Waldsterben in Deutschland. Ursache, Entwicklung und Auswirkung

Inhaltsverzeichnis

1. Einführung

2. Hypothesen zu den Ursachen des Waldsterbens
2.1 Bodenversauerungshypothese
2.2 Photooxidantien-Hypothese
2.3 Leaching-Hypothese
2.4 Stickstoff-Hypothese
2.5 Stress-Hypothese

3. Entwicklung der Schadstoffemissionen in Deutschland

4. Deposition der Emissionen

5. Ökologische Auswirkungen der Immissionen
5.1 Indirekte Wirkungen der Luftschadstoffe
5.1.1 Bodenversauerung
5.1.2 Störungen des Nährstoffhaushalts durch hohe Stickstoffgehalte
5.1.3 Störungen des Nährstoffhaushalts durch Schwefeleinträge
5.2 Direkte Wirkungen der Luftschadstoffe
5.2.1 Ozon, NO x und SO 2
5.2.2 Ammoniak
5.2.3 Schwermetalle

6. Schadsymptome und Krankheitsverlauf
6.1 Fichte
6.2 Buche
6.3 Eiche

7. Schadenserfassung
7.1 Terrestrische Waldschadenserhebung
7.2 Luftbild-Inventur
7.2 Dauerbeobachtungsflächen

8. Ausmaßder Schäden

9. Erkenntnisse aus Forschungsprojekten
9.1 Forschungsstandorte Eggegebirge/Rothaargebirge/Haardt
9.2 Langzeitexpositionsversuch in Open Top Kammern
9.3 Untersuchung der DOM-Dynamik im Fichtelgebirge

10. Bilanz in Rheinland-Pfalz
10.1 Bodenzustand
10.2 Gegenmaßnahmen

11. Ergebnisse der Bodenschutzkalkungen

12. Geschichte des Waldsterbens

13. Zusammenfassung

14. Literaturverzeichnis

1. Einführung

Das Waldsterben, später auch als Neuartige Waldschäden bezeichnet, ist auf eine komplexe Schädigung unserer Waldökosysteme zurückzuführen, die sich in Nadelverlusten und Vergilbungen und im Extrem im Absterben der Bäume manifestiert.

Erstmals aufmerksam auf dieses Phänomen wurde man Anfang der 70er Jahre, aber erst 1983 entstand der Begriff Waldsterben, der nun an für Jahre die Medien beherrschte und die Öffentlichkeit in ungeahntem Ausmaß bewegte. Entsprechend auf diesen Druck reagierte die Politik mit großen Anstrengungen zur Erforschung und Bekämpfung des Waldsterbens. In der Folgezeit tauchten eine Unzahl von Hypothesen zum Waldsterben auf, darunter absurde wie die Mikrowellen-Hypothese. Relativ schnell war klar, daß die Waldschäden auf die anthropogenen Emissionen und ihre Folgeprodukte, in erster Linie SO2, NOx und Ozon zurückzuführen sind. Die Schadstoffe schädigen zum einen direkt die Bäume, zum anderen beeinträchtigen sie die für die Nährstoffversorgung der Bäume essentiellen bodenchemischen Funktionen.

,,Die Deposition von Luftverunreinigungen hat den chemischen und biologischen Bodenzustand mitteleuropäischer Waldökosysteme tiefgreifend umgestaltet" (ULRICH 1985 zitiert in VÖLKER 1992:1). ,,Als Folge ... verändern sich auch die Zusammensetzung von Flora und Fauna und damit das gesamte Waldökosystem" (ULRICH 1991 zitiert in VÖLKER 1992:1). Nach ULRICH (1987, zitiert in VÖLKER 1992:1) beeinträchtigen die Säureeinträge aber auch die bodenphysikalischen Eigenschaften.

Im Verlauf der Waldschadensentwicklung hat es sich jedoch gezeigt, daß die anfangs düsteren Prognosen eines flächenhaften Sterbens des Walds unrealistisch waren. Eine solche Entwicklung war nur auf wenigen extrem ungünstigen Standorten, wie z.B. im Harz, festzustellen. Das Ausmaß der Waldschäden wurde sicher auch durch die groß angelegten Bodenschutzkalkungen und die drastische Senkung der Emissionen gemildert.

2. Hypothesen zu den Ursachen des Waldsterbens

Es existieren zahllose Hypothesen zu den Ursachen der Waldschäden. Wegen des multikausalen Charakters des Waldsterbens mit zeitlicher und räumlicher Variation der verschiedenen Faktoren betonen die einzelnen Hypothesen aber lediglich einzelne Faktoren. Nach heutiger Auffassung sind die folgenden Hypothesen maßgebend.

2.1 Bodenversauerungshypothese

Aus der Bodenversauerung resultieren Nährstoffverarmung, wodurch Mangelzustände auftreten, und hohe Al³ +-Konzentrationen, die zu Wurzelschädigungen führen

(Aluminiumtoxizität).

Die Bodenversauerungshypothese gilt vor allem für schwach gepufferte Böden. Bei kalkhaltigen Böden ist sie nicht ausreichend.

2.2 Photooxidantien-Hypothese

Photooxidantien, in erster Linie Ozon, besitzen eine hohe Phytotoxizität und treten in hoher Belastung auf. Daher wird dieser Gruppe eine besondere Bedeutung beigemessen.

2.3 Leaching-Hypothese

Die Leaching-Hypothese ist kombinierbar mit der Photooxidantien-Hypothese und liefert damit die Erklärung für die komplexe Hochlagenerkrankung der Fichte.

Saure Niederschläge und Schwefeldioxid, Ozon und andere Peroxide schädigen die Kutikula, Spaltöffnungen und Membrane. Die Folgen sind Transpirationsstörungen und Nährstoffverluste durch Auswaschung (Leaching) mit dem sauren Nebel/Regen. Besonders auf sauren, nährstoffarmen Böden ergibt sich ein Calcium- und Magnesiummangel. Der Nährstoffmangel verursacht eine erhöhte Lichtempfindlichkeit. Ältere Nadeln vergilben vor allem auf der lichtzugewandten Oberseite (Chloropyllverlust durch Photooxidation) und fallen schließlich ab.

