzland (Buche) Smektit, basenarm schlecht 70 30

HMS Holzland (Kiefer) Smektit, basenarm schlecht – mittel 37 15

WMS Steiger Smektit, basenarm schlecht 366 126

WMS Vessertal Smektit, basenarm schlecht 560 271

WMS Suhl - Neundorf Smektit, basenarm schlecht 185 65

Bei fast allen übrigen Wald- und Hauptmessstationen ist im Oberboden eine Veränderung, d. h. eine Verwitterung an den Dreischichtsilikaten (Vermiculiten und Smektiten) nachzuweisen, die auf eine intensive Versauerung zurückzuführen ist. Dabei werden basische Kationen (K, Ca und Mg), aber auch Al, Fe und wahrscheinlich Schwermetalle aus den Zwischenschichten der Tonminerale herausgelöst und in tiefere Stockwerke verfrachtet. Das Spektrum reicht dabei von geringfügigen Veränderungen an Vermiculiten bis zur beginnenden Auflösung der Kristallgitter. Die Tabelle 3.2 gibt einen Überblick über den Tonmineralzustand und die Summe an freisetzbaren basischen Kati-onen.

Untersuchungen zur Ernährungssituation der Fichte an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen

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4 Untersuchungen zur Ernährungssituation der Fichte an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen 4.1 Einleitung Im Rahmen einer Diplomarbeit an der Fachhochschule für Forstwirtschaft Schwarzburg wurde die Ernährungssituation von Fichtenbeständen an den Waldmessstationen (WMS) Suhl-Neundorf und Dillstädt (Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias Hügelland) sowie Pfanntalskopf, Zel-la-Mehlis und an der Hauptmessstation (HMS) Großer Eisenberg (Wuchsgebiet Thüringer Gebir-ge) für die Jahre 1993, 1996 und 1998 untersucht. Des Weiteren wurde zum Zwecke der Prüfung eines Laborwechsels ein Vergleich der 1998 in unterschiedlichen Laboratorien analysierten Nadelproben vorgenommen. 4.2 Darstellung der Hauptergebnisse/Diskussion 4.2.1 Allgemeines Mit Hilfe der dreifaktoriellen Varianzanalyse wurden die untersuchten Nährelemente im Hinblick auf eine statistische Absicherung im Zusammenhang mit drei Variablen hin untersucht. Diese drei Variablen sind: Waldmessstation, Probennahmejahr und Nadeljahrgang. Die nachfolgende Diskussion baut dabei auf den statistisch gesicherten Werten des Ergebnisteils der Diplomarbeit auf. Zusätzlich wird auf die Nährelementversorgung für die einzelnen Jahre und Elemente eingegangen, auch wenn dafür durch die große Streuung der Werte teilweise keine statis-tische Absicherung möglich war. Einige extreme Analysenergebnisse lassen Messfehler nicht aus-schließen, welche auf Verschmutzungen beim Transport, beim Einpacken oder beim Sortieren der Nadelproben zurückzuführen sind. 4.2.2 Konzentrationsverlauf vom 1. zum 3. Nadeljahrgang Mit zunehmendem Nadelalter (d. h. vom 1. zum 3. Nadeljahrgang) wurde bei den Hauptnährele-menten N, K, P und Mg sowie bei den Mikronährelementen Zn und Cu ein Konzentrationsabfall (gemittelt über die Messstationen und Probennahmejahre) festgestellt. Die von FIEDLER und HEINZE (1987) untersuchten Fichten und Kiefern zeigten für die Elemente N, P und Cu mit zunehmenden Nadelalter ebenfalls einen Konzentrationsabfall. Auch REEMTSMA (1979) stellte einen Konzentrationsabfall von den jüngeren zu den älteren Nadeln bei den Elemen-ten N und P fest. Bei Magnesium wurde an den untersuchten Messstationen ein konträres Verhal-ten im Vergleich zur Literatur (Untersuchung von FIEDLER und HEINZE, 1987) festgestellt. Einen durchschnittlichen Konzentrationsanstieg mit zunehmendem Nadelalter wiesen die Mikro-nährelemente Mn und Fe und das Hauptnährelement Ca auf. Für die Elemente Fe und Ca stellten FIEDLER und HEINZE (1987) dieses Verhalten gleichermaßen fest. REEMTSMA (1979) bestätigt in seinen Untersuchungen einen Anstieg der Konzentrationen mit zunehmendem Nadelalter beim Element Ca.


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4.2.3 Bewertung der Nährelementversorgung anhand des 1. Nadeljahrgangs Stickstoff (N) In den Untersuchungsjahren 1993, 1996 und 1998 wurden keine Stickstoffmangelerscheinungen festgestellt. Nach der Einteilung von KRAUSS et al. (1986) in fünf Ernährungsstufen kann man für die Untersuchungsjahre und die Waldmessstationen Folgendes feststellen: Im Jahr 1996 ist eine auffallend hohe N-Versorgung an allen Messstationen gegeben. Alle Messwer-te liegen in Stufe 4 ( N von 1,43 bis 1,73 % Trockenmasse). Das bedeutet, sie sind nach HEINSDORF (1999) in einem luxuriösen Versorgungszustand mit sehr gutem Wachstum. Im Jahr 1998 liegt dagegen an allen untersuchten Waldmessstationen eine mittelmäßige N-Versorgung

(Stufe 3 N von 1,18 bis 1,43 % Trockenmasse) vor. Eine Ausnahme bildet die WMS Dillstädt

und die HMS Großer Eisenberg, welche etwas niedriger liegen und in die Stufe 2 ( N von 0,97 bis 1,18 % Trockenmasse) eingeordnet werden müssen. HEINSDORF (1999) beschreibt den Versor-gungszustand in Stufe 3 als ausreichend bis optimal mit gutem bis sehr gutem Wachstum. Betrachtet man zusätzlich zu den hier aufgeführten Werten die Untersuchungsergebnisse des Jah-res 1993 (in der vollständigen Fassung der Diplomarbeit aufgeführt), so scheint der N-Gehalt in den Nadeln größeren Schwankungen zu unterliegen. Insgesamt liegt jedoch durch die gleichblei-bend hohen Stickstoffeinträge aus der Atmosphäre die Vermutung nahe, dass an den untersuchten Standorten keine Stickstoffmangelerscheinungen zu erwarten sind. Kalium (K)

Die K-Versorgung war in den Probejahren und an allen Messstationen durchweg hoch (Stufe 4 K von 0,47 bis 0,78 % Trockenmasse). Ausschließlich die Waldmessstation Zella-Mehlis zeigte mit-telmäßige K-Gehalte (Stufe 3 K von 0,28 bis 0,47 % Trockenmasse). Die Einstufung erfolgte nach KRAUSS et al. (1986). HEINSDORF et al. (1988), ZÖTTL (1990) und HÜTTL (1991) definierten dagegen beim Kalium Werte unter 0,35 bis 0,45 % Trockenmasse als Mangelerscheinung. Nach dieser Beurteilung würde

die WMS Zella-Mehlis sowohl 1996 (K 0,38 % Trockenmasse) als auch 1998 (K 0,45 % Tro-ckenmasse) an der unteren Grenze einer ausreichenden K-Versorgung liegen. Kalzium (Ca) Beim Hauptnährelement Kalzium konnte nach KRAUSS et al. (1986) keine mangelhafte Versorgung festgestellt werden. In den Untersuchungsjahren liegen die Ca-Werte relativ hoch, das heißt in Stu-

fe 4 mit Ca 0,31 bis 0,55 % Trockenmasse. Auffällig ist insbesondere die WMS Pfanntalskopf, welche über alle Untersuchungsjahre hinweg sehr hohe Ca-Gehalte aufwies (Stufe 5 Ca von 0,55 bis 0,95 % Trockenmasse). Diese hohen Ca-Gehalte werden als eine Folge der intensiven Kal-kungsmaßnahmen Mitte der 80er und Anfang der 90er Jahre gedeutet. Betrachtet man die von ZÖTTL (1990) und HÜTTL (1991) angegebenen Ca-Schwellenwerte (Ca

0,1 bis 0,2 % Trockenmasse), so kann man ebenfalls von einer insgesamt guten bis sehr guten Ca-Versorgung an den untersuchten Messstationen sprechen. Phosphor (P) Im Vergleich mit den angegebenen Ernährungsstufen nach KRAUSS et al. (1986) wurden in den

Untersuchungsjahren hohe P-Gehalte (Stufe 4 P von 0,141 bis 0,198 % Trockenmasse) festge-stellt. Dies gilt für alle Messstationen außer dem Pfanntalskopf, welcher nur eine mittelmäßige


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P-Versorgung (Stufe 3 P von 0,1 bis 0,141% Trockenmasse) aufwies. Man kann also insgesamt von einer ausreichenden bzw. guten P-Versorgung sprechen. Auch im Vergleich zu den Ergebnissen von ZÖTTL (1990) und HÜTTL (1991), wo die Grenze zur

Mangelversorgung mit P < 0,11 bis 0,12 % Trockenmasse angegeben wurden, bestätigt sich eine ausreichende P-Versorgung. Magnesium (Mg) Das Hauptnährelement Magnesium liegt an den untersuchten Messstationen nach der Einteilung von KRAUSS et al. (1986) in mittelmäßigen, hohen bis sehr hohen Konzentrationen vor. Die Wer-

te schwanken zwischen den einzelnen Messstationen von Mg 0,069 bis 0,1% Trockenmasse. Die Stufe 4 mit hohen Mg-Werten hat eine Spanne von Mg 0,064 bis 0,119 % Trockenmasse. Auch im Vergleich zu den Untersuchungen von ZÖTTL (1990) und HÜTTL (1991) traten bei den unter-

suchten Nadelproben im 1. Nadeljahrgang (Mg 0,06 bis 0,07 % Trockenmasse) keine Mangeler-scheinungen auf. Nach REEMTSMA (1986) liegt eine mangelfreie Magnesiumversorgung nur dann vor, wenn im 1.

Nadeljahrgang Mg 0,1% Trockenmasse als Basiswert erreicht wird und im 3. Nadeljahrgang die

Werte um Mg 0,07 % Trockenmasse schwanken. Das würde bedeuten, dass am Großen Eisen-berg und in Zella-Mehlis ein Mg-Mangel vorliegt. Hier sind im 1. Nadeljahrgang die Mg-Werte unter Mg 0,1 % Trockenmasse und im 3. Nadeljahrgang unter Mg 0,07 % Trockenmasse. Die Gren-

zen zum sichtbaren Mangelbereich (Mg < 0,04 bis 0,05 % Trockenmasse, nach HEINSDORF et al., 1988) wurden jedoch nicht erreicht. Mangan (Mn) Beim Mikronährelement Mangan traten im Vergleich zu den Untersuchungen von ZORN (1990) gute Versorgungen auf. Der Autor gibt Mn-Werte zwischen 80 und 500 mg/kg im 1. Nadeljahrgang als eine ausreichende Versorgung an. Danach waren alle Fichtennadeln ausreichend bis gut mit Mn versorgt, wobei die Messstationen Dillstädt, Großer Eisenberg und Zella-Mehlis mehr als doppelt so hohe Mn-Werte aufwiesen wie Suhl-Neundorf. Extrem niedrige Werte zeigte allein der Pfann-talskopf. Auch im Vergleich zu Untersuchungen von KREUTZER (1972) und HÜTTL (1985), welche beide gleichermaßen einen Manganmangel unter 20 mg/kg definieren, treten keine Mn-Defizite in den untersuchten Fichtenbeständen auf. Kupfer (Cu) Beim Mikronährelement Kupfer traten im Untersuchungsjahr 1996 an den WMS Dillstädt, Pfann-talskopf und an der HMS Großer Eisenberg Mangelerscheinungen auf, die WMS Suhl-Neundorf und Zella-Mehlis lagen im Grenzbereich zum Mangel. Eine ausreichende Cu-Versorgung wird nach ZORN (1990) mit 2 bis 12 mg/kg im 1. Nadeljahrgang beschrieben. Die 1996 an den untersuchten Wald- und Hauptmessstationen gemessenen Werte schwanken zwischen 1,7 und 2,25 mg/kg. Nach WEHRMANN (1963) treten unter 2,5 mg/kg Mangelversorgungen auf. VAN DEN BURG (1988) und ZÖTTL (1990) sprechen von einer ausreichenden Cu-Versorgung ab 2 mg/kg. Zink (Zn) Nach ZÖTTL und HÜTTL (1985), welche eine Zn-Versorgung unter 30 mg/kg im 1. Nadeljahrgang als mangelhaft beschreiben, trat sowohl 1996 als auch 1998 an allen Messstationen ein Zn-Mangel


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auf. Im Gegensatz dazu beschreibt BERGMANN (1990) erst Werte unter 15 mg/kg als Mangel. Danach könnte man von einer ausreichenden Zn-Versorgung ausgehen. Da jedoch die Messwerte des Elementes Zink statistisch nicht gesichert und deshalb zufällig sind, geben sie keine signifikante Aussage über den Ernährungszustand. Eisen (Fe) Nach KNABE (1984) treten Fe-Mangelerscheinungen unter 20 mg/kg im 1. Nadeljahrgang auf. An allen Messstationen und in allen Probejahren konnte eine ausreichende bis gute Fe-Versorgung festgestellt werden. Die Fe-Werte liegen 1996 doppelt so hoch, wie für eine ausreichende Fe-Versorgung notwendig wäre. Bei dem vorliegenden Ausreißerwert in Zella-Mehlis 1998 von 470 mg/kg sind Messfehler bzw. eine Verschmutzung der Nadelproben nicht auszuschließen. Bor (B) Die B-Konzentrationen der Fichtenbestände sind nach BERGMANN (1990) mit ausreichend bis gut zu beurteilen. Der Autor gibt für den 1. Nadeljahrgang Werte von 15 bis 50 mg/kg an. Die B-Gehalte variierten zwar zwischen den einzelnen Messstationen, jedoch kaum zwischen den Unter-suchungsjahren. 4.3 Zusammenfassung/Schlussfolgerungen Um den Ernährungszustand der untersuchten Fichtebestände interpretieren zu können, wurden die von der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft zur Verfügung gestellten Analysendaten mit der dreifaktoriellen Varianzanalyse statistisch ausgewertet und dargestellt. Dabei wurde sowohl an den untersuchten Messstationen im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge als auch im Südthüringisch-Oberfränkischen Trias-Hügelland eine ausreichende bis gute Nährstoffversorgung mit den Haupt-nährelementen N, P, K, Ca und Mg festgestellt. Weiterhin lassen die Ergebnisse aus ernährungskundlicher Sicht auf einen momentan noch ausge-wogenen Stickstoffkreislauf in den untersuchten Waldbeständen schließen, in dem der Stickstoff-eintrag in Form von Immissionen und biologischer Fixierung (z. B. als Streu) mindestens genau so groß sein dürfte, wie der Verbrauch bzw. Verlust an Stickstoff. Diese These gilt es durch weiter-führende Untersuchungen (Stoffhaushaltsberechnungen) zu beweisen oder zu widerlegen. Auch die natürlichen K-, Ca- und Mg-Kreisläufe lassen nach den ernährungskundlichen Untersu-chungen an den einzelnen Messstationen keine negativen Störungen vermuten. Es lagen in den drei Untersuchungsjahren ausreichende bis gute K-, Ca- und Mg-Versorgungen vor. Dies weist in der Regel auf ein intaktes Bodengefüge hin. Allerdings stellten HEINSDORF, KRAUSS und HIPPELI (1988) im Zuge ihrer Untersuchungen an geschädigten Fichten z. T. recht hohe K-Konzentrationen sowohl im 1. als auch im 3. Nadeljahrgang fest, so dass bei der Beurteilung eventueller Schadsym-ptome nur bedingt auf die K-Werte zurückgegriffen werden kann. Im Gegensatz zu den Hauptnährelementen trat bei den Mikronährelementen Zn und Cu teilweise ein beginnender Mangel auf, ohne dass sich dies zum Untersuchungszeitpunkt jedoch in visuell sichtbaren Symptomen niederschlug. Hier können nur weitere Untersuchungen Aufschluss geben. Ein signifikanter Unterschied in der Nährstoffversorgung zwischen den untersuchten Wuchsgebie-ten Thüringer Gebirge und Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland bestand nicht.


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Es traten lediglich Unterschiede zwischen den einzelnen Untersuchungsjahren und den Messstatio-nen auf, welche aber immer in ein und derselben Ernährungsstufe bei den einzelnen Elementen schwankten. Insgesamt betrachtet waren die Fichtenbestände an den untersuchten Messstationen ausreichend bis gut mit Nährstoffen versorgt. Eventuell auftretende Schäden an einzelnen Fichten bzw. am Ge-samtbestand können somit nicht auf Ernährungsdefizite zurückgeführt werden. Eine Unsicherheit stellten die geringe Anzahl und der jährliche Wechsel an Probebäumen dar. Hier sollte in Zukunft mit einem größeren Stichprobenumfang und wenn möglich mit den gleichen Indi-viduen gearbeitet werden. Um gesicherte Aussagen über die Entwicklung der Ernährungssituation (besonders unter dem As-pekt gleichbleibend hoher Stickstoffeinträge) treffen zu können, sind weitere nadelanalytische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen unabdingbar.

Vegetationsaufnahmen an zehn Thüringer Wald- und Hauptmessstationen

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5 Vegetationsaufnahmen an zehn Thüringer Wald- und Hauptmessstationen 5.1 Einleitung In den Wäldern Mitteleuropas sind durch das Vorhandensein und bezüglich der Artenmächtigkei-ten der Moose, Farn- und Gefäßpflanzen sowie unter Zuhilfenahme der bekannten Indikatorwerte (ELLENBERG et al., 1991; OBERDORFER, 2001) Aussagen zu den aktuellen Standortseigenschaf-ten möglich. Des Weiteren lässt die Analyse von Änderungen im Artenspektrum Rückschlüsse auf veränderte Standortbedingungen zu. Aus diesem Sachverhalt heraus sind Moose, Farn- und Gefäß-pflanzen als Bioindikatoren einsetzbar, so zum Beispiel, wenn es um die Klärung des Einflusses von Schadstoffimmissionen auf den Standort geht. Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring wurden an sieben Waldmessstationen (WMS Stei-ger, Lehesten, Suhl-Neundorf, Pfanntalskopf, Vessertal, Paulinzella, Hainich) und drei Hauptmess-stationen (HMS Großer Eisenberg, Possen, Holzland) vegetationskundliche Dauerbeobachtungsflä-chen zur Erfassung der Boden- und Gehölzvegetation in der Strauchschicht angelegt und im Som-mer 2001 vegetationskundliche Aufnahmen durchgeführt. Die vegetationskundlichen Dauerbeobachtungsflächen an den Wald- und Hauptmessstationen eig-nen sich speziell zur Erstellung zeitlicher Messreihen und sind mit den Messdaten der abiotischen Standortfaktoren korrelierbar. So kann beispielsweise das verstärkte Auftreten von Halblichtpflan-zen in Buchenwäldern eine Auflichtung des Bestandes anzeigen, wie sie bei schadstoffbedingter Verlichtung der Baumkronen, aber auch als Folge von Durchforstungsmaßnahmen entsteht. Eine Ausbreitung von Säure- und Mäßigsäurezeigern an basenreichen Waldstandorten indiziert die Ver-sauerung des Oberbodens z. B. durch Säureeinträge aus der Luft. Die Zunahme von Stickstoffzei-gern auf Waldböden kann ein Hinweis auf Stickstoffimmissionen z. B. aus der Luft sein, aber auch auf eine verstärkte Stickstoffmineralisation nach Rücke- und Durchforstungsmaßnahmen hindeu-ten. 5.2 Methodik In Anlehnung an die in anderen Bundesländern mit der Anlage von Dauerbeobachtungsflächen ge-machten Erfahrungen wurde für Thüringen die Einrichtung zweier aus jeweils 5 x 5 Parzellen à 4 m² bestehender Felder innerhalb bzw. außerhalb der Einzäunung gewählt (s. Schema in Abb. 5.1). Die Gesamtaufnahmefläche beträgt damit jeweils 100 m² und lässt einen Vergleich der beiden Messfelder im Hinblick auf den Einfluss des Wildverbisses zu. Die Untergliederung der Dauer-beobachtungsflächen in je 25 Einzelquadrate macht statistische Berechnungen und Frequenzanaly-sen sowie ein genaueres Abschätzen der Deckungsgrade möglich. Zur Dokumentation des Be-wuchses zum Aufnahmezeitpunkt wurde für jedes Aufnahmequadrat ein Foto angefertigt. Bei homogener Ausprägung der Vegetation bzw. günstiger Anordnung der Messinstrumente wur-den die Felder als einheitlicher, quadratischer Block angelegt. Bei Anomalien innerhalb der Stand-orte, wie beispielsweise abgeschobenem Oberboden, Totholzanhäufungen, ungünstiger Verteilung der Messgeräte und Trittpfaden oder wenn das Kronendach nicht gleichmäßig geschlossen war, mussten die Messfelder z. T. in mehrere Blöcke untergliedert werden. Die Messblöcke wurden in der Regel parallel und im ausreichenden Abstand zu den jeweiligen Zäunen ausgerichtet. In senk-rechter und horizontaler Richtung wurden zwischen den Parzellen 1m breite Korridore belassen,


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um während der Vegetationsaufnahmen Trittbelastungen und damit zusammenhängende Beein-trächtigungen der Vegetation innerhalb der Aufnahmeparzellen zu vermeiden. Um Metalleinträge auszuschließen, wurden die Dauerbeobachtungsflächen jeweils am linken bzw. rechten oberen Eckpunkt jeder 5er-Reihe der Parzelle mit Holzpfählen markiert. Die Messquadra-te wurden für die Vegetationsaufnahmen mittels 2 m-Latten an Messbändern zwischen den Pfahl-mitten angelegt. Je Parzelle wurden die Deckungsgrade der vorkommenden Arten getrennt nach den Vegetations-schichten Strauchschicht (0,5 bis 5 m Höhe), Feldschicht (Farne, Kräuter, Gräser und Gehölzkeim-linge bzw. -jungwuchs) und Moosschicht bzw. die Gesamtdeckungsgrade der jeweiligen Schicht in Prozent eingeschätzt. Durch Mehrfachbedeckungen des Bodens waren auch Gesamtdeckungsgrade über 100 % möglich. Für Artenvorkommen mit Deckungsgraden unter 1 % wurden die Klassen-mitten von 0,5 % für 0,26 bis 0,99 % und von 0,1 % für 0,0 bis 0,25 % gewählt. Es erfolgte also ins-gesamt eine Anlehnung an die Skala von SCHMIDT (1974). Für eine umfassende Datenanalyse wurde außerdem anhand der Skala von BRAUN-BLANQUET je Messstation eine Gesamtartenliste erstellt. Um möglichst viele Arten erfassen zu können, wurde der Monat Juli als Aufnahmezeitpunkt ge-wählt. Speziell an den Laubwaldstandorten wird eine zweite Aufnahme im April/Mai empfohlen, um auch die Frühblüher zu berücksichtigen, welche während der Sommeraufnahmen nur unzurei-chend erfasst werden konnten.

Abb. 5.1: Versuchsflächendesign mit Lage der Dauerbeobachtungsflächen am Beispiel der HMS Holzland

5.3 Ergebnisse 5.3.1 Hauptmessstation Großer Eisenberg Die potentielle natürliche Vegetation (pnV) an der HMS Großer Eisenberg ist das Calamagrostio villosae-Picceetum excelsae (Wollgras-Fichten-Bergwald). Auch der aktuelle Bestand wird von Fichten im schwachen bis mittleren Baumholz-Stadium gebildet. Der Bestand lässt nur wenig Licht auf den Waldboden und hat bisher das Aufkommen des namengebenden Wollreitgrases bzw. von


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Sträuchern verhindert. Die charakteristischen Moose, Gräser und Kräuter sind allerdings vorhan-den. Am Südostrand der Messfläche wachsen mehrere ältere Rotbuchen, die in den Zwischenräumen etwas mehr Licht auf den Waldboden lassen als der Fichtenbestand. Diese Lichtkegel wirken sich durch verstärktes Kraut- und Mooswachstum auch auf die Randbereiche der Messfläche aus. Da in die Bodenvegetation der Außenbereiche der Messfläche während Rückearbeiten stark eingegriffen wurde, musste das Feld außerhalb des Zaunes in diese randlich von stärkerer Belichtung beein-flussten Bereiche gelegt werden Lichtzahl Die Lichtarmut am Waldboden wird nicht nur durch den geringen Gesamtdeckungsgrad der Feld-schicht in Höhe von etwa 12 % dokumentiert, sondern auch durch das verstärkte Vorkommen des Tiefschattenzeigers Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) sowie der Schatten- bzw. Halbschattenzei-ger Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schattenblume), Gymnocarpium dryopteris (Eichenfarn), Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) und Polytrichum formosum (Waldhaarmützenmoos). Die zu erwartende Auflichtung des Bestandes wird in den Folgejahren eine Erhöhung des Gesamt-deckungsgrades bewirken sowie die Ausbreitung von Sträuchern und Halbschatten- bzw. Halb-lichtpflanzen in der Bodenvegetation. Feuchtezahl Bezüglich der Bodenfeuchte kommen überwiegend Zeiger mittelfrischer Standorte in der Boden-vegetation vor. Es sind in den Folgejahren keine Veränderungen der Bodenfeuchte und der damit verbundenen Artenzusammensetzung zu erwarten. Reaktionszahl Der aufgrund seines basenarmen Substrates ohnehin bodensaure Standort wird durch die domi-nanten Säurezeiger Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee), Polytrichum formosum (Waldhaarmüt-zenmoos), Vaccinium myrtillus (Heidelbeere), Trientalis europaea (Europäischer Siebenstern), Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schattenblume), Gymnocarpium dryopteris (Eichenfarn) und Avenella flexuosa (Drahtschmiele) belegt. Stickstoffzahl Es kommen zum einen die am Standort zu erwartenden Zeiger stickstoffarmer Standorte Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schattenblume), Trientalis euro-paea (Europäischer Siebenstern) und Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) vor. Andererseits sind mit Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) und Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) auch die Zeiger stickstoffreicher Standorte in hohem Maße vertreten. Dieser Sachverhalt hängt vermutlich mit den anhaltend hohen Stickstoffeinträgen der letzten Jahre (bis zu 40 kg/ha*a) zusammen bzw. kann auf eine Freisetzung von Mineralstickstoff durch frühere Bodenschutzkalkungen oder die Ver-letzung des Oberbodens im Zuge von Durchforstungs- und Rückemaßnahmen hindeuten. Vergleich der Messfelder innerhalb und außerhalb des Zauns Aufgrund der besseren Lichtverhältnisse sind außerhalb des Zaunes die einzelnen Deckungsgrade der Arten, speziell die Keimlingsdichte der Gehölze sowie der Gesamtdeckungsgrad, deutlich er-höht.


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Tab. 5.1: HMS Großer Eisenberg, Vegetationsaufnahmen 2001

innerhalb des Zauns außerhalb des Zauns

Pflanzenarten Mittlerer Deckungs-

grad

Frequenz Gesamt fläche

Mittlerer Deckungs-

grad

Frequenz Gesamt-fläche

Zeigerwerte*

in % in % L F R N

Strauchschicht (0,5-5m Höhe)

Fagus sylvatica (Rotbuche) + + 3 5 x x Sorbus aucuparia (Eberesche) + + 6 x 4 x

Feldschicht

Avenella flexuosa (Drahtschmiele) 0,8 56% 2 2,9 92% 2 6 x 2 3 Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) 1,5 52% 2 1,5 68% 2 4 6 x 7 Epilobium montanum (Berg-Weidenrösche n ) + + 4 5 6 6 Fagus sylvatica (Rotbuche) 0,0 4% 1 0,0 32% 1 3 5 x x Galium harcynicum (Harz-Labkraut) 1 0,0 4% 1 7 5 2 3 Gymnocarpium dryopteris (Eichenfarn) 2 4% 2 3 6 4 5 Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schattenblume)

0,1 16% 2 2 3 5 3 3

Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) 3,0 84% 2 8,5 100% 2 1 5 4 6 Picea abies (Gemeine Fichte) 0,0 12% 1 0,0 24% 1 5 x x x Rubus idaeus (Himbeere) 1 0,0 8% 1 7 x x 6 Sorbus aucuparia (Eberesche) 0,1 16% 1 0,0 4% 1 6 x 4 x Trientalis europaea (Europäischer Siebenstern) 0,5 8% 2 1,0 28% 2 5 x 3 2 Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) 2,5 100% 2 1,3 96% 2 5 x 2 3

Moosschicht

Atrichum undulatum (Kahlmützenmoos) 2 2 6 6 4 Dicranum scoparium (Besenartiges Gabel-zahnmoos)

0,0 8% 2 0,0 16% 2 5 4 4

Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos)

3,0 52% 2 3,8 96% 2 5 4 4

Mnium affine (Gemeines Sternmoos) 1 1 5 5 5 Polytrichum formosum (Waldhaarmützen-moos)

0,0 4% 2 2 4 6 2

Gesamtdeckung Strau chschic ht Feldschicht 7,6 16,2 Moosschicht 0,6 8,2

Deckungsgrade in % bzw. n. BRAUN-BLANQUET; Zeigerwerte n. ELLENBERG et al. 1991 * L – Lichtzahl; F – Feuchtezahl; R – Reaktionszahl; N - Stickstoffzahl

5.3.2 Hauptmessstation Possen Die potentielle natürliche Vegetation (pnV) an der HMS Possen ist das Elymo europaei-Fagetum sylvaticae (Waldgersten-Rotbuchenwald), das in den Plateaulagen des Muschelkalk-Hügellandes am Rande des Thüringer Beckens mittelfrische, meist basenreiche Standorte mit Lößlehmüberdeckun-gen kennzeichnet. Die Charakterarten Hordelymus europaeus (Waldgerste), Galeobdolon luteum (Goldnessel), A-nemone nemorosa (Busch-Windröschen), Stellaria holostea (Große Sternmiere) und Polygonatum multiflorum (Vielblütige Weißwurz) sind in den lichten Randbereichen der HMS Possen vorhan-den. Lichtzahl Mit durchschnittlich 1 % innerhalb und 1,5 % außerhalb des Zaunes weisen die beiden Messfelder außerordentlich niedrige Gesamtdeckungsgrade auf. Unter der gleichmäßig starken Beschattung des geschlossenen Kronendaches des Rotbuchenbestandes vermögen nur wenige Keimlinge der Dunkelkeimer Acer pseudoplatanus (Bergahorn), Fagus sylvatica (Rotbuche), Fraxinus excelsior (Gemeine Esche) und Sorbus aucuparia (Eberesche) aufzukommen. Die Schattenwirkung des mit-telalten Rotbuchenbestandes wird auch durch das stärkere Aufkommen der Tiefschattenarten O-xalis acetosella (Wald-Sauerklee) und Carex sylvatica (Wald-Segge) unterstrichen, die allerdings in


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den Messfeldern selbst nicht vertreten sind. Bestandeslücken im Westen sowie am Ostrand der Messstation in der Nähe des benachbarten Forstweges verdeutlichen, welchen Einfluss die Auflich-tung eines solchen Rotbuchenbestandes auf die Feldschicht haben kann. Im Lichtkegel der Lücken sind alle weiteren kennzeichnenden Arten der Feldschicht angesiedelt. Feuchtezahl Bezüglich der Feuchtezahl dominieren die Zeigerarten mittelfrischer Bodenstandorte. Es sind kei-ne Veränderungen des Standortes und der damit zusammenhängenden Artenzusammensetzung zu erwarten. Reaktionszahl Die Säurezeiger Luzula luzuloides (Schmalblättrige Hainbinse), Maianthemum bifolium (Zweiblättri-ge Schattenblume), Monotropa hypopitys (Echter Fichtenspargel) und Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) dokumentieren eine Versauerung des Oberbodens. Die Bestandesentwicklung dieser Arten sollte in den Folgejahren beobachtet werden. Stickstoffzahl Bezüglich der Stickstoffversorgung überwiegen im Bereich der Messstation die für den Standort zu erwartenden Zeiger mäßig stickstoffreicher bis stickstoffreicher Standorte. Verlässliche Aussagen über das pflanzenverfügbare Stickstoffangebot des Oberbodens anhand der Artenzusammen-setzung der Feld- und Strauchschicht können jedoch erst nach der im Herbst 2001 geplanten Durchforstung und dem damit verbundenen Aufkommen der Feldschicht in den Messfeldern ge-troffen werden. Vergleich der Messfelder innerhalb und außerhalb des Zaunes Das stärkere Aufkommen der Keimlinge von Fagus sylvativa (Rotbuche) und Sorbus aucuparia (E-beresche) innerhalb des Zaunes verdeutlicht den Einfluss des Wildverbisses auf die Feldschicht bzw. das Aufkommen der Naturverjüngung. Speziell Rotbuchen- und Ebereschenkeimlinge wurden am Standort vom Rehwild selektiv verbissen. Tab. 5.2: WMS Possen, Vegetationsaufnahmen 2001 innerhalb des Zauns außerhalb des Zauns


grad


Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N


Fagus sylvatica (Rotbuche) 0,4 4% + + 3 5 x x Fraxinus excelsior (Gemeine Esche) + + 4 x 7 7 Tilia platyphyllos (Sommer-Linde) r 0,0 4% r 4 6 x 7 Sorbus aucuparia (Eberesche) r r 6 x 4 x

Feldschicht

Acer platanoides (Spitzahorn) 1 1 4 x x x Acer pseudoplatanus (Bergahorn) 0,2 88% 2 0,4 88% 2 4 6 x 7 Aesculus hippocastanum (Roßkastanie) r r Anemone nemorosa (Busch-Windröschen) 2 2 x 5 x x Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauenfarn) r r 3 7 x 6 Carex sylvatica (Wald-Segge) 2 2 2 5 6 5 Cerasus avium (Vogelkirsche) 1 0,1 8% 1 4 5 7 5 Dactylis polygama (Wald-Knäuelgras) r r 5 5 6 5 Deschampsia cespitosa (Rasen-Schmiele) 1 0,1 4% 1 6 7 x 3 Dryopteris carthusiana (Dorniger Wurmfa r n) r r 5 x 4 3 Fagus sylvatica (Rotbuche) 0,2 92% 2 0,3 68% 2 3 5 x x Fraxinus excelsior (Gemeine Esche) 0,5 100% 2 0,6 100% 2 4 x 7 7 Galeobdolon luteum (Goldnessel) + + 3 5 7 5


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grad


Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N

Geranium robertianum (Stinkender Storch-schnabel)

r r 5 x x 7

Hordelymus europaeus (Waldgerste) 2 2 4 5 7 6 Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut) 2 2 4 5 x 6 Luzula luzuloides (Schmalblättrige Hainbinse) + + 4 5 3 4 Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schat-tenblume)

1 1 3 5 3 3

Monotropa hypopitys (Echter Fichtenspargel) 0,0 4% r r 4 5 3 2 Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) 2 2 1 5 4 6 Picea abies (Gemeine Fichte) r r 5 x x x Polygonatum multiflorum (Vielblütige Weiß-wurz)

+ + 2 5 6 5

Quercus petraea (Traubeneiche) r r 6 5 x x Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut) 1 0,1 8% 1 7 5 x 8 Sorbus aucuparia (Vogelbeere) 0,2 36% 2 0,3 16% 2 6 x 4 x Stellaria holostea (Große Sternmiere) 2 2 5 5 6 5 Tilia platyphyllos (Sommer-Linde) + + 4 6 x 7 Viola reichenbachiana (Wald-Veilchen) + 0,0 4% + 4 5 7 6

Moosschicht

Polytrichum formosum (Waldhaarmützen-moos)

+ + 4 6 2

Gesamtdeckung Strauchschicht 0,4 0,5 Feldschicht 1,1 1,2 Moosschicht 0,0


5.3.3 Hauptmessstation Holzland An der HMS Holzland ist ein Luzulo albidae-Quercetum petraeae (Hainsimsen-Traubeneichen-Mischwald) als potentielle natürliche Vegetation (pnV) anzusehen. Durch die Aufforstung mit Nadelhölzern wurden im Holzland die Hainsimsen-Traubeneichen-wälder jedoch großflächig von ihren Standorten verdrängt. So auch auf der Fläche der HMS Holz-land, die mit Kiefer und Fichte bestockt ist. Innerhalb des Zaunes war die Bestockungsdichte zum Zeitpunkt der Erstaufnahme im Bereich der Messapparaturen so hoch, dass aufgrund fehlenden Lichtes am Waldboden kaum Bodenbewuchs vorhanden war. Die Messfelder mussten daher im östlichen Bereich der Messstation angelegt werden, da dort außerhalb des Zaunes eine Durchfors-tung und Auflichtung des Bestandes bereits stattgefunden hatte und ein ausreichender Bodenbe-wuchs unter dem lichteren Kronenschirm heraufgewachsen war. Lichtzahl Es dominieren mit Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Calamagrostis epigejos (Land-Reitgras), Ca-rex leporina (Hasenpfoten-Segge), Digitalis purpurea (Roter Fingerhut), Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen), Eupatorium cannabinum (Gemeiner Wasserdost), Juncus effu-sus (Flatter-Binse), Pteridium aquilinum (Adlerfarn), Rubus idaeus (Himbeere), Rumex acetosella (Kleiner Sauerampfer), Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut), Senecio sylvaticus (Wald-Greiskraut) und Taraxacum officinale (Gemeiner Löwenzahn) die Halblicht- bis Lichtpflanzen den Bestand, die zum großen Teil auch von Natur aus dort in den Eichenmischwäldern vorhanden wä-ren. Vielfach handelt es sich dabei aber auch um Arten der Schlagfluren armer Böden. Der Adlerfarn bildet in den Messfeldern einen relativ dichten Schirm unter dem die Halbschatten-pflanzen Epilobium montanum (Bergweidenröschen), Moehringia trinervia (Dreinervige Nabelmie-re) und Mycelis muralis (Mauerlattich) in höheren Deckungsgraden vorkommen.


65

Feuchtezahl Bezüglich der Feuchtezahl dominieren die Zeiger mittelfrischer bis frischer Standorte. In geringen Anteilen sind auch Feuchte- bis Wechselfeuchtezeiger vertreten, die die Neigung des Bodens zur Herausbildung wasserstauender Tonhorizonte dokumentieren. Es handelt sich dabei um Betula pubescens (Moorbirke) (Keimlinge), Calamagrostis epigejos (Land-Reitgras), Carex leporina (Ha-senpfoten-Segge), Eupatorium cannabinum (Gemeiner Wasserdost), Frangula alnus (Faulbaum), Juncus effusus (Flatter-Binse) und Myosotis scorpioides (Acker-Vergissmeinnicht). Reaktionszahl Auf dem von Natur aus basenarmen Buntsandstein dominieren mit Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Carex leporina (Hasenpfoten-Segge), Digitalis purpurea (Roter Fingerhut), Gali-um harcynicum (Harz-Labkraut), Juncus effusus (Flatter-Binse), Pteridium aquilinum (Adlerfarn), Rumex acetosella (Kleiner Sauerampfer), Vaccinium myrtillus (Heidelbeere), Dicranella heteromal-la (Kleingabelmoos), Leucobryum glaucum (Weißmoos) (Starksäurezeiger!) und Pleurozium schre-beri (Rotstengelmoos) die Säurezeiger. Bei Zunahme der Bodenversauerung ist mit einer Ausbreitung dieser Säurezeiger zu rechnen. Spe-ziell die Entwicklung von Leucobryum glaucum (Weißmoos) und Pleurozium schreberi (Rotsten-gelmoos) dürfte hierbei eine Rolle spielen. Stickstoffzahl Es treten gleichermaßen sowohl Zeigerarten stickstoffarmer als auch stickstoffreicher Standorte auf. Dabei kennzeichnen die Arten Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Carex leporina (Hasenpfo-ten-Segge), Pteridium aquilinum (Adlerfarn) u. a.) als Zeiger stickstoffarmer Böden die natürlichen Standortbedingungen. Die Stickstoffzeiger Urtica dioica (Brennnessel), Taraxacum officinale (Gemeiner Löwenzahn), Se-necio sylvaticus (Wald-Greiskraut), Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut), Moehringia trinervia (Dreinervige Nabelmiere) u. a.) treten entweder als Folge von Oberbodenverwundungen und der damit zusammenhängenden Freisetzung von mineralischem Stickstoff auf oder werden durch die relativ hohen Stickstoffeinträge über den Luftpfad begünstigt. Vergleich der Messfelder innerhalb und außerhalb des Zaunes Der Gesamtdeckungsgrad ist innerhalb des Zaunes mit etwa 35 % nur halb so groß wie außerhalb des Zaunes mit etwa 70 %. Dies ist auf die stärkere Belichtung der Fläche außerhalb des Zaunes zurückzuführen und wird untermauert durch das stärkere Vorkommen des Adlerfarns und ande-rer Lichtzeiger (Eupatorium cannabinum (Gemeiner Wasserdost), Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen) u. a.) sowie durch das Vorkommen der Tiefschattenpflanze Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) innerhalb des Zaunes. Insgesamt scheinen die Keimungsbedin-gungen für Gehölze an der HMS Holzland schlecht zu sein. Bis auf die Fichtenkeimlinge treten in der Feldschicht weder innerhalb noch außerhalb des Zaunes Gehölzkeimlinge auf. Hinweise auf Wildverbiss in der Feldschicht waren kaum zu erkennen, was allerdings aufgrund der angrenzen-den Laubgehölzverjüngung bzw. -pflanzung nicht verwunderlich ist.