2.4 Stickstoff-Hypothese

Die hohen Stickstoffdepositionen steigern die Biomasse-Produktion der Bäume, wodurch andere Nährelemente, die in geringeren Konzentrationen vorhanden sind, zu Mangelelementen werden. Es besteht die Annahme, daß dadurch die Anfälligkeit gegen Schädlinge und Frost zunimmt. Darüber hinaus besteht die Möglichkeit, daß Änderungen des Stickstoffkreislaufs eintreten, die eine zusätzliche Versauerung und Nährstoffauswaschung bewirken und somit die Effekte verstärken.

2.5 Streß-Hypothese

Die Streßhypothese stellt eine Kombination aller Hypothesen dar. Klima, Boden, Pflanzenart, Pathogene, Bestandeszusammensetzung und genetische Variabilität treten als Stressoren auf, die primär durch Luftschadstoffe verursachte Veränderungen verstärken (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 12 ff.).

3. Entwicklung der Schadstoffemissionen in Deutschland

Seit Anfang der 80er Jahre wurde eine drastische Reduzierung der Emissionen, v.a. von SO2 und Schwermetallen, erreicht, was in erster Linie auf die Vorgaben der TA Luft im industriellen Bereich zurückzuführen ist. Eine genaue Bilanz der einzelnen Schadstoffe findet sich in Tabelle 1.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 1: Entwicklung der Schadstoffemissionen (vor 1990 einschließlich DDR) Quelle: BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND REAKTORSICHERHEIT 1998: 64 ff., dito 1996: 97 f.

Trotz der stark reduzierten industriellen Stickstoffemissionen wurde infolge der bedeutenderen Kfz-bedingten Stickoxid-Emissionen insgesamt ein nicht befriedigendes Niveau erreicht. Die aktuellen jährlichen Stickstoffeinträge in Wälder sind mit 15-30 kg N/ha zu hoch. Diese Menge entspricht dem 2- bis 5-fachen der benötigten Menge, vielfach ist eine Sättigung erreicht, wodurch das Grundwasser mit Nitrat belastet wird. Zudem sind Stickoxide zusammen mit organischen Luftschadstoffen Vorläufersubstanzen des Ozons. Die starke Verminderung der SO2-Emissionen führte zu einer deutlichen Entlastung der Wälder, dennoch sind die Einträge z.T. noch zu hoch.

Das größtenteils aus der Tierhaltung stammendes Ammoniak steigert die Bodenversauerung und das Nährstoffungleichgewicht zusätzlich.

Ein Problem stellt heutzutage das Ozon dar. Ozon entsteht in der in einer komplexen photochemischen Reaktion, die stark von Sonneneinstrahlung und Temperatur abhängig ist, aus u.a. Stickoxiden und Kohlenwasserstoffen. Charakteristisch für die Ozon-Belastung ist ein ausgeprägter tageszeitlicher und saisonaler Verlauf. Die tageszeitliche Schwankung ist auf die Produktion des Ozons tagsüber und des anschließenden nächtlichen Abbaus durch NO zurückzuführen. Saisonal tritt ein Maxima im Sommer auf. Während der letzten 15 Jahre blieben die mittleren Konzentrationen konstant, Spitzenkonzentrationen hingegen nahmen ab. Die mittlere Ozonkonzentration beträgt in der Stadt 40 µg/m³, im Wald ist sie fast doppelt so hoch. Der Critical-Level-Wert von 50 µg/m³ wird überschritten. Die Ursache hierfür liegt in der langen Lebensdauer des Ozons in emissionsfernen Regionen, was sich mit der geringen nächtlichen NO-Konzentration in Waldgebieten erklären läßt, da das emittierte NO aus Belastungsgebieten während des Ferntransports zu NO2 oxidiert wird (BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND REAKTORSICHERHEIT 1998: 64 ff., dito 1996: 39 ff., 91, KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 156, NICOLAI 1996: 11 ff.).

4. Deposition der Emissionen

Die Schadstoffe werden bevorzugt in die Wälder immitiert. Daher sind die Stoffeinträge oft 2- bis 3-mal höher als auf benachbarten Freiflächen. Von großer Bedeutung für die Deposition ist die geländeklimatische Lage (Luv- und Lee-Lage bzw. Wind- und Regenschatten der Gebirge). Die Deposition ist in ständig belaubten Nadelwäldern höher als in Laubwäldern. So erhöht sich z.B. die Schwefeldeposition unter Fichte um durchschnittlich mehr als 200 % gegenüber dem Freiland, während die Deposition in Buchenbeständen im Mittel der Freilanddeposition entspricht.

Bei Waldbeständen im Flachland überwiegt bei den Stickstoffeinträgen die Ammoniumdeposition (aus landwirtschaftlicher Intensivtierhaltung), weswegen dort die Gesamt-Stickstoff-einträge im Mittel bei der Fichte um 50 % höher liegen als an den Standorten im Mittelgebirge mit vorwiegender Nitratdeposition (Untersuchung in repräsentativen Waldgebieten Nordrhein-Westfalens) (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 45 ff.).

In Rheinland-Pfalz nehmen seit 1984 die Schwefeleinträge in Fichtenbeständen kontinuierlich ab (von 41-72 kg S/ha auf 18-26 kg S/ha). Stickstoffeinträge weisen eine leicht steigende Tendenz auf (BLOCK 1993 zitiert in SCHÜLER 1999a: 36). Bedenklich ist auch der Schwermetalleintrag (einige hundert Gramm pro ha/a), der in der Humusauflage akkumuliert und mit zunehmender Versauerung mobilisiert werden kann, wodurch wurzeltoxische Wirkungen auftreten können und Belastungen des Grundwassers erfolgen (BLOCK 1993, KAHLE et al. 1989 zitiert in SCHÜLER 1999a: 36).