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Tab. 5.3: HMS Holzland, Vegetationsaufnahmen 2001



grad


Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N


Frangula alnus (Faulbaum) r r 6 8 4 x Sambucursa cemos(aR oteHr olunder) 0,2 4% r r 6 5 5 8

Feldschicht

Atropa bella-donna (Tollkirsche) 1 1 6 5 8 8 Avenella flexuosa (Drahtschmiele) 0,2 8% 3 10,7 52% 3 6 x 2 3 Betula pendula (Sandbirke) 1 0,0 8% 1 7 x x x Betula pubescens (Moorbirke) 1 0,0 1 7 8 3 3 Calamagrostiesp igejo(sL and-Reitgras) 0,4 8% 2 2,2 72% 2 7 x x 6 Carex leporina (Hasenpfoten-Segge) 1 0,4 16% 1 7 7 3 3 Digitalis purpurea (Roter Fingerhut) 1 0,5 12% 1 7 5 3 6 Dryopteris carthusiana (Dorniger Wurmfarn) 0,7 28% 2 1,7 40% 2 5 x 4 3 Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen)

0,6 20% 2 0,5 48% 2 8 5 5 8

Epilobium collinum (Hügel-Weidenröschen) 0,1 4% r r 8 5 2 2 Epilobium montanum (Bergweidenröschen) 0,1 24% 2 0,2 28% 2 4 5 6 6 Eupatorium cannabium (Gemeiner Wasserdost)

0,3 20% 2 1,0 48% 2 7 7 7 8

Frangula alnus (Faulbaum) + 0,2 8% + 6 8 4 x Galeobdolon luteum (Goldnessel) r 0,0 4% r 3 5 7 5 Galeopsis tetrahit (Stechender Hohlzahn) 0,1 4% 1 0,0 1 7 5 x 6 Galium aparine (Kletten-Labkraut) 0,3 24% 1 0,0 8% 1 7 x 6 8 Galium harcynicum ( Harz-Labkraut) 1 0,4 8% 1 7 5 2 3 Holcus lanatus (Weiches Honiggras) 0,2 4% 1 1 7 6 x 4 Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut) + + 4 5 x 6 Juncus effusus (Flatter-Binse) 1 0,1 12% 1 8 7 3 4 Moehringia trinervia (Dreinervige Nabelmiere) 1,0 60% 2 2,5 84% 2 4 5 6 7 Mycelims urali(sM auerlattich) 3,3 84% 2 3,6 96% 2 4 5 x 6 Myosotis scorpioides (Acker-Vergißmeinnicht) + 0,0 + 7 8 x 5 Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) 7,0 72% 1 0,0 4% 1 1 5 4 6 Picea abies (Gemeine Fichte) 2,3 96% 2 5,3 96% 2 5 x x x Pinus sylvestris (Gemeine Kiefer) 1 0,1 16% 1 7 x x x Ponae morali(sH ain-Rispengras) 2 0,0 4% 2 5 5 5 4 Pteridium aquilinum (Adlerfarn) 16,3 72% 3 39,4 96% 3 6 5 3 3 Quercus petraea (Traubeneiche) 0,0 12% + 0,1 16% + 6 5 x x Quercus rubra (Roteiche) r 0,1 4% r Rubus fruticosus (Brombeere) 0,1 4% r r Rubus idaeus (Himbeere) 0,8 36% 2 1,8 56% 2 7 x x 6 Rumex acetosella (Kleiner Sauerampfer) + 0,1 16% + 8 4 2 2 Sambucus racemosa (Roter Holunder) 0,1 8% + 0,0 4% + 6 5 5 8 Senecioov atu(sF uchsscheGs reiskraut) 0,6 48% 2 2,9 56% 2 7 5 x 8 Senecio sylvaticus (Wald-Greiskraut) 0,0 12% 2 0,8 48% 2 8 5 5 8 Sorbus aucuparia (Eberesche) 0,0 4% 1 0,0 4% 1 6 x 4 x Taraxacum officinale (Gemeiner Löwenzahn) 0,0 12% 1 0,0 20% 1 7 5 x 7 Urtica dioica (Brennnessel) 0,7 20% 2 1,2 48% 2 x 6 7 8 Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) 1 0,8 24% 1 5 x 2 3

Moosschicht

Dicranella heteromalla (Kleingabelmoos) 0,2 12% 2 0,2 20% 2 5 4 2 Dicranum scoparium (Besenartiges Gabel-zahnmoos)

0,0 8% 2 0,5 20% 2 5 4 4


7,6 96% 3 20,4 92% 3 5 4 4

Leucobryum glaucum (Weißmoos) 0,1 16% 2 0,6 8% 2 5 7 1 Polytrichum formosum (Waldhaarmützen-moos)

0,1 12% 2 0,1 4% 2 4 6 2

Pleurozium schreberi (Rotstengelmoos) 2 2,4 20% 2 6 4 2

Gesamtdeckung Strauchschicht 0,2 0,0 Feldschicht 35,4 76,8 Moosschicht 8,1 24,3

Deckungsgrade in % bzw. n. BRAUN-BLANQUET; Zeigerwerte n. ELLENBERG et al. 1991

* L – Lichtzahl; F – Feuchtezahl; R – Reaktionszahl; N - Stickstoffzahl


67

5.3.4 Waldmessstation Lehesten An der WMS Lehesten bildet ein fichten- und tannenreiches Luzulo albidae-Fagetum sylvaticae (Hainsimsen-Buchenwald) die potentielle natürliche Vegetation (pnV). Der Standort ist aktuell mit Fichte und Tanne im mittleren und starken Baumholz-Stadium be-stockt. Die Rotbuche ist jedoch auf benachbarten Flächen in der Baumschicht vertreten bzw. be-standesbildend und kommt innerhalb der Messfläche in der Strauchschicht zahlreich vor. Die namengebende Luzula luzuloides (Schmalblättrige Hainbinse) ist in der Bodenvegetation nicht vertreten, dafür jedoch die für das Luzulo-Fagetum kennzeichnenden Arten Poa nemoralis (Hain-Rispengras), Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Carex pilulifera (Pillen-Segge), Maianthemum bifo-lium (Zweiblättrige Schattenblume) und Mycelis muralis (Mauerlattich). Lichtzahl In dem relativ lichten und sonnexponierten Bestand überwiegen die Halblichtpflanzen Rubus idaeus (Himbeere), Rubus fruticosus (Brombeere), Sorbus aucuparia (Eberesche) u. a. Die hohe Belichtung des Waldbodens lässt ein üppiges Aufkommen vielfältiger Vegetationsschich-ten zu. Dieser Sachverhalt erklärt auch das starke Vorkommen der niedrig wüchsigen Halbschat-ten- bis Schattenpflanzen Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee), Polytrichum formosum (Waldhaar-mützenmoos) u. a. unter dem Schirm der höheren Schichten. Bezüglich der Lichtzahl sind in den Folgejahren keine gravierenden Veränderungen der Strauch- und Bodenvegetation zu erwarten. Feuchtezahl Bezüglich der Bodenfeuchte kommen überwiegend Zeiger mittelfrischer Standorte in der Boden-vegetation vor. Es sind keine Veränderungen des Standortes und der damit zusammenhängenden Artenzusammensetzung zu erwarten. Reaktionszahl Neben den Säurezeigern Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Carex pilulifera (Pillen-Segge), Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee), Vaccinium myrtillus (Heidelbeere), Veronica officinalis (Echter Ehren-preis) und Polytrichum formosum (Waldhaarmützenmoos) sind auf der von Natur aus sauren Braunerde auch zahlreiche Mäßig- bis Schwachsäurezeiger meist in geringen Deckungsgraden vor-handen. Dies sind insbesondere Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen), Epilo-bium montanum (Berg-Weidenröschen), Luzula pilosa (Haar-Hainbinse), Poa nemoralis (Hain-Rispengras) und Urtica dioica (Brennnessel). Auf die Entwicklung dieser Arten sollte in den Folgejahren geachtet werden. Bei einer fortschrei-tenden Bodenversauerung ist mit ihrem Rückgang zu Gunsten der Säurezeiger zu rechnen. Stickstoffzahl Mit Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Carex pilulifera (Pillen-Segge), Vaccinium myrtillus (Heidel-beere), Poa nemoralis (Hain-Rispengras) und Veronica officinalis (Echter Ehrenpreis) sind zwar die Zeigerarten stickstoffarmer Standorte in den Aufnahmefeldern stark vertreten, es dominieren jedoch die Zeiger stickstoffreicher Standorte. Auch ausgesprochene Stickstoffzeiger wie Sambucus racemosa (Roter Holunder) in der Strauchschicht sowie Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dorn-farn), Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen), Impatiens parviflora (Kleinblüti-ges Springkraut), Moehringia trinervia (Dreinervige Nabelmiere), Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut) und Urtica dioica (Brennnessel) sind stark vertreten. Das Vorkommen dieser, meist


68

für nitrophile Schlagfluren kennzeichnenden Arten ist mit dem erhöhten Lichtgenuss der unteren Waldstockwerke des Bestandes erklärbar. Vergleich der Messfelder innerhalb und außerhalb des Zaunes Mit Ausnahme von Sambucus racemosa (Roter Holunder) sind innerhalb des Zaunes keine Sträu-cher und kein Jungwuchs von Baumarten vorhanden. Sie wurden bei der Einrichtung der Messflä-che beräumt. Im Messfeld außerhalb des Zaunes wurden Abies alba (Weiß-Tanne), Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen), Fagus sylvatica (Rotbuche), Fragaria vesca (Wald-Erdbeere), Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut), Luzula pilosa (Haar-Hainbinse), Rubus idaeus (Himbeere), Sambucus racemosa (Roter Holunder) und Sorbus aucuparia (Eberesche) vorgefun-den und mit geringen Deckungsgraden bewertet. Die genannten Arten wurden vom Wild offen-sichtlich besonders gern verbissen. Speziell für die Weißtanne bedeutet dies, dass eine Verjüngung des Bestandes bei der aktuellen Wilddichte nur durch eine Zäunung erreichbar ist. Der Gesamtdeckungsgrad der Feldschicht beträgt außerhalb des Zaunes durchschnittlich 70 % und innerhalb des Zaunes durchschnittlich 50 %. Dieser Unterschied hängt sowohl mit der Beräumung des Bodendeckers Rubus fruticosus (Brombeere) innerhalb des Zaunes zusammen als auch mit dem hohen Deckungsgrad der Tiefschattenart Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) außerhalb des Zaunes. Tab. 5.4: WMS Lehesten, Vegetationsaufnahmen 2001



grad

Frequenz Gesamt- fläche

Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N


Betula pendula (Sandbirke) 1 0,6 8% 1 7 x x x Betula pubescens (Moorbirke) 1 0,0 4% 1 7 8 3 3 Corylus avellana (Haselnuß) 2 3,1 8% 2 6 x x 5 Fagus sylvatica (Rotbuche) 2 7,4 52% 2 3 5 x x Frangula alnus (Faulbaum) r 0,1 8% r 6 8 4 x Sambucus racemosa (Roter Holunder) 1,1 32% 2 1,6 36% 2 6 5 5 8 Sorbus aucuparia (Eberesche) 1 0,0 4% 1 6 x 4 x

Feldschicht

Abies alba (Weiß-Tanne) 1,1 84% 2 0,0 20% 2 3 x x x Ajuga reptans (Kriech-Günsel) 4% 1 1 6 6 6 6 Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauenfarn) r r 3 7 x 6 Avenella flexuosa (Drahtschmiele) 2,1 36% 3 5,4 52% 3 6 x 2 3 Betula pubescens (Moorbirke) 1 1 7 8 3 3 Betula pendula (Sandbirke) 0,0 4% r r 7 x x x Carex leersii (Sparrige Segge) 0,0 1 1 Carex pilulifera (Pillen-Segge) 0,0 4% 2 0,5 20% 2 5 5 3 3 Cerasus avium (Vogelkirsche) 0,0 4% r r 4 5 7 5 Corylus avellana (Haselnuß) r 0,2 8% 1 6 x x 5 Dactylis glomerata (Gemeines Knäuelgras) 0,0 4% r r 7 5 x 6 Deschampsia cespitosa (Rasen-Schmiele) 0,0 4% + + 6 7 x 3 Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) 1,5 68% 3 3,3 80% 3 4 6 x 7 Dryopteris carthusiana (Dorniger Wurmfarn) 0,0 4% + + 5 x 4 3 Epilobium angustifolium (Schmalblättriges Weidenröschen)

0,1 68% 2 0,1 16% 2 8 5 5 8

Epilobium montanum (Berg-Weidenröschen) 0,0 36% 2 0,0 4% 2 4 5 6 6 Fagus sylvatica (Rotbuche) 1,5 28% 2 0,2 12% 2 3 5 x x Fragaria vesca (Wald-Erdbeere) 0,0 4% r r 7 5 x 6 Galeobdolon luteum (Goldnessel) 2 2 3 5 7 5 Galeopsis tetrahit (Stechender Hohlzahn) 0,0 4% + 0,0 4% + 7 5 x 6 Galium aparine (Kletten-Labkraut) 4% r r 7 x 6 8 Gymnocarpium dryopteris (Eichenfarn) 1 1 3 6 4 5 Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut) 0,0 12% + 2,2 76% + 4 5 x 6


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grad


Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N

Lilium martagon (Türkenbund-Lilie) 0,0 4% r r 4 5 7 5 Luzula pilosa (Haar-Hainbinse) 0,1 28% 2 0,2 12% 2 2 5 5 4 Maianthemum bifolium (Zweiblättrige Schat-tenblume)

2,5 8% 2 2 3 5 3 3

Moehringia trinervia (Dreinervige Nabelmiere) 2 0,1 12% 2 4 5 6 7 Mycelis muralis (Mauerlattich) 0,0 12% + 0,1 16% + 4 5 x 6 Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) 23,5 100% 3 33,0 100% 3 1 5 4 6 Picea abies (Gemeine Fichte) 1,0 92% 2 1,5 84% 2 5 x x x Plantago major (Breit-Wegerich) 0,0 4% r r 8 5 x 6 Poa nemoralis (Hain-Rispengras) 0,0 24% 1 0,4 24% 1 5 5 5 4 Rubus fruticosus (Brombeere) 14,5 100% 3 22,0 1,0 3 Rubus idaeus (Himbeere) 6,0 96% 3 3,9 64% 3 7 x x 6 Sambucus racemosa (Roter Holunder) 1,5 44% 2 0,2 12% 2 6 5 5 8 Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut) 0,0 8% 2 1,1 48% 2 7 5 x 8 Sorbus aucuparia (Eberesche) 0,8 84% 2 0,7 68% 2 6 x 4 x Stellaria media (Vogel-Sternmiere) 0,0 4% r r 6 x 7 8 Urtica dioica (Brennnessel) + 0,2 20% + x 6 7 8 Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) 3,1 60% 3 3,7 56% 3 5 x 2 3 Veronica officinalis (Echter Ehrenpreis) 2,5 72% 2 0,3 12% 2 6 4 3 4 Viola reichenbachiana (Wald-Veilchen) 0,0 4% r r 4 5 7 6

Moosschicht

Atrichum undulatum (Kahlmützenmoos) 0,2 8% 1 0,1 4% 1 6 6 4 Dicranella heteromalla (Kleingabelmoos) 0,0 8% 1 1 5 4 2 Dicranum scoparium (Besenartiges Gabel-zahnmoos)

4% 2 0,2 20% 2 5 4 4


10,6 100% 3 11,2 100% 3 5 4 4

Mnium hornum (Schwanenhals-Sternmoos) 2 0,2 4% 2 5 6 3 Plagiothecium undulatum (Gewelltes Schiefbüchsenmoos)

1 1 4 6 1

Polytrichum formosum (Waldhaarmützen-moos)

2,2 36% 2 1,2 32% 2 4 6 2

Pleurozium schreberi (Rotstengelmoos) 1 0,0 4% 1 6 4 2

Gesamtdeckung Strauchschicht 13 ,0 Feldschicht 53,2 79,3 Moosschicht 12,2 12,9


5.3.5 Waldmessstation Steiger Die potentielle natürliche Vegetation (pnV) ist ein Galio sylvatici-Carpinetum betuli (Labkraut-Eichen-Hainbuchenwald) in der Ausbildung frischer bis mäßig trockener Standorte. Der aktuelle Bestand wird entsprechend der pnV auch überwiegend von Traubeneiche gebildet. Mit Galeobdolon luteum (Goldnessel), Stellaria holostea (Große Sternmiere) und Anemone nemo-rosa (Busch-Windröschen) sind mit großen Deckungsgraden allerdings nur wenige kennzeichnende Arten der Galio-Carpineten in der Feldschicht vorhanden. Die namengebende Art Galium sylvati-cum (Wald-Labkraut) kommt im Bestand überhaupt nicht vor. Lichtzahl Das in etwa gleichmäßige Vorkommen von Halblicht- und Schattenarten dokumentiert die Mehr-schichtigkeit der unter dem relativ lichten Laubdach der Eichen aufgekommenen Feldschicht. Zu den Halblichtarten zählen Calamagrostis arundinacea (Wald-Reitgras), Deschampsia cespitosa (Ra-sen-Schmiele), Galium aparine (Kletten-Labkraut) und Galeopsis tetrahit (Stechender Hohlzahn). Die Schattenarten sind meist niedrig wüchsige Bodendecker und bilden darunter eine zweite Ve


70

getationsschicht aus. Dazu zählen Asarum europaeum (Haselwurz), Galeobdolon luteum (Gold-nessel), Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut), Polygonatum multiflorum (Vielblütige Weißwurz) und Vinca minor (Kleines Immergrün), die im Schatten keimenden Gehölze Acer pseudoplatanus (Bergahorn), Carpinus betulus (Hainbuche) und Fagus sylvatica (Rotbuche), aber auch das in dunklen Buchenwäldern verbreitete Hochgras Milium effusum (Flattergras). Feuchtezahl Es dominieren die Zeigerarten mittelfrischer Standorte. Die auftretenden Arten Deschampsia cespitosa (Rasen-Schmiele) als Wechselfeuchtezeiger und Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauen-farn) als Feuchtezeiger dokumentieren die leichte Wechselfeuchte des Standortes. Reaktionszahl Auf dem am Standort vorherrschenden entkalkten und basenarmen Lößlehm verwundert die Do-minanz der Basenzeiger Aegopodium podagraria (Giersch), Asarum europaeum (Haselwurz), Bromus ramosus (Späte Wald-Trespe), Galeobdolon luteum (Goldnessel), Rubus caesius (Kratz-beere), Urtica dioica (Brennnessel) und Vinca minor (Kleines Immergrün). Die erwarteten Schwachsäurezeiger sind dagegen deutlich unterrepräsentiert. Zu dieser Gruppe zählen Cala-magrostis arundinacea (Wald-Reitgras) und Dryopteris carthusiana (Dorniger Wurmfarn) in der Feld- sowie Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos) in der Moosschicht. Dieses Phänomen könnte auf den Einfluss jahrzehntelanger Staubimmissionen aus dem Erfurter Stadtgebiet zurückzuführen sein. Sollte diese These stimmen, dann müsste bei einer sich verrin-gernden Staubimmission auch der Anteil der Basenzeiger zurückgehen. Hierbei gilt es allerdings, die seit Jahrhunderten andauernde starke anthropogene Beeinflussung des stadtnahen Steigerwal-des durch intensive Nutzungsformen, zeitweilige Rodungen und die starke Frequentierung durch Erholungssuchende zu berücksichtigen. Stickstoffzahl Mit Sambucus (Holunder) in der Strauchschicht sowie Aegopodium podagraria (Giersch), Galium aparine (Kletten-Labkraut), Geum urbanum (Echte Nelkenwurz), Rubus caesius (Kratzbeere) und Urtica dioica (Brennnessel) in der Feldschicht sind die Stickstoffzeiger stark vertreten. Dies deutet ebenfalls auf eine Akkumulation von Stäuben aus dem Erfurter Stadtgebiet und anthropogene Be-einflussungen hin. Auf die Entwicklung der genannten eutraphenten Arten sollte in den Folgejahren besonders geachtet werden. Vergleich der Messfelder innerhalb und außerhalb des Zaunes Im Zuge der Installation der Messapparaturen wurde innerhalb des Zaunes die Strauchschicht weitgehend entfernt, außerhalb hingegen wurde sie belassen. Dieser Sachverhalt äußert sich auch in den mittleren Deckungsgraden der Strauchschicht. Diese beträgt etwa 15 % innerhalb des Zau-nes und etwa 40 % außerhalb des Zaunes. Innerhalb des Zaunes dominiert der Bergahorn, wäh-rend außerhalb die Winterlinde stärker vertreten ist. In der Feldschicht sind nur geringfügige Unterschiede der Deckungsgrade der einzelnen Arten er-kennbar. Verbiss bzw. eine damit zusammenhängende Selektion durch Wild ist nicht festzustellen. Bemerkenswert ist in beiden Fällen die hohe Anzahl von Eichenkeimlingen. In den Folgejahren soll-te auf die Entwicklung des Eichenaufschlages ein besonderer Augenmerk gelegt werden, da er nach der erfolgten Auflichtung des Bestandes innerhalb des Zaunes vermutlich in die Strauchschicht hineinwächst.


71

Tab. 5.5: WMS Steiger; Vegetationsaufnahmen 2001


Pflanzenname Mittlerer Deckungs-

grad


Mittlerer Deckungs-

grad


Zeigerwerte*

in % in % L F R N


Acer pseudoplatanus (Bergahorn) 6,1 76% 2 2,4 48% 2 4 6 x 7 Carpinus betulus (Hainbuche) 0,1 8% r r 5 5 7 7 Corylus avellana (Haselnuß) 1,2 32% 3 1,4 20% + 6 x x 5 Crataegus spec. (Weißdorn) + 14,6 56% 3 Fagus sylvatica (Rotbuche) + 0,0 + 3 5 x x Sambucus nigra (Schwarzer Holunder) 2,8 44% 3 5,2 44% 3 7 5 x 9 Tilia cordata (Winterlinde) 1,6 20% 2 13,4 44% 2 5 5 x 5

Feldschicht

Acer platanoides (Spitzahorn) + + 4 x x x Acer pseudoplatanus (Bergahorn) 1,7 72% 2 2,0 88% 2 4 6 x 7 Aegopodium podagraria (Giersch) 5,6 28% 2 0,8 28% 2 5 6 7 8 Anemone nemorosa (Busch-Windröschen) 0,0 12% + 0,0 12% + x 5 x x Ajuga reptans (Kriech-Günsel) 0,2 4% 2 0,1 4% 2 6 6 6 6 Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauenfarn) 0,8 4% 1 1 3 7 x 6 Asarum europaeum (Haselwurz) 2 0,1 12% 2 3 5 7 6 Bromus ramosus (Späte Wald-Trespe) 0,0 4% 1 1 6 5 7 6 Calamagrostis arundinacea (Wald-Reitgras) 0,5 16% 1 0,0 4% 1 6 5 4 5 Carpinus betulus (Hainbuche) 0,0 12% + 0,0 4% + 4 x x x Corylus avellana (Haselnuß) r 0,0 4% + 6 x x 5 Crataegus spec. (Weißdorn) 0,1 4% + 0,0 8% + 5 5 6 5 Dactylis polygama (Wald-Knäuelgras) 0,0 8% 2 0,2 8% 2 5 5 6 5 Deschampsia cespitosa (Rasen-Schmiele) 0,6 8% 2 0,3 16% 2 6 7 x 3 Dryopteris carthusiana (Dorniger Wurmfarn) 0,4 16% 1 0,1 4% 1 5 x 4 3 Fagus sylvatica (Rotbuche) 0,1 20% 1 1 3 5 x x Fraxinus excelsior (Gemeine Esche) 0,0 4% r r 4 x 7 7 Galeobdolon luteum (Goldnessel) 9,6 100% 3 4,6 92% 3 3 5 7 5 Galeopsis tetrahit (Stechender Hohlzahn) 1,1 60% 1 0,0 16% 1 7 5 x 5 Galium aparine (Kletten-Labkraut) 0,9 32% 2 0,0 12% 2 7 x 6 8 Geum urbanum (Echte Nelkenwurz) 0,0 4% + 0,1 8% + 4 5 x 7 Impatiens parviflora (Kleinblütiges Springkraut) 26,2 100% 5 22,4 100% 5 4 5 x 6 Lathyrus vernus (Frühlings-Platterbse) r 0,0 4% r 4 5 8 4 Luzula luzuloides (Schmalblättrige Hainbinse) 0,0 4% r r 4 5 3 4 Milium effusum (Flattergras) 2,4 88% 2 0,4 52% 2 4 5 5 5 Polygonatum multiflorum (Vielblütige Weiß-wurz)

0,0 16% 1 1 2 5 6 5

Pulmonaria officinalis (Echtes Lungenkraut) r 0,0 8% r 4 6 8 7 Quercus petraea (Traubeneiche) 3,3 96% 2 1,9 96% 2 6 5 x x Rubus caesius (Kratzbeere) 0,6 16% 1 0,0 4% 1 6 x 8 7 Rubus idaeus (Himbeere) 1 1 7 x x 6 Stellaria holostea (Große Sternmiere) 1,5 20% 2 0,8 48% 2 5 5 6 5 Senecio ovatus (Fuchssches Greiskraut) + + 7 5 x 8 Tilia cordata (Winterlinde) 0,6 12% 1 0,5 16% 1 5 5 x 5 Urtica dioica (Brennnessel) 0,4 28% 2 0,5 32% 2 x 6 7 8 Vicia sylvatica (Wald-Wicke) + + 7 4 8 x Vinca minor (Kleines Immergrün) 0,6 8% 2 2 4 5 7 6 Viola riviniana (Hain-Veilchen) r 0,0 4% r 5 4 4 x

Moosschicht

Atrichum undulatum (Kahlmützenmoos) 1 0,0 4% 1 6 6 4 Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos)

2 2 5 4 4

Scleropodium purum (Grünstengelmoos) 3 0,0 4% 3 6 4 5

Gesamtdeckung Strauchschicht 11,8 37 ,0 Feldschicht 55,6 35,1 Moosschicht 0,0 0,0



72

5.3.6 Waldmessstation Suhl-Neundorf Floristisch-vegetationskundliche Kennzeichnung Das Erscheinungsbild der spärlichen Vegetation an der WMS Suhl-Neundorf wird vereinzelt von Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn), in erster Linie aber durch Vaccinium myrtillus (Hei-delbeere), Avenella flexuosa (Drahtschmiele) und junge Fichten geprägt. Die genannten Arten kommen fleckenweise und dann meist nur mit relativ wenigen, verkümmerten Exemplaren vor. Die jungen Fichten treten innerhalb des Zaunes nur in einem Bereich gehäuft auf und bilden dort eine fast geschlossene Schicht, ansonsten weist der Fichtennachwuchs nur einen sehr geringen Deckungsgrad auf. Eine weitere hochstetige Art ist Sorbus aucuparia (Eberesche), allerdings sind die jungen Ebereschen ebenfalls nur als Kümmerformen mit sehr geringem Deckungsgrad zu fin-den. In der Moosschicht ist Plagiothecium denticulatum (Gezähntes Schiefbüchsenmoos) oft vertreten. Außerhalb des Zaunes kommt zwar recht häufig Dicranella heteromalla (Kleingabelmoos) vor, jedoch nur kleinstflächig.

Ökologische Auswertung

Suhl-Neundorf 2001

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außen

innen

Abb. 5.2: Artenvorkommen an der WMS Suhl-Neundorf (Stetigkeit in %)

Ein Vergleich der Parzellen außerhalb und innerhalb des Zaunes zeigt relativ wenig Unterschiede, welche vermutlich häufiger mit den kleinstandörtlichen Bedingungen zu begründen sind als durch Wildverbiss. Auf der Fläche der WMS Suhl-Neundorf sprechen vor allem Pflanzenarten der Heidelbeer- und Drahtschmielengruppe für einen nährstoff- und basenarmen (stark saueren), mäßig frischen Stand-ort mit Rohhumusauflage. Das selten vorkommende Leucobryum glaucum (Weißmoos) aus der Heidekrautgruppe zeigt austrocknenden sandigen, podsolierten Boden an. Der ebenfalls nur in geringer Zahl vorkommende Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) wächst häufig auf nähr-stoffreicheren Gesteinsböden mit modriger Humuszersetzung und zeigt etwas bessere Verhältnis-se an. Die berechneten Zeigerwerte für Licht und Feuchte nehmen mittlere Werte an, die für Halbschat-ten und Frische des Standortes stehen. Die Reaktionszahl liegt eindeutig im sauren, die Stickstoff-zahl im mittleren Bereich.


73

Auf dem mäßig frischen, sauren Standort tritt eine Fichtenforstgesellschaft als Ersatzgesellschaft für eine natürlich vorkommende, bodensaure Eichenwaldgesellschaft auf. Vermutlich wäre hier ein Luzulo-Fagetum (Hainsimsen-Buchenwald) am ehesten zu erwarten. Im Vergleich zu den Vegetationsaufnahmen im Rahmen der Diplomarbeit von HELM (1996) hat an der WMS Suhl-Neundorf die Stetigkeit von Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) um ca. 40 % zuge-nommen, so dass diese Art im Jahr 2001 in fast jeder Parzelle zu finden war. Die Zunahme von Avenella flexuosa (Drahtschmiele) und Dicranum scoparium (Besenartiges Gabelzahnmoos) weist auf eine zunehmende Basenarmut in den letzten 5 Jahren hin. Dagegen spricht lediglich das im Aufnahmejahr 2001 innerhalb des Zaunes geringere Auftreten von Dicranella heteromalla (Klein-gabelmoos). Für eine zunehmende Versauerung sprechen auch die deutliche Abnahme der mittle-ren Reaktionszahl (mR) von 3,9 auf 2,8 sowie der Abgang der 1996 ohnehin nur sporadisch vor-kommenden, basenliebenden Art Melica uniflora (Einblütiges Perlgras). Die Stickstoffversorgung (mN) hat wider Erwarten ebenfalls um 0,6 abgenommen, hierfür spricht der Abgang der an eine sehr gute Stickstoffversorgung gebundenen Art Stellaria media (Vogel-Sternmiere) Diese Aussagen sind allerdings statistisch nicht gesichert und sollten anhand weiterer Vegetationsaufnahmen geprüft werden. 5.3.7 Waldmessstation Pfanntalskopf

Floristisch-vegetationskundliche Kennzeichnung Der Gesamtdeckungsgrad der Bodenvegetation ist als mittelmäßig zu bezeichnen, die Artenvielfalt ist jedoch am Pfanntalskopf erstaunlich hoch. Es wurden insgesamt 30 Pflanzenarten aufgenommen. Von den hochstetigen Arten waren Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) und Picea abies (Gemeine Fichte) in jeder Parzelle vertreten. Wichtige krautige Pflanzen waren Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Mycelis muralis (Mauerlattich), Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) und Vaccinium myrtillus (Heidelbeere). Diesen Arten war gemein, dass sie, bis auf wenige Ausnahmen innerhalb des Zaunes, alle in Pessimumform vorkamen. Die das Wachstum beeinflussenden Stand-ortfaktoren ließen keine optimale Entwicklung der Pflanzen zu. Hochstetig war auch das Vorkom-men der Moose Plagiothecium denticulatum (Gezähntes Schiefbüchsenmoos) und Polytrichum formosum (Waldhaarmützenmoos). Ökologische Auswertung

Pfanntalskopf 2001

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Abb. 5.3: Artenvorkommen an der WMS Pfanntalskopf (Stetigkeit in %)


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Das häufige und dichte Auftreten von Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee), Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) und Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauenfarn) innerhalb des Zaunes ist auf den kleinflächigen, frischeren Standort im unteren Teil der Fläche zurückzuführen. Die ver-bissgefährdete Eberesche kommt wider Erwarten außen sogar häufiger vor (auf über 60 % der Parzellen) als in der umzäunten Fläche. Ebenso waren Polytrichum formosum (Waldhaarmützen-moos) und die Kräuter Galium hercynicum (Harz-Labkraut) und Epilobium montanum (Berg-Weidenröschen) außerhalb des Zaunes deutlich häufiger zu finden als innerhalb. Einen erkennba-ren Hinweis auf die Ursachen hierfür gab es nicht, eher scheinen die beiden Aufnahmeflächen sich in ihrem Erscheinungsbild zu gleichen. Am häufigsten waren Pflanzen der Heidelbeer-, Drahtschmielen- und Dornfarngruppe vertreten. Diesen Gruppen ist gemeinsam, dass sie auf mäßig frischen bis frischen sowie sauren bis maximal mäßig sauren Böden vorkommen. Die gefundenen Vertreter der Buschwindröschengruppe zeigen eher nährstoffreichere und mäßig trockenere und die Vertreter der Rippenfarngruppe saure aber frische bis feuchte Verhältnisse an. Relativ häufig vertreten waren auch die Zeiger für Lichtungen aus der Weidenröschengruppe, wie z. B. Rubus idaeus (Himbeere). Die berechneten Zeigerwerte für Licht und Feuchte nehmen mittlere Werte an, die für Halbschat-ten und frische bis feuchte Standorte stehen. Die Reaktionszahl liegt zwischen mäßig sauer und sauer, die Stickstoffzahl zwischen mäßig stickstoffreich und stickstoffreich. In den höheren Lagen des Thüringer Waldes ist als Waldgesellschaft ein Calamagrostio villosae-Piceetum (Reitgras-Fichtenwald) zu erwarten. Die für diese Waldgesellschaft typische Boden-vegetation, wie das Vorkommen von Plagiothecium undulatum (Gewelltes Schiefbüchsenmoos), Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Trientalis europaea (Europäischer Siebenstern), Galium harcy-nicum (Harz-Labkraut),Vaccinium myrtillus (Heidelbeere), Plagiothecium denticulatum (Zahn-Plattmoos) und Dicranum scroparium (Besenartiges Gabelzahnmoos) sowie die Naturverjüngung von Fichte und Eberesche sprechen zweifellos für eine solche Zuordnung. Im Vergleich zu den Vegetationsaufnahmen 1996 wurde am Pfanntalskopf im Jahr 2001 Oxalis ace-tosella (Wald-Sauerklee) in jeder Parzelle nachgewiesen. Im Aufnahmejahr 1996 lag die Stetigkeit dieser Art nur bei 23 % bzw. bei 33 %. Das Vorkommen von Oxalis acetosella (Wald-Sauerklee) deutet auf einen guten Zustand des Oberbodens mit Moder hin. Von den hochstetigen Arten hat ebenso Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) zugenommen. Dieser Farn spricht zum einen für eine mäßig saure Reaktion und modrige Humuszersetzung aber auch für eine höhere Luft-feuchtigkeit. Das den sauren Waldboden liebende Moos Dicranella heteromalla (Kleingabelmoos) hat von 1996 zu 2001 von 62 % auf 22 % abgenommen. Dies lässt die Annahme zu, dass sich der Oberbodenzustand innerhalb der letzten 5 Jahre verbessert haben muss. Diese Verbesserung könnte das Ergebnis früherer Bodenschutzkalkungen sein. Dagegen spricht lediglich, dass der 1996 nur sporadisch vorhandene und sauren Boden anzeigende Trientalis europaea (Europäischer Sie-benstern) im Jahr 2001 zumindest außerhalb des Zaunes in 24 % aller Parzellen aufgenommen wurde. Galium hercynicum (Harz-Labkraut) aus der Drahtschmielengruppe hat zumindest innerhalb des Zaunes deutlich abgenommen. Da sein Vorkommen an sauer-humose aber auch an trockene Bö-den gebunden ist, gibt dieser Fakt sowohl einen Hinweis auf höhere Feuchte als auch auf eine Ver-besserung des Bodenzustandes. Die Stickstoffzeiger Urtica dioica (Brennnessel), Stellaria media (Vogel-Stermiere), Senecio hercy-nicus (Harz-Greiskraut) und Rubus idaeus (Himbeere) zeigen keine erkennbaren Veränderungen in ihrer Stetigkeit.


75

Die mittleren Reaktionszahlen zeigen keine bedeutenden Veränderungen. Licht (mL) und Reaktion (mR) haben leicht abgenommen, Feuchte (mF) und Stickstoff (mN) erreichen leicht höhere Werte. 5.3.8 Waldmessstation Vessertal

Floristisch-vegetationskundliche Kennzeichnung Der Gesamtdeckungsgrad der Krautschicht ist sehr spärlich. Es wurden aber dennoch 23 ver-schiedene krautige Pflanzenarten gefunden. Das Erscheinungsbild der Vegetation an der WMS Ves-sertal wird durch die teilweise in dichten Gruppen, meist aber locker auf der gesamten Fläche ver-streut vorkommende Fagus silvatica (Rotbuche) geprägt. Fast ebenso auffallend ist Oxalis acetosel-la (Wald-Sauerklee) auf der Fläche vertreten. Es waren auch nur diese beiden Arten hochstetig (knapp zu 100 %) auf der Aufnahmefläche vorhanden. Alle weiteren Arten kamen mehr oder we-niger sporadisch vor.


Vessertal 2001

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Abb. 5.4: Artenvorkommen an der WMS Vessertal (Stetigkeit in %)

Ein höchstwahrscheinlich durch den Zaun bewirkter Unterschied zeigt sich im Deckungsgrad der Buchenverjüngung. Innerhalb des Zaunes sind 6 m², außerhalb nur 2 m² der Aufnahmefläche von Buchenpflanzen bedeckt. Um Folgerungen auf tatsächliche Verbissschäden vornehmen zu können, bedarf es jedoch längerfristiger Beobachtungen. Erwähnenswert ist auch, dass oberhalb der Waldmessstation Gymnocarpium dryopteris (Eichen-farn) flächendeckend vorkommt. Auf der Fläche der WMS Vessertal zeugen vor allem die Pflanzenarten der Dornfarn-, Buschwind-röschen-, Goldnessel- und Drahtschmielengruppe für einen mäßig frischen Boden. Am häufigsten sind die Zeigerpflanzen von sauren bis mäßig sauren Standorten der Dornfarngruppe. Oxalis ace-tosella (Wald-Sauerklee) ist häufig auf Moder zu finden und kennzeichnet einen guten, verjüngungsfreudigen Oberbodenzustand. Zudem ist Sauerklee eine ausgesprochene Schatten-pflanze. Carex silvatica (Wald-Segge), Epilobium montanum (Berg-Weidenröschen) und Viola reichenbachiana (Wald-Veilchen) gehören zur Goldnesselgruppe, zeigen bessere Nährstoffverhältnisse an und kommen auf eutrophen Braunerden vor. Ebenso verhalten sich Scrophularia nodosa (Knotige Braunwurz) und Paris quadrifolia (Einbeere), die Vertreter der Hexenkrautgruppe der etwas feuchteren Standorten. Avenella flexuosa (Drahtschmiele) spricht wiederum für eine schlechte Nährstoffversorgung.


76

Die Frauenfarn-, Hexenkraut- und Winkelseggengruppe umfassen Pflanzenarten feuchter Standor-te. Die ausgesprochen Feuchtigkeit liebende Carex remota (Winkel-Segge) und Veronica montana (Berg-Ehrenpreis) wurden in den an einem Graben liegenden Parzellen nachgewiesen. Die Pflanzen der Eichenfarngruppe, wie Dryopteris dilatata (Breitblättriger Dornfarn) und Gymnocarpium dry-opteris (Eichenfarn), zeigen luftfeuchte und schattige Lagen an. Der berechnete Zeigerwert für Licht deutet auf relativ dunklen Waldboden hin (Schatten bis Halbschatten), was auch die spärliche Vegetation insgesamt erklärt. Der Feuchtewert liegt zwi-schen frisch und feucht. Die Reaktionszahl liegt im mäßig sauren Bereich, die Stickstoffzahl im mä-ßig stickstoffreichen bis stickstoffreichen Bereich. Auf dem frischen, mäßig sauren Standort tritt das Luzulo-Fagetum (Hainsimsen-Buchenwald) als eine Waldgesellschaft der bodensauren Eichenwaldgesellschaften auf. Avenella flexuosa (Drahtschmiele), Oxalis acetosella (Sauerklee), Dicranella heteromalla (Kleingabelmoos) und Luzu-la pilosa (Behaarte Hainsimse) sind typischen Vertreter dafür. Trennarten für das Luzula-Fagetum milietosum (Flattergras-Hainsimsen-Buchenwald) mit Übergang zum Galio-Fagetum (Labkraut-Buchenwald) sind die Vertreter der Buschwindröschengruppe, z. B. Millium effusum (Flattergras). Das Luzula-Fagetum milietosum meidet die besonders nährstoffarmen Böden. Da an der WMS Vessertal sogar Pflanzen der Goldnessel- und Hexenkrautgruppe vorkommen, trifft die Zuordnung zu dieser natürlichen Waldgesellschaft am besten zu. Möglich wäre auch eine Zuordnung zum Lu-zula-Fagetum deschampsietosum (Rasenschmielen-Hainsimsen-Buchenwald/ Frauenfarn- und Win-kelseggengruppe) oder zum Luzula-Fagetum dryopteridetosum (Eichenfarn- Hainsimsen- Buchen-wald/Eichenfarngruppe). Ein Vergleich der Vegetationsaufnahmen von 1996 und 2001 zeigt keine aussagekräftigen Verände-rungen in der Stetigkeit der Pflanzenarten. Unterschiede traten lediglich bei den vielen nur spora-disch vorkommenden Arten auf. Eine Analyse ist hier jedoch besonders durch die Verschiedenheit der Aufnahmeflächen (insbesondere die äußere) fraglich. Die mittleren Reaktionszahlen zeigen keine bedeutende Veränderung. Licht (mL) hat leicht und Stickstoff (mN) deutlicher abgenommen. Feuchte (mF) und Reaktion (mR) haben 2001 die selben Werte wie 1996.

5.3.9 Waldmessstation Paulinzella

Floristisch-vegetationskundliche Kennzeichnung Der Gesamtdeckungsgrad ist verhältnismäßig hoch. Es wurden jedoch nur relativ wenig Pflanzenar-ten vorgefunden. Das Erscheinungsbild der Vegetation an der WMS Paulinzella wird durch die großen, oft dicht stehenden Wedel des Adlerfarns geprägt. Des Weiteren fällt das häufige Vor-kommen der Blaubeere und der vielen Moose auf. Von den krautigen Arten waren nur Pteridium aquilinum (Adlerfarn) und Vaccinium myrtillus (Heidelbeere) hochstetig. Bei den Moosen waren es Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos), Leucobryum glaucum (Weißmoos), Pleurozium schreberi (Rotstengelmoos) und Dic-ranum polysetum (Welliges Gabelzahnmoos). Alle weiteren Arten kamen mehr oder weniger spo-radisch vor.


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Paulinzella 2001

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Abb. 5.5: Artenvorkommen an der WMS Paulinzella (Stetigkeit in %)

Unterschiede innerhalb und außerhalb des Zaunes waren an dieser Waldmessstation nicht er-kennbar. Am häufigsten kommen die Zeigerpflanzen für Rohhumus und Versauerung aus der Hei-delbeergruppe vor. Ebenso zeugt das Leucobryum glaucum (Weißmoos) als ein Vertreter der Heidekrautgruppe von Basenarmut und trockenem Standort. Der in jeder Parzelle vorkommende Pteridium aquilinum (Adlerfarn) gehört zur Rippenfarngruppe und zeigt versauerten aber frischen bis feuchten Boden an. Die im Optimum bis zu 2 m hoch werdenden Wedel des Adlerfarns errei-chen hier nur selten die Höhe von 1 m, was für eine nicht ausreichende Feuchtigkeit spricht. Der berechnete Zeigerwert für Licht (Halbschatten) kann den subjektiven Eindruck eines lichten Kiefernbestandes nur mühsam bezeugen. Der Feuchtewert steht für mäßig frisch, die Reaktions-zahl liegt im sauren Bereich, die Stickstoffzahl zeigt eher eine Stickstoffarmut an. Als typische Pflanzenarten eines Leucobryo-Pinetum (Weißmoos-Kiefernwald) wurden Vaccinium myrtillus (Heidelbeere), Vaccinium vitis-idaea (Preiselbeere), Pleurozium schreberi (Rotstengel-moos), Dicranum polysetum (Welliges Gabelzahnmoos), Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos), Leucobryum glaucum (Weißmoos) und Avenella flexuosa (Drahtschmiele) vorgefun-den. Betrachtete man allein das Auftreten von Pteridium aquilinum (Adlerfarn), so deutet das auf eine nicht natürlich vorkommende Kiefernforstgesellschaft hin. Da jedoch in der näheren Umge-bung deutlich weniger Adlerfarn vorkommt und er sich offensichtlich nicht auf seinem Optimal-standort befindet, ist das Leucobryo-Pinetum hier als natürlich vorkommende Kiefernwaldgesell-schaft anzusehen. 5.3.10 Waldmessstation Hainich

Floristisch-vegetationskundliche Kennzeichnung Die Bodenvegetation weist einen mittelmäßigen Gesamtdeckungsgrad bei relativ hoher Artenviel-falt auf. Es wurden 25 verschiedene krautige Pflanzenarten und 4 Baumarten aufgenommen. Dage-gen konnten nur zwei Moosarten nachgewiesen werden. Das Erscheinungsbild der Vegetation an der WMS Hainich wird durch die gleichmäßig über die Fläche verteilte Krautschicht aus Mercurialis perennis (Gemeines Bingelkraut) geprägt. Die auf einem Kalkstandort erwartete Artenvielfalt stellte sich allerdings erst nach Absuchen der Fläche neben den Aufnahmeparzellen ein.


78

Hochstetig waren nur Mercurialis perennis (Gemeines Bingelkraut) und die vier Baumarten Fraxi-nius excelsior (Gemeine Esche), Acer pseudoplatanus (Bergahorn), Fagus sylvatica (Rotbuche) und Acer platanoides (Spitzahorn) auf der Aufnahmefläche vorhanden. Das relativ oft vorkommende Moos Hypnum cupressiforme (Zypressen-Schlafmoos) war nur auf Tothölzern zu finden. Erwäh-nenswert sind des Weiteren Asarum europaeum (Haselwurz), Dryopteris filix-mas (Gemeiner Wurmfarn) sowie die zum Aufnahmezeitpunkt schon fast vergangene Dentaria bulbifera (Zwiebel-Zahnwurz). Alle weiteren Arten kamen nur sporadisch und mit geringen Deckungsgraden vor. Ökologische Auswertung

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Abb. 5.6: Artenvorkommen an der WMS Hainich (Stetigkeit in %)

Ein Einfluss des Zaunes zeigte sich an den vier häufigen Baumarten Esche, Bergahorn, Buche und Spitzahorn. Zwar wurde die Esche im Inneren des Zaunes nur auf 88 % der Fläche nachgewiesen (evtl. Einfluss durch Trittschäden), jedoch war der Deckungsgrad bzw. die Pflanzengröße dreimal höher als außerhalb des Zaunes. Die Stetigkeit von Bergahorn, Buche und Spitzahorn war innen 2,4fach, der Deckungsgrad sogar 2,7fach höher als außen. Die sporadisch vorkommenden Pflan-zenarten lassen keine Aussage über die Auswirkungen des Zaunes zu. Auf der Fläche der WMS Hainich überwiegen Pflanzenarten, die mäßig frischen bis mäßig feuchten Boden und einen mäßig sauren bis alkalischen Zustand anzeigen. Mercurialis perennis (Gemeines Bingelkraut), Asarum europaeum (Haselwurz), Actaea spicata (Christophskraut), Hordelymus eu-ropaeus (Wald-Gerste) sowie Crataegus spec. (Weißdorn), als Vertreter der Bingelkrautgruppe, stehen für Standorte mit sehr guter Nährstoff- und Basenversorgung und guter Streuzersetzung (Mull). Auch Galeobdolon lutem (Goldnessel), Viola reichenbachiana (Wald-Veilchen) und Denta-ria bulbifera (Zwiebel-Zahnwurz) benötigen gute Nährstoffversorgung. Die Zeigerpflanzen der weniger gut versorgten Böden kommen nur sporadisch vor. Angehörige der Buschwindröschen-gruppe sind z. B. Milium effusum (Flattergras), Dactylis polygama (Wald-Knäuelgras) und Atrichum undulatum (Wellenblättriges Katharinenmoos). Diese Pflanzen zeigen eine Entkalkung des Ober-bodens an. Höhere Feuchte wird durch Athyrium filix-femina (Gemeiner Frauenfarn), Circaea lute-tiana (Großes Hexenkraut), Geum urbanum (Gemeine Nelkenwurz), Paris quadrifolia (Einbeere), Scrophularia nodosa (Knotige Braunwurz) und besonders durch Stachys sylvatica (Waldziest) an-gezeigt.


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Alliaria petiolata (Knoblauchsrauke) und Urtica dioica (Brennnessel) weisen auf höhere Stickstoff-werte an. Senecio hercynicus (Harz-Geiskraut) und Arctium nemorosum (Hain-Klette) kamen nur auf einer lichteren Stelle im Westen der Messstation vor. Der berechnete Zeigerwert für Licht deutet auf einen relativ dunklen Waldboden hin (Schatten bis Halbschatten). Der Feuchtewert liegt zwischen frisch und feucht, die Reaktionszahl im mäßig sau-ren bis schwach sauren Bereich, die Stickstoffzahl eher im stickstoffreichen Bereich. Auf dem frischen, gut nährstoffversorgten Standort ist eine anspruchsvolle Waldgesellschaft zu erwarten. Das regelmäßig vorkommende Mercurialis perennis (Gemeines Bingelkraut), Asarum europaeum (Haselwurz) sowie Hordelymus europaeus (Wald Gerste) gehören zu den Arten, die das Hordelymo-Fagetum (Waldgersten-Buchenwald) vom Galio-Fagetum (Waldmeister-Buchenwald) trennen. Die Baumarten Esche und Bergahorn, die Straucharten Crataegus spec (Weißdorn) und Lonicera xylosteum (Rote Heckenkirsche) und die Arten der Bingelkraut- und Goldnesselgruppe sind typisch für das Hordelymo-Fagetum (Waldgersten-Buchenwald). Daneben können auch Arten der Buschwindröschengruppe vorkommen. Möglich wäre die Ausbildungsform eines Hordelymo-Fagetum allietosum (Bärlauch-Haargersten-Buchenwald), welches auf höhere Niederschläge angewiesen ist bzw. auf feuchteren Standorten vorkommt. Für eine genauere Ab-grenzung müsste hier der Frühjahrsaspekt mit hinzugezogen werden.

Nadelfalluntersuchungen in Fichtenbeständen an ausgewählten Wald und Hauptmessstationen

81

6 Nadelfalluntersuchungen in Fichtenbeständen an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen 6.1 Einleitung und Problemstellung Zur Beurteilung des Gesundheitszustandes von Waldbäumen ist die chemische und physikalische Analyse von Blättern, Nadeln oder anderen Baumbestandteilen sehr hilfreich. Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring wurden an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen diesbe-zügliche Untersuchungen durchgeführt. Ziel der Untersuchungen war es, zur Klärung folgender Fragen beizutragen: - Wie hoch sind die Gehalte an Nährelementen und Schadstoffen in den Assimilationsorganen

von Fichten? - Welche Zusammenhänge bestehen zwischen Nadelfall und Nähr- bzw. Spurenelementgehalten

der Nadeln? - Ergeben sich aus den Unterschieden zwischen den Elementgehalten frischer und gefallener Na-

deln Hinweise auf die Nadelfallintensität? 6.2 Versuchsanordnung/Standortbeschreibung 6.2.1 Flächenauswahl Die Untersuchungen fanden in den Fichtenbeständen der Waldmessstationen (WMS) Suhl-Neundorf, Benshausen, Dillstädt, Fichtenkopf und Pfanntalskopf sowie der Hauptmessstation (HMS) Großer Eisenberg statt. Sie begannen an den Waldmessstationen im Jahr 1991 sowie im Jahr 1996 an der Hauptmessstation Großer Eisenberg. Das Untersuchungsprogramm endete an den WMS Benshausen und Fichtenkopf im Jahr 1998, an allen anderen Messstationen 1999. Die genannten Messstationen befinden sich in Höhenlagen von 480 bis 920 m ü. NN und liegen auf einer Achse, die etwa der Hauptwindrichtung von SW nach NO entspricht. Die ersten auswertbaren Ergebnisse liegen für das Jahr 1992 vor. Die Darstellung der Gesamter-gebnisse umfasst einen Zeitraum von acht Jahren und endet im Jahr 1999. 6.2.2 Standortbeschreibung Die untersuchten Fichtenbestände liegen in verschiedenen Wuchsgebieten (WG) bzw. Klimastu-fen. Die WMS Pfanntalskopf und Fichtenkopf sowie die HMS Großer Eisenberg befinden sich in den höheren Berg- und Kammlagen des Thüringer Waldes (Wuchsgebiet Thüringer Gebirge, Wuchsbezirk Mittlerer Thüringer Wald), die WMS Suhl-Neundorf, Benshausen und Dillstädt im südwestlichen Vorland des Thüringer Waldes in mittlerer Berglage bzw. im Hügelland (Wuchsge-biet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland, Wuchsbezirk Südthüringer Buntsandstein). Die durchschnittlichen Jahrestemperaturen liegen in den höheren Berg- und Kammlagen bei 4 bis 5 °C, im Hügelland und in den mittleren Berglagen bei 5 bis 7 °C. Im exponierten Kammbereich und in den höheren Berglagen treten durchschnittliche Jahresniederschläge von mehr als 1200 mm auf, im Hügelland und in den mittleren Berglagen sind 900 bis 1100 mm zu verzeichnen.


82

6.3 Versuchsdurchführung Zur Erfassung des Nadelfalls dienten die auf der Bestandesmessfläche installierten Niederschlag-sammler vom Typ „Münden 100“. Die 20 Niederschlagssammler sind in einem Verband von 4 m x 4 m angeordnet (4 Reihen im Abstand von 4 m, Abstand von Sammler zu Sammler in der Reihe 4 m ) und haben eine Auffangfläche von jeweils 100 cm2. Die Entnahme der Nadeln erfolgte im Win-ter nach Austausch der Niederschlagssammler (14-tägig), im Sommer nach Austausch der jeweili-gen Sammleroberteile (monatlich). Zum Beprobungstermin wurden alle in die Niederschlagssammler eingetragenen Fichtennadeln entnommen und in der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft ausgezählt. Danach wurden die Nadeln im feuchten Zustand gewogen, bei 105 °C bis zum absolut trockenen (atro) Zustand ge-trocknet und im atro Zustand nochmals gewogen. Die Aufbewahrung erfolgte in Polyäthylenbeu-teln. Aus der Anzahl der Nadeln je Sammelperiode und der atro Masse wurde die durchschnittliche 100-Nadelmasse der gefallenen Nadeln berechnet. Der Nadelfall in t/ha berechnet sich aus der Masse der getrockneten Nadeln und der Gesamtfläche der im Einsatz befindlichen Sammelgefäße (im Winter 1000 cm2, im Sommer 2000 cm2). 6.3.1 100-Nadelmasse Die Bestimmung der 100-Nadelmasse von frischen Nadeln erfolgte, getrennt nach den verschiede-nen Nadeljahrgängen, ebenfalls nach gravimetrischer Methode. Es wurden von jeweils drei Probe-bäumen auf jeder Versuchsfläche aus dem 7. Wirtel ein vitaler Ast entnommen und die Nadeljahr-gänge voneinander getrennt. In der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft erfolgte die Trocknung bei 60 °C, um die Na-deln von den Zweigen abzulösen. Unter Berücksichtigung statistischer Gesichtspunkte wurde die Gesamtmenge an Nadeln je Jahrgang durch Vierteln reduziert, so dass im Durchschnitt eine Na-delmenge für etwa 15 bis 20 Wägungen pro Nadeljahrgang übrig blieb. Sämtliche Nadeln wurden 100-stückweise bei 105 °C getrocknet und deren Masse auf 1 mg Genauigkeit bestimmt. 6.3.2 Chemische Analysen Die Bestimmung der Nadelinhaltsstoffe erfolgte im Labor der Umwelt-Forschungs- und Dienstleis-tungsgesellschaft mbH (UWEG) in Eberswalde. Für die Analysen wurden in der Regel ungewa-schene Nadeln verwendet. Parallel dazu wurden von Nadeln der Sammelzeiträume 1991/92 und 1993 vergleichende Untersuchungen nach einmaligem Waschen mit destilliertem Wasser durchge-führt. Prüfverfahren: Probentrocknung: 80 °C, Trockenschrank

Mahlen: Ultrazentrifugalmühle mit Titan-Mahlgarnitur

Probenaufschluss: Druckaufschluss in Teflon-Aufschlussautoklaven mit konz. HNO 3

Bestimmung der Elemente K, Ca, Mg, Zn, Mn, Al, Fe, P, Ni, Cu, Pb, Cd, Cr, Co, B

ICP - OES und DIN 38 496 - E22

As AAS nach DIN 3845 - DI8

N Kjeldahl-Aufschluss und Bestimmung nach DIN 38406 - E23


83

6.4 Ergebnisse 6.4.1 Nadelfall im Sammelzeitraum 1992 bis 1999 Als Nadelfall wird die gefallene Nadelmenge in Tonnen pro Hektar und Jahr (t/ha*a) bezeichnet. Bei der Messung des Nadelfalls wurden nur die von den Bäumen fallenden Einzelnadeln berück-sichtigt (keine benadelten Zweige und ganze Jahrestriebe). Es wurden braune und grüne Nadeln gemeinsam ausgewertet und nicht zwischen mechanisch bedingtem Nadelabriss und Nadelabfall oberhalb der definierten Trennzone unterschieden. Nadelbruchstücke wurden ebenfalls ausge-schieden. Der festgestellte Nadelfall repräsentiert somit ein Nadelfallminimum. Für eine Orientierung hinsichtlich der Größenordnung wurden die Untersuchungen von BURGER

(1953) herangezogen. Dieser gibt bei über 80-jährigen Fichten eines gleichaltrigen Hochwaldes im Mittel eine Nadelmenge je Baum von 46,5 kg trockenen Nadeln bzw. 98 kg frischen Nadeln an. Ein Fichtenbestand mittlerer Bonität (M 32) mit laut Ertragstafel 575 Bäumen je Hektar besäße demzu-folge ca. 27,2 t/ha trockene bzw. 57,3 t/ha frische Nadeln. Geht man davon aus, dass ein Baum mit sieben Nadeljahrgängen im Verlauf eines Jahres alle Nadeln eines Jahrganges abwirft und alle Na-deln gleich schwer sind, so würden auf einer Bestandesfläche von einem Hektar ca. 3,9 t trockene Nadeln zu Boden fallen. Nach Untersuchungen von GRUBER (1993) fällt in einem Fichtenaltbestand eine Nadelmasse (Tro-ckengewicht) von ca. 3,2 t/ha*a an. Der an den untersuchten Wald- und Hauptmessstationen festgestellte Nadelfall ist in Tabelle 6.1 zusammengestellt. Es sind die Jahresmittelwerte und die Gesamtmittelwerte des Untersuchungszeitraumes für alle Flächen aufgeführt. Die Nadelfall-untersuchungen begannen in Suhl-Neundorf, Benshausen und Dillstädt mit der 4. Woche des Jah-res 1991. Die fehlenden drei Wochen des Jahres 1991 wurden durch den mittleren Nadelfall der Wochen eins bis drei der Jahre 1992 bis 1998 ergänzt. An den WMS Benshausen und Fichtenkopf endete die Beprobung mit der 40. Woche des Jahres 1998. Der Nadelfall für die fehlenden Wochen bis zum Jahresende wurde in gleicher Weise durch Mittelwertbildung der Ergebnisse aus den vergangenen Jahren berechnet und in den Tabellen nachgetragen. Durch die gewählte Versuchsanordnung und unter Nutzung der Niederschlagssammler wird nur derjenige Anteil des gesamten Nadelfalls berücksichtigt, der als Einzelnadel von den Bäumen fällt. Vergleicht man die Ergebnisse mit den Literaturwerten von BURGER (1953) und GRUBER (1993), so macht die Masse der gefallenen Einzelnadeln einen Anteil von durchschnittlich 60 % (Mittelwert über alle Flächen) aus. Der restliche Anteil des gesamten Nadelfalls wird durch mechanische (z. B. Wipfel- und Astabbruch durch Wind, Schnee, Rauhreif) und biotische Schädigungen (z. B. Eich-hörnchen, Vögel, Insekten) hervorgerufen. In den Abbildungen 6.1 bis 6.6 sind die jährlichen Schwankungen des Nadelfalls im Untersuchungs-zeitraum dargestellt. Es sind sowohl im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge als auch in dessen süd-westlichem Vorland charakteristische Verläufe mit ausgeprägten Spitzen im Frühjahr und Herbst festzustellen. Die Ähnlichkeit der Verläufe deutet darauf hin, dass der Nadelfall hauptsächlich auf natürliche, physiologische Ursachen zurückzuführen ist (Nadelabfall oberhalb der definierten Trennzone). Für Verschiebungen innerhalb des Jahres könnten zusätzlich noch abnormale Witte-rungsbedingungen verantwortlich sein. Am Beispiel der WMS Fichtenkopf und Pfanntalskopf konn-te dies nachgewiesen werden. Dort setzte sich der erhöhte Nadelfall im Frühjahr 1994 als eine Folge witterungsbedingter Einflüsse bis in den Sommer hinein fort. So war der März 1994 bei-spielsweise um 3 bis 4 Kelvin zu warm, der April sehr niederschlagsreich (Hochwasser und Über-schwemmungen) und die erste Maihälfte wiederum außergewöhnlich trocken.


84

Tab. 6.1: Nadelfall und 100-Nadelmasse im Untersuchungszeitraum 1992 bis 1999 WMS/HMS Jahr Nadelanzahl in den Sammel-

behältern Nadelfall

t/ha*a 100-Nadelmasse

mg MW ± s V%

Suhl-Neundorf 92 7600 1,43 245 38,9 16

93 7319 1,52 260 29,6 11

94 10634 1,64 236 30,4 13

13 30,5 235 951 ,21 6643

11 26,4 238 961 ,14 7157

13 34,3 263 971 ,78 9283

14 36,8 263 981 ,47 7255

9 24,0 256 991 ,38 8061

MW 7994 1,40 249

± s 1327 0,21 12

V% 17 15,00 5

Benshausen 92 11152 2,42 245 53,0 22

93 10115 2,23 267 33,6 13

94 15982 3,00 272 25,6 9

11 28,6 252 951 ,84 8735

15 38,9 259 961 ,80 9813

11 29,5 279 973 ,46 17090

17 44,8 267 983 ,21

MW 12148 2,60 263

± s 3503 0,66 12

V% 29 26,00 4

Dillstädt 92 13125 2,71 260 31,8 12

93 11652 2,38 271 43,6 16

94 14162 2,64 267 22,5 8

13 32,3 249 952 ,02 9668

13 30,7 243 961 ,84 9611

9 25,5 284 973 ,35 16785

13 35,7 269 982 ,54 11753

9 22,6 258 991 ,97 11247

MW 12250 2,40 263

± s 2397 0,49 13 V% 20 20,00 5

Fichtenkopf 92 7904 1,39 239 38,8 16

93 9008 1,89 243 26,1 11

94 14844 2,10 232 13,6 6

13 28,3 214 951 ,15 7466

9 21,5 236 961 ,34 8745

6 14,0 249 971 ,82 10695

9 21,6 243 981 ,55

MW 9777 1,60 237

± s 2721 0,34 11

V% 28 21,00 5

Pfanntalskopf 92 9356 1,64 230 21,1 9

93 9864 1,79 230 24,8 11

94 17386 2,58 220 20,4 9

10 21,7 208 951 ,44 9056

13 28,0 210 961 ,38 11312

8 18,3 226 972 ,76 16853

15 34,4 229 982 ,46 12422

8 18,0 222 992 ,54 17144

MW 12924 2,07 222

± s 3646 0,57 9

V% 28 27,00 4

Gr. Eisenberg 96 11241 2,18 221 14,8 7

97 20209 3,22 230 11,0 5

98 13128 2,35 233 18,6 8

5 11,6 233 992 ,84 18675

MW 15813 2,65 229

± s 4306 0,47 6

V% 27 18,00 2


85

1 8

15

22

29

36

43

50

1999=1,38 t/ha

1998=1,5 t/ha

1997=1,78 t/ha

1996=1,14 t/ha

1995=1,21 t/ha

1994=1,64 t/ha1993=1,52 t/ha

1992=1,42 t/ha1991=1,85 t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll (

t/h

a)

Wochen

Suhl-Neundorf

1 8

15

22

29

36

43

50

1998=3,21 t/ha

1997=3,46t/ha*

1996=1,80t/ha

1995=1,84t/ha

1994=3,00t/ha

1993=2,23t/ha1992=2,38t/ha

1991=3,20t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll (

t/h

a)

Wochen

Benshausen

1 9

17

25

33

41

49

1999=1,97t/ha

1998=2,58t/ha

1997=3,35t/ha

1996=1,84t/ha

1995=2,02t/ha1994=2,64t/ha

1993=2,51t/ha1992=2,69t/ha

1991=3,41 t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll t

/ha

Wochen

Dillstädt

Abb. 6.1 bis 6.3: Nadelfall an den Waldmessstationen im Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland


86

1 7

13

19

25

31

37

43

49

1998=1,55t/ha

1997=1,82t/ha

1996=1,34t/ha

1995=1,15t/ha

1994=2,10t/ha

1993=1,89t/ha

1992=1,39t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll (

t/h

a)

Wochen

Fichtenkopf

1 7

13

19

25

31

37

43

49

1999=2,54 t/ha

1998=2,33 t/ha

1997=2,76t/ha

1996=1,38t/ha

1995=1,44t/ha

1994=2,58t/ha

1993=1,79t/ha1992=1,64t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll (

t/h

a)

Wochen

Pfanntalskopf

1 6

11 16

21

26

31

36

41

46

51

1999=2,84 t/ha

1998=2,35 t/ha

1997=3,23 t/ha

1996=2,18 t/ha

0

0,1

0,2

0,3

0,4

Na

de

lfa

ll (

t/h

a)

Wochen

Großer Eisenberg

Abb. 6.4 bis 6.6: Nadelfall an den Wald- und Hauptmessstationen im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge


87

6.4.2 100-Nadelmasse von gefallenen und frischen Nadeln Gefallene Nadeln Die gefallenen Nadeln an den WMS Suhl-Neundorf, Benshausen und Dillstädt besitzen sowohl im Jahresdurchschnitt als auch im gesamten Untersuchungszeitraum eine größere Masse als die gefal-lenen Nadeln in den Hochlagen des Thüringer Waldes (WMS Fichtenkopf, Pfanntalskopf, HMS Großer Eisenberg). Die Nadelmasse scheint demzufolge abhängig von der Höhenlage zu sein, wie der in Abbildung 6.7 dargestellte funktionelle Zusammenhang zeigt.

y = -0,0795x + 300,322R = 0,8104

210

220

230

240

250

260

270

400 500 600 700 800 900 1000

Höhenlage (m über NN)

10

0-

Na

de

lma

ss

e (

mg

)

Abb. 6.7: Beziehung zwischen Nadelmasse und Höhenlage (Mittelwerte des gesamten Untersuchungszeitraums)

Der Funktionsverlauf lässt außerdem den Schluss zu, dass die Fichtennadeln in den Gebirgslagen im Durchschnitt etwas kleiner sind als in den unteren Lagen. Dafür besitzen die Fichten der Gebirgs-lagen jedoch meist eine größere Anzahl an Nadeljahrgängen. Die durchschnittliche jährliche Nadelanzahl in den Sammelgefäßen war in den unteren Lagen mit 10797 Nadeln um 14 % geringer als in den oberen Gebirgslagen mit 12.628 Stück. Dagegen war die 100-Nadelmasse mit 258,4 mg um 11 % größer als bei den Nadeln der oberen Lagen mit 229,3 mg. Der durchschnittliche Nadelfall ist jedoch mit 2,13 t/ha*a in den unteren Lagen und 2,11 t/ha*a in den oberen Gebirgslagen nahezu identisch. Die im Laufe eines Jahres abfallenden Nadeln sind unterschiedlich schwer, zeigen aber an allen Messstationen charakteristische Funktionsverläufe bezüglich der Abhängigkeit von den Jahreszei-ten. Die Senke in den Sommermonaten ist dabei möglicherweise auf eine verstärkte Aktivität von Schaderregern zurückzuführen. Frische Nadeln Frische Nadeln sind wesentlich schwerer als gefallene Nadeln. Bei frischen Nadeln nimmt die Na-delmasse mit dem Nadelalter deutlich zu. In Abbildung 6.8 werden die Funktionen des Nadelmas-seanstiegs mit zunehmendem Nadelalter für die Messstationen des Wuchsgebietes Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland (WMS Suhl-Neundorf, Benshausen, Dillstädt) und des Wuchsge-bietes Thüringer Gebirge (WMS Fichtenkopf, Pfanntalskopf, HMS Großer Eisenberg) dargestellt. Die Funktionen besitzen hohe Bestimmtheitsmaße und bestätigen den engen Zusammenhang zwi-schen Nadelmasse und Nadelalter.


88

In Tabelle 6.2 sind die Massedifferenzen von frischen und gefallenen Nadeln aufgeführt. Diese sind unter anderem darauf zurückzuführen, dass für die Bestimmung der Masse von frischen Nadeln ausschließlich Lichtnadeln aus der Oberkrone verwendet wurden, während sich die gefallenen Na-deln aus Licht- und Schattennadeln der gesamten Krone zusammensetzten. SCHÖPFER (1961) ermittelte Gewichtsspannen zwischen Licht- und Schattennadeln von 171 % bei einjährigen und 277 % bei fünfjährigen Nadeln. Tab. 6.2: 100-Nadelmasse von frischen und gefallenen Nadeln in den Jahren 1993 und 1996 (Trockenmasse in mg)

Messstation 1993 1996 Nadeln Differenz Nadeln Differenz gefallen

frisch

% gefallen

frisch

%

Suhl-Neundorf 260 553 213 238 659 277

Benshausen 266 593 223 259 791 305

Dillstädt 271 539 199 243 692 248

Fichtenkopf 243 449 185 236 838 355

Pfanntalskopf 230 534 232 211 591 280

Großer Eisenberg - - - 221 541 245

y = 75,036x + 322,862R = 0,9538

y = 33,464x + 459,712R = 0,7796

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

1 2 3 4 5 6 7

Nadeljahrgang

100-N

ad

elm

asse

(m

g)

WG Südthür.Trias-Hügell.

WG Thür. Gebirge

Abb. 6.8: Zunahme der Nadelmasse mit dem Nadelalter an den Messstationen im Wuchsgebiet Südthüringisch- Oberfränkisches Trias-Hügelland (WMS Suhl-Neundorf, Benshausen, Dillstädt) und Thüringer Gebirge (WMS Fichtenkopf, Pfanntalskopf, HMS Gr. Eisenberg) im Untersuchungsjahr 1993

6.4.3 Elementgehalte Elementgehalte von gefallenen Nadeln Die Ergebnisse der chemischen Analysen sind in Tabelle 6.3 zusammengefasst. Innerhalb der Sam-melzeiträume erfolgte eine Unterteilung nach Kalenderjahren. Die ersten Untersuchungsergebnis-se wurden von Nadeln aus zwei Kalenderjahren gewonnen (1991/92). Für alle Versuchsflächen wurden die Mittelwerte (MW), Standardabweichungen (± s) und Variationskoeffizienten (V%) der analysierten Stoffe berechnet. Alle Nadeln wurden im ungewaschenen Zustand analysiert. Nur in den Jahren 1991/92 und 1993 wurden vergleichsweise die Nadeln nach einem einmaligen, kurzen


89

Waschvorgang mit destilliertem Wasser untersucht. Dabei traten 1991/92 bei den Hauptnährele-menten (außer bei Stickstoff und Phosphor) nur geringe Unterschiede zwischen gewaschenen und ungewaschenen Nadeln auf. Größere Unterschiede wurden allerdings bei den Spurenelementen und insbesondere bei den Schwermetallen festgestellt. Die Mittelwerte reduzierten sich 1991/92 im Vergleich zu den ungewaschenen Nadeln (Durchschnitt aller Stoffe und Versuchsflächen) um 12 % und im Jahr 1993 um 5 %. Dies könnte bedeuten, dass die Stoffablagerungen auf den Fichtenna-deln im Untersuchungsjahr 1991/92 stärker waren als 1993 und als ein Indiz dafür gelten, dass die Stoffeinträge seit 1991 zurückgegangen sind. Neben den Stoffeinträgen mit dem Niederschlag stellt der beständige Nadelfall eine nicht unerheb-liche Stoffzufuhr in den Waldboden dar. Aus den in Tabelle 6.3 aufgeführten Stoffkonzentrationen und dem jährlichen Nadelfall wurden die jährlich eingetragenen durchschnittlichen Stoffmengen berechnet (s. Tabelle 6.4). In Tabelle 6.5 sind die durchschnittlichen Stoffeinträge durch Nadelfall und Bestandesniederschlag gegenübergestellt. Wie aus der Darstellung ersichtlich ist, wird durch den Nadelfall jährlich etwa ebensoviel Stickstoff, Kalzium und Aluminium eingetragen wie mit dem Bestandesniederschlag. Bei den Elementen Phosphor und Mangan ist es die doppelte Menge. Um-gekehrt stellen sich die Verhältnisse bei Kalium und Magnesium sowie bei den Schwermetallen dar. Hier ist die Stoffzufuhr mit dem Bestandesniederschlag um etwa das Doppelte bis nahezu das Fünf-fache größer als beim Nadelfall.


Tab 6.3: Nähr- und Spurenelemente von gefallenen Fichtennadeln WMS/ Jahr N P K Ca Mg Mn Al Fe Pb B Zn Cu Cd Ni Cr Co As Nadelf all HMS % % % % % mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg m g/kg t/ha*a

Suhl- 1991/92 1,15 0,090 0,249 0,348 0,038 485,0 269,9 166,9 3,07 7,14 23,57 3,47 0,226 2,48 0,750 <,163 0,136 1,42

Neundorf 1993 1,00 0,081 0,289 0,334 0,041 496,0 205,4 122,0 2,12 21,24 20,21 3,91 0,126 1,78 0,484 0,176 0,125 1,52

1994 1,23 0,098 0,327 0,393 0,047 626,0 177,0 143,0 4,82 24,40 31,30 2,59 0,150 6,01 10,4* 0,400 0,160 1,66

1995 1,16 0,101 0,326 0,382 0,044 541,0 193,0 110,0 5,54 26,10 32,70 3,83 0,162 2,55 0,397 0,288 0,116 1,20

1996 1,21 0,097 0,277 0,405 0,050 564,0 204,0 89,4 2,85 24,20 21,90 2,01 0,116 2,06 0,353 0,205 0,201 1,15

1997 1,18 0,096 0,302 0,375 0,042 479,0 191,0 115,0 2,93 21,10 23,60 3,53 0,163 1,88 0,425 0,250 0,094 1,70

1998 0,89 0,084 0,326 0,465 0,047 665,0 117,0 118,0 1,71 33,00 20,20 2,64 0,159 1,59 0,050 0,309 0,023 1,47

1999 1,22 0,094 0,316 0,357 0,047 509,0 192,0 105,0 2,10 34,50 25,50 3,46 0,106 3,30 1,230 0,389 0,077 1,38

MW 1,13 0,090 0,300 0,380 0,040 545,6 193,7 121,2 3,14 23,96 24,87 3,18 0,150 2,71 0,530 0,290 0,120 1,44

± s 0,12 0,01 0,03 0,04 0,00 68,70 41,80 23,90 1,36 8,42 4,76 0,68 0,04 1,44 0,37 0,09 0,05 0,20

V% 10,7 7,6 9,4 10,7 8,9 12,6 21,6 19,8 43,2 35,1 19,1 21,4 24,8 53,3 70,6 29,7 46,2 13,6

Bens- 1991/92 1,01 0,087 0,282 0,630 0,069 681,0 336,6 237,3 5,06 9,76 37,23 3,54 0,223 5,46 0,910 <0163 0,197 2,37

hausen 1993 0,87 0,093 0,410 0,598 0,069 701,0 187,5 144,2 2,04 26,58 33,49 4,59 0,157 2,04 0,589 0,298 0,215 2,23

1994 1,02 0,094 0,464 0,637 0,074 715,0 177,0 112,0 3,25 27,60 30,20 2,22 0,110 1,45 0,360 0,260 0,210 3,00

1995 1,07 0,093 0,332 0,629 0,069 745,0 187,0 133,0 4,77 28,90 38,20 3,49 0,154 1,94 0,175 0,353 0,257 1,85

1996 1,15 0,097 0,336 0,638 0,077 683,0 180,0 96,7 2,55 24,00 25,80 1,69 0,070 1,65 0,380 0,200 0,077 1,94

1997 1,07 0,087 0,310 0,650 0,068 595,0 193,0 131,0 2,84 23,50 27,60 2,54 0,179 1,82 0,440 0,265 0,103 3,46

1998 0,83 0,079 0,335 0,697 0,071 793,0 172,0 122,0 1,66 33,40 26,60 4,68 0,138 1,50 0,050 0,191 0,131 3,21

MW 1,00 0,090 0,350 0,640 0,070 701,9 204,7 139,5 3,17 24,82 31,30 3,25 0,150 2,27 0,410 0,260 0,170 2,58

± s 0,11 0,01 0,06 0,03 0,00 61,31 58,58 45,82 1,30 7,42 5,08 1,15 0,05 1,43 0,28 0,06 0,07 0,64

V% 11,4 6,8 17,7 4,7 4,7 8,7 28,6 32,8 41,1 29,9 16,2 35,5 33,2 62,9 67,5 23,3 39,1 24,8

Dillstädt 1991/92 1,03 0,082 0,296 0,624 0,055 1409,0 292,2 177,7 6,19 13,64 30,44 30,13* 0,502 7,34 3,180 0,802 0,111 2,67

1993 1,04 0,086 0,343 0,609 0,057 1450,0 215,0 127,0 1,79 18,85 29,33 4,04 0,230 2,41 0,614 0,610 0,090 2,50

1994 1,11 0,082 0,347 0,717 0,063 1564,0 196,0 104,0 2,91 19,00 29,00 2,34 0,170 2,19 1,210 0,570 0,100 2,36

1995 1,10 0,082 0,297 0,638 0,060 1440,0 187,0 96,8 4,56 19,40 33,90 3,26 0,192 2,57 0,134 0,626 0,034 2,01

1996 1,33 0,078 0,240 0,735 0,067 1598,0 204,0 112,0 2,50 18,40 26,40 1,74 0,154 2,03 0,384 0,498 0,119 1,82

1997 1,17 0,084 0,298 0,636 0,054 1295,0 195,0 114,0 2,45 15,70 29,10 3,41 0,248 1,93 0,338 0,647 0,054 3,35

1998 0,80 0,073 0,292 0,673 0,056 1608,0 173,0 112,0 1,05 23,00 20,20 3,91 0,150 1,43 0,050 0,469 0,010 2,54

1999 1,14 0,076 0,283 0,566 0,057 1325,0 182,0 92,1 1,56 26,30 26,90 2,92 0,176 2,69 1,640 0,771 0,052 1,97

MW 1,09 0,080 0,300 0,650 0,060 1461,1 205,5 116,9 2,88 19,29 28,16 3,09 0,230 2,82 0,940 0,620 0,070 2,40

± s 0,15 0,00 0,03 0,06 0,00 119,70 37,34 26,83 1,71 3,94 3,95 0,83 0,12 1,87 1,06 0,12 0,04 0,49

V% 13,7 5,4 11,3 8,6 7,6 8,2 18,2 22,9 59,3 20,4 14,0 26,8 51,0 66,1 111,8 18,8 55,2 20,4

90


WMS/ Jahr N P K Ca Mg Mn Al Fe Pb B Zn Cu Cd Ni Cr Co As Nadelf all HMS % % % % % mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg m g/kg t/ha*a

Fichten- 1991/92 0,75 0,080 0,242 0,473 0,032 324,0 241,2 205,7 6,93 25,80 26,95 49,92 <0,2 4,59 7,060 <0,163 0,159 1,39

kopf 1993 1,24 0,088 0,245 0,521 0,038 419,0 198,5 161,0 4,58 14,72 27,22 5,09 0,243 2,22 1,220 0,259 0,277 1,90

1994 1,31 0,079 0,316 0,531 0,043 387,0 138,0 93,9 5,70 30,80 27,80 2,54 0,140 1,22 0,460 0,160 0,240 2,18

1995 1,44 0,092 0,243 0,479 0,040 340,0 133,0 103,0 8,44 26,10 32,40 4,31 0,190 2,20 0,747 0,223 0,299 1,16

1996 1,69 0,091 0,284 0,561 0,060 388,0 168,0 116,0 4,45 27,20 24,40 2,68 0,130 1,72 0,362 0,152 0,133 1,34

1997 1,46 0,086 0,248 0,538 0,046 386,0 142,0 134,0 5,66 21,50 30,50 3,64 0,193 3,91 4,410 0,345 0,175 1,83

1998 1,00 0,077 0,260 0,619 0,052 349,0 139,0 127,0 4,80 30,90 25,50 5,26 0,213 1,26 0,050 0,242 0,097 1,55

MW 1,27 0,080 0,260 0,530 0,040 370,3 165,7 134,4 5,79 25,29 27,82 3,92 0,180 2,45 2,040 0,230 0,200 1,62

± s 0,31 0,01 0,03 0,05 0,01 33,48 40,60 38,32 1,45 5,66 2,78 1,17 0,04 1,31 2,66 0,07 0,08 0,36

V% 24,6 7,1 10,6 9,4 20,9 9,0 24,5 28,5 25,0 22,4 10,0 29,8 23,3 53,5 130,1 30,9 38,6 22,3

Pfann- 1991/92 1,02 0,042 0,189 0,586 0,044 276,0 258,7 206,6 8,56 18,88 34,82 105,3 <0,2 3,95 1,310 <0,163 0,098 1,64

talskopf 1993 0,96 0,073 0,252 0,688 0,061 322,0 176,9 131,1 4,78 25,00 33,92 4,25 0,190 2,28 0,557 0,160 0,129 1,79

1994 1,08 0,073 0,265 0,741 0,075 390,0 143,0 89,9 3,88 23,70 35,70 2,30 0,140 1,17 0,220 0,200 0,110 2,58

1995 1,27 0,080 0,259 0,713 0,071 331,0 133,0 94,5 7,07 21,40 46,30 3,94 0,193 1,85 0,199 0,334 0,172 1,44

1996 1,39 0,074 0,195 0,798 0,078 356,0 144,0 90,4 4,22 19,60 34,00 2,01 0,117 1,73 0,304 0,123 0,074 1,38

1997 1,13 0,070 0,212 0,812 0,080 314,0 149,0 113,0 4,79 18,30 43,80 3,35 0,222 1,64 0,460 0,253 0,082 2,76