5. Ökologische Auswirkungen der Immissionen

5.1 Indirekte Wirkungen der Luftschadstoffe

5.1.1 Bodenversauerung

Die Bodenversauerung ist eine Folge der H+-Ionen-Zufuhr, zum einen direkt durch die säurehaltigen Niederschläge und Nebel, zum anderen indirekt durch die Nitrifikation von NH3/NH⁴ +-Immissionen. Voraussetzung für eine einsetzende Bodenversauerung ist ein Überschreiten der Pufferkapazität (SCHÜLER 1999a: 41). Es scheint, daß das Ausmaß der Säurezunahme im Boden stärker von der Bodenart bzw. Ausgangswert des pH im Boden abhängt als von der Immissionsbelastung (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 127). Im Boden existieren verschiedene Puffer, die jeweils in einem bestimmten pH-Bereich wirksam sind. Im Laufe der Versauerung werden sie nacheinander, wenn auch überlappend, aktiv. Am Anfang steht der Carbonatpuffer, der allerdings unüblich für Waldböden ist. Als nächster Puffer setzen die Austauscher mit variabler Ladung ein. Hierzu zählen Tonminerale, Huminstoffe und Oxide. Die Neutralisation erfolgt durch den Austausch des H+ gegen sorbierte Metallkationen oder durch Protonierung von Hydroxidgruppen. Bei weiterer Versauerung wird der Silicatpuffer beansprucht. Die Pufferung beruht zum einen auf der Verwitterung primärer Silicate, zum anderen auf der Zerstörung der Tonminerale. Starke Versauerung führt zum Einsatz des Aluminium-, Mangan- und Eisenpuffers. Die Pufferung besteht in der Protonierung von Al/Fe/Mn-Oxiden und -Hydroxiden

(SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL 1998: 108 f.).

Es wird ersichtlich, daß die Pufferreaktionen zwar die eingetragenen H+-Ionen bis zum Verbrauch des Puffers abfangen (wodurch die Versauerung verlangsamt aber nicht verhindert wird), aber sehr nachteilig die Bodeneigenschaften beeinflussen (näheres dazu im nächsten Abschnitt).

Folgen der Bodenversauerung

Die Bodenversauerung in Verbindung mit den Pufferreaktionen hat weitreichende Konsequenzen für die bodenchemische Funktion und für das Bodenleben.

Im Hinblick auf die bodenchemische Funktion wirkt sich die Degradation der Tonminerale sehr nachteilig aus. Eine Erscheinung sind Tonmineralumbildungen. Im schwach sauren Milieu werden Illite und Chlorite zunächst zu den Wechsellagerungsmineralen Illit/Vermiculit bzw. Chlorit/Vermiculit und im Anschluß zu Vermiculit oder Smektit umgewandelt. Bei zunehmender Versauerung beginnt eine Aufweitung der Zwischenschichten der Tonminerale.

Dabei kommt es zu einem Austausch der Zwischenschichtkationen (Ca² +, Mg² + und K+) gegen Aluminiumhydroxo-Ionen, wodurch Al-Vermiculite und Al-Chlorite mit stark reduzierter Austauschkapazität entstehen und Nährstoffverluste auftreten. In sehr stark sauren Böden (pH < 3) ist sogar eine komplette Auflösung der Kristallgitter (Tonmineralzerstörung) möglich (SCHÜLER 1999a: 39 f.).

Die hohen H+-Konzentrationen bedingen Austauschvorgänge an den Tonmineralen und Huminstoffen. Ein Teil der kationischen Nährstoffe, Al³ + aber auch Schwermetalle werden in die Bodenlösung freigesetzt und leicht ausgewaschen. Hohe Al³ +-Konzentrationen führen zu den Erscheinungen der Aluminium-Toxizität. Bei Fichten führen Al-Konzentrationen bei 100 _M zu einer starken Beeinträchtigung der Ca- und Mg- Aufnahme, bei 400 _M zu einer Schädigung der Wurzelspitze und bei 800 _M zu einer starken Hemmung des Wachstums der Primärwurzel (ULRICH 1995: 13).

Ein weiteres Problem stellt die Auflösung von primären Silikaten dar, wodurch die Bodenlösung mit Mangan, Aluminium, Eisen, Schwermetallen in z.T. phytotoxischen Konzentrationen angereichert wird (SCHÜLER 1999a: 39).

Die bodenbiologische Folge der Versauerung ist eine Schädigung des Bodenlebens. Die Diversität und die Aktivität nimmt ab. Das spiegelt sich in der Akkumulation von organischer Substanz in ungünstigen Humusformen und verminderter Nährstoffnachlieferung aus der Mineralisation wieder. Eine Rolle bei der Humusakkumulation spielt aber auch der verstärkte Streuanfall infolge der Stickstoffeinträge (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 127). Bedenklich ist auch die Beeinträchtigung der bodenphysikalischen Eigenschaften. Die veränderte Austauscherbelegung der Tonminerale beeinflußt die Gefügestabilität (ULRICH 1986, PARKER 1986 zitiert in VÖLKER 1992: 1). Die reduzierte biologische Aktivität führt zu einer Verarmung des Mineralbodens an organischer Substanz, wodurch die biogene Gefügestabilisierung abnimmt und der Boden verdichtet (VÖLKER 1992: 1). VÖLKER (1992: 252) ist zu der Erkenntnis gekommen, daß in lößgeprägten Oberböden eine Versauerung zu einem drastischen Rückgang der Bioturbation führt. Dadurch kommt es zu einer Abnahme des Gesamtporenvolumens, insbesondere kontinuierliche Grobporen werden stark reduziert mit der Folge einer geringeren Wasserleitfähigkeit. Erstaunlich ist, daß bei fortgeschrittener Versauerung die Gefügestabilität wieder ansteigt. Ursache hierfür ist eine Al-Belegung permanenter Ladungsplätze. Auf der anderen Seite erhöht der zunehmende Austausch von organisch gebundenem Al gegen H+-Ionen die Verlagerung der organischen Substanz, wodurch deren gefügestabilisierende Wirkung abnimmt. Eine weitere Folge ist eine Abnahme der Wasserleitfähigkeit, was auf die Verstopfung von kontinuierlichen Poren durch die verlagerte organische Substanz zurückzuführen ist.

Beunruhigend ist die Tatsache, daß die Bäume bei zunehmender Versauerung das Feinwurzelsystem in den humosen Oberboden verlagern. Die Bäume ernähren sich zum größten Teil nur noch aus der Streuzersetzung im Auflagehumus (BUBERL et al. 1994 zitiert in SCHÜLER 1999b: 1). Stabilisierende Langwurzeln werden aufgrund ihrer geringen Säuretoleranz geschädigt oder sterben sogar ab. Feinwurzeln hingegen sind durch Mykkorrhiza geschützt. Dadurch nimmt die Anfälligkeit gegenüber Sturmschäden zu (ULRICH 1995: 13).