1998 0,74 0,063 0,211 0,931 0,093 385,0 147,0 116,0 4,16 25,20 40,00 5,86 0,208 1,18 0,050 0,315 0,060 2,46

1999 1,08 0,069 0,218 0,792 0,091 440,0 142,0 92,1 4,42 29,10 42,40 3,22 0,183 2,43 1,380 0,416 0,148 2,54

MW 1,08 0,070 0,230 0,760 0,070 351,7 161,7 116,7 5,24 22,65 38,87 3,56 0,180 2,03 0,560 0,260 0,110 2,07

± s 0,21 0,01 0,03 0,08 0,01 45,25 13,78 16,20 1,07 3,71 4,99 1,29 0,04 0,49 0,44 0,10 0,04 0,58

V% 19,3 7,7 12,3 10,6 15,0 12,9 8,5 13,9 20,4 16,4 12,8 36,4 20,9 24,0 79,0 40,5 37,8 28,0

Gr. Eisen- 1996 1,23 0,146 0,269 0,467 0,077 1098,0 201,0 94,70 5,12 21,20 26,20 3,24 0,225 2,49 0,348 0,282 0,121 2,18

berg 1997 1,46 0,129 0,237 0,452 0,065 899,0 187,0 111,00 4,91 16,30 35,80 4,79 0,334 2,88 0,512 0,380 0,101 3,22

1998 1,12 0,115 0,230 0,512 0,075 1289,0 162,0 111,00 3,10 26,80 26,30 5,53 0,246 1,99 0,154 0,359 0,016 2,25

1999 1,11 0,109 0,239 0,430 0,067 1020,0 165,0 95,60 3,53 28,70 27,30 3,53 0,232 3,50 2,490 0,612 0,167 2,84

MW 1,23 0,120 0,240 0,470 0,070 1076,5 178,7 103,08 4,17 23,25 28,90 4,27 0,260 2,72 0,880 0,410 0,100 2,62

± s 0,16 0,02 0,02 0,03 0,01 163,62 18,55 9,16 1,00 5,62 4,63 1,07 0,05 0,64 1,09 0,14 0,06 0,50

V% 13,2 13,2 7,1 7,4 8,3 15,2 10,4 8,9 24,0 24,2 16,0 25,2 19,5 23,5 124,00 34,8 62,4 18,9

91


Tab 6.4: Zuführung von Nähr- und Spurenelementen durch Nadelfall im Zeitraum von 1991 bis 1999

WMS/HMS Jahr N P K Ca Mg Mn Al Fe Pb B Zn Cu Cd Ni Cr Co As

kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha

Suhl- 1991/92 16,3 1,28 3,54 4,94 0,54 688 383 237 4,4 10,1 33,50 4,90 0,30 3,50 1,10 - 0,20

Neundorf 1993 15,2 1,234 ,39 5,080 ,62 754 312 1835,32 2 ,33 0,72 5,904, 192 ,701, 704, 27 0,19

1994 20,4 1,63 5,43 6,52 0,78 1039 294 237 8,0 40,5 51,96 4,30 0,25 9,98 - 0,66 0,27

1995 13,9 1,21 3,91 4,58 0,53 649 232 132 6,6 31,3 39,24 4,60 0,19 3,06 0,48 0,35 0,14

1996 13,9 1,12 3,19 4,66 0,58 649 235 103 3,3 27,8 25,19 2,31 0,13 2,37 0,41 0,24 0,23

1997 20,1 1,63 5,13 6,38 0,71 814 325 196 5,0 35,9 40,12 6,00 0,28 3,20 0,72 0,43 0,16

1998 13,1 1,23 4,79 6,84 0,69 978 172 173 2,5 48,5 29,69 3,88 0,23 2,34 0,07 0,45 0,03

1999 16,8 1,30 4,36 4,93 0,65 702 265 145 2,9 47,6 35,19 4,77 0,15 4,55 1,70 0,54 0,11

MW 16,2 1,33 4,33 5,50 0,64 784 278 174 4,5 34,4 35,75 4,57 0,22 3,89 0,76 0,41 0,17

Benshausen 1991/92 23,9 2,06 6,68 14,93 1,64 1614 798 562 12,0 23,1 88,24 8,39 0,53 12,94 2,16 - 0,47

1993 19,4 2,07 9,14 13,34 1,54 1563 418 322 4,50 59,3 74,68 10,24 0,35 4,55 1,31 0,66 0,48

1994 30,6 2,82 13,92 19,11 2,22 2145 531 336 9,8 82,8 90,60 6,66 0,33 4,35 1,08 0,78 0,63

1995 19,9 1,72 6,14 11,64 1,28 1378 346 246 8,8 53,5 70,67 6,46 0,28 3,59 0,32 0,65 0,48

1996 22,3 1,88 6,52 12,38 1,49 1325 349 188 4,9 46,6 50,05 3,28 0,14 3,20 0,74 0,39 0,15

1997 37,0 3,01 10,73 22,49 2,35 2059 668 453 9,8 81,3 95,50 8,79 0,62 6,30 1,52 0,92 0,36

1998 26,6 2,54 10,75 22,37 2,28 2546 552 392 5,3 107,2 85,39 15,02 0,44 4,82 0,16 0,61 0,42

MW 25,9 2,32 9,10 16,51 1,83 1811 5 28 3 60 8,2 64,0 80,76 8,39 0,38 5,85 1,07 0,67 0,44

Dillstädt 1991/92 27,5 2,19 7,90 16,66 1,47 3762 780 474 16,5 36,4 81,27 - 1,34 19,60 8,49 2,14 0,30

1993 26,0 2,15 8,58 15,23 1,43 3625 538 318 4,5 47,1 73,33 10,10 0,58 6,03 1,54 1,53 0,23

1994 26,2 1,94 8,19 16,92 1,49 3691 463 245 6,9 44,8 68,44 5,52 0,40 5,17 2,86 1,35 0,24

1995 22,2 1,65 5,97 12,82 1,21 2894 376 195 9,2 39,0 68,14 6,55 0,39 5,17 0,27 1,26 0,07

1996 24,2 1,42 4,37 13,38 1,22 2908 371 204 4,6 33,5 48,05 3,17 0,28 3,69 0,70 0,91 0,22

1997 39,2 2,81 9,98 21,31 1,81 4338 653 382 8,2 52,6 97,49 11,42 0,83 6,47 1,13 2,17 0,18

1998 20,3 1,85 7,42 17,09 1,42 4084 439 284 2,7 58,4 51,31 9,93 0,38 3,63 0,13 1,19 0,03

1999 22,5 1,50 5,58 11,15 1,12 2610 359 181 3,1 51,8 52,99 5,75 0,35 5,30 3,23 1,52 0,10

MW 26,2 1,93 7,20 15,61 1,41 3510 4 94 2 81 6,9 46,3 67,65 7,42 0,55 6,78 2,27 1,50 0,17

92


WMS/HMS Jahr N P K Ca Mg Mn Al Fe Pb B Zn Cu Cd Ni Cr Co As

kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha g/ha

Fichtenkopf 1991/92 10,4 1,11 3,36 6,57 0,44 450 335 286 9,6 35,9 37,46 - - 6,38 9,81 - 0,22

1993 23,6 1,67 4,66 9,90 0,72 795 377 306 8,7 28,0 51,72 9,67 0,46 4,22 2,32 0,49 0,53

1994 28,6 1,72 6,89 11,58 0,94 844 301 205 12,4 67,1 60,60 5,54 0,31 2,66 1,00 0,35 0,52

1995 16,7 1,07 2,82 5,56 0,46 394 154 119 9,8 30,3 37,58 5,00 0,22 2,55 0,87 0,26 0,35

1996 22,6 1,22 3,81 7,52 0,80 520 225 155 6,0 36,4 32,70 3,59 0,17 2,30 0,49 0,20 0,18

1997 26,7 1,57 4,54 9,85 0,84 706 260 245 10,4 39,3 55,82 6,66 0,35 7,16 8,07 0,63 0,32

1998 15,5 1,19 4,03 9,59 0,81 541 215 197 7,4 47,9 39,53 8,15 0,33 1,95 0,08 0,38 0,15

MW 20,6 1,37 4,26 8,62 0,72 600 269 218 9,4 41,0 45,12 6,36 0,30 3,97 3,31 0,37 0,32

Pfanntalskopf 1991/92 16,7 0,69 3,10 9,61 0,72 452 424 339 14,0 31,0 57,10 - - 6,48 2,15 - 0,16

1993 17,2 1,31 4,51 12,32 1,09 577 317 235 8,6 44,8 60,72 7,61 0,34 4,08 1,00 0,29 0,23

1994 27,9 1,88 6,84 19,12 1,94 1006 369 232 10,0 61,1 92,11 5,93 0,36 3,02 0,57 0,52 0,28

1995 18,3 1,15 3,73 10,27 1,02 477 192 136 10,2 30,8 66,67 5,67 0,28 2,66 0,29 0,48 0,25

1996 19,2 1,02 2,69 11,01 1,08 491 199 125 5,8 27,0 46,92 2,77 0,16 2,39 0,42 0,17 0,10

1997 31,2 1,93 5,85 22,41 2,21 867 411 312 13,2 50,5 120,89 9,25 0,61 4,53 1,27 0,70 0,23

1998 18,2 1,55 5,19 22,90 2,29 947 362 285 10,2 62,0 98,40 14,42 0,51 2,90 0,12 0,77 0,15

1999 27,4 1,75 5,54 20,12 2,31 1118 361 234 11,2 73,9 107,70 8,18 0,46 6,17 3,51 1,06 0,38

MW 22,5 1,41 4,67 15,71 1,54 729 335 242 10,9 47,0 80,60 7,39 0,37 4,21 1,16 0,53 0,23

Gr. Eisenberg 1996 26,8 3,18 5,86 10,18 1,68 2394 438 206 11,2 46,2 57,12 7,06 0,49 5,43 0,76 0,61 0,26

1997 47,0 4,15 7,63 14,55 2,09 2895 602 357 15,8 52,5 115,28 15,42 1,08 9,27 1,65 1,22 0,33

1998 25,2 2,59 5,18 11,52 1,69 2900 365 250 7,0 60,3 59,18 12,44 0,55 4,48 0,35 0,81 0,04

1999 31,5 3,10 6,79 12,21 1,90 2897 469 272 10,0 81,5 77,53 10,03 0,66 9,94 7,07 1,74 0,47

MW 32,3 3,27 6,39 12,20 1,86 2823 469 270 10,9 61,0 75,79 11,20 0,68 7,12 2,30 1,07 0,27

93


Tab. 6.5: Gegenüberstellung der Stoffeinträge durch Nadelfall (NF) und Bestandesniederschlag (BN) auf den Versuchsflächen WMS/HMS N P K Ca Mg Mn Cr

kg/ha*a kg/ha*a kg/ha*a kg/ha*a kg/ha*a kg/ha*a g/ha*a

NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN

Suhl-Neundorf 16,2 29,4 1,33 0,86 4,33 21,76 5,50 16,51 0,64 3,40 0,78 0,82 0,76 3,58

Benshausen 25,9 27,0 2,32 0,85 9,10 23,95 16,51 15,00 1,83 3,37 1,81 0,70 1,07 3,33

Dillstädt 26,2 28,5 1,93 0,82 7,20 24,74 15,61 16,30 1,41 3,76 3,51 1,55 2,27 3,34

Fichtenkopf 20,6 25,7 1,37 0,55 4,26 14,14 8,62 10,87 0,72 2,04 0,60 0,42 3,31 4,55

Pfanntalskopf 22,5 29,1 1,41 0,65 4,67 14,68 15,71 13,55 1,54 2,78 0,73 0,43 1,16 4,65

Gr. Eisenberg 32,3 30,2 3,27 1,12 6,39 14,00 12,20 7,75 1,86 1,77 2,82 1,30 2,30 4,72

MW 23,9 28,3 1,94 0,81 5,99 18,88 12,36 13,33 1,33 2,85 1,71 0,87 1,81 4,03

NF/BN 1 / 1,18 1 / 0,42 1 / 3,17 1 / 1,08 1 / 2,14 1 / 0,51 1 / 2,23

WMS/HMS Al Fe Pb Zn Cu Cd Ni

kg/ha*a kg/ha*a g/ha*a g/ha*a g/ha*a g/ha*a g/ha*a

NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN NF BN

Suhl-Neundorf 0,28 0,54 0,17 0,36 4,50 33,10 35,8 323,6 4,57 26,28 0,22 3,01 3,89 13,4

Benshausen 0,53 0,63 0,36 0,38 8,20 27,30 80,8 264,6 8,39 26,45 0,38 2,06 5,85 11,4

Dillstädt 0,49 0,45 0,28 0,30 6,90 20,50 67,7 254,3 7,42 21,65 0,55 2,50 6,78 10,4

Fichtenkopf 0,27 0,48 0,22 0,40 9,40 37,30 45,1 329,7 6,36 26,07 0,30 1,50 3,97 10,2

Pfanntalskopf 0,34 0,35 0,24 0,38 10,9 33,40 80,6 270,3 7,39 21,96 0,37 1,58 4,21 11,0

Gr. Eisenberg 0,47 0,30 0,27 0,40 10,9 28,50 75,8 223,0 11,2 13,53 0,68 1,25 7,12 12,9

MW 0,40 0,46 0,26 0,37 8,47 30,02 64,30 277,58 7,56 22,66 0,42 1,98 5,30 11,55

NF/BN 1 / 1,16 1 / 1,42 1 / 3,54 1 / 4,32 1 / 3,00 1 / 4,71 1 / 2,18

94


95

Elementgehalte von frischen Nadeln In den Jahren 1993 und 1996 wurden die Stoffkonzentrationen in frischen Nadeln der Nadeljahr-gänge 1 bis 7 untersucht, zu Mittelwerten zusammengefasst und getrennt nach Wuchsgebieten ausgewertet. Dabei zeigen die Stoffkonzentrationen in Abhängigkeit vom Nadelalter charakteristi-sche Verläufe und können zu verschiedenen Funktionstypen zusammengefasst werden:

Funktionstyp 1 vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetig fallend (N, P, K, Mg, Zn, Cu) In diese Gruppe gehören die Hauptnährelemente Stickstoff, Phosphor, Kalium und Magnesium, deren Stoffkonzentrationen von den jüngsten bis zu den ältesten Nadeljahrgängen linear abfallen. Auch die Stoffkonzentrationen der Spurenelemente Zink und Kupfer nehmen den gleichen Verlauf.

Funktionstyp 2. vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetig steigend (Ca, B, PB, Al) Diesem Funktionstyp gehören das Hauptnährelement Kalzium und die Spurenelemente Bor, Blei und Aluminium an.

Funktionstyp 3 vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetiger Verlauf und einem Maximum zwischen dem 1. und 7. Jahrgang (Mn, Fe, Co) Dieser Funktionstyp trifft für die Konzentrationsänderungen der Elemente Mangan, Eisen und Ko-balt zu.

Funktionstyp 4 vom 1. bis 7. Nadeljahrgang abwechselnd steigend und fallend, aber annähernd gleichsinnig in beiden Wuchsgebieten (Ni, Cr, As) Dies trifft für die Stoffkonzentrationen von Nickel, Chrom und Arsen zu.

Funktionstyp 5 vom 1. bis 7. Nadeljahrgang abwechselnd steigend und fallend, jedoch gegenläufig in den Wuchsgebieten (Cd) Nach diesem Funktionstyp verhält sich die Cadmiumkonzentration in den Nadeln der verschiede-nen Jahrgänge. Weitere Aussagen zum Ernährungszustand der untersuchten Fichtenbestände sind im Artikel „Un-tersuchungen zur Ernährungssituation der Fichte an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen“ zu finden. 6.5 Diskussion Aus den mittleren Stoffgehalten gefallener Nadeln und den Mittelwerten der in frischen Nadeln ermittelten Stoffgehalte des ersten Nadeljahrganges der Jahre 1993 und 1996 wurden für die bei-den Wuchsgebiet Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland und Thüringer Gebirge die pro-zentualen Differenzen berechnet und in Tabelle 6.6 zusammengestellt. Die Elementgehalte der frischen Nadeln wurden dabei mit 100 % angesetzt.


96

Tab. 6.6: Differenzen zwischen den Elementgehalten von frischen Nadeln (erster Nadeljahrgang) und gefallenen Nadeln in %, (frische Nadeln = 100%)

Elemente N P K Ca Mg Mn

WG Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland 68 52 48 156 55 107

WG Thüringer Gebirge 77 62 43 140 48 132

Mittelwert 73 57 46 148 52 120

Elemente Al Fe B Zn Pb Cu

WG Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland 221 214 113 103 220 94

WG Thüringer Gebirge 271 293 145 106 594 137

Mittelwert 246 254 129 105 407 116

Elemente Cd Ni Cr Co As

WG Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland 135 93 52 137 144

WG Thüringer Gebirge 226 171 685 278 243

Mittelwert 181 132 369 208 194

Zwischen den Elementgehalten von frischen und gefallenen Nadeln bestehen erwartungsgemäß erhebliche Unterschiede. Während die Nährelementgehalte von N, P, K und Mg bei gefallenen Nadeln wesentlich geringer sind als bei frischen, ist in den gefallenen Nadeln eine starke Anreiche-rung von Spurenelementen und Schwermetallen festzustellen. Unterschiede bestehen auch zwischen den beiden Wuchsgebieten. Während bei den Hauptnähr-elementen keine einheitliche Tendenz festzustellen ist (bei Stickstoff und Phosphor sind die Kon-zentrationen im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge größer als im Südthüringisch-Oberfränkischen Trias-Hügelland, bei Kalium, Kalzium und Magnesium ist es umgekehrt), liegen die Stoffkonzentra-tionen der Spurenelemente und Schwermetalle auf den Flächen des Wuchsgebietes Thüringer Ge-birge insgesamt höher als in dessen südwestlichem Vorland. Dies lässt sich mit der Höhenlage der Bestände erklären. Die Fichtenbestände in den Hoch- und Kammlagen sind durch Fernimmissionen stärker beeinflusst als die Bestände in den unteren Lagen. In beiden Wuchsgebieten waren die gefallenen Fichtennadeln insgesamt ausreichend bis sehr gut mit Nährstoffen versorgt. Dabei lagen die Nährstoffkonzentrationen in den Beständen des Wuchs-gebietes Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland bei Stickstoff, Phosphor und Kalium et-was höher als im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge, bei Kalzium und Magnesium war es umgekehrt. Die Schwankungen in der Nährstoffkonzentration sind in der Regel auf pflanzenphysiologische Ur-sachen zurückzuführen. Die sich von Jahr zu Jahr ändernden Stoffkonzentrationen in den Nadeln ergeben im Untersuchungszeitraum von 1991 bis 1999 charakteristische Verläufe, wie dies bei-spielsweise bei Stickstoff zu erkennen ist. Mit Ausnahme von Magnesium zeigen auch die übrigen Nährelemente im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge ähnliche Verläufe. In den Jahren 1992 und 1998 sind die Stickstoffanteile in den gefallenen Nadeln geringer als 1995 und 1996. Diese Senken im Kurvenverlauf stehen im Zusammenhang mit einer intensiven Fichten-blüte in diesen beiden Jahren. Während dieser Zeit benötigen die Bäume die Nährstoffe vorrangig zur Ausbildung der männlichen und weiblichen Blüten, so dass andere Pflanzenteile vernachlässigt werden. Zur Unterstützung dieser Aussage sind in Tabelle 6.7 die Untersuchungsergebnisse von Pollen im Fichtenblütenjahr 1998 aufgeführt.


97

Tab. 6.7: Nährelementgehalte von Fichtenpollen in %

P ollenproben Elemente hellgelb dunkelgelb Mittelwert

Stickstoff 3,690 3,180 3,440 Phosphor 0,531 0,369 0,450 Kalium 2,110 0,530 1,320 Kalzium 0,252 0,410 0,331 Magnesium 0,167 0,137 0,152

Es handelt sich hier um Pollen, die sich während der Blütezeit in den Niederschlagssammlern abge-setzt haben. Es wurden zwei Mischproben unterschiedlichen Reinheitsgrades entnommen (hellgelb = reiner Pollenanteil, dunkelgelb = Verschmutzung durch Staub und Pflanzenreste). Auf Unter-schiede, die zwischen den Nährelementgehalten von Pollen und den im selben Jahr gefallenen Na-deln bestehen, weisen die Ergebnisse in Tabelle 6.8 hin. Tab. 6.8: Differenzen zwischen den Elementgehalten von Pollen und gefallenen Nadeln 1998 in % (Pollen = 100%)

Elemente Suhler

Neundorf Benshausen Dillstädt Fichten-

kopf Pfanntals-

kopf Großer

Eisenberg

Stickstoff 25,9 24,1 23,3 29,1 21,5 32,6 Phosphor 18,7 17,6 16,2 17,1 14,0 25,5 Kalium 24,7 25,4 22,1 19,7 16,0 17,4 Kalzium 141,0 211,0 203,0 187,0 281,0 130,0 Magnesium 30,9 46,7 36,8 34,2 61,2 44,1

Betrachtet man diese Ergebnisse, so beträgt der mittlere Stoffanteil in den Nadeln bei Stickstoff 26 %, bei Phosphor 18 %, bei Kalium 21 %, bei Kalzium 192 % und bei Magnesium 42 % des Gehal-tes in den Pollen. Von besonderer Bedeutung ist die Feststellung, dass der Verlauf der Nährstoffkonzentrationen gefallener Nadeln und der Verlauf des Nadelfalls in einem abhängigen Verhältnis zueinander ste-hen. Deutlich wird dies beim Vergleich der Kurvenverläufe von Nadelfall und Stickstoffkonzentra-tion in gefallenen Nadeln (s. Abbildung 6.9). In den Jahren der stärksten Nadelfälle (1991/92 und 1998) waren die Stickstoffkonzentrationen am geringsten. Im Gegensatz dazu trat der geringste Nadelfall 1995/96 auf, als die Stickstoffkonzentrationen ihr Maximum erreichten.

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999

Na

de

lfa

ll (t

/ha

)/S

ticksto

ffg

eh

alt (

%)

Nadelfall

Stickstoffgehalt

Abb. 6.9: Nadelfall (t/ha) und Stickstoffkonzentration (%) im Mittel aller Messstationen


98

Um mögliche Abhängigkeiten zwischen Nadelfall und Elementgehalten in den gefallenen Nadeln festzustellen, wurden Korrelationen berechnet. Zieht man für die Berechnung von allen Messstati-onen die Jahresmittelwerte der Variablen des gesamten Untersuchungszeitraumes heran, so erge-ben sich allerdings nur schwache Beziehungen bei sehr kleinen Bestimmtheitsmaßen. Einige Werte widersprechen dabei sogar den langjährigen Erfahrungen, zum Beispiel dann, wenn mit zunehmend besserer Magnesiumversorgung der Nadelfall immer größer anstatt kleiner wird. Die Zusammen-hänge werden jedoch wesentlich straffer, wenn man die Korrelationen nur für ein einziges Stich-jahr berechnet. Man schließt durch diese Vorgehensweise Veränderungen aus, die durch physiolo-gisch bedingte Schwankungen hervorgerufen werden. Da neben den absoluten Nährelementgehalten auch die Relationen zwischen den Nährelementen (N/P, N/K, N/Ca, N/Mg) für die Beurteilung des Ernährungszustandes eine wichtige Rolle spielen, wurden auch hier die Korrelationen zum Nadelfall berechnet und es ergaben sich ebenfalls nur für die Einzeljahre straffe Zusammenhänge. Die festgestellten Stoffkonzentrationen in den gefallenen Nadeln lassen zunächst keine Rückschlüs-se zu, ob die bodengeologischen Verhältnisse der Standorte oder die Stoffeinträge mit dem Nie-derschlag als Hauptursache für die schwankenden Stoffgehalte in den Nadeln in Frage kommen. Anhand des Mangangehaltes in den Nadeln kann jedoch der Nachweis geführt werden, dass die Stoffeinträge mit dem Niederschlag einen starken Einfluss ausüben. Die Fichtenbestände der Waldmessstationen Suhl-Neundorf, Benshausen und Dillstädt stocken auf Standorten des Wuchs-gebietes Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland mit vergleichbaren bodengeologischen Verhältnissen. Dennoch ist die mittlere Mangankonzentration in Suhl-Neundorf mit durchschnitt-lich 546 mg/kg nicht einmal halb so groß wie in Dillstädt mit 1461 mg/kg. Die hohe Akkumulati-onsrate in Dillstädt resultiert aus der hohen Mangan-Deposition auf dieser Fläche. Mit dem Be-standesniederschlag wird hier etwa die doppelte Menge an Mangan eingetragen wie in Suhl-Neundorf. Die WMS Dillstädt liegt in der Nähe des Wuchsbezirkes Meininger Muschelkalk und wird durch Staubemissionen von regionalen Kalksteinbrüchen beeinflusst. Da die WMS Benshau-sen und Suhl-Neundorf weiter von den Emissionsquellen entfernt sind, sind auch die Mangangehal-te in den Nadeln deutlich geringer. Im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge liegen die Verhältnisse ähnlich. Die Fichtenbestände stocken hier jedoch auf Quarzporphyr- und Porphyrit-Grundgestein. Die Mangankonzentrationen sind an den WMS Fichtenkopf und Pfanntalskopf geringer als an der HMS Großer Eisenberg, da sie weiter von den regionalen Porphyrsteinbrüchen entfernt sind. Zwischen den akkumulierten Stoffen in den gefallenen Nadeln und der Bestandesdeposition wur-den lineare Regressiongeraden berechnet. Deren Funktionen und die Bestimmtheitsmaße sind in den Abbildungen 6.10 bis 6.23 dargestellt.

y = -0,0068x + 1,32562R = 0,0145

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

24,00 26,00 28,00 30,00 32,00

Eintrag/Niederschlag (kg/ha*a)

Na

de

ln, N

(%

)

y = 0,0813x + 0,02452R = 0,6932

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,5 0,7 0,9 1,1 1,3


Na

de

ln, P

(%

)


99

y = 0,0078x + 0,13322R = 0,7531

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

0,35

0,4

10 15 20 25 30


Nad

eln

, K

(%

)

y = 0,0081x + 0,46322R = 0,0409

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

5 10 15 20


Nad

eln

, C

a (

%)

y = -0,001x + 0,06362R = 0,0038

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

0,08

1 2 3 4

Eintrag/ Niederschlag (kg/ha*a)

Na

de

ln, M

g (

%)

y = 891,3x - 31,5982R = 0,9519

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 0,5 1 1,5 2

Eintrag /Niederschlag (kg/ha*a)

Na

de

ln,M

n (

mg

/kg

)

y = 95,577x + 141,532R = 0,3634

0

50

100

150

200

250

0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7

Eintrag / Niederschlag (kg/ha*a)

Nad

eln

, A

l (m

g/k

g)

y = 40x + 107,22R = 0,0127

50

70

90

110

130

150

0,25 0,3 0,35 0,4 0,45

Eintrag / Niederschlag (kg/ha*a)

Na

de

ln,F

e (

mg

/kg

)

y = 0,1565x - 0,62982R = 0,5746

0

1

2

3

4

5

6

7

20 25 30 35 40

Eintrag / Niederschlag (g/ha*a)

Na

de

ln, P

b (

mg

/kg

)

y = -0,0587x + 4,87452R = 0,3914

0

1

2

3

4

5

10 15 20 25 30


Na

de

ln, C

u (

mg

/kg

)


100

y = -0,0298x + 0,25072R = 0,2073

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

1 1,5 2 2,5 3 3,5


Na

de

ln, C

d (

mg

/kg

)

y = 0,0778x + 1,60142R = 0,1119

1

1,5

2

2,5

3

10 11 12 13 14

Eintrag /Niederschlag (g/ha*a)

Na

de

ln, N

i (m

g/k

g)

y = 0,3672x - 0,5852R = 0,1722

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3 3,5 4 4,5 5


Na

de

ln, C

r (m

g/k

g)

y = -0,0384x + 40,6582R = 0,1102

0

10

20

30

40

50

200 250 300 350


Na

de

ln, Z

n (

mg

/kg

)

Abb. 6.10 bis 6.23: Darstellung der Beziehungen zwischen dem Stoffgehalt in den Nadeln (mg/kg bzw. %) und dem Stoffeintrag mit dem Bestandesniederschlag (g/ha*a bzw. kg/ha*a)

Bei den meisten Elementen ergab sich ein positiver Regressionskoeffizient, woraus zu schließen ist, dass zunehmende Stoffeinträge höhere Stoffkonzentrationen in den Nadeln bedingen. Die Be-stimmtheitsmaße sind jedoch unterschiedlich groß und weisen bei Mangan, Kalium, Phosphor, Blei und Aluminium auf gute bis sehr gute, bei Chrom und Nickel auf nur schwache Abhängigkeiten hin. Zwischen den mit dem Bestandesniederschlag eingetragenen Elementen Kalzium, Stickstoff, Eisen, Magnesium und den entsprechenden Stoffkonzentrationen in den Nadeln bestehen so gut wie kei-ne Beziehungen. Eine Ursache dafür könnte die Remobilisierung dieser Stoffe sein, welche bei-spielsweise bei Stickstoff und Magnesium dazu führt, dass vor dem Abfall der alten Nadeln die Stof-fe von den jüngeren aufgenommen oder in anderen Pflanzenteilen gespeichert werden und demzu-folge in den abfallenden Nadeln nur geringe Konzentrationen vorhanden sind. Diese Stoffumlage-rung in die Organe mit dem höchsten Bedarf ist besonders für Stickstoff typisch und wird als Stickstofftranslokation bezeichnet. Sie ist, wie bereits erwähnt, für die niedrigen Stickstoffgehalte in den Jahren der Fichtenblüte 1992 und 1998 verantwortlich. Bei Kupfer, Cadmium und Zink sind negative Regressionskoeffizienten errechnet worden. Das würde bedeuten, dass bei steigenden Depositionsraten die Konzentration in den Nadeln abnimmt. Eine Erklärung für diesen Sachverhalt ist momentan nicht möglich.


101

6.6 Zusammenfassung Für die Untersuchung des Nadelfalls im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring an den Wald- und Hauptmessstationen wurden sechs repräsentative Fichtenbestände in den Wuchsgebieten Südthüringisch-Oberfränkisches Trias-Hügelland und Thüringer Gebirge ausgewählt. Die Ergebnisse der Nadelmasse- und Nadelfalluntersuchungen sind in Tabellen zusammengefasst. Durch die gewählte Versuchsanordnung wird unter Nutzung der Niederschlagssammler ein Nadel-fall-Minimalwert ermittelt. Dabei handelt es sich um jenen Anteil des Nadelfalls, der auf natürliche physiologische Ursachen zurückzuführen ist und in der Größenordnung von ca. 60 % des gesamten Nadelfalls liegt. Die charakteristischen Verläufe des Nadelfalls innerhalb eines Untersuchungsjahres und für den gesamten Untersuchungszeitraum wurden nach Wuchsgebieten getrennt dargestellt. Es ergaben sich folgende Ergebnisse:

1. Die gefallenen Nadeln auf den Flächen des WG Südthüringisches Trias-Hügelland (durch-schnittliche Höhenlage 540 m ü. NN) sind schwerer als jene in den oberen Gebirgslagen (Wuchsgebiet Thüringer Gebirge, Höhenlage 880 m ü. NN). Zwischen der 100-Nadelmasse gefallener Nadeln und der Höhenlage der Bestände besteht ein straffer funkti-oneller Zusammenhang. Da jedoch die Anzahl gefallener Nadeln in den oberen Gebirgsla-gen größer ist als in den unteren Lagen (bedingt durch die meist höhere Anzahl an Nadel-jahrgängen) ist der durchschnittliche Nadelfall in beiden Wuchsgebieten mit 2,11 t/ha*a in den oberen Gebirgslagen und 2,13 t/ha*a in den unteren Lagen nahezu identisch.

2. Im Verlauf eines Jahres traten beim Nadelfall systematische Schwankungen auf, deren Funk-tionsverläufe im Wechsel der Jahreszeiten dargestellt wurden. Die Senke in den Sommer-monaten ist möglicherweise auf verstärkte Aktivitäten von Schaderregern zurückzuführen.

3. Frische Nadeln sind wesentlich schwerer als gefallene Nadeln. Die erheblichen Massediffe-renzen sind im Wesentlichen darauf zurückzuführen, dass für die Analyse frischer Nadeln ausschließlich Lichtnadeln aus der Oberkrone (7. Wirtel) verwendet wurden, während sich die gefallenen Nadeln aus Licht- und Schattennadeln der gesamten Baumkrone zusammen-setzen. Die Gewichtsspannen zwischen Licht- und Schattennadeln sowie zwischen jungen und alten Nadeln sind relativ groß.

4. Aus den Elementgehalten und den jeweiligen 100-Nadelmassen der gefallenen Nadeln wur-den die Stoffeinträge je Hektar und Jahr berechnet. Aus der Gegenüberstellung von Stoff-einträgen mit dem Nadelfall und Stoffeinträgen mit dem Bestandesniederschlag geht hervor, dass durch den Nadelfall jährlich fast ebensoviel Stickstoff, Kalzium und Aluminium einge-tragen wird wie mit dem Bestandesniederschlag und dass zwar mit dem Nadelfall etwa die doppelte Stoffmenge an Mangan und Phosphor auf den Boden gelangt aber nur die Hälfte bis fast ein Fünftel an Kalium, Magnesium und Schwermetallen.

5. Bei den untersuchten frischen Nadeln der Nadeljahrgänge 1 bis 7 schwanken die Stoffkon-zentrationen in Abhängigkeit vom Nadelalter, zeigen unterschiedliche Verläufe und können zu verschiedenen Funktionstypen zusammengefasst werden: Funktionstyp 1 (vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetig fallend) N, P, K, Mg, Zn, Cu

Funktionstyp 2 (vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetig steigend) Ca, B, Pb, Al Funktionstyp 3 (vom 1. bis 7. Nadeljahrgang stetiger Verlauf mit einem Maximum zwischen dem ersten und siebenten Nadeljahrgang) Mn, Fe, Co Bei Nickel, Chrom und Arsen steigen und fallen die Stoffkonzentrationen annähernd gleichsinnig in beiden Wuchsgebieten, bei Cadmium sind sie gegenläufig.


102

6. Trotz fallender Stoffkonzentrationen vom 1. bis zum 7. Nadeljahrgang werden bei den fri-

schen Nadeln durch die älteren Nadeljahrgänge größere absolute Stoffmengen eingebracht als durch junge Nadeln. Dies steht im Zusammenhang mit der größeren Nadelmasse der äl-teren Nadeln.

7. Der aktuelle Ernährungszustand wurde durch Nadelanalysen des ersten und teilweise auch des dritten Nadeljahrgangs untersucht. Zwischen den Elementgehalten frischer Nadeln (erster Nadeljahrgang) und gefallener Nadeln bestehen erhebliche Unterschiede. Während die Nährelementkonzentrationen von N, P, K, Mg bei den gefallenen Nadeln wesentlich ge-ringer sind als bei den frischen, ist in den gefallenen Nadeln eine deutliche Erhöhung der Konzentration der Spurenelemente festzustellen.

8. Die heftigen Schwankungen in den Nährelementkonzentrationen während des gesamten Untersuchungszeitraums sind auch auf physiologische Ursachen zurückzuführen. In den Jah-ren der Fichtenblüte sinkt z. B. der Stickstoffgehalt in den gefallenen Nadeln auf Minimal-werte, der Nadelfall steigt dagegen auf Maximalwerte an. Ursache dafür ist die Verlagerung von Stickstoff aus den Nadeln in die männlichen und weiblichen Blüten. Ähnliche Tenden-zen wurden auch bei Phosphor, Kalium und Magnesium festgestellt.

9. Wegen der nachgewiesenen physiologisch bedingten Schwankungen der Nährelementge-halte von Jahr zu Jahr sind die berechneten Zusammenhänge zwischen dem Nadelfall und den Nährelementgehalten über Regressionsfunktionen aus den Ergebnissen aller Versuchs-flächen über den gesamten Versuchszeitraum nicht repräsentativ. Die Abhängigkeiten des Nadelfalls von den jeweiligen Variablen sind sehr gering, weil sich physiologische und anthropogen bedingte Einflüsse überlagern. Stärkere Abhängigkeiten ergeben sich, wenn die funktionellen Zusammenhänge jährlich dargestellt und die physiologisch bedingten Schwankungen ausgeschaltet werden.

10. Zwischen den Stoffkonzentrationen in den gefallenen Nadeln und den durch Bestandesnie-derschlag eingebrachten Stoffmengen bestehen teilweise gute Abhängigkeiten bei Mangan, Kalium, Phosphor, Blei und Aluminium (positive Regressionskoeffizienten, relativ hohe Be-stimmtheitsmaße) und praktisch keine Abhängigkeiten bei Stickstoff, Magnesium, Kalzium und Eisen (minimale Bestimmtheitsmaße). Abhängigkeiten mit negativen Regressionskoeffi-zienten bestehen bei Kupfer, Cadmium und Zink.

Wasserqualität an den Quellen im Bereich der Wald- und Hauptmessstationen

103

7 Wasserqualität an den Quellen im Bereich der Wald- und Hauptmessstationen 7.1 Einleitung und Problemstellung Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring an den Thüringer Waldmessstationen (WMS) und Hauptmessstationen (HMS) wird neben der Niederschlagsmenge und -beschaffenheit auch das Wasser von Quellen untersucht, die sich in unmittelbarer Nähe der Messstationen befinden und von kleineren Einzugsgebieten gespeist werden. Diese Quellen besitzen insgesamt nur eine geringe Schüttung. Ziel der Untersuchungen ist es, neben der Erhebung von Basiswerten zur Quellwasser-beschaffenheit auch zeitabhängige Entwicklungen und mögliche Wechselbeziehungen zwischen Stoffein- und -austrägen zu verfolgen. Die vorliegenden Untersuchungsergebnisse basieren auf unterschiedlich langen Erhebungs-zeiträumen von maximal acht Jahren (WMS Suhl-Neundorf, Benshausen, Dillstädt) bis zu minimal zwei Jahren (HMS Possen). Insgesamt wurden 13 Quellen in die Untersuchungen einbezogen. Im Rahmen dieser Veröffentlichung werden vorrangig die Stoffkonzentrationen in den untersuch-ten Quellwässern dargestellt und bewertet. 7.2 Versuchsanordnung, Standortmerkmale Die Untersuchungen zur Quellwasserbeschaffenheit stellen einen kleinen, aber wichtigen Abschnitt im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring dar. Die Quellwasserbeschaffenheit wird nach den Qualitätsmaßstäben von Trinkwasser für den menschlichen Gebrauch gemäß EG-Richtlinie und Trinkwasserverordnung (1990) beurteilt. Anhand der Untersuchungsergebnisse aus Langzeit-untersuchungen über mehrere Jahre soll neben der Erfassung des Ist-Zustandes auch festgestellt werden, ob und wie sich Veränderungen des Immissionsgeschehens auf die Quellwasser-beschaffenheit auswirken. Jedes Wasser besitzt je nach dem Ort seines natürlichen Vorkommens unterschiedliche Konzen-trationen an Inhaltsstoffen. Dafür sind in erheblichem Maße die geologischen Verhältnisse im Ein-zugsgebiet der Quellen verantwortlich. Durch die Thüringer Landesanstalt für Umwelt wurde eine Karte „Hydrogeologische Einheiten“ (Lithofazieseinheiten) im Maßstab 1:200000 erarbeitet und veröffentlicht. Anhand dieser Karte wurden die Standorte der Quellen den jeweiligen Lithofazies-einheiten zugeordnet (s. Tabelle 7.1). Tab. 7.1: Zuordnung der Quellen zu Lithofazieseinheiten

Paläozoische Gesteine der Mittelgebirge Mesozoische Gesteine der Vorländer und Beckenbereiche Rotliegendes, Magmatite und Migmatite WMS Pfanntalskopf WMS Vessertal HMS Großer Eisenberg WMS Ellenbogen

Buntsandstein, Sandsteine WMS Suhl-Neundorf WMS Benshausen WMS Dillstädt WMS Paulinzella

Rotliegendes, Molassegestein WMS Fichtenkopf WMS Zella-Mehlis WMS Hohe Sonne

Muschelkalk, Kalksteine WMS Hainich (alte Fläche-Betrieb bis 10/2000) HMS Possen


104

Einige Quellen liegen in unmittelbarer Nähe von Verbreitungsgebieten anderer geologischer Ge- steine, so dass eine Beeinflussung der Stoffkonzentrationen im Quellwasser nicht auszuschließen ist. Dies trifft für die Quellen an den WMS Dillstädt (Nähe Kalkstein), Fichtenkopf (Nähe Magmati-te/Migmatite) und Ellenbogen (Nähe Kalkstein) zu. 7.3 Versuchsdurchführung Das Untersuchungsspektrum an den Quellen umfasst neben der Mengenermittlung durch Schüt-tungsmessungen auch die Bestimmung der pH-Werte, der elektrischen Leitfähigkeit und der Was-ser-Inhaltsstoffe. Die Probenentnahme erfolgt im 14-tägigen Rhythmus durch Personal der Thürin-ger Forstämter und der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft. Nach einer Zwischenlagerung in Kühlschränken oder -truhen (maximal 5 Wochen, minimal 1 Woche) werden die Wasserpro-ben dem Labor der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft in Jena zur Analyse übergeben. Dort werden die anorganischen Inhaltstoffe unter Verwendung derselben Verfahren wie bei Nie-derschlagswasser, Sickerwasser und Wasser des Stammabflusses untersucht (s. CHMARA, 1999). Zum Zeitpunkt der Quellwasserentnahme wird die Schüttung mit Hilfe eines Messeimers oder Messzylinders durch Füllzeiterfassung bestimmt. Durch die Installation von Kunststoffrohren oder Halbschalen aus Holz wurden die Voraussetzungen für die Schüttungsmessungen verbessert. Von BEIERKUHNLEIN und GRÄSLE (1993) wird eine sechsstufige Schätzskala für die Einstufung von Quellschüttungen vorgeschlagen. Sie kann für eine grobe Quantifizierung der Schüttung heran-gezogen werden. Tab.7.2: Schätzskala für die Einstufung von Quellschüttungen (nach BEIERKUHNLEIN und GRÄSLE, 1993)

Schüttung < 0,05 l/s Schüttung nur sickernd, oberflächige Wasserbewegung visuell nicht zu erken-

nen, keine Beprobung möglich

Schüttung ca. 0,05 l/s Schüttung sehr gering, oberflächliche Wasserbewegung visuell zu erkennen, Beprobung gerade noch möglich, Messzylinder füllt sich nur langsam

Schüttung ca. 0,2 l/s Schüttung gering, Wasserbewegung mit geringer Durchwirbelung, Beprobung möglich

Schüttung ca. 0,5 l/s Schüttung mittel, Beprobung gut möglich, Probengefäße rasch zu füllen

Schüttung ca.1,0 l/s Schüttung stark, Wasserbewegung mit starker Durchwirbelung, Beprobung gut möglich, Probengefäße rasch zu füllen

Schüttung > 1,5 l/s Schüttung sehr stark, sturzbachartiger Quellaustritt

Im Zentrallabor der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft werden folgende chemischen Un-tersuchungen durchgeführt:


105

Tab.7.3: Untersuchungsspektrum und Methoden

Untersuchung/Parameter Verfahren pH-Wert (H2O) mit pH-Elektrode nach DIN 38404-C5 elektrische Leitfähigkeit (LF) DIN 38404-C8 Basenkapazität (KB) titrimetrisch nach DIN 38409-H7-2-2 Ammonium photometrisch nach DIN 38406 E5 Fluorid mit ISE nach DIN 38405-D4-1 Sulfat, Nitrat, Chlorid mit IC nach DIN 38405-D19 Gesamtstickstoff bis KW 6/97 nach KJELDAHL (VDLUFA-Vorschriften)/ ab KW 8/97 durch Chemoluminiszenzdetektion* Phosphat mit ICP-AES als Gesamtphosphat nach DIN 38406-E22 K, Na, Mg, Ca, Fe mit ICP-AES nach DIN 38406-E22 Al, Cr, Mn, Ni, Cu, Zn, Cd, Pb mit ICP-MS nach DIN 38406-E29 (V)

7.4 Ergebnisse 7.4.1 Niederschlag auf der Freifläche und im Bestand, Interzeptionsverdunstung und Interzeptionsgewinn Wenn Niederschlag auf eine mit Wald bestockte Fläche fällt, gelangt nur ein Teil davon direkt auf den Waldboden. Der andere Teil benetzt die Blätter oder Nadeln, die Äste, das Feinreisig und den Stamm. Von dort tropft oder fließt ein Teil ab und gelangt verzögert auf den Waldboden, ein an-derer Teil verdunstet von der Baumoberfläche und steht für die Grundwasserneubildung und die Wasserversorgung der Bäume nebst Transpiration nicht mehr zur Verfügung (Interzeptionsver-lust). Die Niederschlagsmessungen auf Freilandstationen, auch jene, die vom Deutschen Wetter-dienst betrieben werden, berücksichtigen ausschließlich den akzeptorunabhängigen Niederschlag in Form von Regen, Schnee, Hagel und Graupel. In bewaldeten Gebieten sind jedoch akzeptorabhän-gige Niederschlagsarten von Bedeutung, z. B. dort, wo Nebel an Nadeln und Feinreisig kondensiert und als Wassertropfen auf den Waldboden fällt. In bewaldeten höheren Gebirgslagen kann unter Umständen die Interzeption zu einem Niederschlagsgewinn führen. Die Ergebnisse der Freiland- und Bestandesniederschlagsmessung und die aus beiden Parametern berechneten Interzeptionsver-luste und -gewinne bestätigen den geschilderten Sachverhalt. In Tabelle 7.4 sind für jede Station die statistischen Maßzahlen des gesamten Versuchszeitraumes aufgeführt. Tab. 7.4: Mittelwert (MW), Standardabweichung (s), Variationskoeffizient (V) von Niederschlag, Interzeption und Quellenabfluss

Unter- Niederschlag Interzeptions- Quellenabfluss

suchungs- verlust

zeitraum Freiland Bes t a nd

Messstation/ MW s V MW s V MW s V MMWW s s V

(Bestockung) mm mm % mm mm % % % % l/s l/s 10 6l/a 106l/a %

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 10/90-09/98 932 159 17 574 93 16 38 4,2 11 0,29 0,12 9,23 3,92 42

WMS Benshausen (Fi) 10/90-09/98 877 174 20 543 109 20 38 1,5 4 0,84 0,39 26,60 12,20 46

WMS Dillstädt (Fi) 10/90-09/98 734 136 19 483 92 19 34 4,0 12 0,27 0,16 8,60 5,08 59

WMS Fichtenkopf (Fi) 10/91-09/98 1215 123 10 1183 153 13 3 4,8 169 0,54 0,14 17,10 4,31 25

WMS Pfanntalskopf (Fi) 10/91-09/98 1357 188 14 1173 210 18 14 6,4 46 0,39 0,16 12,30 5,14 42

WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 10/92-09/98 1139 145 13 882 123 14 23 1,1 5 1,62 0,59 51,20 18,60 36


106

Unter- Niederschlag Interzeptions- Quellenabfluss

suchungs- verlust

zeitraum Freiland Bes t a nd

Messstation/ MW s V MW s V MW s V MMWW s s V

(Bestockung) mm mm % mm mm % % % % l/s l/s 10 6l/a 106l/a %

WMS Vessertal (Bu) 10/92-09/98 1182 234 20 974 117 12 16 14,0 89 1,42 0,26 44,80 8,03 18

HMS Gr. Eisenberg (Fi) 10/95-09/98 1091 132 12 1098 166 15 -1 8,4 1198 0,52 0,24 16,30 8,30 51

WMS Hohe Sonne (Bu) 10/95-09/98 681 84 12 442 23 5 34 10,9 32 0,56 0,36 17,60 11,30 64

WMS Ellenbogen (Bu) 10/95-09/98 907 140 15 659 101 15 27 5,5 20 0,70 0,31 22,20 9,69 44

WMS Hainich alt (Bu) 10/95-09/98 629 120 19 486 131 27 23 10,3 44 0,16 0,22 5,18 7,01 135

WMS Paulinzella (Ki) 10/95-09/98 513 103 20 386 96 25 24 18,9 79 0,03 0,02 0,85 0,55 65

HMS Possen (Bu) 10/96-09/98 593 4 1 371 30 8 37 5,4 14 0,01 - 0,41 - -

Der mittlere Interzeptionsverlust beträgt für die Fichtenversuchsflächen 21 %. Die Interzeption korreliert bei einem Bestimmtheitsmaß von 0,91 mit der Höhenlage der Bestände. Während sie in den unteren Lagen (WMS Suhl-Neundorf, Benshausen, Dillstädt) einen Mittelwert von 37 % auf-weist, fällt sie auf den Hochlagen des Thüringer Waldes im Mittel der WMS Fichtenkopf, Pfann-talskopf und Großer Eisenberg auf 5 % ab. An der Hauptmessstation Großer Eisenberg ist im Durchschnitt der untersuchten drei Jahre sogar ein Interzeptionsgewinn von 0,7 % festgestellt worden. Die WMS Pfanntalskopf weist in den Winterhalbjahren 1992/93 und 1993/94 Interzepti-onsgewinne auf, von 1992/93 bis 1996/97 ebenfalls auch die WMS Fichtenkopf. Diese Interzeptionsgewinne sind auf Nebelniederschlag und Rauhreif zurückzuführen. Die Buchen-bestände weisen einen mittleren Interzeptionsverlust von 27 % auf, der sich ebenfalls mit zuneh-mender Höhenlage vermindert. Die mit Kiefern bestockte WMS Paulinzella weist im Zeitraum von 1995/96 bis 1997/98 einen durchschnittlichen Interzeptionsverlust von 24 %, die mit Buche/Fichte bestockte Fläche Zella-Mehlis von 1992/93 bis 1997/98 von 23 % auf. 7.4.2 Quellschüttung Für die Quellen im Bereich der Versuchsstationen wurde der zeitbezogene Wasseraustrag in l/s ermittelt und anhand der Schätzskala von BEIERKUHNLEIN und GRÄSLE (1993) bewertet. Die Einstufung geht aus Tabelle 7.5 hervor. Die jährlichen Schwankungen der Quellabflüsse sind wäh-rend des gesamten Versuchszeitraumes erheblich. Die mittleren Variationskoeffizienten nehmen je nach Grundwasserleiter in der Reihenfolge der Lithofazieseinheiten Magmatite und Migmatite < Molassegestein < Sandsteine < Kalksteine zu. Auf den beiden Flächen des Kalksteinaquifers schwankt die Quellschüttung stark. Sie setzte auf der Versuchsfläche Possen über längere Sammelperioden total aus. Auch die Quelle der WMS Hainich (alt) war im September des Jahres 1997 total versiegt. Die Quellen der Stationen Fichtenkopf und Pfanntalskopf setzten im trockenen September des Jahres 1997 kurzzeitig aus. Eine Bewertung der Schüttung an den Quellen Paulinzella und Possen ist wegen des sehr geringen Wasseraustrages im Durchschnitt des Versuchszeitraumes nach den vorgegebenen Kriterien nicht möglich.


107

Tab. 7.5: Einstufung der Quellen nach der durchschnittlichen Schüttung

Messstation/ (Bestockung)

Untersuchungs- zeitraum

Schüttung l/s

Bewertung

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 10/90-09/98 0,29 gering bis mittel

WMS Benshausen (Fi) 10/90-09/98 0,84 mittel bis stark

WMS Dillstädt (Fi) 10/90-09/98 0,27 gering bis mittel

WMS Fichtenkopf (Fi) 10/91-09/98 0,54 mittel

WMS Pfanntalskopf (Fi) 10/91-09/98 0,39 gering bis mittel

WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 10/92-09/98 1,62 sehr stark

WMS Vessertal (Bu) 10/92-09/98 1,42 stark bis sehr stark

HMS Gr. Eisenberg (Fi) 10/95-09/98 0,52 mittel

WMS Hohe Sonne (Bu) 10/95-09/98 0,56 mittel

WMS Ellenbogen (Bu) 10/95-09/98 0,70 mittel bis stark

WMS Hainich alt (Bu) 10/95-09/98 0,16 sehr gering bis gering

WMS Paulinzella (Ki) 10/95-09/98 0,03 nicht möglich

HMS Possen (Bu) 10/96-09/98 0,01 nicht möglich

7.4.3 Vergleich der pH-Werte von Bestandesniederschlag und Quellwasser Quellwasser ist unmittelbar am Quellenaustritt als Grundwasser anzusprechen (BAUMGARTNER und LIEBSCHER, 1990). Auf das komplexe System Grundwasser wirkt als Input-Größe die qualita-tive und quantitative Beschaffenheit des Bestandesniederschlages mit seinen atmosphärisch und anthropogen bedingten Lösungsinhalten. Der infiltrierte Niederschlag erfährt durch die Bodenpassage entscheidende Veränderungen. Die Beschaffenheit des sich bildenden Grundwassers hängt z. B. von der chemischen und physikali-schen Beschaffenheit der Gesteine, den Lagerungsverhältnissen, dem Salzgehalt, der Wassertem-peratur, der durchfließenden Wassermenge und der Fließgeschwindigkeit ab. In der ungesättigten Bodenzone kommt es zu komplexen Wechselwirkungen und vielfältigen Reaktionen durch Lösung und Verdünnung, Filtration, Adsorption, Desorption, Ionenaustausch, Oxidation, Reduktion, Fäl-lung, Hydrolyse, Komplexbildung und mikrobiologische Prozesse (WENDLAND und KUNKEL, 1999; HÖLTING, 1992). In Tabelle 7.6 sind die pH-Werte von Bestandesniederschlag und Quell-wasser auf den Versuchsflächen gegenübergestellt. Es handelt sich um Mittelwerte unterschiedlich langer Untersuchungszeiträume. Die Verläufe im jeweiligen Untersuchungszeitraum sind in den Abbildungen 7.1 bis 7.13 dargestellt. Die pH-Werte des Bestandesniederschlages beziehen sich nur auf den Kronendurchlass, der Stammabfluss in Buchenbeständen wurde aufgrund unvollständiger Werte nicht mit einbezogen. In Tabelle 7.6 ist der Steigerungsfaktor der pH-Werte von Bestandesniederschlag zu Grundwasser bei Quellenaustritt für alle untersuchten Wald- und Hauptmessstationen angegeben. Insgesamt wurde ein mittlerer Steigerungsfaktor von 42 % ermittelt. Dieser Faktor verändert sich je nach hydrogeologischer Beschaffenheit der Grundwasserleiter in der Reihenfolge: Magmatite und Migmatite (38 %) < Molassegestein (40 %) < Sandsteine (46 %) < Kalksteine (49 %)


108

Tab. 7.6: pH-Werte von Bestandesniederschlag und Quellwasser

Messstation/(Bestockung) Untersuchungs-

zeitraum pH-Wert pH-Wert Steigerungs-

faktor Bestandes-

niederschlag Quelle* F in %

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 10/90-09/98 3,99 6,74 92 WMS Benshausen (Fi) 10/90-09/98 3,99 6,73 69 WMS Dillstädt (Fi) 10/90-09/98 4,11 5,63 37 WMS Fichtenkopf (Fi) 10/91-09/98 4,01 5,83 45 WMS Pfanntalskopf (Fi) 10/91-09/98 4,05 5,20 28 WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 10/92-09/98 4,61 5,99 30 WMS Vessertal (Bu) 10/92-09/98 4,72 6,37 35 HMS Gr. Eisenberg (Fi) 10/95-09/98 4,45 6,42 44 WMS Hohe Sonne (Bu) 10/95-09/98 5,06 7,40 46 WMS Ellenbogen (Bu) 10/95-09/98 5,04 7,39 44 WMS Hainich alt (Bu) 10/95-09/98 5,15 8,03 56 WMS Paulinzella (Ki) 10/95-09/98 4,38 4,99 14 HMS Possen (Bu) 10/96-09/98 5,36 7,63 42

* Die pH-Werte für Trinkwasser sollten laut Trinkwasserverordnung (TrinkwVO) zwischen 6,5 und 9,5 liegen.

Der pH-Wert des Bestandesniederschlages ist von 1991 bis 1998 kontinuierlich angestiegen, was als eine Folge der in diesem Zeitraum reduzierten Einträge von Säurebildnern, vor allem von Sul-fat-Schwefel, anzusehen ist. Für die pH-Wert-Erhöhung des Quellwassers sind neben dem nach-gewiesenen pH-Wert-Anstieg im Bestandesniederschlag noch weitere Faktoren verantwortlich, wobei die durchflossenen hydrogeologischen Bereiche auf die Pufferung den größten Einfluss aus-üben dürften. An einigen Quellen nehmen die pH-Werte in den letzten Jahren wieder leicht ab. Die Ursache dafür ist bisher nicht geklärt, die Verläufe sind in den kommenden Jahren weiter zu verfolgen. Der laut Trinkwasserverordnung (1990) geltende untere Grenzwert von 6,5 wird vor allem an den Quellen im Thüringer Gebirge sowie an den Quellen Paulinzella und Dillstädt z. T. deutlich unter-schritten, d. h. hier ist die Wasserqualität durch Versauerungstendenzen beeinträchtigt. Im Falle einer Nutzung wären erhöhte Anforderungen bei der Wasseraufbereitung erforderlich.


109

Abb. 7.1 bis 7.4: Entwicklung der pH-Werte von Bestandesniederschlag (BN) und Quellwasser auf Buntsandstein

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

90/91 91/92 92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Benshausen

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2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

90/91 91/92 92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Dillstädt

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Paulinzella

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

90/91 91/92 92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Suhl-Neundorf


110

Abb. 7.5 bis 7.8: Entwicklung der pH-Werte von Bestandesniederschlag (BN) bzw. Kronendurchlass (KD) bei Buchenständen und Quellwasser auf Magmatiten und Migmatiten

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

91/92 92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Pfanntalskopf

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

KD

Quelle

Vessertal

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Großer

Eisenberg

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

95/96 96/97 97/98

Untersuchuchungsjahre

pH

-Wer

t

KD

Quelle

Ellenbogen


111

Abb. 7.9 bis 7.11: Entwicklung der pH-Werte von Bestandesniederschlag (BN) bzw. Kronendurchlass (KD)

bei Buche und Quellwasser auf Molassegesteinen

Abb. 7.12 und 7.13: Entwicklung der pH-Werte von Kronendurchlass (KD) bei Buche und Quellwasser auf Muschelkalk

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90/91 91/92 92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

BN

Quelle

Fichtenkopf

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2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

92/93 93/94 94/95 95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

KD

Quelle

Zella-Mehlis

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

Hohe Sonne

Quelle

KD

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

95/96 96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

Hainich

Quelle

KD0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

96/97 97/98

Untersuchungsjahre

pH

-Wer

t

Possen

Quelle

KD


112

7.4.4 Elektrische Leitfähigkeit von Niederschlags- und Quellwasser Durch die Messung der elektrischen Leitfähigkeit eines Wassers erhält man einen Anhaltspunkt über dessen Gesamtmineralisierung. HÜTTER (1992) gibt für verschiedene Wässer folgende Richtwerte an (in µS/cm, 25 °C): Tab. 7.7: Richtwerte für elektrische Leitfähigkeiten verschiedener Wässer (nach HÜTTER)

Art des Wassers Richtwert (µS/cm)

Destilliertes Wasser, entionisiertes Wasser <3

Regenwasser, Schneewasser 10-100

Sehr schwach mineralisiertes Grund- bzw. Oberflächenwasser 50-200

Schwach mineralisiertes Wasser, Tafelquellwasser 200-500

Gut mineralisiertes Grund- bzw. Quellwasser 500-2000

Mineralwasser >2000

In Tabelle 7.8 sind die Messergebnisse der Niederschlags- und Quellwässer getrennt nach ver-schiedenen Standorten und geologischen Schichten zusammengefasst. Tab. 7.8: Mittlere elektrische Leitfähigkeit von Niederschlags- und Quellwasser in µS/cm

Messstation/(Bestockung) Untersuchungs-

zeitraum Niederschlag

µS/cm Quelle*

µS/cm

Freifläche Bestand

Rotliegendes Magmatite und Migmatite

WMS Pfanntalskopf (Fi) 10/91-09/98 27 79 85 WMS Vessertal (Bu) 10/92-09/98 26 45 86 HMS Großer Eisenberg (Fi) 10/95-09/98 33 80 76 WMS Ellenbogen (Bu) 10/95-09/98 29 66 114

MW 29 68 90

Rotliegendes Molassegestein

WMS Fichtenkopf (Fi) 10/90-09/98 28 75 161 WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 10/92-09/98 30 53 96 WMS Hohe Sonne (Bu) 10/95-09/98 33 72 202

MW 30 67 153

Buntsandstein Sandsteine

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 10/90-09/98 31 91 101 WMS Benshausen (Fi) 10/90-09/98 26 79 132 WMS Dillstädt (Fi) 10/90-09/98 27 91 115 WMS Paulinzella (Ki) 10/95-09/98 32 88 298

MW 29 87 162

Muschelkalk Kalksteine

WMS Hainich alt (Bu) 10/95-09/98 37 81 611 HMS Possen (Bu) 10/96-09/98 29 66 956

MW 33 74 784 * Der Trinkwasser-Grenzwert beträgt für die Leitfähigkeit laut Trinkwasserverordnung (1990) 2000 µS/cm.

Erwartungsgemäß wurde an allen Messstationen im Mittel eine Erhöhung der Gesamtmineralisie-rung in der Reihenfolge Freilandniederschlag Bestandesniederschlag Quellwasser festgestellt. Die Leitfähigkeit des Niederschlagswassers liegt überwiegend in dem von HÜTTER (1992) angege-benen Bereich für Regen- und Schneewasser und überschreitet nur beim Bestandesniederschlag kurzzeitig den Richtwert von 100 µS/cm auf einigen Versuchsflächen. Dies ist abhängig von der Art


113

und Menge der von den Baumkronen aus der Luft ausgefilterten Stoffe, die im Niederschlagswas-ser gelöst werden und auf den Boden gelangen. Es kann anhand der Ergebnisse der Nachweis ge-führt werden, dass im Jahresdurchschnitt in den Fichtenbeständen größere Stoffmengen aus der Luft „ausgekämmt“ werden als in Buchenbeständen. Ursache dafür ist der winterkahle Zustand der Buche bzw. der größere Blattflächenindex der Fichte. Wird der Quotient aus der Leitfähigkeit des Bestandesniederschlages (BN) und des Freilandniederschlages (FN) gebildet und nach der Größe geordnet, ergibt sich die in Tabelle 7.9 aufgezeigte Reihenfolge. Tab. 7.9: Reihenfolge der Quotienten der elektrischen Leitfähigkeit von Bestandes- (BN) und Freilandniederschlag (FN)


Untersuchungszeit-raum

BN/FN

WMS Vessertal (Bu) 10/92-09/98 1,72

WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 10/92-09/98 1,77

WMS Hohe Sonne (Bu) 10/95-09/98 2,28

WMS Ellenbogen (Bu) 10/95-09/98 2,29

HMS Possen (Bu) 10/96-09/98 2,29

WMS Hainich alt (Bu) 10/95-09/98 2,35

HMS Großer Eisenberg (Fi) 10/95-09/98 2,57

WMS Fichtenkopf (Fi) 10/91-09/98 2,70

WMS Paulinzella (Ki) 10/95-09/98 2,77

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 10/90-09/98 2,93

WMS Pfanntalskopf (Fi) 10/91-09/98 3,00

WMS Benshausen (Fi) 10/90-09/98 3,12

WMS Dillstädt (Fi) 10/90-09/98 3,36

Der oben aufgeführte Quotient macht den Einfluss der Bestockung auf die Mineralisierung deutlich und ist auf den mit Fichten und Kiefern bestockten Flächen um durchschnittlich 38 % größer als in Buchenbeständen. Wird jedoch der Quotient aus der Leitfähigkeit des Quellwassers (Qu) und des Bestandesnieder-schlages (BN) gebildet, ändert sich die Reihenfolge entscheidend. Hier spielt die geologische Be-schaffenheit der wasserführenden Bodenschichten eine entscheidende Rolle bei der zunehmenden Mineralisierung des Quellwassers (Tabelle 7.10). Die stärkste Mineralisierung des Wassers ist bei Quellen auf Kalkböden festzustellen. Tab. 7.10: Reihenfolge der Quotienten der elektrischen Leitfähigkeit von Quellwasser (Qu) und Bestandesnieder- schlag (BN)


Qu/BN Lithofazieseinheit/Aquifer

HMS Großer Eisenberg (Fi) 0,97 Magmatite und Migmatite

WMS Pfanntalskopf (Fi) 1,09 Magmatite und Migmatite

WMS Suhl-Neundorf (Fi) 1,13 Sandsteine

WMS Dillstädt (Fi) 1,30 Sandsteine

WMS Benshausen (Fi) 1,70 Sandsteine

WMS Ellenbogen (Bu) 1,75 Magmatite und Migmatite

WMS Zella-Mehlis (Bu/Fi) 1,85 Molassegestein

WMS Vessertal (Bu) 2,04 Magmatite und Migmatite

WMS Fichtenkopf (Fi) 2,35 Molassegestein


114


Qu/BN Lithofazieseinheit/Aquifer

WMS Hohe Sonne (Bu) 2,88 Molassegestein

WMS Paulinzella (Ki) 3,68 Sandsteine

WMS Hainich alt (Bu) 7,70 Kalksteine

HMS Possen (Bu) 14,74 Kalksteine

7.4.5 Stoffkonzentrationen in den Quellwässern In Tabelle 7.11 sind die ermittelten Stoffkonzentrationen der Quellwässer im Hinblick auf den Aquifer zusammengestellt. Es handelt sich dabei um Mittelwerte unterschiedlich langer Untersu-chungszeiträume. Bei der Auswertung werden den ermittelten Stoffkonzentrationen die Richtzah-len (RZ) und zulässigen Höchstkonzentrationen (ZHK) für Trinkwasser gemäß EG-Richtlinie und Trinkwasserverordnung (TrinkwV) gegenübergestellt. Tab. 7.11: Mittlere Stoffkonzentrationen in Quellwässern

Aquifer Magmatite und Migmatite

Molassegestein Sandsteine Kalkstein e

Quelle Pfann- Ves- Gr. Ellen- Fich- Zella- Hohe Suhl- Bens- Dill- Pau- Hai- Pos- ZHK laut

tals- ser- Eisen- bogen ten- Mehlis Sonne Neun- hau- städt lin- nich sen TrinkwV

kopf tal berg kopf dorf sen zella

Ca (mg/l) 6,53 7,77 6,07 8,22 17,42 9,68 33,09 10,50 14,79 12,73 26,44 103,80 127,00 400

Mg (mg/l) 2,01 2,73 1,79 5,43 1,79 1,76 2,31 4,60 5,22 3,41 8,71 16,59 26,24 50

Na (mg/l) 2,20 3,10 2,21 3,17 10,80 2,52 4,14 2,03 2,32 2,92 7,37 6,46 17,83 150

K (mg/l) 5,09 1,72 2,42 0,37 0,60 2,73 0,89 1,96 2,08 3,29 15,10 1,53 1,29 12

Cl (mg/l) 3,14 2,38 1,65 2,83 19,96 2,37 4,40 3,16 3,30 4,57 11,04 9,46 20,04 250

F (mg/l) 0,03 0,03 0,03 0,04 0,10 0,04 0,17 0,08 0,10 0,14 0,29 0,06 0,18 1,5

NH4 (mg/l) 0,06 0,05 0,02 0,02 0,07 0,05 0,02 0,12 0,10 0,07 0,02 0,02 0,03 0,5

NO3 (mg/l) 11,52 6,27 4,29 6,84 8,25 7,35 6,74 3,49 2,70 2,32 0,34 8,53 26,15 50

SO4 (mg/l) 20,17 22,36 18,03 18,84 24,93 26,36 37,50 23,06 31,20 42,24 99,58 182,30 182,70 240

PO4 (mg/l) 0,11 0,15 0,15 0,12 0,16 0,11 0,14 0,20 0,20 0,14 0,28 0,11 0,10 -

P O2 5 (mg/l) 0,08 0,11 0,11 0,08 0,12 0,08 0,02 0,15 0,15 0,10 0,21 0,08 0,08 6,7

Fe (mg/l) 0,02 0,02 0,03 0,06 0,02 0,02 0,03 0,01 0,02 0,02 0,07 0,03 0,03 0,2

Mn (mg/l) 0,017 0,001 0,001 0,001 0,003 0,004 0,012 0,002 0,002 0,105 0,095 0,001 0,007 0,05

Pb (µg/l) 0,33 0,40 0,40 0,55 0,46 0,45 0,40 0,49 0,30 0,38 0,47 0,46 0,36 40

Cu (µg/l) 1,32 0,89 0,41 1,01 1,25 1,28 0,70 1,28 0,70 0,62 28,77 0,69 0,53 300

Zn (µg/l) 6,56 2,43 2,76 2,09 2,05 3,92 1,30 2,45 2,00 4,30 26,01 1,22 1,94 500

Al (mg/l) 0,09 0,01 0,01 0,03 0,02 0,02 0,20 0,01 0,01 0,12 0,31 0,01 0,01 0,2

Cd (µg/l) 0,18 0,12 0,10 0,10 0,11 0,35 0,10 0,10 0,10 0,11 0,52 0,10 0,11 5

Cr (µg/l) 0,0005 0,0005 0,0006 0,0017 0,0006 0,0005 0,0007 0,0005 0,0005 0,0005 0,0007 0,0003 0,0003 0,05

Ni (µg/l) 0,68 0,61 0,50 2,24 0,96 0,94 1,65 0,79 1,20 3,51 17,58 1,38 1,35 50


115

7.4.5.1 Alkali- und Erdalkalimetalle (Na, K, Ca, Mg) Von den Alkalimetallionen kommt Natrium am häufigsten vor. Für Trinkwasser sind eine Richtzahl von 20 mg/l und eine Höchstkonzentration von 150 mg/l festgelegt. Beide Werte werden bei allen Quellen eingehalten. Kalium wird meist in geringeren Mengen als Natrium in den Quellwässern festgestellt. Hier werden an der WMS Paulinzella (Sandsteinaquifer) sowohl die Richtzahl als auch die zulässige Höchstkonzentration erheblich überschritten. Kalium wird im Boden aus Tonminera-lien freigesetzt, so dass angenommen werden kann, dass im Quelleneinzugsbereich der Sandstein teilweise mit Tonmineralien versetzt ist. Alle übrigen Flächen im Sand- und Kalksteinaquifer liegen in den für Thüringen von GABRIEL und ZIEGLER (1997) veröffentlichten Konzentrationsbereichen der Grundwasserbeschaffenheit. Durch die Auswaschung von leichtlöslichem Kalium aus den Sprossorganen der Bäume ist die Kaliumkonzentration im Bestandesniederschlag rund 10- bis 15fach höher als im Freilandniederschlag. Die durchschnittliche Kaliumkonzentration der Quell-wässer beträgt in Fichtenbeständen ca. 68 %, in Buchenbeständen ca. 36 % des Bestandesnieder-schlages.

Abb. 7.14: Natriumkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Abb. 7.15: Kaliumkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Kalzium kommt in der Natur sehr häufig vor, z. B. als Karbonat in Kalksteinen, als Sulfat in Gips oder auch in magmatischen Erstarrungsgesteinen (Basalt, Granit). Die Richtzahl von 100 mg/l wird an der WMS Hainich (alt) zwar leicht überschritten, die zulässige Höchstkonzentration von 400 mg/l gemäß Trinkwasserverordnung aber stets eingehalten. Insgesamt sind die in den Quellwässern gemessenen Kalziumkonzentrationen gering. Im Molasse-Aquifer sind sie jedoch gegenüber den Magmatite-/Migmatite- und Sandsteinaquiferen geringfügig höher, was durch Wechsellagerungen von Konglomeraten (Sand- und Schluffsteinen) herrühren könnte.

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K in

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Suhl-N eundorf

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Fichtenkopf

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RZ= 10 m g/l

ZH K= 12 m g/l

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K in

mg/

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Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

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Hainich

Paulinzella

Possen

RZ= 10 m g/l

ZH K= 12 m g/l

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Na

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Suhl-N eundorf

B enshausen

Dillstädt

Fichtenkopf

P fanntalskopf

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Vessertal

RZ= 20 m g/l

ZH K= 150 m g/l

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Na

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Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

Ellenbogen

Hainich

Paulinzella

Possen

RZ= 20 m g/l

ZH K= 150 m g/l


116

In Tabelle 7.11 sind die Mittelwerte (MW) der Stoffkonzentrationen nach Einordnung der einzel-nen Quellen in die für sie zutreffenden hydrogeologischen Einheiten aufgeführt. Abb. 7.16: Kalziumkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser Magnesium tritt an allen Quellen in geringerer Konzentration auf als Kalzium (auch im Sandstein-aquifer), obwohl Magnesium in Silikaten am häufigsten vertreten ist. Magnesium tritt auch als Car-bonat, z. B. als Dolomit (CaCO3*MgCO3) und Sulfat, z. B. als Bittersalz (MgSO4*7 H2O), auf. So ist es nicht verwunderlich, dass in den Quellen des Kalksteinaquifers die höchsten Magnesiumkon-zentrationen festgestellt wurden. Magnesium ist leichter im Wasser löslich als Kalzium, so dass es aus dem Boden häufiger ausgewaschen wird und der Boden früher an Magnesium verarmen kann. Abb. 7.17: Magnesiumkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

7.4.5.2 Halogene (Cl, F) Chloride kommen in allen untersuchten Quellwässern in geringen Konzentrationen vor. Die Richtzahl von 25 mg/l wird nicht erreicht, die zulässige Höchstkonzentration folglich auch nicht überschritten. Das Wasser an der Quelle der WMS Fichtenkopf könnte durch Streusalz (NaCl, CaCl2) beeinflusst worden sein, da in unmittelbarer Nähe eine Straße vorbeiführt, die im Winter wegen ihrer exponierten Streckenführung mit Hilfe von Salzen oder Laugen schnee- und eisfrei gehalten wird. Am Possen dürften die erhöhten Chloridkonzentrationen höchstwahrscheinlich auf Einwehungen von den in der Nähe liegenden Kali-Halden zurückzuführen sein.

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Fichtenkopf

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Vessertal

RZ= 100 m g/l

ZH K= 400 m g/l

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Mg

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Vessertal

RZ= 30 mg/l

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Mg

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Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

Ellenbogen

Hainich

Paulinzella

Possen

RZ= 30 mg/l

ZHK= 50 mg/l


117

Abb.7.18: Chlorkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Fluoride kommen in den Quellwässern nur in geringen Konzentrationen vor. Richtzahl und zulässi-ge Höchstkonzentration sind in der EG-Richtlinie über die Qualität von Wasser für den menschli-chen Gebrauch nicht aufgeführt. In der Trinkwasserverordnung ist die zulässige Höchstkonzentra-tion mit 1,5 mg/l angegeben. Wünschenswert wäre ein Gehalt von 0,6 bis 1,2 mg/l. Konzentratio-nen in diesem Bereich wurden jedoch bei keiner der untersuchten Quellen festgestellt.

Abb. 7.19: Fluorkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

7.4.5.3 Sulfat (SO4) Die Sulfatgehalte des Wassers übersteigen an einigen Quellen den Richtwert von 25 mg/l, den Grenzwert von 240 mg/l halten sie jedoch alle ein (außer WMS Hainich (alt) 1997/98). In Abhän-gigkeit von den Grundwasserleitern steigt die Sulfatkonzentration in der Reihenfolge Magmati-te/Migmatite < Molassegestein < Sandsteine < Kalksteine kontinuierlich an. Die hohen Konzentra-tionen im Quellwasser des Kalksteinaquifers sind sicherlich mit der guten Löslichkeit von Gips (CaSO4) und Bittersalz (MgSO4) zu erklären. Sie liegen als Mittelwert im oberen Bereich der von GABRIEL und ZIEGLER (1997) für Thüringen veröffentlichten Ergebnisse zur Grundwasserbeschaffenheit.

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RZ= 25 m g/l

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ZHK= 1,5 m g/l

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118

Abb. 7.20: Sulfatkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

7.4.5.4 Stickstoffverbindungen (NH4, NO )3 Ammonium wird im Boden überwiegend durch die Mineralisierung von organisch gebundenem Stickstoff gebildet. Durch Mikroorganismen wird es zu Nitrat umgewandelt. Der Anteil von Am-moniumionen im Quellwasser ist daher sehr gering, soweit es sich um den Einzugsbereich Wald handelt. Auf landwirtschaftlich genutzten Böden kann jedoch ein höherer Ammoniumeintrag aus Gülle und Stalldung das Grundwasser belasten. Im untersuchten Quellwasser der Wald- und Hauptmessstationen wird die empfohlene Richtzahl für die Ammoniumionenkonzentration von 0,05 mg/l erst in den letzten Jahren eingehalten. Seit 1993 wurde eine deutliche Reduzierung der Konzentrationen im Quellwasser festgestellt. Geochemische Untersuchungen haben ergeben, dass in magmatischen Gesteinen 5 bis 50 g/t, in Tonen und Tonschiefern 580 g/t, in Sandsteinen und Grauwacken 135 g/t und in Kalken 70 g/t Ammoniak oder andere Stickstoffverbindungen enthalten sind, so dass anzunehmen ist, dass auch Ammonium aus dem Grundgestein in geringen Mengen im Quellwasser gelöst sein kann. Abb. 7.21: Ammoniumkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Abb. 7.22: Nitratkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

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RZ= 25 m g/l

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ZH K= 0,5 m g/l


119

Nitrat ist ebenfalls in allen Quellwässern festgestellt worden. Die Anteile sind gering. Nur die Quelle am Possen erreicht die Richtzahl von 25 mg/l. Die Nitratkonzentration ist gemäß EG-Richtlinie im Trinkwasser auf 50 mg/l begrenzt worden. 7.4.5.5 Phosphat (PO )4

In der EG-Richtlinie und in der Trinkwasserverordnung sind Richtzahlen und zulässige Höchstkon-zentrationen für Phosphor in mg/l P O2 5 angegeben. Die mittleren PO4-Konzentrationen wurden deshalb in P O2 5-Konzentrationen umgerechnet. In Tabelle 7.11 sind beide Werte aufgeführt. Abb. 7.23: Phosphatkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Die Richtzahl von 0,4 mg/l P O2 5 wird bei keiner Quelle erreicht, die zulässige Höchstkonzentration von 6,7 mg/l weit unterschritten. Unbelastete Quellwässer weisen eine Gesamtphosphor-konzentration von 0,001 bis 0,01 mg/l P auf (HÜTTER, 1992). In den Quellwässern der untersuch-ten Bucheneinzugsgebiete wird eine mittlere Phosphorkonzentration von 0,04 mg/l P gefunden, in den Fichtenbeständen und dem Kiefernbestand wird jedoch mit 0,058 mg/l P eine um 45 % höhere Konzentration festgestellt. 7.4.5.6 Schwermetalle und toxische anorganische Stoffe (Fe, Mn, Pb, Cu, Zn, Al, Cd, Cr, Ni) Eisen ist in allen untersuchten Quellwässern in geringen Mengen vorhanden. Die Richtzahl von 0,05 mg/l wird nur an den Quellen der WMS Ellenbogen und Paulinzella gering überschritten. Die zulässige Höchstkonzentration von 0,2 mg/l wird bei keiner Quelle auch nur annähernd erreicht. Abb. 7.24: Eisenkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

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PO

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Dillstädt

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P fanntalskopf

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RZ= 0,4 m g/L P 2O 5

ZH K= 5 m g/l P 2O 5

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PO

4 in

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Hohe Sonne

Ellenbogen

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RZ= 0,4 m g/L P 2O 5

ZH K= 5 m g/l P2O5

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Fe in

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Suhl-N eundorf

Benshausen

Dillstädt

Fichtenkopf

P fanntalskopf

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RZ= 0,05 m g/l

ZH K= 0,2 m g/l

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Fe in

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Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

Ellenbogen

Hainich

Paulinzella

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RZ= 0,05 m g/l

ZH K= 0,2 m g/l


120

Mangan weist die höchsten Konzentrationen an den Quellen der WMS Dillstädt mit 0,105 mg/l und WMS Paulinzella mit 0,095 mg/l auf. Hier werden sowohl die Richtzahl von 0,02 mg/l als auch die zulässige Höchstkonzentration von 0,05 mg/l weit überschritten. Abb. 7.25: Mangankonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Die hohen Mangangehalte an der WMS Dillstädt sind möglicherweise auf Einträge von in der Nähe gelegenen Kalksteinbrüchen zurückzuführen, da auch in den Fichtennadeln hohe Mangangehalte festgestellt worden sind. Blei ist ein nichtessentielles Spurenelement. Sein Vorkommen im Wasser ist fast nie geologischen Ursprungs. Die in den untersuchten Quellwässern festgestellten Bleikonzentrationen sind sehr gering und erreichen nur etwa ein Hundertstel der zulässigen Höchstkonzentration von 40 µg/l. Abb. 7.26: Bleikonzentrationen (µg/l) im Quellwasser

Kupfer ist ein essentielles Spurenelement. Als Richtzahl gilt eine Konzentration von 100 µg/l, als zulässige Höchstkonzentration sind 300 µg/l angegeben. Beides wird an den untersuchten Quellen bei weitem nicht erreicht und insofern gilt Kupfer eher als ein Mangelelement. Der höchste Kup-feranteil ist im Quellwasser der WMS Paulinzella mit 28,8 µg/l festgestellt worden. Eine Erklärung hierfür könnte sein, dass diese Quelle gefasst ist und das Wasser (bei sehr geringer Schüttung!) durch ein Metallrohr abgeleitet wird. Auch die übrigen erhöhten Metallkonzentrationen (z. B. Ni, Zn, Cd, Fe, Al) können möglicherweise zum Teil auf die Metallrohrfassung, die schon vor Jahrzehn-ten eingerichtet worden ist, zurückgeführt werden.