Problematisch wirkt sich die Verlagerung der Feinwurzeln als eine jahrelang anhaltenden Störung im Wasserleitsystem aus, bis die Skelettwurzeln den wasserleitenden Querschnitt durch Dickenwachstum an das neue Feinwurzelsystem angepaßt haben. Die Kronenverlichtung kann daher auch durch Anpassung der verdunsteten Blattoberfläche an den Wassertransport angesehen werden (GRUBER 1994 zitiert in Ulrich 1995: 14). Indikator für eine zunehmende Bodenversauerung sind erhöhte Mangangehalte im Boden (austauschbar und gelöst) und im Blatt. Bei einer Untersuchung ergab sich ein signifikanter Zusammenhang zwischen dem Mn-Gehalt der Nadeln und dem Nadelverlust. Die pedogenen Manganoxide gehen bei zunehmender Versauerung (vor der Al-Freisetzung) in Lösung, wobei hohe Mn-Konzentrationen erreicht werden (MEYER et al. 1990 zitiert in ULRICH 1995: 14). Entsprechend hoch ist die Mn-Aufnahme, aber auch die Auswaschung. Nach der Auflösung und Auswaschung der Manganverbindungen sinken die Mn-Gehalte in den Blättern wieder ab (ULRICH 1995: 14 f.).

5.1.2 Störungen des Nährstoffhaushalts durch hohe Stickstoffgehalte

Die hohen Stickstoffimissionen haben eine Reihe von nachteiligen Auswirkungen. Eine wichtige Rolle im Komplex der Waldschadenseffekte spielt die Tatsache, daß ein Stickstoffüberangebot Wuchssteigerungen bis zu einem maximalen Zuwachs auslöst, was Nährstoff-Verdünnungseffekte für Mg, Ca, K, P, B und Cu zur Folge hat. Auftretende Mangelsymptome sind Nekrosen, Chlorosen und Goldspitzigkeit. Nebenbei verursachen hohe Stickstoffgehalte eine Abnahme der Wurzelbiomasse und Vergrößerung des Sproß-Wurzel-Verhältnisses, wodurch die Wurzelaufnahme anderer Nährelemente reduziert sein kann.

Eine negative Beeinflussung betrifft auch die Mykorrhiza. Die Mykorrhizierungsrate kann sinken. Eine mögliche Ursache hierfür ist nach GIVAN (1979, zitiert in JOCHHEIM/GERKE/HÜTTL 1995: 109) ein erhöhter Kohlenhydratbedarf der Baumwurzeln für die Stickstoff-Assimilation, wodurch weniger Kohlenhydrate dem Pilz zur Verfügung stehen. Die Folge für den Baum kann eine Verschlechterung der P-Versorgung und eventuell anderer Nährstoffe sein. Allerdings existiert auch die gegenteilige Annahme (z.B. CHALOT et al. 1991, zitiert in JOCHHEIM/GERKE/HÜTTL 1995: 109), daß die Mykorrhiza angeregt wird. Nach MEYER (1985, zitiert in SCHAAF 1992: 144) ist die Schädigung der Mykorrhiza auf die erhöhten NH4+- und NO3--Konzentrationen zurückzuführen. Dabei kommt es auch zu einer Abnahme der Wurzelverzweigung, wodurch v.a. die Mg-, Ca- und NO3--Aufnahme reduziert ist.

Bodenchemisch nachteilige Effekte sind auf NH3- und NH⁴ +-Einträge zurückzuführen, da eine Veränderung der Belegung des Austauschers erfolgt. Ca² +, Mg² + und K+ werden z.T. gegen NH⁴ + ausgetauscht, in die Bodenlösung freigesetzt und leicht ausgewaschen. Negativ wirkt sich der Stickstoffüberschuß auch in der Abnahme der Frost- und Schädlingsresistenz aus (JOCHHEIM/GERKE/HÜTTL 1995: 107 f., 115). Ein weiterer Aspekt ist die Auslösung von Sukzessionen. Es kommt zu Verschiebungen des Artenspektrums der Strauch- und Krautschicht bei gleichzeitiger Artenverarmung und zu einem Verjüngungshemmnis durch den erhöhten Deckungsgrad der Bodenvegetation infolge der Verlichtung. Allgemein wird die Begleitvegetation konkurrenzstärker und kann bei der Verjüngung zur Verdrängung der Bäume führen. ,,Der angestrebte Aufbau von Mischwäldern und naturnaher Waldbau dürfte sich bei anhaltenden hohen Stickstoffeinträgen als Illusion erweisen" (ULRICH 1995: 18). Insbesondere im Zusammenhang mit einer Klimaerwärmung besteht aufgrund der verringerten Schädlingsresistenz die Gefahr von großräumigen Schäden (ULRICH 1995: 16 ff.).

HOFMANN (1995: 138) stellte in Untersuchungen nordostdeutscher Kiefernwälder fest, daß sich als Folge der N-Einträge die früher spärliche Krautschicht in eine Grasdecke oder dichte Strauchschicht entwickelt hat. Bedingt durch die stark erhöhte Interzeption ist der Stoff- und Wasserfluß in das Grundwasser minimiert oder unterbrochen. Dies hat eine verstärkte Akkumulation der N-Einträge zur Konsequenz, wodurch eine Verstärkung der negativen Effekte zu erwarten ist.

SCHAAF (1992: 145) kommt zu dem Schluß, daß sich durch die Verengung des C/N- Verhältnisses in der organischen Auflage verbesserte Abbaubedingungen für die Mikroflora einstellen, wodurch der negative Einfluß der Säureeinträge kompensiert werden kann. Die erhöhte Mineralisation von organischer Substanz führt zu erhöhten DOM- und NH⁴ +- Konzentrationen in der Bodenlösung, da die Nitrifikation durch die Versauerung gehemmt ist, während die N-Mineralisation und Ammonifizierung nicht davon betroffen werden. Bei hohen NH⁴ +-Konzentrationen nehmen die Pflanzen bevorzugt NH⁴ + statt NO3- auf, was eine Einschränkung der Kationenaufnahme durch die Wurzeln aufgrund des

Ionenantagonismus zur Folge hat. Die Anionenaufnahme wird gefördert. NH⁴ + blockiert dabei die Bindungsplätze für Kationen in der Wurzelmembran, wodurch die Aufnahme von kationischen Nährstoffen behindert wird (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 112 ff.). Nach BERGER/OREN/SCHULZE (1995: 75) hat das Verhältnis von NH⁴ + zu NO3- bei der N-Aufnahme von Fichten keinen Einfluß auf das Wachstum und nur einen geringen Einfluß auf den Kationenstatus, weswegen der Mg-Mangel nicht davon abhängig ist.

5.1.3 Störungen des Nährstoffhaushalts durch Schwefeleinträge

SO2-Einträge verursachen eine zusätzliche Sulfataufnahme der Bäume über den Boden oder über die Kutikula (nasse Deposition), wodurch ein Kationenbedarf entsteht, der in schlecht versorgten Böden zu einem Kationendefizit führt. In Abhängigkeit von Kationenvorräten im Baum können dadurch ggf. erst nach Jahrzehnten Symptome wie die Kronenverlichtung ausgelöst werden.

Sulfat-Ionen ermöglichen zudem die Bildung von relativ leicht löslichem Aluminiumsulfat, wodurch hohe Aluminiumkonzentrationen in der Bodenlösung auftreten. Hinzukommt, daß Sulfat durch Austauschvorgänge eine Auswaschung von Calcium und Magnesium bewirkt. Im Anschluß werden Al-Ionen in den Unterboden transportiert, was zu einer Tiefenversauerung führt. Letztendlich führt diese Entwicklung zur Gewässerversauerung. Mit der Minderung der SO2-Emission in den letzten Jahren zeigt die Al-Konzentration in der Bodenlösung eine abnehmende Tendenz (ULRICH 1995: 11 f.).

5.2 Direkte Wirkungen der Luftschadstoffe

Von Bedeutung ist auch, daß die Luftschadstoffe eine direkte Schädigung der Bäume verursachen.

5.2.1 Ozon, NOx und SO2

Durch Ozon (stärkere Wirkung), NOx und SO2 können die Kutikula und Biomembrane von Nadeln und Blättern so stark geschädigt werden (Änderung der Permeabilität), daß eine verstärkte Auswaschung von mineralischen Nährstoffen als auch von Kohlenhydraten auftritt. Dadurch tritt eine Verstärkung der Effekte durch Magnesiummangel ein. In Begasungsexperimenten mit Kombinationen aus Ozon, Schwefeldioxid und Stickstoffdioxid kam es zu einer Anreicherung von Kohlenhydraten in den Nadeln, wofür immissionsbedingte Störungen im Abtransport der Kohlenhydrate verantwortlich gemacht werden. Unter dominantem Ozoneinfluß konnte auch eine stark erhöhte Auswaschung von Kohlenhydraten festgestellt werden.

Die Experimente führten auch zu den Erkenntnissen, daß es zu einer Veränderung des Proteinstoffwechsels, einer Abnahme der Netto-Photosyntheserate, einer verminderten Speicherung von Assimilaten in Wurzel und Sproß, sowie zu Wachsstumsstörungen aufgrund behinderter Allokation kommt. Die Permeabilitätsänderung der Membrane ist nach einem Versuch darauf zurückzuführen, daß Ozon aufgrund seiner stark oxidierenden Eigenschaften mit den ungesättigten Fettsäuren der Membranlipide reagiert und Vernetzungsreaktionen der Lipide erzeugt. Durch die Oxidation von SH-Gruppen der Proteine werden Membranproteine geschädigt, wodurch Störungen des Assimilatetransports auftreten. Der Assimilatstau im Mesophyll führt zur Abnahme der Netto-Photosyntheserate.

Ozon ist daher als potentiell auslösend für die Waldschäden anzusehen (JOCHHEIM/GERKE/HÜTTL 1995: 100 ff.).

5.2.2 Ammoniak

Ammoniakgas wird durch die Stomata aufgenommen und in den Blättern als Ammonium gelöst, das in größerer Konzentration toxisch wirkt. Um Schäden zu vermeiden, wird es durch Carbonsäuren assimiliert. Die verbrauchten Carbonsäuren fehlen dann für andere Prozesse. Andererseits steigert Ammonium die Photosyntheserate.

Nach verschiedenen Autoren begünstigt Ammonium aber auch die Auswaschung von Kationen aus dem Blatt. Das ist z.B. nach MENGEL et al. (1988, zitiert in KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 110) auf einen Austausch von v.a. K+ gegen NH4+ in den Blättern zurückzuführen. DAVIDSON & BARNES (1986, zitiert in KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 110) vertreten die Ansicht, daß die Ammonium-Entgiftungsmechanismen zu Zellmembranen mit einem höheren Anteil von ungesättigten Fettsäuren führen, wodurch die Auswaschung gesteigert wird (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 110).

5.2.3 Schwermetalle (schadensbegleitender Faktor)

Schwermetalle akkumulieren sich in organischen Auflagen und im Oberboden. Die Bodenversauerung begünstigt die Mobilität und Pflanzenverfügbarkeit. Ein Versuch mit Konzentrationen von 20 ppm Blei und 1 ppm Cadmium im Boden ergab reduzierte Wurzel- und Blatttrockenmassen, verkleinerte Blätter, Hemmung der Nährstoffaufnahme (Kalium, Magnesium, Calcium) und Reduktion der Transpiration durch Cadmium. Eine synergistische Wirkung konnte für einige Vitalitätsparameter nachgewiesen werden.

In zahlreichen Buchenwaldböden wurde die experimentell ermittelte kritische Bleikonzentration von 20 bis 40 ppm um den Faktor 2-4 überschritten.

Anhand von Freilandversuchen kann jedoch ein nennenswerter Beitrag der Schwermetalle an den Waldschäden ausgeschlossen werden (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 98 f., 125).

6. Schadsymptome und Krankheitsverlauf

6.1 Fichte

Die auftretenden Schadsymptome der Fichte sind Nadelvergilbung, Nadelröte und Kronenverlichtung. Bei den einzelnen Symptomen ist eine Abhängigkeit von der geographischen Lage festzustellen. Die Nadelvergilbung ist auf die höheren Lagen der Mittelgebirge und der Kalkalpen beschränkt. Die Kronenverlichtung tritt in den mittleren Höhenlagen der Mittelgebirge sowie in Küstennähe auf. Ein Spezialfall scheint die Nadelröte zu sein, da sie nur in älteren Beständen in Süddeutschland vorkommt.

Generell nehmen die Fichtenschäden mit dem Alter der Bäume, mit der Höhe und mit ungünstigen Nährstoffverhältnissen im Boden zu.

Auslösend für die Nadelvergilbung ist ein Magnesium- und Calciummangel in den Nadeln. Die Calciumspeicherung ist generell vom Nadelalter abhängig, während bei Magnesium die jeweils vorjährigen Nadeln die niedrigsten Gehalte aufweisen. Ursache hierfür ist die Mobilität des Magnesium, das den jüngsten Nadeln auf Kosten älterer Nadeln verstärkt zur Verfügung gestellt wird. Calcium ist hingegen immobil.