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Mn in

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Pb in

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Fichtenkopf

P fanntalskopf

Zella-M ehlis

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ZH K= 50 µg/l

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Pb in

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Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

Ellenbogen

Hainich

Paulinzella

Possen

ZH K= 50 µg/l


121

Abb. 7.27: Kupferkonzentrationen (µg/l) im Quellwasser

Zink kommt in allen untersuchten Quellwässern nur in Spuren vor. Es ist eher ein Zinkmangel zu befürchten als ein Überschuss. Der Richtwert von 100 µg/l wird nicht erreicht und somit auch nicht die zulässige Höchstkonzentration von 500 µg/l. Aus den bereits erwähnten Gründen ist der Zinkanteil der Quelle Paulinzella mit ca. 26 µg/l wesentlich größer als bei den übrigen Quellen. Gemäß EG-Richtlinie und Trinkwasserverordnung wird als Richtzahl nach einer 12-stündigen Stag-nation des Wassers in der Leitung ein Wert von 5 mg/l, also der 50fach höheren Konzentration angeführt. Abb. 7.28: Zinkkonzentrationen (µg/l) im Quellwasser

In den meisten Quellwässern wird die Richtzahl von 0,05 mg/l für Aluminium nicht erreicht, die Höchstkonzentration von 0,2 mg/l demzufolge nicht überschritten. Insgesamt sind die Aluminium-konzentrationen in den Quellwässern des Sandsteinaquifers am größten. An den WMS Dillstädt und Pfanntalskopf liegen die Aluminiumkonzentration mit 0,12 mg/l und 0,09 mg/l um etwa das Doppelte höher als der Richtwert von 0,05 mg/l. Die zulässige Höchstkonzentration wird nur an der Quelle Paulinzella überschritten. Es ergab sich ein Durchschnittswert (Mittel aus drei Untersu-chungsjahren) von 0,31 mg/l. Wie beim Kalium liegt auch hier die Vermutung nahe, dass der Bunt-sandstein an der WMS Paulinzella teilweise mit Tonmineralien durchsetzt ist. Durch Säureeinträge mit dem Niederschlag kann es zu einer Freisetzung von Aluminiumionen im Boden kommen. Es gilt als sicher, dass die erhöhten Al-Konzentrationen in den Quellwässern der drei o. g. Wald-messstationen auf niedrige pH-Werte zurückzuführen sind. Darauf weist der Kurvenverlauf in Ab-bildung 7.29 hin.

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Cu in

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Hohe Sonne

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RZ= 100 µg/l

ZH K= 300µg/l

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Suhl-N eundorf

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Zn

in µ

g/l

Gr.Eisenberg

Hohe Sonne

Ellenbogen

Hainich

Paulinzella

Possen

RZ= 100 µg/l

ZH K= 500µg/l


122

y = -0,0399x3 + 0,8326x2 - 5,7615x + 13,2342R = 0,8407

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pH (Quelle )

Al in

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Qu

elle)

RZ

ZHK

Abb. 7.29: Abhängigkeit der Aluminiumkonzentration vom pH-Wert im Quellwasser

Abb. 7.30: Aluminiumkonzentrationen (mg/l) in den Quellwässern der Messstationen

Cadmium tritt in den untersuchten Quellwässern nur in geringen Konzentrationen auf. Die zulässi-ge Höchstkonzentration von 5 µg/l wird nicht erreicht. Die gemessenen Werte liegen in einem Bereich von 0,1 bis 0,5 µg/l, wobei der höchste Wert an der WMS Paulinzella festgestellt wurde. Abb. 7.31: Cadmiumkonzentrationen (µg/l) im Quellwasser

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Al in

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Fichtenkopf

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Al in

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lGr.Eisenberg

Hohe Sonne

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RZ= 0,05 m g/l

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Hohe Sonne

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Paulinzella

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ZH K= 5 µg/l


123

Der Chromanteil in den Quellwässern ist ebenfalls gering. Er liegt in der Größenordnung von ei-nem Hundertstel der zulässigen Höchstkonzentration von 0,05 mg/l. Die höchste ermittelte Kon-zentration von 0,0017 µg/l wurde an der Quelle der WMS Ellenbogen (Basalt) festgestellt. Abb. 7.32: Chromkonzentrationen (mg/l) im Quellwasser

Auch Nickel ist in den Quellwässern nur in geringen Konzentrationen vorhanden. Sie liegen im Bereich von etwa 0,5 bis 3,5 µg/l mit Ausnahme der Quelle Paulinzella. Hier ist die Nickelkonzent-ration mit 17,6 µg/l am größten. Die natürlichen Konzentrationen im Grund- und Oberflächenwas-ser liegen bei 1 bis 15 µg/l. Abb. 7.33: Nickelkonzentrationen (µg/l) im Quellwasser

7.5 Zusammenfassung/Ausblick Bei den untersuchten Quellen handelt es sich um Schichtquellen aus kleinen Einzugsgebieten mit unterschiedlich starker Schüttung. Die pH-Werte der untersuchten Quellen liegen zwischen 4,99 (WMS Paulinzella) und 8,03 (WMS Hainich (alt)), die pH-Werte der Bestandesniederschläge sind deutlich geringer. Die Ergebnisse der elektrischen Leitfähigkeitsuntersuchungen weisen erwartungsgemäß eine Erhö-hung der Gesamtmineralisierung in der Reihenfolge Freilandniederschlag Bestandesniederschlag

Quellwasser aus. Im Bestandesniederschlag der Fichtenbestände ist eine um 38 % höhere elekt-rische Leitfähigkeit als in den Buchenbeständen ermittelt worden. Für die weitere Erhöhung der elektrischen Leitfähigkeit im Quellwasser ist die durchsickerte Bodenschicht verantwortlich. Die Konzentrationen der mit den Quellen ausgetragenen Stoffe schwanken je nach Standort der

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124

Messstationen und in Abhängigkeit von der geologischen Beschaffenheit der Grundwasserleiter. Anhand der Richtzahlen und zulässigen Höchstkonzentrationen für Trinkwasser wurden verschie-dene Stoffe bewertet. Dabei ergab sich folgendes Bild:

1. Die pH-Werte unterschreiten an den im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge untersuchten Quellen (HMS Großer Eisenberg, WMS Pfanntalskopf, Fichtenkopf, Zella-Mehlis, Vessertal) sowie an den Quellen der WMS Dillstädt und Paulinzella den Grenzwert von 6,5 laut Trinkwasserverordnung.

2. Die Konzentrationen der Erdalkalimetalle Kalzium und Magnesium liegen weit unter den zulässigen Höchstkonzentrationen und erreichen nur in den Quellen des Kalkaquifers (WMS Hainich (alt), HMS Possen) die Richtzahlen für Trinkwasser.

3. Gleiches trifft für die Alkalimetalle Natrium und Kalium zu. Nur an der Quelle Paulinzella übersteigt die Kaliumkonzentration mit 15,1 mg/l die zulässige Höchstkonzentration laut Trinkwasserverordnung von 12 mg/l.

4. Die Halogene Fluor und Chlor weisen in allen Quellwässern Werte auf, die weit niedriger als die zulässigen Höchstkonzentrationen sind. Selbst die für Chlor an den Quellen der WMS Fichtenkopf und der HMS Possen gemessenen Maximalwerte erreichen nicht die Richtzahlen und bei weitem nicht die zulässigen Höchstkonzentrationen. Alle Werte liegen im geogen bedingten Bereich.

5. Bei den Stickstoffverbindungen NH 4+ und NO3

- liegen an allen Quellen die ermittelten Konzentrationen erheblich unter den zulässigen Höchstkonzentrationen. Nur im Quellwasser der HMS Possen wird der Richtwert für die Nitratkonzentration erreicht, bei allen übrigen Quellen weit unterschritten. Die Ammoniumkonzentrationen liegen an allen Quellen im Bereich der Richtzahl und überschreiten sie an den mit Fichten bestockten WMS Suhl-Neundorf und Benshausen etwa um den doppelten Wert.

6. Die Sulfatkonzentration in den Quellwässern liegt an den meisten Stationen in der Nähe der Richtzahl. Sie ist in den Quellen der WMS Hainich (alt), Paulinzella und an der HMS Possen jedoch angestiegen und nähert sich der zulässigen Höchstkonzentration.

7. Die Richtzahl und die zulässige Höchstkonzentration für Phosphat werden bei keiner Quelle erreicht. Eine Eutrophierung der Gewässer ist nicht zu erwarten.

8. Die Konzentration der untersuchten Metalle im Wasser der verschiedenen Quellen ist im Wesentlichen als gering anzusprechen. Nur an einigen Messstationen werden für einige wenige Metalle die zulässigen Höchstwerte überschritten. Dies trifft für Aluminium an der Quelle Paulinzella zu. Sie beträgt als Folge der Versauerung 0,31 mg/l. In den Quellwässern der WMS Dillstädt und Pfanntalskopf wurden Aluminiumkonzentrationen festgestellt, die die Richtzahl von 0,05 mg/l um das Doppelte überschreiten. Zwischen der Aluminium-konzentration in den Quellwässern und dem pH-Wert der Quellen wurde ein Funktions-zusammenhang mit hohem Bestimmtheitsmaß festgestellt.

9. Bei Mangan werden im Quellwasser der WMS Dillstädt und Paulinzella sowohl die Richt-zahl als auch die zulässige Höchstkonzentration überschritten. An den WMS Paulinzella und Zella-Mehlis sind die Cadmiumkonzentrationen etwa 4- bis 5fach höher als an den übrigen Quellen. Die zulässige Höchstkonzentration wird jedoch nicht erreicht.

10. Die Bleikonzentration ist in allen Quellwässern insgesamt sehr gering. Die Anteile errei-chen nur etwa ein Hundertstel der zulässigen Höchstkonzentration von 50 µg/l.

Trotz der erwähnten Grenzwertüberschreitungen ist momentan keine akute Gefährdung der Qua-lität des Quellwassers in den untersuchten Waldbeständen zu befürchten. Im Falle einer Nutzung als Trinkwasser wären lediglich an einigen Quellen zusätzliche Aufbereitungsmaßnahmen erforder-lich, um die Vorschriften der Trinkwasserverordnung zu erfüllen.

Untersuchungen zum Wasser- und Stoffhaushalt an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg und

Possen

125

8 Untersuchungen zum Wasser- und Stoffhaushalt an den Hauptmessstationen Großer Eisenberg und Possen

8.1 Einleitung

Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring wurden für die beiden Hauptmessstationen (HMS) Großer Eisenberg und Possen Wasser- und Stoffhaushaltsbilanzen erstellt. Es liegt zu dieser The-matik ein ausführlicher Abschlussbericht vor, dessen Hauptergebnisse in den nachfolgenden Kapi-teln dargestellt sind. Eine Beschreibung der untersuchten Messstationen ist in der Einleitung zu finden. 8.2 Wasserhaushalt Freilanduntersuchungen zum Bodenwasserhaushalt stehen grundsätzlich vor der Schwierigkeit, dass die direkte Messung von Bilanzparametern wie Evapotranspiration und Tiefensickerung ohne Störung des Systems unmöglich ist. Die vielfach praktizierte Methode der Erfassung von Wasser-flüssen in Lysimeteranlagen (SCHRÖDER, 1975; KATZUR und LIEBNER, 1995; MÜLLER, 1996) ist technisch sehr aufwendig und weist zahlreiche ungelöste Probleme auf. Basierend auf dem Kon-zept von ULRICH (1981) bildete sich daher ein neuer Ansatz zur Bilanzierung von Wasser- und Stoffflüssen in Ökosystemen heraus. So werden beispielsweise in mehreren Bodentiefen zeitlich hochaufgelöste Messungen von Bodensaugspannung, Wassergehalt und Bodentemperatur durchge-führt. Durch Verrechnung der Datensätze in prozessorientierten Simulationsmodellen lässt sich dann in Verbindung mit meteorologischen Daten die Wasserbewegung ermitteln. 8.2.1 Datengrundlage Grundlage für die Modellierung des Wasserhaushalts an den HMS Possen und Großer Eisenberg waren die von der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft erhobenen Messdaten, welche zu-nächst einer Sichtung und Plausibilitätskontrolle unterzogen wurden. Die detaillierten Ergebnisse der Plausibilitätskontrolle sind im Abschlussbericht nachzulesen. Folgende Messdaten standen zur Verfügung: Meteorologische Daten HMS Großer Eisenberg HMS Possen Lufttemperatur Freifläche (Tagesmittel) Freifläche (Tagesmittel) Luftfeuchte Freifläche (Tagesmittel) Freifläche (Tagesmittel) Windgeschwindigkeit Freifläche (Tagesmittel) Freifläche (Tagesmittel) Globalstrahlung Freifläche (Tagessumme) Freifläche (Tagessumme) Niederschlag Freifläche (Tagessumme)

Bestand (14-tägige Summe) Freifläche (Tagessumme) Bestand (14-tägige Summe)

Stammabfluss - Bestand (14-tägige Summe)

Bodenphysikalische Daten Für beide Standorte lagen pF-Kurven und Ku-Funktionen vor, die von der Fa. Umwelt-Geräte-Technik Müncheberg in Laborversuchen an jeweils zwei Proben in 40 und 70 cm Bodentiefe bestimmt wurden. Die Untersuchungen wurden für einen Saugspannungsbereich von 15 bis 650 hPa durchgeführt. Gesättigte Leitfähigkeiten wurden nicht bestimmt.


Possen

126

Bodenhydrologische Daten HMS Großer Eisenberg HMS Possen Bodensaugspannung (Tensiometer) - jeweils fünf Tensiometer in 20,

50, 100 und 120 cm Tiefe - jeweils fünf Tensiometer in 20, 50 und 100 cm Tiefe

Bodenfeuchte (TDR) - vom 01.01.95 bis 21.09.95 jeweils

zwei Sonden in 20 und 50 cm Tiefe - vom 22.09.95 bis 30.04.98 jeweils eine Sonde in 20, 50, 100 und 120 cm Tiefe - ab 30.04.98 jeweils eine Sonde in 35, 75 und 110 cm Tiefe

- vom 01.01.96 bis 30.04.98 jeweils eine Sonde in 20, 50 und 100 cm Tiefe - ab 1.05.98 jeweils eine Sonde in 20 und 75 cm Tiefe

Bodentemperatur - ein Sensor am Oberboden sowie in 20, 50,100 und 120 cm Tiefe

- ein Sensor am Oberboden sowie in 20, 50 und 100 cm Tiefe

8.2.2 Ergebnisse Zur Modellierung der Bilanzgrößen des Bodenwasserhaushaltes wurde das an der Universität Uppsala (Schweden) entwickelte numerische Simulationsmodell SOIL (JANSSON und HALLDIN, 1979; JANSSON, 1996) eingesetzt. Als Modellparameter fanden das Bodenprofil, die pF-Kurven und hydraulischen Leitfähigkeiten so-wie bestimmte Vegetationsparameter Eingang. Die Modellierung erfolgte sowohl für den Bestand als auch für die Freifläche. Die jeweiligen Parametereinstellungen sind im Abschlussbericht ausführ-lich beschrieben. 8.2.2.1 Hauptmessstation Possen

Die für die Kalenderjahre 1996, 1997 und 1998 berechneten Wasserhaushaltsbilanzen sind in Ta-belle 8.1 (Bestand) und Tabelle 8.2 (Freifläche) zusammengefasst. Die Tiefensickerung bezieht sich dabei auf 250 cm, die Speicheränderung auf 0 bis 250 cm Bodentiefe. Buchenbestand Bei der Interpretation der Ergebnisse sollte beachtet werden, dass in den Jahren 1997 und 1998 sehr gute Modellanpassungen erzielt werden konnten und die simulierten Bodenwasserflüsse somit gut mit der tatsächlichen Bodenfeuchtedynamik übereinstimmen. Tab. 8.1: Modellierte Bilanzgrößen des Wasserhaushalts im Buchenbestand der HMS Possen

Zeitraum Freiland-Nieder-schlag *)

Inter-zeption (aktuell)

Ober- flächen-abfluss

Evapo- ration

(aktuell)

Trans-piration (aktuell)

Tiefen- sickerung

Tiefen- sickerung (250 cm)

Speicher- änderung

(0 - 250 cm)

[mm] [mm] [mm] [mm] [mm] [mm] % des FN [mm]

1996 635,8 136,3 20,8 74,7 228,8 189,1 29,7 -13,9

12292061,8,9,321 9 9,8-9318 7,365 4,5 4,67 8 ,5

1998 732,1 152,7 18,2 118,2 265,9 89,7 12,3 87,4

Summe 1936,5 423,7 42,4 292,7 790,9 399,6 20,6 -13,0

*) Messwert mit aerodynam. Korrekturfaktor


Possen

127

Während der Vegetationsperiode 1996 verlaufen die simulierten Tensionen deutlich feuchter als die Messwerte. Dies spiegelt sich in einer Tiefensickerung von nahezu 30 % des Freilandnieder-schlages wider, die trotz vergleichbarer Niederschlagsmengen deutlich höher liegt als in den Folge-jahren.

Während der Frostperioden findet in geringem Ausmaß ein Oberflächenabfluss von Tauwasser statt. Dieser entsteht durch die verringerte Infiltrationskapazität bei Bodenfrost. Abbildung 8.1 illustriert noch einmal zusammenfassend, dass die Transpiration im Buchenbestand Possen den größten Bilanzparameter darstellt (41 % des Niederschlags), gefolgt von Interzeption (22 %), Tie-fensickerung (21 %) und Evaporation (15 %). Der Oberflächenabfluss spielt dagegen kaum eine Rolle (2 %).

Abb. 8.1: Mittlere relative Anteile der Bilanzparameter am Niederschlag im Zeitraum von 1996 bis 1998 im Buchenbestand der HMS Possen

Abb. 8.2: Wasserflüsse in drei Untersuchungstiefen und Tiefensickerung im Buchenbestand der HMS Possen

0

200

400

600

800

1000

Jan

96

Ap

r 9

6

Jul 9

6

Okt 9

6

Jan

97

Ap

r 9

7

Jul 9

7

Okt 9

7

Jan

98

Ap

r 9

8

Jul 9

8

Okt 9

8

mm

20 cm

50 cm

100 cm

Tiefensickerung (250 cm)

Possen (Bestand) 1996-1998

Trans-

piration

41%

Evaporation

15%

Tiefen-

sickerung

20%

Interzeption

22%

Oberflächen-

abfluss

2%


Possen

128

Die kumulierten Bodenwasserflüsse in den drei Untersuchungstiefen sind in Abbildung 8.2 darge-stellt. Durch den transpirativen Wasserentzug sind die Sickerungen in 50 und 100 cm Tiefe gerin-ger als in 20 cm. In den Sommermonaten findet über alle Untersuchungstiefen hinweg ein Rück-gang der kumulierten Sickerungen statt. Dieser ist in 20 cm Tiefe am stärksten ausgeprägt und nimmt mit zunehmender Bodentiefe ab. Abbildung 8.2 verdeutlicht auch, dass eine Betrachtung des Bodenprofils bis in 100 cm Tiefe nicht ausreicht, um die ökosystemaren Umsetzungsprozesse in ihrer Gesamtheit zu bilanzieren. Erst die in 250 cm Tiefe ermittelten Bodenwasserflüsse können als Tiefensickerung betrachtet werden, da hier kein transpirativer Wasserentzug mehr erfolgt. Der kumulative simulierte Wasserentzug durch die Wurzeln unterhalb 100 cm Tiefe beträgt in der Summe der drei Untersuchungsjahre ca. 180 mm. Bei der Interpretation von Abbildung 8.2 wird zudem die zeitliche Verzögerung der Wasserflüsse offensichtlich. Während das Sickerwasser der herbstlichen Niederschläge bereits im Oktober 1998 in 100 cm Tiefe ankommt, wird die Tiefe 250 cm erst wenige Tage vor Jahresende erreicht.

Freifläche Der simulierte Oberflächenabfluss ist in allen drei Untersuchungsjahren deutlich größer als im Be-stand. Dies ist plausibel, da auf der Freifläche keine Interzeption erfolgt und die Schneedecke dort höher ist. Beim Oberflächenabfluss handelt es sich vor allem um Tauwasser. Die Evaporation von der Bodenoberfläche ist aufgrund der ungehinderten Sonneneinstrahlung wesentlich höher als im Bestand, dafür ist jedoch die Transpiration deutlich niedriger. Die Tiefensickerung stellt mit rund 37 % des Freilandniederschlags den größten Bilanzparameter dar und ist damit etwa doppelt so hoch wie im Bestand. Tab. 8.2: Modellierte Bilanzgrößen des Wasserhaushalts auf der Freifläche der HMS Possen

Zeitraum Freiland-Nieder

schlag *)



Evapo- ration

(aktuell)


Tiefen- sickerung


Speicher- änderung

(0 – 250 cm)


1996 635,8 29,5 52,4 148,7 187,1 223,0 35,1 -5,0

1997 568,5 26,1 29,5 153,4 211,2 184,6 32,5 -36,1

1998 732,1 29,9 39,2 147,9 190,8 310,5 42,4 13,7

Summe 1936,5 85,51 21,1 450,0 589,1 718,1 37,1 -27,4


Bei einer weitergehenden Interpretation der Bilanzgrößen sollte beachtet werden, dass die auf der Freifläche gemessenen Tensionsverläufe für Standorte mit vorwiegend krautiger Vegetation unty-pisch sind. Der starke Tensionsanstieg im Unterboden ließ sich im Modell selbst unter Annahme einer Wurzeltiefe von 120 cm nicht vollständig nachvollziehen. Erfahrungsgemäß liegen die effekti-ven Wurzeltiefen vergleichbarer Standorte bei lediglich 60 bis 80 cm. Es liegt die Vermutung nahe, dass in der untersten Bodentiefe insbesondere im Spätsommer ein starker Wasserentzug durch die Wurzeln einer nur wenige Meter entfernten Weihnachtsbaumkultur stattfindet, der zu dem starken Tensionsanstieg führt. Die vermutlich hierbei auftretenden lateralen Wasserflüsse können durch ein eindimensionales Modell prinzipiell nicht erklärt werden.


Possen

129

Abb. 8.3: Mittlere relative Anteile der Bilanzparameter am Niederschlag im Zeitraum 1996 bis 1998 auf der Freifläche der HMS Possen

Die kumulierten Bodenwasserflüsse in den drei Untersuchungstiefen sind in Abbildung 8.4 darge-stellt. Auf der Freifläche bestehen im Vergleich zum Bestand kaum Unterschiede zwischen den simulierten Wasserflüssen in 100 cm Tiefe und der Tiefensickerung in 250 cm.

0

200

400

600

800

1000

1200

Jan

96

Ap

r 9

6

Ju

l 96

Okt

96

Jan

97

Ap

r 9

7

Ju

l 97

Okt

97

Jan

98

Ap

r 9

8

Ju

l 98

Okt

98

mm

20 cm

50 cm

100 cm


Abb. 8.4: Wasserflüsse in drei Untersuchungstiefen und Tiefensickerung auf der Freifläche der HMS Possen

8.2.2.2 Hauptmessstation Großer Eisenberg

Tabelle 8.3 (Bestand) und Tabelle 8.4 (Freifläche) fassen die Wasserhaushaltsbilanzen für die Ka-lenderjahre 1995, 1996, 1997 und 1998 zusammen. Die Tiefensickerung bezieht sich auf 260 cm, die Speicheränderung auf 0 bis 260 cm Bodentiefe.

Possen (Freifläche) 1996-1998

Trans-

piration

30%

Oberflächen-

abfluss

6%

Interzeption

4%

Tiefen-

sickerung

37%

Evaporation

23%


Possen

130

Fichtenbestand Tab. 8.3: Modellierte Bilanzgrößen des Wasserhaushalts im Fichtenbestand der HMS Großer Eisenberg

Zeit-raum

Freiland-Nieder-schlag *)

Bestandes-Nieder-

schlag **)


Evapo- ration

(aktuell)


Tiefen- sickerung


Speicher- änderung

(0 – 260 cm)


1995 1364,8 1197,6 71,2 27,4 214,0 884,4 64,8 0,6

1996 1031,51 037,310 ,3 321,679 ,5 839,7 81,4 -35,1

1997 1063,0 959,00 ,0 382,567 ,4 609,3 57,3 53,7

1998 1483,81 545,02 ,4 322,362 ,21 162,6 78,4 115,2

Summe 4943,1 4738,6 103,9 131,3 873,0 3496,1 70,7 134,3

*) Messwert mit aerodynam. Korrektur **) Messwert ohne aerodynam. Korrektur

Abb. 8.5: Mittlere relative Anteile der Bilanzparameter am Freiland-Niederschlag im Zeitraum 1995 bis 1998 im Fichtenbestand der HMS Großer Eisenberg

Bedingt durch die hohen Niederschläge am Standort Großer Eisenberg fällt die Tiefensickerung hier weit höher aus als auf dem Possen und die Evaporation von der Bodenoberfläche ist mit durchschnittlich 33 mm/a nahezu um den Faktor 3 niedriger. Dies kann neben den Bestandespa-rametern auch auf die niedrigere Jahresmitteltemperatur, die höhere Luftfeuchte und die etwas niedrigere Globalstrahlung zurückgeführt werden. Die etwa doppelt so hohe Windgeschwindigkeit reicht offensichtlich zu einer Kompensation nicht aus. Auch die Transpiration ist am Großen Ei-senberg mit 218 mm/a niedriger als auf dem Possen (262 mm/a).

Großer Eisenberg (Bestand)

1995-1998

Oberflächen-

abfluss

2%

Interzeption

4%

Tiefen-

sickerung

73%

Evaporation

3%

Trans-

piration

18%


Possen

131

Abb. 8.6: Wasserflüsse in vier Untersuchungstiefen und Tiefensickerung im Fichtenbestand der HMS Großer Eisenberg

Die kumulierten Bodenwasserflüsse in den vier Untersuchungstiefen sind in Abbildung 8.6 darge-stellt. Durch transpirativen Wasserentzug sind die Sickerungen in 50 und 100 cm Tiefe geringer als in 20 cm Tiefe. Da die maximale Wurzeltiefe mit 120 cm angenommen wurde, sind die Bodenwas-serflüsse in 135 cm Tiefe (bis auf den zeitlichen Versatz) ebenso hoch wie die Tiefensickerung. Kapillarer Aufstieg findet, bedingt durch die ganzjährig hohen Niederschläge, praktisch nicht statt. Im Unterschied zu den Verhältnissen auf dem Possen erscheint im Fichtenbestand am Großen Ei-senberg die Untersuchungstiefe von 135 cm als ausreichend, um die evapotranspirativ induzierten ökosystemaren Umsetzungsprozesse in ihrer Gesamtheit zu erfassen Freifläche Tab. 8.4: Modellierte Bilanzgrößen des Wasserhaushalts auf der Freifläche der HMS Großer Eisenberg

Zeitraum Freiland-Nieder

schlag *)



Evapo- ration

(aktuell)


Tiefen- sickerung


Speicher- änderung

(0 – 260 cm)


1995 1364,8 51,0 162,2 123,4 102,7 925,7 67,8 -0,1

1996 1031,5 48,4 72,4 130,7 103,4 691,6 67,1 -15,1

1997 1063,0 40,8 111,1 112,1 162,0 586,4 55,2 50,7

1998 1483,8 54,4 8,4 106,3 143,1 1100,3 74,2 71,3

Summe 4943,1 194,7 354,0 472,5 511,1 3304,0 66,8 106,8


Die Tiefensickerung fällt auf der Freifläche mit insgesamt 3.304 mm (1995 bis 1998) etwas geringer aus als im Bestand. Ursache hierfür sind zunächst der geringere Oberflächenabfluss im Bestand, der sich mit einer geringeren Schneehöhe und höheren hydraulischen Leitfähigkeiten im Unterbo-den erklären lässt. Auch die Evaporation von der Bodenoberfläche ist auf der Freifläche höher.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000Ja

n 9

5

Ap

r 9

5

Ju

l 95

Okt

95

Jan

96

Ap

r 9

6

Ju

l 96

Okt

96

Jan

97

Ap

r 9

7

Ju

l 97

Okt

97

Jan

98

Ap

r 9

8

Ju

l 98

Okt

98

mm

20 cm

50 cm

100 cm

135 cm



Possen

132

Die Interzeption unterhalb der Baumkronen konnte im Bestand vernachlässigt werden, da die Bo-denvegetation nur spärlich entwickelt ist. Dagegen musste auf der Freifläche die Interzeption be-rücksichtigt werden, da hier die Bodenvegetation deutlich stärker ausgebildet ist. Die geringere Transpiration reicht zu einer Kompensation der übrigen Bilanzparameter nicht aus.

Abb. 8.7: Mittlere relative Anteile der Bilanzparameter am Freiland-Niederschlag im Zeitraum 1995 bis 1998 auf der Freifläche der HMS Großer Eisenberg

Abb. 8.8: Wasserflüsse in vier Untersuchungstiefen und Tiefensickerung auf der Freifläche der HMS Großer Eisenberg

Die kumulierten Bodenwasserflüsse sind in Abbildung 8.8 dargestellt. Da die angenommene Wur-zeltiefe lediglich 40 cm beträgt und die Transpiration insgesamt gering ist, bestehen kaum Unter-schiede zwischen den Wasserflüssen in den verschiedenen Tiefen.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

Jan

95

Ap

r 9

5

Ju

l 95

Okt

95

Jan

96

Ap

r 9

6

Ju

l 96

Okt

96

Jan

97

Ap

r 9

7

Ju

l 97

Okt 9

7

Jan

98

Ap

r 9

8

Ju

l 98

Okt

98

mm

20 cm

50 cm

100 cm

135 cm


Großer Eisenberg (Freifläche)

1995-1998

Evaporation

10%

Tiefen-

sickerung

68%

Interzeption

4%

Oberflächen-

abfluss

7%

Trans-

piration

11%


Possen

133

8.2.3 Zusammenfassung Wasserhaushalt Die bodenhydrologischen Messwerte der HMS Possen (1996 bis 1998) und Großer Eisenberg (1995 bis 1998) wurden einer Sichtung und Plausibilitätskontrolle unterzogen, Zeitreihen von Kli-madaten auf Basis von Tagesmittel- bzw. Summenwerten vervollständigt und Bestandes- und Frei-landniederschläge im 14-tägigen Turnus mit den Werten von Totalisatoren abgeglichen. Für jede Tiefenstufe konnte ein mittlerer Tensionsverlauf (Median) bestimmt werden. Das Simulationsmodell SOIL wurde für beide Standorte (Bestand und Freiland) parametrisiert. Die pF-Kurven konnten sowohl aus Ergebnissen von Laborversuchen als auch aus simultanen Messwer-ten von Tensiometern und TDR-Sonden abgeleitet werden. Hydraulische Leitfähigkeiten wurden invers optimiert. Die Übereinstimmung von Simulationsergebnissen und Messwerten wurde durch Vergleiche simu-lierter und gemessener Saugspannungen und Bodentemperaturen überprüft. An den Standorten Possen-Bestand, Großer Eisenberg-Freifläche und Großer Eisenberg-Bestand konnten die gemes-senen Saugspannungen durch das Modell in allen Untersuchungstiefen gut nachvollzogen werden. Lediglich bei der Freifläche Possen stand die gemessene sommerliche Austrocknung des Unterbo-dens im Widerspruch zu den Modellergebnissen. Hier liegt die Vermutung nahe, dass der Boden-wasserhaushalt maßgeblich durch eine nahegelegene Weihnachtsbaumkultur (ca. 4 bis 5 m ent-fernt) beeinflusst wird. Die geringste simulierte Tiefensickerung war mit durchschnittlich 133 mm/a (21 % des Freiland-niederschlages) im Buchenbestand der HMS Possen zu verzeichnen. Für die Freifläche Possen wurden 239 mm/a (37 % des Freilandniederschlages) ermittelt. Am Großen Eisenberg war die mittlere Tiefensickerung mit 874 mm/a (71 % des Freilandniederschlages) im Fichtenbestand bzw. 826 mm/a (67 % des Freilandniederschlages) auf der Freifläche wesentlich höher als auf dem Pos-sen. Die Evaporation von der Oberfläche ist wie erwartet auf den Freiflächen deutlich höher als im Bestand. Die simulierte Bestandestranspiration fällt auf dem Possen (264 mm/a) höher aus als am Großen Eisenberg (218 mm/a). Auf Grundlage der hier vorgestellten Modellergebnisse wurden in einem nächsten Arbeitsschritt die Stoffbilanzen ermittelt.

8.3 Stoffhaushalt Übergeordnetes Ziel der Erstellung von Stoffflussbilanzen ist die Beschreibung der Boden- und Waldökosystementwicklung. Auf Basis der von ULRICH (1989, 1991) formulierten ökosystemthe-oretischen Ansätze auf stofflicher Grundlage soll geklärt werden, in wieweit die Ökosysteme von einem stabilen Zustand entfernt sind. Der Begriff „Stabilität“ ist dabei durch ausgeglichene Stoffbi-lanzen (Eintrag = Austrag) definiert. Das im Rahmen der Waldschadensforschung entwickelte Kompartimentmodell zur Erfassung der Stoffumsätze grundwasserferner Waldökosysteme (ULRICH & MAYER, 1973; MEIWES et al., 1984; ULRICH, 1991) hat sich bei der Identifizierung der im Ökosystem ablaufenden Prozesse sowie bei der Charakterisierung von Systemzuständen als zielführend erwiesen und zur Standard-methode etabliert.


Possen

134

Basierend auf dem Konzept von ULRICH (1981) erlaubt der Elementbilanzierungsansatz in der Waldökosystemforschung die Beschreibung von Stoffflüssen in Teilbereichen des Ökosystems, d. h. von Depositionen, von Flüssen im Kronenraum sowie in verschiedenen Bodentiefen. Zahlreiche Untersuchungen haben sich auch außerhalb der Waldschadensforschung dieses Ansatzes bedient, um über ein reines Monitoring von Boden- und Bestandeszustand hinaus prozessorientierte Er-kenntnisse zu gewinnen (SCHAAF, 1992; SCHAAF et al., 1995; KNOCHE et al.,1999; GAST et al., 1999).

8.3.1 Datengrundlage Grundlage für die Bilanzierung des Stoffhaushalts an den HMS Großer Eisenberg und Possen waren chemische Analysedaten der Niederschlags- und Bodenwasserproben sowie die von der Fa. UDATA simulierten Daten zum Wasserhaushalt. Auf der Basis täglicher Flüsse konnten jährliche Stoffbilanzen für die Elemente und Stoffe Al, Fe, Mn, Ca, Mg, K, Na, NH4, NO3, Cl, PO4, SO4 und F erstellt werden. Außerdem wurden der pH-Wert und die elektrische Leitfähigkeit (LF) betrachtet. Zur Berechnung der Stoffflüsse wurden die anhand des Modells SOIL (JANSSON, 1996) ermittel-ten Wasserflüsse mit den Stoffkonzentrationen der Niederschlags- und Bodenlösungen verrech-net. Dabei wurde beim Bestandesniederschlag (BN) im Buchenbestand der HMS Possen zwischen Kronendurchlass (KD) und Stammabfluss (StA) unterschieden. Im Fichtenbestand an der HMS Großer Eisenberg kann der Stammabfluss (StA) vernachlässigt werden, hier ist Kronendurchlass (KD) = Bestandesniederschlag (BN) und wird als solcher aufgeführt. Die täglichen Wasserflüsse der unterschiedlichen Untersuchungsebenen wurden mit den entspre-chenden, zu diesem Zeitpunkt aktuellen Elementkonzentrationen multipliziert. Es ergaben sich Elementflüsse in täglicher Auflösung. Die Angabe der Ergebnisse erfolgte sowohl in kg/ha*d als auch in kmol(eq)/ha*d. 8.3.2 Ergebnisse 8.3.2.1 Stoffkonzentrationen im Niederschlag

Hauptmessstation Possen (Freifläche und Buchenbestand) Die mittleren Elementkonzentrationen von Freilandniederschlag, Kronendurchlass und Stammab-fluss am Standort Possen sind in Tabelle 8.5 dargestellt. Tab. 8.5: Median (z) der Elementkonzentrationen in Freilandniederschlag (FN), Kronendurchlass (KD) und Stammabfluss (StA) an der HMS Possen

pH Al Fe Mn Ca Mg K Na NH4 NO3 Cl PO4 SO4 F LF

mg/kg µS/cm

FN 5,5 0,03 0,03 0,01 0,68 0,08 0,23 0,36 0,89 2,55 0,80 0,11 2,90 0,01 22

KD 6,1 0,03 0,03 0,16 2,01 0,37 1,83 0,79 1,90 8,55 1,85 0,49 5,60 0,04 49

StA 4,8 0,04 0,08 0,15 1,62 0,33 5,38 1,14 2,93 12,20 2,70 0,21 7,40 0,07 73

Die Konzentrationen des Freilandniederschlages zeigen keine Auffälligkeiten. Bei der Passage des Niederschlages durch den Kronenraum steigt jedoch der pH-Wert von 5,5 auf 6,1 an. Gleichzeitig erhöhen sich auch die Lösungskonzentrationen aller Elemente (außer bei Al, Fe). Dies gilt in be-sonderem Maße für K und NO3.


Possen

135

Der Stammabfluss weist einen mittleren pH-Wert von 4,8 auf, hier liegen die Lösungskonzentrati-onen aller Elemente (mit Ausnahme von PO4, Mn, Mg, Ca) höher als im Kronendurchlass.

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Freifläche und Fichtenbestand) Die mittleren Elementkonzentrationen von Freilandniederschlag und Bestandesniederschlag am Standort Großer Eisenberg sind Tabelle 8.6 zu entnehmen. Die Konzentrationen des Freilandniederschlages sind weitestgehend vergleichbar mit denen am Standort Possen, wenngleich auch der pH-Wert 0,6 Einheiten niedriger liegt. Bei der Passage des Niederschlages durch den Kronenraum erhöht sich die Konzentration aller untersuchten Elemen-te, der pH-Wert erfährt allerdings keine signifikante Veränderung. Tab. 8.6: Median (z) der Elementkonzentrationen in Freilandniederschlag (FN) und Bestandesniederschlag (BN) an der HMS Großer Eisenberg


mg/kg µS/cm

FN 4,9 0,02 0,03 0,01 0,32 0,06 0,14 0,31 0,93 3,30 0,60 0,05 2,80 0,01 22

BN 4,8 0,03 0,06 0,17 1,09 0,29 2,48 0,79 2,89 7,15 1,70 0,60 6,55 0,04 61

8.3.2.2 Stoffkonzentrationen in der Bodenlösung

Hauptmessstation Possen (Freifläche) Tabelle 8.7 zeigt die mittleren Elementkonzentrationen in den Bodenlösungen auf der Freifläche der HMS Possen. Bedingt durch das carbonathaltige Ausgangssubstrat weist der Unterboden hohe pH-Werte auf. Während in der Humusauflage mittlere Reaktionsverhältnisse um pH 5,1 gemessen werden, steigen diese im Mineralboden bis pH 8,2 an (Carbonatpufferbereich). Tab. 8.7: Median (z) der Elementkonzentrationen und physikochemischen Parameter in den Bodenlösungen der HMS Possen (Freifläche)


mg/kg µS/cm

Humus 5,1 1,24 0,39 0,23 20,70 1,53 1,91 1,34 0,14 7,10 5,00 1,52 27,2 0,13 205

20 cm 6,8 0,37 0,11 0,18 29,40 1,86 0,51 1,58 0,01 9,60 3,60 0,52 18,3 0,15 290

50 cm 8,2 0,03 0,04 0,00 82,85 2,44 0,05 2,08 0,01 0,18 1,85 1,05 22,2 0,09 374

100 cm 7,9 0,01 0,03 0,00 78,35 1,97 0,05 2,87 0,01 0,08 2,45 0,31 20,4 0,07 374

Die geringen Al-, Fe- und Mn–Konzentrationen im Unterboden dürften vorwiegend auf eine reak-tionsbedingte Immobilisierung dieser Elemente zurückzuführen sein. Der hohe Kalkgehalt des Aus-gangssubstrates spiegelt sich in den Ca-Konzentrationen der Bodenlösung wider. Erhöhte NO -3

Konzentrationen werden nur bis in 20 cm Tiefe beobachtet. Hauptmessstation Possen (Buchenbestand) Auffallend sind die für einen forstlich genutzten Standort relativ hohen pH-Werte der Bodenlö-sungen, die allerdings in erster Linie auf die standörtlichen Gegebenheiten zurückzuführen sind. Trotzdem deuten die Tiefengradienten der pH-Werte und der Ca-Konzentrationen auf eine zu-nehmende Entbasung des Oberbodens hin.


Possen

136

Tab. 8.8: Median (z) der Elementkonzentrationen und physikochemischen Parameter in den Bodenlösungen der HMS Possen (Buchenbestand)


mg/kg µS/cm

Humus 4,5 1,68 0,67 2,69 13,9 1,15 1,94 1,32 0,03 20,20 3,70 0,94 12,0 0,14 132

20 cm 4,5 1,32 0,05 2,28 9,8 0,94 1,03 1,80 0,02 23,30 3,60 0,27 16,0 0,25 128

50 cm 7,6 0,01 0,05 0,01 67,4 2,10 0,05 3,24 0,01 5,80 5,40 0,76 42,0 0,05 349

100 cm 7,9 0,01 0,08 0,00 103,0 3,83 0,05 6,01 0,01 7,55 9,30 0,61 99,5 0,07 578

3 4 5 6 7 8 9

FN

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

pH

Freifl.

Buchenbest.

Stammabfl.

Abb. 8.9: Mittlere pH-Werte in Freilandniederschlag (Freifl.), Kronendurchlass (Buchenbest.) und Stammabfluss (Stammabfl.) sowie in den verschiedenen Bodentiefen der HMS Possen

Erwartungsgemäß finden sich auch in den Bodenlösungen des Bestandes im Vergleich zur Freiflä-che deutlich höhere NO3-Konzentrationen, die aber mit zunehmender Bodentiefe stark abneh-men.