Zusätzlich zum Nährstoffmangel ist für die Vergilbung Lichteinfluß notwendig. Unklar ist, ob die Vergilbung auf eine photoinduzierte eingeschränkte Chlorophyllsynthese oder auf einen photoinduzierten verstärkten Chlorophyllabbau zurückzuführen ist.

Bemerkenswert ist die Erscheinung, daß sich Nadelverlust und Trieblängenwachstum zum Teil gegenläufig verhalten. Ursache hierfür könnte die Tatsache sein, daß die dies- und letztjährigen Nadeln für den Kohlenhydratstoffwechsel die Hauptquelle darstellen und die ein- bis dreijährigen Nadeln als Assimilatsenke infrage kommen. Die älteren Nadeln hingegen veratmen lediglich die Assimilate und erhöhen die Transpiration. Daher sind sie für den Baum ggf. eher nachteillig. Der Verlust der älteren Nadeln könnte somit sogar positive Auswirkungen haben (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 146 f., 152 f.). Nach Untersuchungen in Nordrhein-Westfalen tritt die Vergilbung vorwiegend an den älteren Nadeljahrgängen auf, meist in Verbindung mit Nährstoffmangel (Magnesium, Mangan, Kalium). Die Verfärbung ist im Allgemeinen auf die dem Sonnenlicht zugewandte Oberseite beschränkt und beginnt an der Nadelspitze und dehnt sich auf den mittleren Teil der Nadel aus, wobei die Nadelbasis häufig noch grün bleibt. Aufgrund der Schattenwirkung von oberhalb angeordneten Zweigen bleiben die unteren, beschatteten Zweige grün, daher tritt die Vergilbung im oberen Kronendrittel auf.

Stark vergilbte Nadeln fallen in der Regel nach vorausgegangener Braunfärbung bzw.

Nekrotisierung ab, wodurch Kronenverlichtungen entstehen. Mäßig vergilbte Nadeln können sich bei bestimmten Standortverhältnissen und Jahreszeiten wiederbegrünen. Kronenverlichtungen können aber auch unabhängig von einer Nadelvergilbung auftreten (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 19).

6.2 Buche

Die Schadsymptome der Laubhölzer sowie die Schadensfaktoren sind wesentlich uneinheitlicher als bei der Fichte. Generell spielt bei der Buche die direkte Schädigung durch Ozon eine große Rolle.

Typische Symptome sind Kronenverlichtung sowie Wuchs- und Verzweigungsanomalien. Stark geschädigte Buchen weisen über das geschlossene Kronendach hinausragende Spieße aus Langtrieben auf (durch Seitenverzweigungen aus Kurztrieben). Bei fortschreitender Schädigung entstehen pinselartige Verzweigungen mit deutlicher Kronenverlichtung, die auch durch frühzeitigen Blattfall, häufig mit vorausgegangener Blattverfärbung und Einrollen der Blätter ausgelöst wird. Häufig sind die Blattflächen generell verkleinert. Lediglich auf staunassen Böden kommt es zu einer Wurzelkrankheit.

Begasungsversuche mit realistischen Ozonkonzentrationen verursachten bei Buchen Blattverfärbungen und Blattverformungen sowie verfrühten Blattfall. Diese Symptome stimmen in Annäherung und an einigen Standorten mit den in Buchenbeständen auftretenden Schäden überein. Die Vielzahl der Buchenschäden können aber nicht allein auf das Ozon zurückgeführt werden. Insbesondere in höheren Lagen der Mittelgebirge treten Ozonbelastungen auf, die die Buche anfällig für weitere Schadfaktoren macht. Die Buchen werden empfindlicher gegen Trockenheitsstreß, ungenügende Nährstoffversorgung und biotische Schadfaktoren (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 145 f.).

6.3 Eiche

Das Eichensterben ist durch Kronenverlichtung und Triebsterben infolge von Bastnekrosen an Stamm und Ästen gekennzeichnet.

Auf Standorten mit unausgegelichenem Nährstoffhaushalt tritt auch eine Eichenvergilbung auf (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 21 ff.).

7. Schadenserfassung

7.1 Terrestrische Waldschadenserhebung

Die wichtigste Methode zur Schadenserfassung ist die Terrestrische Waldschadenserhebung, die seit 1983 bundesweit durchgeführt wird. Dabei erfolgt eine Einteilung in Schadstufen anhand der Verlichtung und der Vergilbung.

Das genaue Verfahren soll hier am Beispiel von Nordrhein-Westfalen erläutert werden. Die Waldfläche wird in Stichprobennetze von 4 x 2 km unterteilt. An jedem Stichprobenpunkt werden je nach Größe des Bestandes eine bestimmte Zahl von Meßpunkten mit jeweils fünf Probebäumen ausgewählt. Die Einteilung in fünf Schadstufen von 0-4 erfolgt zunächst anhand der relativen Nadel-/Blattverluste. Zusätzlich auftretende Vergilbungen werden in drei Stufen unterteilt, die ab Stufe 2 zu einer Erhöhung der Schadstufe führen können. Das vollständige Schema ist in Abb. 1 dargestellt.

Darüberhinaus werden noch weitere Kriterien erfaßt z.B. Beurteilung des allgemeinen Kronenzustandes und Schädlingsbefall (Insekten und Pilze). Nach den bisherigen Erhebungen beeinflussen Schädlinge bundesweit nur unwesentlich die Waldschäden (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 22 ff.).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.1: Schema zur Einteilung der Bäume in die Schadstufen Quelle: KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 22

7.2 Luftbild-Inventur

Eine weitere Möglichkeit stellt die Luftbildauswertung dar.

Auf Infrarot-Luftbildern erscheinen gesunde Bäume rot. Geschädigte Blätter mit einer beeinträchtigen Mesophyllstruktur reflektieren das Infrarotlicht weniger stark, wodurch sie anhand einem helleren Rotton erkannt werden können. Stark geschädigte Bäume heben sich durch einen Grauton deutlich ab. Der Vorteil der Luftbilder liegt in der früheren und genaueren Schadenserfassung (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 24).

7.3 Dauerbeobachtungsflächen

Die Dauerbeobachtungsflächen ermöglichen eine kontinuierliche Erfassung der Belastungen. Es handelt sich dabei um Waldmeßstationen, die den Stoffeintrag aus der Atmosphäre und seine Wirkungen für den Boden und die Vegetation messen (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 25).