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Freifläche) Die Reaktionsverhältnisse sind am Standort Großer Eisenberg als ungünstig einzuschätzen. Die pH-Werte steigen von 4,0 (Aluminium-/Eisen-Pufferbereich) in der Humusauflage bis pH 4,7 (Aus-tauscher-Pufferbereich) in 120 cm Tiefe. Tab. 8.9: Median (z) der Elementkonzentrationen und physikochemischen Parameter in den Bodenlösungen der HMS Großer Eisenberg (Freifläche)


mg/kg µS/cm

Humus 4,0 0,56 0,41 0,03 1,44 0,37 1,36 0,54 0,02 0,05 1,20 0,95 1,7 0,03 58

20 cm 4,2 1,35 1,10 0,02 1,31 0,40 2,09 0,67 0,01 0,70 0,40 0,23 3,0 0,04 43

50 cm 4,7 1,30 0,21 0,05 1,01 0,27 2,26 0,52 0,01 0,08 0,70 0,18 4,6 0,04 28

100 cm 4,7 1,02 0,06 0,07 1,11 0,40 3,14 0,69 0,01 4,40 0,90 0,13 8,2 0,04 46

120 cm 4,7 1,28 0,05 0,14 1,62 0,48 4,22 0,66 0,01 7,30 1,20 0,05 9,1 0,04 57

Wie die geringere elektrische Leitfähigkeit andeutet, sind die Bodenlösungen in allen Tiefenstufen deutlich geringer konzentriert als am Standort Possen. Eine Ausnahme bilden K und in den unte-ren Untersuchungstiefen Al und NO3.


Possen

137

Während im Oberboden nur sehr geringe mittlere NO3-Konzentrationen nachgewiesen werden können, steigen sie in den unteren Bodenschichten drastisch an. Der Grenzwert laut TrinkwVO 1990 (50 mg/l NO3) wird allerdings nicht überschritten. Dagegen überschreiten die Al-Konzentrationen in allen Tiefenstufen den in der TrinkwVO 1990 festgelegten Grenzwert von 0,2 mg/l. Hauptmessstation Großer Eisenberg (Fichtenbestand) Bei vergleichbaren pH-Werten sind die Elementkonzentrationen in den Bodenlösungen aller Beo-bachtungstiefen des Fichtenbestandes Großer Eisenberg (mit Ausnahme von Fe, K und NH4 ) im Vergleich zur Freifläche nur wenig höher. Deutlich höhere Konzentrationen zeigt erwartungsgemäß das NO3, ohne dass jedoch der Grenz-wert von 50 mg/l laut TrinkwVO 1990 überschritten wird. Die Al-Konzentrationen in den unteren Bodentiefen liegen im Bestand fast doppelt so hoch wie auf der Freifläche und übersteigen den in der TrinkwVO 1990 angegeben Grenzwert von 0,2 mg/l um ein Vielfaches. Allerdings ergeben die regelmäßigen Untersuchungen des Quellwassers an einer für die HMS Großer Eisenberg repräsentativen Quelle nur Al-Konzentrationen < 0,2 mg/l, so dass davon ausgegangen werden kann, dass die Freisetzung von Al-Ionen mit zunehmender Bodentiefe stark abnimmt.

3 4 5 6 7 8 9

FN

Humus

50 cm

120 cm

pH

Freifl.

Fichtenbest.

Abb.8.10: Mittlere pH-Werte in Freilandniederschlag (Freifl.), Bestandesniederschlag (Fichtenbest.) sowie in den verschiedenen Bodentiefen der HMS Großer Eisenberg Tab. 8.10: Median (z) der Elementkonzentrationen und physikochemischen Parameter in den Bodenlösungen der HMS Großer Eisenberg (Fichtenbestand)


mg/kg µS/cm

Humus 3,7 1,28 0,50 0,78 3,91 1,76 2,99 1,66 0,16 18,95 4,55 4,31 11,1 0,10 161

20 cm 4,6 1,76 0,17 0,52 2,56 1,02 1,75 1,59 0,09 7,15 2,00 0,75 9,9 0,07 91

50 cm 4,5 1,78 0,05 0,35 1,11 0,97 0,26 1,84 0,01 2,60 1,30 0,26 11,9 0,17 58

100 cm 4,5 2,57 0,03 0,81 2,11 1,63 0,98 1,73 0,01 14,20 2,00 0,14 14,6 0,20 91

120 cm 4,6 2,36 0,03 0,79 1,86 1,62 1,20 1,94 0,01 17,90 2,30 0,20 11,9 0,19 87


Possen

138

Die NO3-Konzentrationen in den Bodenlösungen am Standort Großer Eisenberg unterliegen gro-ßen Schwankungen. Im Frühjahr 1996 kommt es sowohl auf der Freifläche als auch im Bestand zu einem starken Anstieg der NO3-Konzentrationen in allen Tiefenstufen (Abbildung 8.11).

Abb. 8.11: Verlauf der NO3-Konzentrationen in unterschiedlichen Beobachtungstiefen auf der Freifläche der HMS Großer Eisenberg

Im Freiland- und Bestandesniederschlag ist dagegen kein entsprechender Konzentrationsanstieg zu beobachten. Eine Erklärung für diesen Anstieg könnten der langanhaltende, starke Frost des Win-ters 1995/96 mit Schneelagen bis zu einem Meter und die unmittelbar darauf folgenden, fast som-merlichen Temperaturen im April 1996 sein, die möglicherweise einen Mineralisierungsschub aus-lösten. Gesteigerte Nitrifikationsraten infolge einer Kalkung erscheinen eher unwahrscheinlich, da weder ein pH-Wert-Anstieg noch eine Zunahme der Ca-Konzentrationen zu beobachten war.

8.3.2.3 Ca/Al Verhältnisse Die alleinige Betrachtung der Al-Konzentrationen liefert kein zuverlässiges Kriterium für die Phy-totoxizität. Erst das molare Verhältnis von Ca/Al stellt ein verlässliches Maß für das Risiko von Vegetationsschäden durch gelöstes Aluminium dar. So nimmt laut CRONAN und GRIGAL (1995) das Risiko von Al-induziertem Stress und Ernährungsungleichgewichten unterhalb eines Ca/Al-Verhältnisses von 1 stark zu. Tab. 8.11: Median (z) der molaren Ca/Al-Verhältnisse in den Bodenlösungen der HMS Possen (Bestand) und Großer Eisenberg (Bestand)

Possen Großer

Eisenberg Humus 5,9 2,3

20 cm 5,4 0,8

50 cm 3058 0,4

100 cm 12680 0,5

120 cm - 0,5

0

20

40

60

80

100

Ap

r 9

5

Ju

n 9

5

Au

g 9

5

Ok

t 9

5

De

z 9

5

Fe

b 9

6

Ap

r 9

6

Ju

n 9

6

Au

g 9

6

Ok

t 9

6

De

z 9

6

Ja

n 9

7

Mrz

97

Ma

i 9

7

Ju

l 9

7

Se

p 9

7

No

v 9

7

Ja

n 9

8

Mrz

98

Ma

i 9

8

Ju

l 9

8

Se

p 9

8

No

v 9

8

Ja

n 9

9

mg/l

FNS

Humus

20 cm

50 cm

120 cm


Possen

139

Wie Tabelle 8.11 zeigt, sind die mittleren Ca/Al-Verhältnisse am Standort Possen auf unbedenkli-chem Niveau, wenngleich sie auch im versauerten Oberboden wesentlich enger ausfallen als im Unterboden. Dagegen signalisieren die Ca/Al-Verhältnisse am Standort Großer Eisenberg eindeutig eine Gefahr für das Pflanzenwachstum. 8.3.2.4 Stoffflüsse im Kronenraum

Hauptmessstation Possen (Freifläche und Buchenbestand) Die jährlichen Depositionsraten sind unabhängig von der Niederschlagsmenge in allen Bilanzie-rungsjahren auf gleicher Höhe. Größeren Schwankungen unterliegen nur die Einträge von NH4-N und SO4-S. Die mittlere jährliche (1996-1998) Nmin-Deposition (NH4-N + NO3-N) beträgt 11,4 kg/ha. Tabelle 8.12: Stoffflüsse in Freilandniederschlag (FN), Kronendurchlass (KD) und Stammabfluss (StA) an der HMS Possen

Jahr H2O Al Fe Mn Ca Mg K Na NH4-

N NO3-

N Cl PO4-

P SO -4

S F

mm kg/ha

9 6 635 0,2 0,3 0,1 4,9 0,8 2,0 3,2 13,5 4,6 4,9 0,5 8,0 0,1

FN 9 7 569 0,1 0,3 0,1 4,4 0,6 1,2 2,8 2,2 3,0 5,2 0,3 4,4 0,1

9 8 732 0,1 0,2 0,1 3,9 0,6 1,6 2,7 6,3 4,6 5,5 0,4 5,9 0,1

KD 9 6 437 0,2 0,1 1,0 16,5 3,1 27,0 3,7 6,4 9,4 8,1 0,9 20,0 0,1

ohne 9 7 332 0,2 0,1 0,5 7,1 1,3 9,8 3,5 4,4 5,7 7,2 0,4 5,5 0,1

StA 9 8 442 0,1 0,1 0,8 8,1 1,4 10,7 3,0 5,1 8,2 8,2 1,1 6,5 0,1

9 6 39 0,0 0,0 0,1 1,1 0,2 2,9 0,5 0,3 0,7 1,2 0,0 1,7 0,0

StA 9 7 102 0,1 0,1 0,3 2,0 0,4 7,2 1,4 2,4 2,8 3,3 0,1 3,5 0,1

9 8 137 0,1 0,1 0,6 5,3 0,7 7,9 2,6 3,1 4,9 6,0 0,1 5,7 0,1

BN 9 6 476 0,2 0,2 1,2 17,6 3,2 29,9 4,2 6,7 10,0 9,3 0,9 21,8 0,1

(KD+ StA)

9 7 434 0,2 0,2 0,8 9,1 1,7 17,0 4,9 6,8 8,5 10,5 0,5 9,0 0,2

9 8 579 0,2 0,2 1,4 13,4 2,1 18,7 5,6 8,3 13,2 14,1 1,3 12,3 0,2

FN : 26.01.96 – 23.12.98 KD: 26.01.96 – 23.12.98 S t A: 17.09.96 – 23.12.98

Während der Passage durch den Kronenraum nehmen die Stoffflüsse aller untersuchten Elemente zu (außer Fe), eine Netto-Nährstoffaufnahme über die Blätter findet scheinbar nicht statt. Stark ausgeprägt ist die Auswaschung von K aus dem Kronenraum, die hohen Ca-Flüsse im Bestandes-niederschlag dürften dagegen in erster Linie auf das Abwaschen von aufgewirbeltem Bodenstaub zurückzuführen sein. In unmittelbarer Nähe befindet sich ein befahrener Waldweg, der im Früh-jahr 1996 unter Verwendung von schwerer Wegebautechnik erneuert und ausgebaut wurde.


Possen

140

In diesem Zeitraum lagen die Ca-Konzentrationen deutlich höher als sonst. Mit dem Stammabfluss werden insbesondere für die Elemente Mn, Ca, K, Na, N, Cl und SO4-S erhebliche Anteile an den Stoffflüssen im Kronenraum verlagert. Dies unterstreicht die Bedeutung des Stammabflusses für die korrekte Beschreibung des Stoffhaushaltes von Buchenbeständen. Abbildung 8.12 zeigt die Deposition von Kationensäuren (= Summe: H+, Al3+, Fe2+, Mn2+ und NH4

+ in kmol(eq)/ha*a) und Kationenbasen (= Summe: Ca2+, Mg2+ und K+ in kmol(eq)/ha*a) mit dem Freiland- und Bestandesniederschlag. Am Standort Possen-Freifläche beträgt die Säuredeposition etwa 0,4 kmol(eq)/ha*a (Mittelwert für 1997 bis 1998). Sie wird in erster Linie von NH4

+, unterge-ordnet von den Protonen bestimmt. Ihr gegenüber steht eine durchschnittliche Basendeposition von etwa 0,3 kmol(eq)/ha*a (Mittelwert für 1997 bis 1998), deren Höhe überwiegend durch Ca2+ bestimmt wird. Es besteht ein geringer Säureüberschuss von 0,1 kmol(eq)/ha*a in der Freilandde-position.

-2,0 -1,5 -1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

Possen FN

Possen BN

Gr. Eisenberg FN

Gr. Eisenberg BN

kmol(eq)/ha*a

H+ Al3+ Fe2+ Mn2+ NH4+ Ca2+ Mg2+ K+

Säuredeposition

(H+, Al3+, Fe2+, Mn2+, N4+)Basedeposition

(Ca2+, Mg2+, K+)

Abb. 8.12: Durchschnittliche jährliche Säuren- und Basendeposition (1997 bis 1998) mit dem Freilandniederschlag (FN) und dem Bestandesniederschlag (BN) an den HMS Possen und Großer Eisenberg

Während der Passage durch den Kronenraum nimmt der Fluss der Kationensäuren auf etwa 0,7 kmol(eq)/ha*a (Mittelwert für 1997 bis 1998) zu. Diese Zunahme ist überwiegend auf den NH4

+-Fluss zurückzuführen. Durch den Anstieg der Basendeposition (insbesondere Ca und K) auf etwa 1,2 kmol(eq)/ha*a (Mittelwert für 1997 bis 1998) wird der Säurefluss im Kronenraum voll-ständig abgepuffert und dem Boden wird mit dem Bestandesniederschlag ein Basenüberschuss von 0,5 kmol(eq)/ha*a (Mittelwert für 1997 bis 1998) zugeführt.

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Freifläche und Fichtenbestand) Am Standort Großer Eisenberg sind die Depositionsraten mit dem Freilandniederschlag trotz der erheblich höheren Niederschlagsmenge auf vergleichbarem Niveau mit dem Standort Possen. Tendenziell leicht erhöht sind die Raten von SO4-S, Cl, NO3-N und Na. Auffällig ist der kontinuier-liche Anstieg der Chlorid-Depositionen während des Beobachtungszeitraumes. Er erreicht im Bi-lanzierungsjahr 1998 ein Maximum von 13,7 kg/ha*a. Eine Erklärung dafür liegt momentan nicht


Possen

141

vor. Die N-Depositionen setzten sich zu etwa gleichen Teilen aus NO3-N und NH4-N zusammen. Im Mittel betragen sie 15,3 kg/ha*a (1996 bis 1998). Eine besondere Qualität stellen die Stoffflüsse mit dem Bestandesniederschlag dar. Sie sind gegen-über dem Freilandniederschlag stark erhöht. Dies gilt in besonderem Maß für den Stickstoff. Ursa-che dafür ist das intensive Auskämmen trockener Deposition sowie die Impaktion von Aerosolen und Nebeltröpfchen. Diese Form des Eintrages ist bei Kronenraumbilanzen nicht zu unterscheiden von Auswaschungsprozessen sowie partikulärer und gasförmiger Deposition und kann daher nicht genau quantifiziert werden. Durch den zusätzlichen Eintrag versauernd wirkender Kationen mit dem Bestandesniederschlag (überwiegend NH4

+) werden verstärkt basische Kationen (Ca2+, Mg2+, K+) aus dem Kronenraum ausgewaschen. Alle untersuchten Elemente weisen im Bestandesniederschlag höhere Flüsse auf als im Freilandniederschlag. Eine Netto-Nährstoffaufnahme im Kronenraum findet damit nicht statt. Nach der Passage des Kronenraumes werden Nmin-Flüsse (NH4-N + NO3-N) zwischen 36,1 und 50,6 kg/ha*a registriert. Dies bedeutet eine extreme Zunahme gegenüber der Freilanddeposition (12 bis 18 kg/ha*a) und stellt einen vergleichsweise großen Input in den Boden dar. Tab. 8.13: Stoffflüsse in Freilandniederschlag (FN) und Bestandesniederschlag (BN) an der HMS Gr. Eisenberg


N NO3-

N Cl PO4-

P SO -4

S F

mm kg/ha

95 842 0,2 0,1 0,1 2,7 0,5 3,5 1,8 5,9 5,1 4,5 0,5 8,2 0,0

FN 96 1031 0,2 0,4 0,1 4,7 1,1 3,9 3,3 8,2 7,7 5,2 0,2 11,1 0,1

97 1063 0,2 0,5 0,1 4,2 0,7 1,1 3,9 5,7 6,4 7,3 0,4 7,4 0,1

98 1484 0,2 0,3 0,1 3,0 0,8 1,6 4,2 8,4 9,4 13,7 0,8 10,0 0,1

95 694 0,3 0,2 1,3 9,0 2,1 17,2 4,1 17,6 10,3 9,9 1,6 21,1 0,1

BN 96 1037 0,8 1,1 2,8 17,6 4,0 33,7 9,5 30,3 20,3 18,8 3,9 44,9 0,9

97 959 0,4 0,8 2,1 12,1 3,0 23,4 9,8 18,5 17,6 20,7 1,8 22,1 0,4

98 1545 0,4 0,8 2,5 14,0 3,6 27,3 12,1 19,3 22,0 28,4 3,1 26,8 0,2

FN: 02.05.95 – 23.12.98 BN: 02.05.95 – 23.12.98

Trotz der anzunehmenden schwachen Ausstattung des Mineralbodens mit basischen Kationen ist die Auswaschung von Ca und K aus dem Kronenraum stark ausgeprägt. Auch die Cl-Flüsse erfah-ren eine starke Zunahme bei der Passage des Kronenraumes. Gegenüber dem Freilandnieder-schlag sind sie im Bestandesniederschlag um das Zwei- bis Dreifache erhöht. Die Säuredeposition (= Summe: H+, Al3+, Fe2+, Mn2+ und NH4

+ in kmol(eq)/ha*a) mit dem Freiland-niederschlag ist am Großen Eisenberg mit durchschnittlich etwa 0,7 kmol(eq)/ha*a fast doppelt so hoch wie am Standort Possen (s. Abb. 8.12). Dies ist in erster Linie auf die höheren Nieder-schlagsmengen und nicht auf eine wesentlich andere Zusammensetzung des Niederschlages zu-rückzuführen. Neben NH4

+ bestimmen verstärkt auch Protonen die Höhe der Säuredeposition. Mit durchschnitt-lich rund 0,3 kmol(eq)/ha*a fällt die Basendeposition (= Summe: Ca2+, Mg2+ und K+ in kmol(eq)/ha*a) deutlich geringer aus als die Säuredeposition. Im Freiland wird somit ein Säure-überschuss von durchschnittlich 0,4 kmol(eq)/ha*a deponiert. Bei der Passage des Kronenraumes steigt die Säuredeposition auf durchschnittlich 1,8 kmol(eq)/ha*a an. Auch hier bestimmen NH4

+


Possen

142

und Protonen im Wesentlichen die Höhe des Säureflusses. Der Säurefluss im Kronenraum wird durch eine Basendeposition von etwa 1,6 kmol(eq)/ha*a weitestgehend abgepuffert. Allerdings bleibt ein Säureüberschuss von durchschnittlich 0,2 kmol(eq)/ha*a bestehen.

8.3.2.5 Stoffflüsse im Mineralboden

Hauptmessstation Possen (Freifläche und Buchenbestand) Charakteristisch für den Standort Possen sind die hohen Ca-Austräge (> 200 kg/ha*a). Sie spiegeln einerseits die gute Basenversorgung des Standortes auf einem karbonathaltigen Lockersediment wider, andererseits kann dieser massive Basenverlust jedoch auf Dauer zu einer Entbasung und Versauerung des Bodens führen. Im Oberboden ist dieser Prozess bereits erkennbar. Die Versau-erung bewirkt eine Mobilisierung der Elemente Al, Fe und Mn, was an deren Flussraten erkennbar ist. Entsprechend der stärker ausgeprägten Versauerung des Oberbodens werden im Bestand deutlich höhere Al-, Fe- und Mn-Flüsse registriert als auf der Freifläche. Die Flüsse der Elemente Al, Fe, Mn, K, NO3-N und F zeigen einen ausgeprägten Tiefengradienten, d. h., sie gehen mit zu-nehmender Tiefe zurück (s. Tabelle 8.14 und 8.15). Tab. 8.14: Stoffflüsse in unterschiedlichen Beobachtungstiefen an der HMS Possen (Freifläche)


N NO3-

N Cl PO4-

P SO -4

S F

mm kg/ha

96 411 5,52 1,57 1,84 182,1 18,0 37,8 10,7 0,21 38,1 31,1 0,6 48,3 0,6

Hu- 97 562 2,48 1,03 0,53 66,1 3,8 5,6 7,3 5,98 6,4 12,5 2,5 18,7 0,4

mus 98 621 6,84 2,28 0,66 241,6 13,8 8,2 10,9 0,32 18,2 44,7 4,3 56,2 1,2

96 219 1,34 0,24 0,46 57,5 3,3 1,4 3,4 0,01 6,8 7,9 0,5 19,0 0,3

20 97 303 1,12 0,55 0,23 50,0 2,5 1,2 3,7 0,01 2,8 8,2 0,9 14,7 0,4

cm 98 379 1,40 0,68 0,29 62,9 3,2 1,5 4,6 0,03 3,8 10,3 1,1 18,2 0,5

96 169 0,05 0,06 0,01 132,7 4,0 0,1 3,7 0,02 2,0 3,8 0,4 11,0 0,1

50 97 228 0,04 0,04 0,01 215,2 5,5 0,2 5,1 0,02 0,1 5,1 4,1 18,2 0,2

cm 98 36 0,01 0,00 0,00 31,0 0,7 0,0 0,7 0,00 0,0 1,2 0,6 3,1 0,0

96 145 0,02 0,04 0,00 116,1 3,3 0,2 5,2 0,01 1,4 2,4 0,2 10,1 0,1

100 97 191 0,02 0,03 0,00 147,4 3,4 0,1 5,1 0,04 0,3 5,2 0,5 14,2 0,1

cm 98 291 0,02 0,09 0,01 210,4 5,3 0,2 7,9 0,02 3,5 6,9 0,6 17,7 0,2

Humus: 02.05.96 – 09.12.98 20 cm: 02.05.96 – 09.12.98 50 cm: 02.05.96 – 21.01.98 1 0 0 cm: 02.05.96 – 09.12.98

Sowohl auf der Freifläche als auch im Buchenbestand findet mit Ausnahme von NO3-N eine Verla-gerung dieser Elemente nur bis in eine Beobachtungstiefe von 20 cm statt. Bereits in 50 cm Tiefe ähneln die Stoffflüsse weitestgehend denen in 100 cm Tiefe. In der Humusauflage fließen größere Mengen der Nährelemente Ca-, K- und NO3-N. Deren Fluss-raten erfahren bis in 20 cm Tiefe einen starken Rückgang, was u. a. auf einen Pflanzenentzug in den obersten Bodenschichten hindeutet.


Possen

143

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

FN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.13: Al-Flüsse im Freilandniederschlag (FN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Freifläche)

0 100 200

FN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.14: Ca-Flüsse im Freilandniederschlag (FN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Freifläche)

0 20 40 60

FN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.15: Nmin-Flüsse im Freilandniederschlag (FN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Freifläche)


Possen

144

Dabei unterscheiden sich Freifläche und Buchenbestand erstaunlicher Weise nicht grundlegend voneinander. Der Rückgang der Al-, Fe-, und Mn-Flüsse mit zunehmender Tiefe ist in erster Linie auf eine pH-Wert-abhängige Immobilisierung (Ausfällung) zurückzuführen. Größere Elemen-tausträge in 100 cm Tiefe beschränken sich auf Ca-, Mg-, Na-, Cl- und SO4-S. Die NO3-N-Verluste sind in feuchteren Bilanzjahren stärker als in trockeneren. Tab. 8.15: Stoffflüsse in unterschiedlichen Beobachtungstiefen an der HMS Possen (Bestand)

Jahr H2O Al Fe Mn Ca Mg K Na NH4- N

NO3- N

Cl PO4- P

SO -4

S F

mm kg/ha

96 442 8,76 2,51 16,6 104,0 10,0 20,5 6,4 0,15 55,9 13,0 1,1 25,7 0,6

Humus 97 476 7,92 2,66 13,7 68,5 5,7 7,9 7,2 3,25 23,4 25,5 6,9 21,2 0,7

98 512 6,81 3,01 13,5 69,7 5,2 4,7 8,2 1,50 17,8 26,7 5,4 24,8 0,7

96 311 4,99 0,20 11,3 55,0 5,4 3,7 6,9 0,04 29,5 10,5 0,2 28,4 1,1

20 cm 97 304 3,37 0,18 6,6 30,1 2,8 2,9 5,3 0,15 13,1 10,8 0,5 19,9 0,6

98 348 2,61 0,15 6,0 24,7 2,2 3,5 5,1 0,22 10,5 11,2 0,6 16,3 0,7

96 217 0,08 0,07 0,5 173,2 5,9 0,5 8,9 0,01 20,8 17,0 0,7 33,6 0,2

50 cm 97 225 0,05 0,08 0,0 136,8 4,2 0,3 6,6 0,26 6,4 12,7 1,9 30,3 0,1

98 269 0,04 0,08 0,0 167,9 4,9 0,2 8,1 0,17 2,5 18,9 2,7 34,1 0,1

96 171 0,03 0,15 0,2 181,4 6,5 0,5 9,9 0,54 4,3 16,2 0,9 54,9 0,2

100 cm 97 144 0,01 0,07 0,0 162,9 5,4 0,1 8,6 0,02 4,3 12,5 0,7 49,3 0,1

98 194 0,01 0,12 0,0 206,1 7,2 0,1 11,0 0,12 1,3 19,9 1,8 54,9 0,1

Humus: 05.04.96 – 09.12.98 20 cm: 05.04.96 – 23.12.98 50 cm: 16.04.96 – 23.12.98 1 0 0 cm: 16.04.96 – 23.12.98

Im Bestand erfolgt die Verlagerung von NO3-N in größeren Mengen und in größere Tiefen als auf der Freifläche. Aus der organischen Auflage werden bis zu 56 kg/ha*a NO3-N verlagert, während der NH4-Fluss im wesentlichen auf die Humusauflage beschränkt bleibt. In den Jahren 1996 und 1997 kann das Angebot an Nmin vom Buchenbestand nicht vollständig auf-genommen werden und es kommt zu Nmin-Austrägen in 100 cm Tiefe von 4 bis 4,9 kg/ha*a. In al-len Tiefenstufen zeigt sich ein deutlicher Rückgang der NO3-N-Frachten mit Fortschreiten der Beobachtungsdauer. Die Elemente Ca-, Mg-, Na-, Cl- und SO4-S unterliegen in größerem Umfang einem Austrag aus der untersten Beobachtungstiefe von 100 cm. Dabei nehmen die Ca-Austräge zweifelsohne eine Sonderstellung ein.


Possen

145

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.16: Al-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Bestand)

0 50 100 150 200 250

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.17: Ca-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Bestand)

0 10 20 30 40 50 60

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

kg/ha

96

97

98

Abb. 8.18: Nmin-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Possen (Bestand)


Possen

146

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Freifläche) Begünstigt durch die geringe Basenausstattung des Ausgangssubstrates ist die Bodenversauerung am Standort Großer Eisenberg schon relativ weit fortgeschritten. Die mangelnden Puffer- und Filtereigenschaften des Bodens machen sich u. a. durch große Schwankungen in den Stoffflussraten bemerkbar. Die fehlende Elastizität gegenüber stofflichen Belastungen sowie die großen Sickerwas-sermengen machen den Standort anfällig für die Verlagerung größerer Mengen gelöster Stoffe. Dies führt zu erheblichen Nährstoffausträgen aus dem Ökosystem und stellt gleichzeitig eine po-tentielle Gefährdung des Grundwassers dar. Tab. 8.16: Stoffflüsse in unterschiedlichen Beobachtungstiefen an der HMS Großer Eisenberg (Freifläche)


N NO3-

N Cl PO4-

P SO -4

S F

mm kg/ha

95 874 8,5 3,5 0,5 27,2 9,2 33,6 17,8 9,73 9,2 49,9 5,4 22,1 0,1

Humus 96 936 8,7 5,2 0,8 32,9 10,4 52,8 8,1 29,1 45,9 21,4 12,2 17,1 0,4

97 865 4,3 3,4 0,4 12,8 3,7 14,9 5,3 0,95 0,8 20,0 5,5 4,9 0,2

98 1370 6,4 6,2 0,3 11,7 3,1 15,4 5,4 0,46 0,2 15,2 4,5 5,0 0,3

95 694 9,1 5,3 0,2 14,2 4,3 16,9 6,9 0,08 1,2 4,5 0,8 14,7 0,0

20 cm 96 731 21,2 6,9 0,8 43,7 13,7 46,1 9,0 3,72 68,9 16,9 0,5 19,2 1,0

97 634 9,0 7,7 0,2 10,1 2,8 16,0 5,6 1,27 7,2 4,4 1,2 6,0 0,1

98 1145 13,5 15,4 0,2 11,7 2,8 13,5 6,3 0,21 1,4 6,9 0,9 8,0 0,3

95 692 9,6 1,8 0,8 17,4 4,5 20,1 7,8 0,16 6,5 9,1 0,7 13,8 0,1

50 cm 96 703 17,4 1,2 1,2 25,3 8,6 37,2 13,0 0,35 41,6 17,4 0,7 14,5 0,4

97 589 6,3 1,0 0,4 6,9 2,3 19,7 4,7 0,04 0,2 13,3 1,4 12,1 0,1

98 1115 14,0 3,3 0,4 7,8 2,0 15,6 5,1 0,23 0,5 9,0 0,6 12,1 0,4

95 722 3,7 0,3 1,2 11,5 3,7 33,7 6,4 0,06 5,7 8,7 1,1 21,7 0,0

100 cm 96 698 16,1 0,6 1,2 23,7 9,5 33,4 7,7 0,09 46,0 11,2 0,3 14,1 0,5

97 588 9,5 0,5 0,4 7,6 2,6 20,3 4,8 0,24 15,1 6,0 0,5 13,7 0,2

98 1093 9,4 0,9 0,4 8,0 2,3 24,5 6,0 0,36 4,0 8,3 0,4 29,2 0,3

95 727 2,4 0,3 3,4 13,9 4,7 42,3 7,8 0,28 8,9 11,3 0,4 27,1 0,0

120 cm 96 697 10,3 0,4 2,2 20,4 6,6 36,6 5,8 0,09 30,9 10,2 0,2 18,8 0,4

97 588 9,9 0,5 0,9 10,4 2,9 25,0 4,2 0,03 17,9 9,6 0,3 16,0 0,3

98 1091 12,3 0,9 0,8 9,6 2,9 29,9 5,2 0,30 7,5 11,2 0,3 33,2 0,4

Humus: 18.05.95 – 23.12.98 20 cm: 18.05.95 – 23.12.98 50 cm: 18.05.95 – 23.12.98 1 0 0 cm: 18.05.95 – 23.12.98 1 2 0 cm: 18.05.95 – 23.12.98

Die Elemente Al, Fe und Mn zeigen am Großen Eisenberg unterschiedliche Verlagerungs-tendenzen. Über das gesamte Profil hinweg wird Al in den Größenordnungen von 6,3 bis 21,2 kg/ha*a verlagert. Ein Immobilisierungshorizont ist nicht erkennbar. Die Al-Austräge in 120 cm Tiefe betragen 9,9 bis 12,3 kg/ha*a.


Possen

147

Dagegen sind die Fe-Flüsse in 20 cm Tiefe am größten und gehen mit zunehmender Tiefe zurück. Die Mn-Flüsse unterliegen größeren jährlichen Schwankungen. Die größten Flussraten (3,4 kg/ha*a) treten in der untersten Beobachtungstiefe auf. Große jährliche Schwankungen kennzeichnen auch die Ca-Flüsse. Dabei wird in allen Beobach-tungstiefen im Jahr 1996 ein Maximum erreicht, welches in 20, 50 und 100 cm Tiefe ein Vielfaches der Ca-Flüsse der Jahre 1997 und 1998 beträgt. Innerhalb des Profils ist keine eindeutige Zu- oder Abnahme der Ca-Flüsse zu erkennen. Der mittlere Ca-Austrag aus 120 cm Tiefe in den Jahren 1996 bis 1998 beträgt 13,5 kg/ha*a. Er ist nahezu identisch mit dem mittleren Bodeninput durch den Bestandesniederschlag (14,5 kg/ha*a). Auffallend hohe Flussraten weist über das gesamte Profil hinweg das K auf. Wie bei den anderen Nährelementen auch, ist ein starkes Schwanken der Flussraten mit einem Maximum im Jahr 1996 zu verzeichnen. Auch für K entsprechen die Austräge in 120 cm Tiefe (1996 bis 1998 im Mittel 30,5 kg/ha*a) weitestgehend den Einträgen mit dem Bestandesniederschlag (1996 bis 1998 im Mit-tel 28,1 kg/ha*a). In der Humusauflage werden im Jahr 1996 sehr hohe NH4-N und NO3-N-Flüsse registriert. Der Nmin-Fluss beträgt in diesem Jahr 75 kg/ha*a, in den Folgejahren geht er auf < 2 kg/ha*a zurück. Bereits in 20 cm Tiefe wird Nmin überwiegend in Form von NO3-N verlagert, während die NH4-N-Flüsse in dieser Tiefe stark reduziert sind. Es hat den Anschein, als würde der 1996 einsetzende Anstieg des N-Flusses mit fortschreitendem zeitlichen und räumlichen Verlauf der Tiefensickerung eine Streckung erfahren. Während 1996 in den oberen Beobachtungstiefen eine relativ scharf ab-gegrenzte Erhöhung des Nmin-Flusses erfolgt, sind erhöhte Nmin-Flüsse in den unteren Tiefen so-wohl 1996 als auch 1997 zu erkennen. Alle untersuchten Elemente unterliegen dem Austrag mit dem Sickerwasser in 120 cm Tiefe. Da-bei sind im Hinblick auf eine mögliche Belastung des Grundwassers insbesondere die Al- und NO -3

N-Austräge negativ zu beurteilen.

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Fichtenbestand) Die Bodenversauerung ist im untersuchten Fichtenbestand erwartungsgemäß noch weiter fortge-schritten als auf der Freifläche. Die Stoffflüsse mit dem Sickerwasser sind in Tabelle 8.17 dargestellt. Die z. T. beträchtlichen Schwankungen der Stoffflüsse, wie sie auf der Freifläche insbesondere bei Ca, Mg, K, NH4-N, NO -3

N, PO4-P zu beobachten sind, treten im Bestand gedämpfter auf. Wie auf der Freifläche auch, lie-gen die Maxima der Stoffflüsse häufig im Bilanzjahr 1996, obwohl in diesem Jahr kein Maximum des Wasserflusses erreicht wurde. Es dürften hier die meteorologischen Gegebenheiten der Jahre 1995/96 die Ursache sein. Über das gesamte Profil hinweg wird Al in den Größenordnungen von 11,3 bis 34,5 kg/ha*a verla-gert. Ein Immobilisierungshorizont ist auch hier nicht erkennbar. Die Austräge in 120 cm Tiefe betragen > 24 kg/ha*a. Im Vergleich zur Freifläche bedeutet dies eine noch weiter fortgeschrittene Al-Mobilisierung. Dagegen sind die Fe-Flüsse in den oberen 20 cm am größten und gehen mit zu-nehmender Tiefe zurück. Die Mn-Flüsse sind über das gesamte Profil hinweg bemerkenswert hoch. Es werden Austräge bis 6,8 kg/ha*a erreicht. In der Humusauflage treten Ca-Flüsse von 45 bis 53 kg/ha*a auf, im Mineralboden gehen sie in 50 cm Tiefe auf 9,5 bis 15 kg/ha*a zurück. Diese Reduktion des Ca-Flusses im Oberboden könnte durch Pflanzenentzug bewirkt werden. Ähnlich wie auf der Freifläche betragen die Ca-Austräge in 120 cm Tiefe 11,1 bis 17,5 kg/ha*a.


Possen

148

Die K-Flüsse im Bestand unterscheiden sich von denen auf der Freifläche durch einen ausgepräg-ten Rückgang der Flussraten von der Humusauflage bis in 50 cm Tiefe und lassen ähnlich wie bei Ca einen Kreislauf dieser Elemente im Bestand vermuten. Als weitere Ursache für den Rückgang kommt neben Pflanzenentzug auch die Ausfällung sekundärer Mineralphasen (z. B. K-Jarosit) in Betracht. Die unterhalb von 50 cm Bodentiefe noch einmal ansteigenden K-Flüsse könnten durch erneute Lösung des vorübergehend in Form von Jarosit festgelegten Kaliums verursacht werden. Tab. 8.17: Stoffflüsse in den unterschiedlichen Beobachtungstiefen an der HMS Großer Eisenberg (Bestand)

Jahr H2O Al Fe Mn Ca Mg K Na NH4- N

NO3- N

Cl PO4- P

SO -4

S F

mm kg/ha

95 578 6,9 0,92 3,8 28,0 11,4 11,3 16,4 1,60 27,9 26,0 2,2 30,0 0,5

Humus 96 1057 28,7 3,09 11,4 53,0 23,7 26,8 18,7 1,10 74,2 27,4 7 ,3 41,8 2,0

97 9 37 11,3 4,82 8,2 45,4 16,8 30,8 16,6 1,03 33,2 55,6 14,7 43,0 1,1

98 811 9,1 5,32 5,8 30,2 11,3 28,0 12,3 3,04 13,0 85,1 20,0 26,8 0,7

95 500 4,3 0,44 2,9 21,7 9,2 10,1 12,9 0,57 21,3 11,9 0,8 20,7 0,4

20 cm 96 958 25,6 1,51 6,9 27,0 12,5 19,8 14,0 1,54 23,8 19,2 2,6 37,0 1,0

97 804 13,1 3,85 2,5 14,6 5,6 15,1 9,1 1,01 7,7 11,8 5,2 14,7 0,6

98 708 8,4 1,71 2,4 9,4 4,7 11,7 8,8 0,64 3,8 36,5 9,8 15,0 0,4

95 327 3,4 0,15 1,4 13,1 4,9 3,2 9,9 0,49 11,5 11,6 0,4 13,6 0,5

50 cm 96 898 17,9 0,55 3,6 15,1 12,4 4,4 26,4 0,37 26,6 12,5 0,6 37,8 1,6

97 708 16,2 0,51 3,3 9,5 6,9 2,0 12,2 0,05 11,9 12,5 1,2 33,4 1,3

98 1045 16,1 0,44 3,0 6,9 4,8 1,9 17,3 0,19 3,1 15,0 2,1 39,1 1,6

95 239 5,3 0,06 0,7 8,8 8,3 2,7 6,9 0,01 33,4 6,6 0,1 7,0 0,7

100 cm 96 854 34,5 0,53 8,2 20,5 21,2 7,3 17,4 0,06 75,1 15,5 0,8 23,3 2,0

97 634 14,9 0,38 4,6 10,6 8,8 4,0 8,9 0,07 21,7 11,2 0,5 26,3 1,1

98 779 17,4 0,21 5,2 12,8 8,8 5,4 12,0 0,26 10,9 17,1 0,3 44,2 1,3

95 234 2,3 0,04 1,9 6,4 5,2 2,8 5,1 0,01 13,3 6,5 0,0 9,0 0,5

120 cm 96 848 24,0 0,49 6,8 17,5 16,3 8,5 16,1 0,07 43,8 14,5 0,5 29,8 1,8

97 624 16,1 0,41 4,8 11,1 9,6 6,6 10,5 0,04 27,7 13,9 0,7 25,2 1,2

98 773 23,6 0,23 6,0 12,6 10,9 6,9 15,0 0,27 29,6 21,0 0,6 33,7 1,5

Humus: 01.06.95 – 02.09.98 20 cm: 01.06.95 – 02.09.98 50 cm: 15.06.95 – 28.10.98 1 0 0 cm: 13.07.95 – 30.09.98 1 2 0 cm: 13.07.95 – 30.09.98

Ähnlich wie auf der Freifläche wird auch in der Humusauflage 1996 ein sehr hoher N-Fluss regist-riert, der jedoch überwiegend als NO3-N-Fluss auftritt. Dabei ist der gesamte N-Fluss mit 75 kg/ha*a auf beiden Flächen identisch. Im Bestand korreliert der hohe N-Fluss in der Humusauflage mit den ebenfalls erhöhten N-Einträgen (50,6 kg/ha) durch den Bestandesniederschlag im Jahr


Possen

149

1996. Der Rückgang der N-Flüsse in den Folgejahren fällt weniger drastisch aus als auf der Freiflä-che. NO3-N unterliegt in allen Tiefenstufen der Verlagerung, z. T. sogar in beträchtlichen Mengen (s. Tabelle 8.17). Dementsprechend sind die Austräge in 120 cm Tiefe mit 28 bis 44 kg/ha*a als sehr hoch einzustufen. Abbildung 21 zeigt den Zusammenhang von N-Einträgen mit dem Bestan-desniederschlag und den N-Austrägen mit dem Sickerwasser. Demnach liegt das N-Angebot am Großen Eisenberg weit über dem Bedarf des Fichtenbestandes, der eindeutig stickstoffgesättigt ist. Diese Sättigung und das permanente Überangebot an Stickstoff bewirken ein Nährstoffungleichge-wicht, das sich langfristig in einer Mangelernährung niederschlagen kann sowie zu verminderter Stresstoleranz und einer erhöhten Anfälligkeit für Krankheiten führt. Alle untersuchten Elemente werden in 120 cm Tiefe aus dem System ausgetragen. Im Hinblick auf eine zukünftig mögliche Gefährdung des Grundwassers sind dabei insbesondere die Al- und NO -3

N-Austräge negativ zu beurteilen.