8. Ausmaß der Schäden

1998 waren 62 % der Bäume in Deutschland geschädigt. 21 % der Bäume wiesen deutliche Schäden auf (ab Stufe 2). Tab.2 zeigt die Entwicklung der deutlichen Schäden von 1984 bis 1998. Der Trend ist demnach seit 1992 rückläufig. Generell konzentrieren sich die Schäden vor allem auf exponierte Standorte in den Mittelgebirgen. Weiterhin ist das Ausmaß stark vom Alter der Bäume abhängig. So weisen z.B. Fichten über 60 Jahre deutliche Schäden von 40 % auf, während Fichten unter 60 Jahre nur 6 % erreichen.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab.2: Entwicklung der deutlichen Schäden (%) in Deutschland Quelle: SCHUTZGEMEINSCHAFT DEUTSCHER WALD 1998

In Bezug auf die einzelnen Baumarten zeigt sich eine schwerwiegendere Schädigung der Laubbäume. So betrugen die deutlichen Schäden bei Kiefer 10 %, Fichte 26 %, Buche 29 %, Eiche 37 % und bei Tanne (Bayern) sogar 45 %. Bei den Laubbäumen hat sich der teilweise hohe Schädlingsbefall mitausgewirkt.

Bei der Fichte zeigte sich eine Umkehr des positiven Trends seit 1992. Von 1992 bis 1996 nahmen die deutlichen Schäden von 30 auf 22 % ab. 1998 war ein Anstieg auf 26 % zu verzeichnen. Bei der Kiefer läuft seit 1992 eine positive Entwicklung ab. 1991 betrugen die deutlichen Schäden noch 33 %. Seitdem ist der Wert konstant auf 10 % gefallen. Die deutlichen Schäden an der Buche betrugen 1995 36 %. Seitdem ist eine Verbesserung auf 29 % eingetreten. Die deutlichen Schäden an der Eiche waren 1996 und 1997 mit jeweils 47 % am höchsten. Somit hat 1998 eine deutliche Verbesserung eingesetzt. Ursache hierfür ist das witterungsbedingte Ausbleiben des massiven Schädlingsbefall der Vorjahre (SCHUTZGEMEINSCHAFT DEUTSCHER WALD 1998, ULRICH 1995: 11). Die stärksten Schäden weisen Hessen und Thüringen auf. Gering sind die Schäden in Mecklenburg-Vorpommern. Das genaue Ausmaß der deutlichen Schäden in einzelnen Ländern von 1998 ist in Tab.3 aufgeführt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab.3: Ausmaß der deutlichen Schäden (%) 1998 ineinzelnen Bundesländern Quelle: SCHUTZGEMEINSCHAFT DEUTSCHER WALD 1998

9. Erkenntnisse aus Forschungsprojekten

9.1 Forschungsstandorte Eggegebirge/Rothaargebirge/Haardt

An den drei Standorten in Nordrhein-Westfalen wurden wichtige Erkenntnisse zu dem Ursachenkomplex der Schäden an der Fichte gewonnen.

Als wesentliche Vorraussetzung wird ein nährstoffarmer Boden (geogen bedingt oder Folge der säurehaltigen Niederschläge) angesehen. Ein hoher Stickstoffeintrag verursacht einen Nährstoffmangel in den Nadeln, der so lange Streßfaktoren ausbleiben, ohne Folgen bleibt. Als wesentliche Steßfaktoren treten Ozon und säurehaltige Nebel auf, die jedoch noch nicht schadensrelevant sein müssen. Eine weitere wichtige Bedingung scheint daher Trockenheitsstreß, vor allem zu Beginn der Vegetationsperiode, zu sein. Die Folgen sind Chlorophyllabbau und Nadelabfall.

In einer 35-jährigen Untersuchung wurde festgestellt, daß trotz des höheren Protoneneintrags am Waldrand im Vergleich zum Bestandesinnern die Säurebildung und die Aluminiumfreisetzung im Bestandesinnern wesentlich höher ist. Hierfür ist vor allem die bestandeseigene H+-Freisetzung aus der Nitrifikation der anfallenden Biomasse verantwortlich. Daher ist die Bodenversauerung nicht nur auf Niederschläge zurückzuführen (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 154 ff.).

In Fallstudien betrug in den 80er Jahren der Anteil der Säuredeposition an der Gesamtsäurebelastung ca. 80 %, der auf den Biomassezuwachs zurückgehenden Anteil ca. 20 % (BREDEMEIER et al. 1990 zitiert in ULRICH 1995: 10).

9.2 Langzeitexpositionsversuch in Open Top Kammern

Die Bäume wurden in Folien-Kammern unter Feldbedingungen gefilterter und ungefilterter Luft ausgesetzt (über ein Gebläse wurde ständig Luft eingeblasen). Mit Hilfe von Düsen erfolgte teils natürlicher Regen, teils simulierter Regen (natürlicher Regen und destilliertes Wasser im Verhältnis 1:10). Die Regenereignisse entsprachen hinsichtlich Zeitpunkt, Häufigkeit und Menge weitgehend den natürlichen Regen.

Die Kombinationen aus gefilterter und ungefilterter Luft und natürlichem und simuliertem Regen ergaben vier Varianten. Zusätzlich existierte eine Freilandvariante unter natürlichen Bedingungen.

Ergebnisse:

Es konnten signifikante Unterschiede der Nadellänge der letzten vier Nadeljahrgänge zwischen Freilandvarinante und den Kammer-Varianten festgestellt werden. Innerhalb der Kammer-Varianten wiesen die Varianten mit ungefilterter Luft gegenüber den Varianten mit gefilterter Luft signifikant längere Nadeln auf. Die stärksten Nadelverluste ergaben sich bei den Freilandbäumen, gefolgt von der Variante mit ungefilterter Luft und natürlichem Regen. Erstaunlich ist die Tatsache, daß bei der letztgenannten Variante gleichzeitig eine sehr gute Wuchsleistung zu verzeichnen war. Das stützt die Hypothese von PRINZ & KÖTH (1991, zitiert in KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 85), daß ältere Nadeln einen Ballast darstellen, da die Assimilate veratmen und die Transpiration erhöhen.