0 10 20 30

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

120 cm

kg/ha

95

96

97

98

Abb. 8.19: Al-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Gr. Eisenberg (Bestand)

0 10 20 30 40 50 60

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

120 cm

kg/ha

95

96

97

98

Abb. 8.20: Ca-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Gr. Eisenberg (Bestand)


Possen

150

0 20 40 60 80

BN

Humus

20 cm

50 cm

100 cm

120 cm

kg/ha

95

96

97

98

Abb. 8.21: Nmin-Flüsse im Bestandesniederschlag (BN) und in den Bodenlösungen der HMS Gr. Eisenberg (Bestand)

8.3.2.6 Bilanzen

Hauptmessstation Possen (Freifläche und Buchenbestand) Der Vergleich der Elementeinträge und -austräge weist den Standort Possen im Bilanzierungszeit-raum 1997 bis 1998 als eine Quelle für Ca, Mg, Na, Cl, PO4-P und SO4-S aus. Für diese Elemente sind die Stoffflussbilanzen negativ. Insbesondere die Ca-Austräge übertreffen die Einträge um ein Vielfaches. Das Ökosystem ist diesbezüglich in einem ausgeprägten Ungleichgewicht. Trotz des carbonathaltigen Grundgesteins kann dies zu einer Destabilisierung der pedochemischen Verhält-nisse und zu einer Veränderung des Stoffhaushaltes führen, wie es sich bereits im Oberboden an-deutet. Tab. 8.18: Stoffeintrag mit dem Freilandniederschlag, Austrag in 100 cm Tiefe, Eintrags-/Austrags-Bilanz (1997-98) an der HMS Possen (Freifläche)

Al Fe Mn Ca Mg K Na Nmin Cl PO4-P SO4-S

kg/ha*a

Eintrag 0,1 0,2 0,1 9,7 0,6 1,4 2,7 8,1 5,3 0,4 5,1

Austrag 0,0 0,1 0,0 178,9 4,3 0,1 6,5 1,9 6,0 0,5 16,0

Bilanz 0,1 0,2 0,1 -169,2 -3,7 1,2 -3,7 6,1 -0,7 -0,2 -10,8

Tab. 8.19: Stoffeintrag mit dem Freilandniederschlag, Austrag in 100 cm Tiefe, Eintrags-/Austrags-Bilanz (1997-98) an der HMS Possen (Buchenbestand)


kg/ha*a

Eintrag 0,1 0,2 0,1 9,7 0,6 1,4 2,7 8,1 5,3 0,4 5,1

Austrag 0,0 0,1 0,0 184,5 6,3 0,1 9,8 2,9 16,2 1,2 52,1

Bilanz 0,1 0,1 0,1 -174,7 -5,7 1,3 -7,0 5,2 -10,8 -0,8 -47,0

Die Eintrags- und Austragsbilanzen von Freiland und Bestand weisen keine wesentlichen Unter-schiede auf, lediglich SO4-S unterscheidet sich durch deutlich höhere Austräge aus dem Bestand. Für die Elemente K und Nmin weisen die Ein- und Austräge positive Bilanzen aus. Sie werden im Ökosystem festgelegt. Der Standort hat bezüglich dieser Elemente die Funktion einer Senke.


Possen

151

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Freifläche) Der Standort Großer Eisenberg-Freifläche weist mit Ausnahme von PO4-P im Bilanzzeitraum 1996 bis 1998 für alle in Tabelle 20 dargestellten Elemente eine negative Bilanz auf, d. h., die Austräge aus dem System übertreffen die Einträge mit dem Freilandniederschlag. Es werden sowohl Katio-nensäuren (Al3+, Fe3+ und Mn2+) als auch Kationenbasen (Ca2+, Mg2+ und K+) freigesetzt. Besonders auffällig sind dabei die hohen K-Austräge. Die Netto-Freisetzung von Stickstoff signalisiert eine Sättigung des Ökosystems. Lediglich PO4-P kann als relativ immobile Verbindung im System gehal-ten bzw. in geringem Umfang angereichert werden. Die negativen Bilanzen der anderen Elemente kennzeichnen die fehlenden Puffer- und Filtereigenschaften und den instabilen Gesamtzustand des Ökosystems. Tab. 8.20: Stoffeintrag mit dem Freilandniederschlag, Austrag in 120 cm Tiefe, Eintrags-/Austrags-Bilanz (1997-98) an der HMS Großer Eisenberg (Freifläche)


kg/ha

Eintrag 0,2 0,4 0,1 3,9 0,8 2,2 3,8 15,3 8,7 0,5 9,5

Austrag 10,9 0,6 1,3 13,5 4,1 30,5 5,0 18,9 10,3 0,3 22,7

Bilanz -10,7 -0,2 -1,2 -9,5 -3,3 -28,3 -1,2 -3,6 -1,6 0,2 -13,2

Hauptmessstation Großer Eisenberg (Fichtenbestand) Auf Grund des besonderen Eintragsgeschehens am Standort Großer Eisberg (Bestand) wird, an-ders als auf den übrigen Untersuchungsflächen und im Rahmen von Stoffbilanzen üblich, der Ein-trag ins Ökosystem nicht dem Eintrag mit dem Freilandniederschlag gleichgesetzt, sondern dem Eintrag mit dem Bestandesniederschlag. Im Gegensatz zur Freifläche, wo überwiegend negative Bilanzen vorherrschen, zeigt sich im Be-stand ein differenzierteres Bild. Negative Bilanzen weisen hier nur Al, Mn, Mg und Na auf. Dabei spiegeln insbesondere die hohen Al-Austräge die ungünstigen Reaktionsverhältnisse des Standortes wider. Positive Bilanzen ergeben sich für K, Nmin, Cl und PO4-P. Bei Fe, Ca und SO4-S entsprechen sich Ein- und Austräge weitestgehend. Tab. 8.21: Stoffeintrag mit dem Bestandesniederschlag (BN), Austrag in 120 cm Tiefe, Eintrags-/ Austrags-Bilanz (1996-1998) an der HMS Großer Eisenberg (Fichtenestand)


kg/ha

Eintrag 0,5 0,9 2,4 14,5 3,5 28,1 10,5 42,7 22,6 2,9 31,3

Austrag 21,2 0,4 5,9 13,7 12,3 7,3 13,9 33,8 16,5 0,6 29,6

Bilanz -20,7 0,5 -3,4 0,8 -8,7 20,8 -3,4 8,9 6,2 2,3 1,7

Während die Stoffeinträge im zeitlichen Verlauf relativ gleichbleibende Raten aufweisen, zeigen die Austräge eine ausgeprägte Dynamik. Bedingt durch die höheren Sickerungsraten werden Nmin und Kationensäuren überwiegend im Winterhalbjahr verlagert. Die Freisetzung von Kationensäuren variiert in Abhängigkeit vom Bilanzierungszeitraum. Während zwischen April 1996 und November 1997 Säureeintrag und –austrag nahezu ausgeglichen waren, zeigt sich im weiteren Verlauf eine stark negative Bilanz. In diesem Zeitraum wird aus dem System mehr Säure freigesetzt als einge-tragen. Dies unterstreicht nochmals den kritischen Bodenzustand am Großen Eisenberg.


Possen

152

8.3.3 Zusammenfassung Stoffhaushalt/Ausblick Die chemischen Analysendaten der Versuchsflächen Possen (1996 bis 1998) und Großer Eisenberg (1995 bis 1998) wurden einer Sichtung und Plausibilitätskontrolle unterzogen. Auf der Grundlage der kontrollierten Analysendaten sowie der Ergebnisse der Wasserhaushaltssimulation wurden Stoffflüsse und -bilanzen berechnet. Wie erwartet, unterscheiden sich die Standorte Possen und Großer Eisenberg in ihrem Stoffhaus-halt grundlegend voneinander. Während der Stoffhaushalt am Standort Possen in erster Linie durch das carbonathaltige Ausgangssubstrat geprägt wird, ist der Stoffhaushalt am Standort Gro-ßer Eisenberg durch eine tiefreichende Bodenversauerung und hohe Eintragsraten gekennzeichnet. Im Buchenbestand Possen wird dem Boden ein deutlicher Basenüberschuss zugeführt. Trotzdem sind im Oberboden bereits Versauerungsprozesse erkennbar, da das Ca hohen Auswaschungs-raten unterliegt. Andere Elemente werden nur in geringem Umfang ausgetragen. Dem Fichtenbestand Großer Eisenberg werden durch das Auskämmen trockener Deposition so-wie durch die Impaktion von Aerosolen und Nebeltröpfchen zusätzlich zur Freiland-Deposition größere Stoffmengen zugeführt. Dabei ist der genaue Umfang dieser Deposition mit dem Bestan-desniederschlag nicht exakt zu quantifizieren, da sie sich nicht von Auswaschungsprozessen sowie partikulärer und gasförmiger Deposition unterscheiden lässt. Des Weiteren werden mit dem Bestandesniederschlag am Großen Eisenberg große Mengen an Säure (NH4

+, H+) eingetragen. Bedingt durch die bereits tiefreichende Versauerung des Bodens können diese Säureeinträge nicht mehr ausreichend abgepuffert werden, so dass große Mengen an Kationensäuren mit dem Sickerwasser in tiefere Bodenschichten gelangen. Die Austräge aus dem System übertreffen dabei zeitweise die Einträge und unterstreichen die fehlenden Pufferkapazitäten des Bodens. Bei Stickstoff signalisieren die nachgewiesenen hohen Austräge, dass die Einträge (NH4-N, NO3-N) den Bedarf des Bestandes überschreiten und das Ökosystem stickstoffgesättigt ist. Dieser Umstand lässt mittelfristig Veränderungen in Bezug auf die Nährstoffversorgung, den Bodenzustand, die Artenzusammensetzung und das Baumwachstum erwarten und macht eine Sen-kung der Stickstoffeinträge unbedingt notwendig.

Der chemische Zustand der Waldböden an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen

153

9 Der chemische Zustand der Waldböden an ausgewählten Wald- und Hauptmessstationen 9.1 Einleitung Im Rahmen des Forstlichen Umweltmonitoring wurden im Herbst 2000 an den Waldmessstatio-nen (WMS) Hainich, Ellenbogen, Steiger, Harz, Kyffhäuser, Lehesten, Schwarzburg, Hohe Sonne, Dillstädt, Paulinzella sowie an der Hauptmessstation (HMS) Holzland Bodenproben entnommen und im Hinblick auf den chemischen Zustand untersucht. Die durchgeführten Bodenuntersuchungen waren notwendig, da das an den Messstationen doku-mentierte Stoffeintragsgeschehen vor dem Hintergrund des aktuellen Zustandes und der Pufferei-genschaften des jeweiligen Waldstandortes gesehen werden muss. Dabei kommt insbesondere der Elastizität des Waldbodens gegenüber „Versauerungsschüben“ eine zentrale Rolle bei der Bewer-tung möglicher Schadwirkungen zu. Interessant ist in diesem Zusammenhang auch die Wirkung anthropogener Säureeinträge auf bereits primär basenarme Waldstandorte. 9.2 Organische Auflage Auf Waldstandorten kann der Humus auslösend und steuernd in bodendynamische Prozesse ein-greifen und einen hohen Anteil der Nährelementvorräte speichern. Die Probenahme erfolgte bei den Auflagehumusformen getrennt nach L/Of- und Oh-Horizont. Bei den Mineralbodenhumusfor-men wurde ersatzweise der oberste Zentimeter des Mineralbodens beprobt. Als typische Weiser werden im folgenden der pH-Wert, das C/N- und C/P-Verhältniss sowie der Nährelementvorrat dargestellt und bewertet. 9.2.1 pH-Werte der organischen Auflagen Hohe pH-Werte in der organischen Auflage zeigen erwartungsgemäß die mit Laubholz bestockten Messstationen auf basenreichen Ausgangsgesteinen (WMS Hainich, Ellenbogen, Steiger). Als Hu-musform liegt dabei der als ökologisch günstig einzuschätzende Mull bzw. F-Mull vor. Die Auflagehumusformen der Waldmessstationen Schwarzburg (Tanne/Fichte), Hohe Sonne (Bu-che), Dillstädt (Fichte) und Paulinzella (Kiefer) sowie der Hauptmessstation Holzland (Kie-fer/Fichte) weisen erwartungsgemäß deutlich tiefere pH-Werte auf. Organische Säuren, die bei der mikrobiellen Zersetzung frei werden, führen insbesondere im Oh-Horizont der Humusauflagen zu niedrigen pH-Werten (siehe Abbildung 9.1). Der für die Entwicklung des Feinwurzelsystems von Fichten kritische pH(CaCl2) -Wert von 3,0 (MURACH, 1984) wird an keiner der untersuchten Messstationen unterschritten, wobei sich al-lerdings die Auflagen der WMS Hohe Sonne (3,0), Dillstädt (3,0) und Paulinzella (3,1) bereits in einem kritischen Bereich befinden.


154

5,0

4,5

4,5

4,5

3,6

3,6

3,6

3,4

3,2

4,1

3,6

3,3 3,

4

3,0

3,0 3,

1

5,8

5,0

4,0

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3,5

4

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5

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pH(CaCl2)

L/Of

Oh

Min.-boden 0-1 cm

Abb. 9.1: Darstellung der pH-Werte (CaCl2) in der Humusauflage

9.2.2 C/N- und C/P-Verhältnis in der organischen Auflage Die Zersetzungsbereitschaft des Humuskörpers wird neben der vor Ort angesprochenen Humus-form auch über das C/N- und das C/P-Verhältnis charakterisiert. Je enger dieses Verhältnis ist, desto besser sind die Zersetzungsbedingungen, da dann die Mikroorganismen ihren Bedarf an Stickstoff bzw. Phosphor aus der organischen Substanz decken können. Niedrige C/N- und C/P-Verhältnisse sind somit Ausdruck einer hohen biologischen Aktivität und einer hohen Mineralisationsrate. Hohe bzw. weite Verhältnisse sind hingegen Indikatoren für eine gehemmte Mikroorganismentätigkeit und einen verzögerten Streuabbau (Akkumulation von Auflagehumus). Die vor Ort angesprochenen Humusformen sollten sich daher bestimmten Wertebereichen zuordnen lassen.

16

1921

1820

20

29

22

19

26

38

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10

15

20

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30

35

40

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Dill

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C/N

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lla

Abb. 9.2: Darstellung der C/N – Verhältnisse


155

Abbildung 9.2 verdeutlicht, dass die Bedingungen für die Streuzersetzung insbesondere an der HMS Holzland (Kiefer/Fichte auf Buntsandstein) und der WMS Paulinzella (Kiefer auf Buntsand-stein) sehr ungünstig sind. An beiden Messstationen wurde als Humusform ein Rohhumus ange-sprochen. Ähnliches gilt auch für die WMS Dillstädt (Fichte auf Buntsandstein). Eine präzise hu-mustypologische Abgrenzung zwischen Moder und Mull ist jedoch über das C/N- Verhältnis nicht möglich. Die C/P-Verhältnisse erlauben noch eher als die C/N-Werte die humustypologische Zuordnung. An der WMS Kyffhäuser (Gipsstandort) dürfte der Mangel an Phosphor im Humus ein Grund für die starke Akkumulation von organischer Substanz in der Auflage (> 20 cm mächtig) sein.

11367

299

197

584

246

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372321

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Dill

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C/P

Abb. 9.3: Darstellung der C/P – Verhältnisse

9.2.3 Elementvorräte in der organischen Auflage Die in der organischen Auflage gebundenen Nährelemente können in Abhängigkeit von der Zer-setzungsbereitschaft des Humuskörpers mehr oder weniger rasch über die Mineralisation in eine pflanzenverfügbare Form überführt werden. Daher wird neben den sorptiv im Mineralboden ge-bundenen Kationen der Nährelementvorrat der organischen Auflage als zweite wichtige Quelle für relativ leicht verfügbare Nährstoffe betrachtet. In der Auflage werden zum Teil recht große Nährstoffvorräte gespeichert, deren Höhe natürlich auch von der Mächtigkeit der Humusauflage bestimmt wird. Die ermittelten Elementvorräte der Humusauflagen sowie Angaben zur Masse der Humusauflage pro ha können aus Tabelle 9.1 ent-nommen werden. Die Humusmasse variiert dabei, bedingt durch die unterschiedlichen Humus-formen, zwischen 10 t/ha (WMS Steiger) und 104 t/ha (WMS Paulinzella). Die geringsten Vorräte an Kohlenstoff kommen erwartungsgemäß dort vor, wo die Streuumset-zung besonders rasch abläuft (Humusform Mull bzw. F-Mull). Dies trifft auf die WMS Hainich, Stei-ger, Ellenbogen und Harz zu. Hohe Vorräte sind infolge gehemmter Streumineralisierung dagegen an den Messstationen mit Auflagehumusformen (Rohhumus, Moder) zu finden. Für Stickstoff ergibt sich eine ähnliche Verteilung.


156

Tab. 9.1: Elementvorräte in der organischen Auflage (kg/ha)

Messstation org. Auflage

t/ha Ca K Mg P Nt C org

HMS Holzland 75 358 42 64 57 1123 31094

WMS Dillstädt 89 268 59 45 65 1315 34299

WMS Hohe Sonne 80 170 96 112 68 1285 25357

WMS Ellenbogen 43 403 61 841 91 316 6067

WMS Harz 44 188 87 117 46 590 11511

WMS Paulinzella 104 296 73 36 52 1255 45335

WMS Lehesten 89 517 110 199 80 1404 28951

WMS Steiger 10 79 21 17 10 135 2841

WMS Schwarzburg 95 303 62 162 85 1569 35051

WMS Kyffhäuser 87 2664 57 115 47 1463 27893

WMS Hainich 30 245 188 156 33 230 3710

In den Humusauflagen werden ebenfalls beachtliche Mengen an Calcium gespeichert. Besonders hohe Vorräte finden sich an den WMS Lehesten, Ellenbogen und an der HMS Holzland. Die WMS Ellenbogen weist zudem auch hinsichtlich des Magnesiums einen sehr hohen Vorrat auf. Insgesamt liegt die Höhe der Magnesiumvorräte jedoch deutlich unter den Calciumvorräten. Die Phosphor-vorräte sind im Vergleich zum Calcium und Magnesium deutlich niedriger. Kalium wird als einwer-tiges Kation nur schwach an Huminstoffen sorbiert. Zusammenfassend ist festzustellen, dass gerade bei Messstationen auf basenarmen Standorten dem „Nährelementpool Humus“ eine große Bedeutung zukommt. Vor Ort ist die Bedeutung der Hu-musauflage für die Bestandesernährung auch durch eine intensive Erschließung der Oh-Horizonte durch das Feinwurzelsystem ersichtlich. 9.3 Mineralboden Die Beprobung des Mineralbodens erfolgte horizont- und stufenweise, d.h. die Proben wurden innerhalb definierter Tiefenstufen horizontrein gewonnen. Folgende Tiefenstufen wurden in An-lehnung an die Bodenzustandserhebung im Wald (BZE) gebildet: 0 - 5 cm zunehmende 5 - 10 cm Bodentiefe 10 - 30 cm 30 - 60 cm 60 - 90 cm (soweit möglich) 90 - 120 cm (soweit möglich) Die Berücksichtigung von Tiefenstufen ermöglicht eine vergleichende Darstellung zwischen den Waldmessstationen.


157

9.3.1 pH-Werte im Mineralboden Ein Indiz für die Versauerung von Waldböden ist ein absinkender pH-Wert. Der pH-Wert ist eine qualitative Größe und beschreibt die im Boden vorhandene Säurestärke. Zur Diagnose von Ver-sauerungsprozessen im Mineralboden sind neben dem pH-Wert auch quantitative Parameter, wie z.B. die Basensättigung, zu berücksichtigen. Aus dem Aciditätsstatus allein kann daher nicht auf den chemischen Bodenzustand insgesamt geschlossen werden. Abbildung 9.4 zeigt die Verläufe der pH(H2O)-Werte mit zunehmender Bodentiefe. Oberhalb von pH 5 kann die Nährstoffverfügbarkeit als optimal eingeschätzt werden. Unterhalb von pH 5 kommt es zur Reduktion der effektiven Austauschkapazität sowie zur Verdrängung und Auswaschung von Basen (Austauscherpufferbereich 5,0 bis 4,2). Fällt der pH-Wert unter 4,2; ist verstärkt mit der Freisetzung von Al3+-Ionen und mit zunehmend toxischen Kationensäurekonzentrationen in der Bodenlösung zu rechnen (Aluminiumpufferbereich 4,2 bis 3,8).

3,0

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7,0

8,0

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pH(H2O)

0 - 5 cm5 - 10 cm10 - 30 cm30 - 60 cm60 - 90 cm

Abb. 9.4: Darstellung der pH(H2O) -Werte im Mineralboden nach Tiefenstufen

Typisch für Waldböden ist ein Anstieg der pH-Werte mit zunehmender Bodentiefe. Versaue-rungserscheinungen spielen sich somit im Oberboden ab. Wie in Abbildung 9.4 ersichtlich ist, fällt an der WMS Lehesten und der HMS Holzland der pH-Wert-Anstieg in den tiefergelegenen Stufen jedoch nur relativ schwach aus. An der WMS Schwarzburg sind die pH-Werte in den obersten 5 cm am höchsten, was möglicherweise auf eine frühere Kalkung zurückzuführen ist. Der besonders starke pH-Wert-Anstieg an der WMS Hainich (Deckton über oberem Muschel-kalk) und der WMS Steiger (Schlufflehm über Keuper) liegt in einem Substratwechsel begründet. Auffallend niedrige pH-Werte zeigen die Oberböden an den WMS Dillstädt und Paulinzella, die auch schon in der Humusauflage sehr saure Oh-Horizonte aufweisen. Beide Standorte zeichnen sich durch Podsolierungserscheinungen im Oberboden aus.


158

9.3.2 Effektive Kationenaustauschkapazität (AKe) im Mineralboden Unter Kationenaustausch versteht man die Fähigkeit, von negativ geladenen Bodenbestandteilen (Humus, Tonminerale, Schluff, Oxide) Kationenbasen (Ca, Mg, K, Na) und Kationensäuren (Al, Fe, Mn, H+) zu adsorbieren und gegen äquivalente Mengen anderer Kationen auszutauschen. Die an die Austauscher gebundenen Nährelemente sind relativ leicht verfügbar. Die Kationenzusammen-setzung des Austauschers (Bodenfestphase) steht dabei mit der Kationenzusammensetzung der Bodenlösung in einer Gleichgewichtsbeziehung. Für die WMS Kyffhäuser (Gips) lieferte die angewandte Methode (AKe bzw. AKpot nach BZE-Arbeitsanleitung) keine sinnvollen Resultate, so dass an dieser Messstation darauf verzichtet wird. Da die Feinerden an den WMS Hainich (in 30 bis 60 cm Tiefe) und Steiger (in 60 bis 90 cm Tiefe) Carbonat aufweisen, wurde ebenfalls auf die Darstellung der AKe in den entsprechenden Tiefen-stufen verzichtet. Zur Beurteilung der effektiven Austauschkapazitäten (AKe) an den Messstationen wurde der Be-wertungsrahmen der „Forstlichen Standortsaufnahme“ (1996) verwendet (s. Tabelle 9.2). Die Li-nien der grafischen Darstellung in Abbildung 9.5 entsprechen den Bewertungsklassen für B/C-Horizonte. Tab. 9.2: Bewertung der effektiven Kationenaustauschkapazität (AKe)

Ake (mmolc/kg) – A-Horizonte 15 40 70 120 240 480 Ake (mmolc/kg) – B/C-Horizonte 10 30 60 120 240 480

Bewertung sehr gering gering gering/mittel mittel mittel/hoch hoch sehr hoch

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50

100

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AKe (µmolc/g)

0 - 5 cm

5 - 10 cm

10 - 30 cm

30 - 60 cm

60 - 90 cm

Abb. 9.5: Darstellung der effektiven Kationenaustauschkapazität nach Tiefenstufen (carbonatfreie Horizonte)


159

Bedingt durch den höheren Humusanteil im mineralischen Oberboden ist die Kationenaustausch-kapazität in den Bereichen bis etwa 10 cm Bodentiefe relativ hoch. In den darunter liegenden Tie-fenstufen fällt die AKe an sieben der zehn untersuchten Messstationen ab, lediglich an den WMS Hainich und Paulinzella sowie an der HMS Holzland ist ein Anstieg zu verzeichnen (s. Abbildung 9.5). Generell zeigt jede Messstation einen spezifischen Tiefenverlauf der AKe. Die WMS Hainich und Ellenbogen zeigen über alle berücksichtigten Tiefenstufen mittlere bis hohe Werte. Auffallend niedrige Werte finden sich an der WMS Paulinzella, gefolgt von Dillstädt und der HMS Holzland. Basensättigung Unter dem Gesichtspunkt der Ernährungsfunktion dient die Basensättigung als ein Maß für die kurz- bis mittelfristige Verfügbarkeit der austauschbaren Nährelementkationen Calcium, Magnesi-um, Kalium und Natrium. Vor dem Hintergrund immissionsbedingter Stoffeinträge ist sie zudem ein geeigneter Summenparameter zur Beurteilung der Säureneutralisationskapazität und damit auch ein Maß für die Elastizität des Bodens gegenüber Säureeinträgen. Niedrige Basensättigungen sind jedoch im Umkehrschluss nicht zwangsläufig auf Immissionen zu-rückzuführen, sondern können auch auf primäre Basenarmmut des Substrats, vorindustrielle bo-denbildende Prozesse oder die Nutzungsgeschichte zurückzuführen sein. Für die ökologische Be-wertung ist dies jedoch unerheblich. Die Basensättigung der Bodenfestphase und die der Bodenlösung stehen in einem direkten Zu-sammenhang. Oberhalb von 15 % Basensättigung in der Bodenfestphase beträgt i. d. R. der Anteil der austauschbaren „Basen“ in der Bodenlösung bereits über 60 %. Andererseits ist das Auftreten von Al-Ionen in der Bodenlösung an eine geringe Basensättigung gebunden. Unterhalb einer Basen-sättigung von 15 % in der Bodenfestphase ist mit einem Anstieg der Al-Konzentration in der Bo-denlösung zu rechnen. Bei höheren Basensättigungen wird das durch Pufferreaktionen freigesetzte Aluminium an den Austauschern gebunden.

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Dill

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llaBasensättigung (%)

0 - 5 cm

5 - 10 cm

10 - 30 cm

30 - 60 cm

60 - 90 cm

Abb. 9.6: Darstellung der Basensättigungswerte nach Tiefenstufen

Der Einfluss der organischen Substanz, die v. a. Calcium austauschbar bindet und damit die Basen-sättigung erhöht, wird besonders bei den basenarmen Substraten deutlich. In den obersten 5 cm des Mineralbodens ist die Basensättigung an den WMS Harz und Schwarzburg sowie an der HMS Holzland deutlich erhöht. Eventuell spielen hier auch Effekte von in der Vergangenheit stattgefun-denen Bodenschutzkalkungen eine Rolle.


160

Mit Ausnahme der basenreichen Substrate an den WMS Hainich und Ellenbogen zeigen die meis-ten Profile einen Einbruch der Basensättigungen in etwa 10 bis 30 cm Tiefe. Mit zunehmender Bo-dentiefe wird dann jedoch der Einfluss des Ausgangssubstrates wirksam und sorgt für eine zumin-dest leichte Verbesserung der bodenchemischen Situation. Das Profil der WMS Steiger zeigt den charakteristischen Verlauf eines Zweischichtbodens (Schlufflehm über Keuper). Unter den Kationenbasen nimmt in der Regel das Calcium den Hauptanteil an der Austauscherbe-legung ein, beim Profil der WMS Ellenbogen (Basalt) allerdings fällt die verhältnismäßig hohe Mag-nesiumsättigung auf (s. Tabelle 9.1). Basensättigungen unter 10 % weisen auf Böden mit geringen Elastizitäten gegenüber Säureeinträgen hin. Dieses trifft insbesondere auf die Standorte an den WMS Lehesten, Hohe Sonne und Dillstädt zu. Erdalkali-Sättigung Die Erdalkali-Sättigung als der prozentuale Anteil von austauschbarem Calcium und Magnesium an der gesamten effektiven Austauschkapazität gilt als ein Elastizitätsweiser, der besonders stark auf Versauerung reagiert. Die „Forstliche Standortsaufnahme“ (1996) schlägt folgende Klassifizierung vor:

> 5 % sehr geringe Elastizität 5 bis 15 % geringe Elastizität 15 bis 30 % mäßige Elastizität 30 bis 50 % mittlere Elastizität * 50 bis 70 % mäßig hohe Elastizität 70 bis 85 % hohe Elastizität > 85 % sehr hohe Elastizität

Zur vereinfachten Darstellung der Elastizitäten wurden in Abbildung 9.7 der mineralische Oberbo-den bis 30 cm Tiefe und die darunter liegende Tiefenstufe von 30 bis 60 cm dargestellt. Die 60 cm- Grenze stellt i. d. R. die untere Grenze des Hauptwurzelraumes dar.

9693

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Erdalkali-Sättigung

(%)

0 - 30 cm

30 - 60 cm

Abb. 9.7: Darstellung der Erdalkali-Sättigung bis 60 cm Tiefe

*Gleichgewichtszustand unbelasteter mittlerer Waldstandorte


161

In Anlehnung an die o.g. Klassifizierung weisen die Böden der WMS Dillstädt, Hohe Sonne (Ober-boden) und Lehesten nur sehr geringe Elastizitäten gegenüber Versauerungen auf. Geringe Elastizi-täten konnten an den WMS Paulinzella, Harz (Oberboden) und Steiger (Oberboden) sowie an der HMS Holzland nachgewiesen werden. Mit Ausnahme der WMS Steiger und Harz weisen die ge-nannten Stationen demnach selbst bis 60 cm Tiefe nicht einmal eine mäßige Elastizität auf. Die WMS Schwarzburg stellt insofern eine Besonderheit dar, als die Elastizität des Oberbodens deut-lich höher ist als die in 30 bis 60 cm Tiefe. Sehr hohe Erdalkali-Sättigungen und somit sehr hohe Elastizitäten gegenüber Versauerungen sind an den WMS Hainich und Ellenbogen festzustellen. 9.4 Schwermetalle in der organischen Auflage und im Mineralboden Im Rahmen dieser Untersuchung wurden auch die Gesamtgehalte von Cd, Cu, Ni, Pb, Cr und Zn in der organischen Auflage und im Mineralboden bestimmt (Königswasseraufschluss). Die negativen Effekte überhöhter Schwermetallausstattungen sind in einer möglichen Schädigungen der Feinwurzeln, in den toxischen Wirkungen auf die Boden- und Zersetzerorganismen und einem potentiellen Schwermetallexport mit dem Sickerwasser in den Grundwasserleiter zu sehen. Atmosphärische Schwermetallbelastungen akkumulieren sich in Waldböden insbesondere in den organischen Auflagen, da die eingetragenen Schwermetalle im Humus metallorganische Komplexe bilden. Deutlich höhere Schwermetallgehalte in der Auflage als im Mineralboden weisen daher auf einen externen Eintrag hin. In Tabelle 9.3 werden die Gehalte der organischen Auflagen den Mine-ralbodengehalten in 30 bis 60 cm Tiefe gegenübergestellt. Tab. 9.3: Mittlere Schwermetallgehalte (mg/kg) in der organischen Auflage und im Mineralboden (30-60 cm Tiefe)

Messstation Tiefenstufe Cd Cu Ni Pb Cr Zn Mn

HMS Holzland organ. Auflage 0,52 19 3 140 10 61 171

Mineralboden 30 - 60 cm 0,03 5 15 4 28 38 81

WMS Dillstädt organ. Auflage 0,32 19 4 143 7 51 255

Mineralboden 30 - 60 cm 0,03 1 13 3 18 31 116

WMS Hohe Sonne organ. Auflage 0,28 17 4 114 10 49 628

Mineralboden 30 - 60 cm 0,16 5 23 6 25 46 253

WMS Ellenbogen organ. Auflage 0,49 45 193 32 223 122 1269

Mineralboden 30 - 60 cm 0,17 52 322 6 363 130 1977

WMS Harz organ. Auflage 0,48 23 6 168 15 105 1580

Mineralboden 30 - 60 cm 0,21 5 19 8 24 108 1408

WMS Paulinzella organ. Auflage 0,49 11 1 73 5 39 84

Mineralboden 30 - 60 cm 0,02 106 4 6 2 12 10

WMS Lehesten organ. Auflage 0,51 24 12 156 21 73 502

Mineralboden 30 - 60 cm 0,17 41 44 47 51 118 243

WMS Steiger organ. Auflage 0,44 15 8 32 11 50 4276

Mineralboden 30 - 60 cm 0,12 17 40 15 39 46 1062

WMS Schwarzburg organ. Auflage 0,40 24 8 142 14 55 384

Mineralboden 30 - 60 cm 0,07 29 45 13 36 141 291

WMS Kyffhäuser organ. Auflage 1,11 40 6 190 16 112 361

Mineralboden 30 - 60 cm 0,03 0,3 1 1 1 0,2 5

WMS Hainich organ. Auflage 0,70 23 35 57 40 91 1119

Mineralboden 30 - 60 cm 0,06 30 64 16 49 44 483


162

Die erhöhten Werte an Cadmium und Blei im Humus weisen an ausnahmslos allen untersuchten Messstationen auf einen atmogenen Eintrag hin. Weiterhin ist an den WMS Dillstädt, Hohe Sonne, Harz, Kyffhäuser und an der HMS Holzland ein deutlicher Eintrag von Kupfer feststellbar. Zink wird an den WMS Paulinzella, Dillstädt, Kyffhäuser und Hainich eingetragen. Der Gipsstandort der WMS Kyffhäuser zeigt eine sehr geringe geogene Schwermetallausstattung und ist daher besonders gut als Weiser für externe Schwermetallinputs geeignet. Die hohen Schwermetallgehalte im Mineralboden der WMS Ellenbogen (Basalt) bewegen sich im Rahmen der geogenen Grundgehalte für Basaltstandorte. Nach dem von TYLOR (1992) definierten kritischen Bleigehalt (Pb > 150 mg/kg) für Humusaufla-gen ist an den WMS Harz, Lehesten und Kyffhäuser mit schädigenden Wirkungen auf Bodentiere (Invertebraten) zu rechnen. Der nach TYLOR (1992) definierte kritische Kupfergehalt im Humus von 20 mg/kg wird an den WMS Harz, Lehesten, Schwarzburg und Hainich überschritten. Eine besonders starke Überschrei-tung trat an den WMS Ellenbogen und Kyffhäuser auf. TYLOR (1992) beschreibt in diesem Falle schädigende Wirkungen auf die biochemische Aktivität, die Bodenatmung sowie auf die Stickstoff-umsetzung und die Mikroflora. 9.5 Zusammenfassung Die Hauptergebnisse für die im Jahr 2000 untersuchten Wald- und Hauptmessstationen sind in Tabelle 9.4 zusammengestellt: Tab. 9.4: Zusammenstellung der Hauptergebnisse

WMS/ HMS

Humus-form

Bodenreaktion/ Pufferbereich*

Effektive Austauschkapazität

Basensättigung Elastizität gegenüber Versaue-

rung

Holzland Rohhumus Austausche r- Pufferbereich

A-Horizont: gering B/C-Horizont: gering/ mittel

Oberboden: >30% Unterboden: <15 %

sehr gering -gering

Dillstädt rohhumusart. Moder

Oberboden: Al-Pufferbereich Unterboden (bis 60 cm Tiefe): Austau-scher- Pufferbereich

A-Horizont: gering/ mittel B/C-Horizont: gering/ mittel

< 15% sehr gering

Hohe Sonne

Moder Austa uscher- Pufferbereich

A-Horizont: mittel/hoch B/C-Horizont: mittel

< 15% sehr gering -gering

Ellenbo-gen Mull Silikat-

Pufferbereich A-Horizont: mittel/hoch B/C-Horizont: mittel/ hoch

> 85% sehr hoch

Harz F-Mull Oberb oden: Austauscher- Pufferbereich ab 30 cm Tiefe: Silikat- Pufferbereich


Oberboden: >15% 5-30 cm Tiefe: <15% ab 30 cm Tiefe: >30%

gering - mäßig


163

WMS/ HMS

Humus-form

Bodenreaktion/ Pufferbereich*

Effektive Austauschkapazität

Basensättigung Elastizität gegenüber Versaue-

rung

Paulinzella Rohhumus Oberboden: Al-Fe- und Al- Pufferbe-reich ab 10 cm Tiefe: Austauscher- Pufferbereich

A-Horizont: gering/ mittel B/C-Horizont: gering/ mittel bis gering

< 15% sehr gering

Lehesten Moder Austauscher - Pufferbereich


< 15% sehr gering

Steiger F-Mull bis 30 cm Tiefe: Austauscher- Pufferbereich ab 60 cm Tiefe: Carbonat- Pufferbereich

A-Horizont: mittel B/C-Horizont: mittel (B/C hier nur bis 60 cm)

Oberboden: um 15% 30-60 cm Tiefe: 50 %, darunter 100%

gering - mittel

Schwarz-burg

Moder überwiegend im Silikat-Pufferbereich, in 5-10 cm Tiefe Austauscher- Puf-ferbereich

A-Horizont: mittel bis mittel/hoch B/C-Horizont: gering/ mittel

Oberboden und bis 30 cm Tiefe: 20-50%, darunter < 15%

gering – mäßig

Kyffhäu-ser

Moder Oberboden bis 10 cm Tiefe: Silikat- Pufferbereich, dar-unter Carbonat- Pufferbereich

n.b. n.b. n.b.

Hainich Mull Oberboden bis 10 cm Tiefe: Silikat- Pufferbereich, darunter Carbonat- Pufferbereich

A-Horizont: mittel/hoch B/C-Horizont: mittel/ hoch (B/C hier nur bis 30 cm)

> 90%

sehr hoch

* nach ULLRICH (1983, 1987, 1991) sind die relativen Verlustraten an kurz- bis mittellfristig verfügbaren basischen Kationen (Ca, Mg, K, Na) im Austauscher- und Al-Pufferbereich am höchsten.

Mitteilungshefte - Übersicht

187

Folgende Mitteilungshefte der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft Gotha sind bisher erschienen:

Heft 1/1993 Jaeger, Hans: Dokumentation forstlich-standortskundlicher und vegetations- kundlicher Veröffentlichungen aus Thüringen, einschließlich Arbeiten über die Waldentwicklung in diesem Bundesland Heft 2/1993 Jahresbericht 1992 Heft 3/1993 Schramm, H.-J.: Die forstlichen Wuchsgebiete Thüringens Wagner, H.-J. / Notwendigkeit und Ziele von Waldumbaumaßnahmen Henkel, W.: im Wuchsgebiet Thüringer Gebirge und Voraussetzungen für ihre Verwirklichung Augusta, J. / Belastung und Beanspruchung von Forstmaschinenführern Wahl, K.: durch Ganzkörperschwingungen Heft 4/1994 Jahresbericht 1993 Heft 5/1994 Hoffmann, J.: Die Wälder Thüringens - ihre Entwicklung bis zur Gegenwart Augusta, J.: Betrachtungen zur Arbeitskleidung aus arbeitsmedizinischer Sicht Baier, U. / Untersuchungen zur Pilzflora und zu biotischen Schadfaktoren Keßler, W. / an Eicheln Stürtz, M.: Pfauch, W.: - Dr. Johann Matthäus Bechstein (1757 - 1822) - J. M. Bechsteins Privatbibliothek an der Forstakademie Dreißigacker 1803 bis 1822 - ein "letzter Zeuge" Heft 6/1994 Augusta, J.: - Zur Häufigkeit vibrationsbedingter Durchblutungsstörungen an den Händen von Forstmaschinenführern - Erkrankungen der Wirbelsäule bei Beschäftigten der Forstwirtschaft Wahl, K.: Belastungen von Forstmaschinenführern durch Ganzkörperschwingungen Henkel, W.: Zum Ergebnis von Weißtannensaaten aus der Ernte 1992 Richter, D. / Untersuchungen zum endophytischen Auftreten von Keßler, W.: Bläuepilzen der Gattung Ceratocystis im Splintholz der Fichte (Picea abies Karst.)

Mitteilungshefte - Übersicht

188

Heft 7/1995 Jahresbericht 1994 Heft 8/1995 Henkel, W.: Zur Situation der Baumart Weißtanne (Abies alba Mill.) an ihrer nördlichen Arealgrenze im Freistaat Thüringen Heft 9/1995 Baier, U.: Massenvermehrung von Lymantria monacha L. in den Fichtenwäldern Thüringens Baier, U.: Untersuchungsergebnisse zur Waldschutzsituation in den Eichenbeständen Thüringens Lucke, E.: Vergangenheit, Gegenwart und Zukunft des Rotwildes in Thüringen Heft 10/1996 Schramm, H.-J./ Waldbodenzustandsbericht für Thüringen Burse, K. D.: Heft 11/1996 Tannensymposium am 30. und 31. Mai 1996 in Schwarzburg / Tagungsband Heft 12/1997 Jahresbericht 1995/1996 Heft 13/1997 Die forstlichen Wuchsbezirke Thüringens - Kurzbeschreibung - Heft 14/1998 Thiel, J.: Verhinderung von Mäuseschäden im Forst Arenhövel, W./ Revitalisierung von Bergbaufolgeflächen der Wismut Heinze, M./ Kahlert, K .: Arenhövel, W./ Erhaltung forstlicher Genressourcen in Thüringen Kahlert, K.: Heft 15/1999 Chmara, I.: Immissionsökologische Untersuchungen an den Wald- und Hauptmessstationen in Thüringen, 1. Statusbericht Heft 16/1999 Jahresbericht 1997/1998 Heft 17/2000 Beiträge zur Waldschutzforschung in Thüringen Heft 18/2001 Jahresbericht 1999/2000 Heft 19/2001 Forstliches Umweltmonitoring in Thüringen

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