Bei Buchen stellte sich die maßgebliche Schädigung durch Ozon heraus. In ungefilterter Luft trat ein deutlich vorzeitiger Blattfall auf. Ein Einfluß des Regens konnte nicht nachgewiesen werden. An 50 % der Bäume in ungefilterter Luft wurden Nekrosen festgestellt (KÖLLNER & KÖTH-JAHR 1993: 83 ff., 93).

9.3 Untersuchung der DOM-Dynamik im Fichtelgebirge

Das Forschungsprojekt beschäftigte sich mit DOM (dissolved organic matter bzw. gelöste organische Substanzen) in immissionsbelasteten Fichtenbeständen im Fichtelgebirge. Die Freisetzung von DOM nimmt mit zunehmender Schädigung der Bestände deutlich zu.

Die Immissionen beeinflussen die DOM-Dynamik zum einen durch die hohen Stickstoffeinträge. Dadurch kommt es zu einer Verengung des C/N- Verhältnisses in der Streu und in der organischen Auflage. Die Folge ist ein gesteigerter mikrobieller Abbau der organischen Substanz trotz niedriger pH-Werte, der mit einer erhöhten Freisetzung von DOM verbunden ist.

Eine weitere Erscheinung ist eine Hemmung des vollständigen Ligninabbaus. Aufgrund der hohen N-Gehalte in der organischen Auflage reduziert sich die Ligniase-Synthese (KEYSER et al. 1978 zitiert in GUGGENBERGER 1992: 141). Der Ligninabbau verharrt daher auf der Stufe der Weichfäule, wodurch sich gering zersetzte und stabile, wasserlösliche Produkte anreichern, die leicht ausgewaschen werden. Auf Rohhumusstandorten wird das in der Auflage produzierte DOM aus dem Oberboden ausgewaschen. Auf Mullstandorten wird das in den A-Horizont eingetragene DOM durch Kontakt mit dem Mineralboden und durch biotische Aktivität stabilisiert (GUGGENBERGER 1992: 140 f.). Aus ökosystemarer Sicht kann die vermehrte DOM-Freisetzung mittelfristig zu Humusschwund führen. Die Konsequenz daraus ist eine verringerte Speicherkapazität der organischen Auflage an Wasser und Nährstoffen. Da die Feinwurzeln infolge hoher Al- und H-Konzentrationen verstärkt im Humus auftreten, ergeben sich nachteilige Effekte für die Ernährung von Beständen.

Gleichzeitig führt die DOM-Mobilisierung zu einer beträchtlichen Zunahme der ökosysteminternen Protonen-Produktion. Daher ist die DOM-Dynamik wesentlich an der Versauerung beteiligt. Da ein Großteil des DOM dissoziiert vorliegt, kommt es zu einer verstärkten Mobilisierung von basischen Kationen und Al (GUGGENBERGER 1992: 144 f.).

10. Bilanz in Rheinland-Pfalz

In Rheinland-Pfalz, dem waldreichsten Bundesland mit 40,6 % Waldanteil, zeigte sich im Zeitraum von 1984 bis 1998 eine kontinuierliche Zunahme des Anteils der deutlich geschädigten Bäume von 8 auf 25 %. Dabei ist der Verlauf bei den einzelnen Baumarten unterschiedlich. 1998 betrugen die deutlichen Schäden bei Fichte 15 %, Kiefer 8 %, Buche 41 % und Eiche 57 %. Bei der Kiefer läßt sich eine Verbesserung feststellen. Besonders ausgeprägt ist die negative Entwicklung bei Buche und Eiche. Rheinland-Pfalz steht in der Rangfolge der Bundesländer in Bezug auf deutliche Schäden an vierter Stelle und weist den höchsten Anteil an deutlichen Schäden bei Eichen auf (ROEDER 1993: 28 ff., SCHUTZGEMEINSCHAFT DEUTSCHER WALD 1998).

10.1 Bodenzustand

An mehr als 4/5 der 143 Probestellen wurden in den obersten 10 cm des Mineralbodens pH(KCl)-Werte unter pH 3,8 gemessen. PH-Werte über 5 kommen nur auf den wenigen Kalkstandorten vor. Die niedrigsten Werte liegen bei 2,5. Ab pH 3,0 besteht die Gefahr von Wurzelschäden durch H+-Toxizität. Sehr niedrige pH-Werte treten auch häufig in den Unterböden auf. In einer Tiefe von 90 bis 140 cm wurden an etwas mehr als der Hälfte pHWerte unter 3,8 festgestellt.

Ein noch wesentlicheres Kriterium für die Beurteilung des Bodenzustands und des Gefährdungspotentials durch Säureeinträge ist die Basensättigung (prozentualer Anteil der Kationen Ca² +, Mg² +, K+ und Na+ an der Kationenaustauschkapazität). Im Oberboden (0 bis 5 cm) treten infolge des höheren Humusgehalts meist etwas höhere Werte auf. Im Bereich von 5 bis 30 cm beträgt die Basensättigung in mehr als ¾ der Fälle unter 20 % und sogar unter 10 % bei der Hälfte der Böden (BLOCK 1993: 31 f.). Dies zeigt eine äußerst geringe Elastizität der Ökosysteme an, was besonders in der Aufwuchsphase der nächsten Waldgeneration problematisch ist, da in dieser Phase die Nährstoffaufnahme und damit die ökosysteminterne Säurebelastung erheblich höher ist (SCHÜLER 1999a: 47 f.).

Sehr geringe Basensättigungen weisen vor allem Standorte im Buntsandstein (Pfälzer Wald, Eifel) sowie im Quarzit und tonmineralarmen Tonschiefer/Grauwacke vor. Akute Versauerungsvorgänge lassen sich aus der Belegung des Kationenaustauschers mit Protonen und Eisen ableiten. Nach MEIWES u.a. (1984, zitiert in BLOCK 1993: 33) ist ein Äquivalentanteil von mehr als 2 bis 5 % H+ und Fe² + an der Austauschkapazität in humusarmen Horizonten ein Anzeichen für akute Versauerung und sehr geringe Elastizität gegenüber Säuretoxizität. An wenigstens einem Drittel der untersuchten Standorte liegt der Wert auch in humusarmen Horizonten über dem angegebenem Bereich. Hier besteht daher eine akute Gefährdung durch Säuretoxizität. Besonders hoch sind die Werte auf Buntsandstein im Pfälzerwald und auf Sanden der Rheinebene sowie einigen Standorten im Hunsrück.

Ein wesentliches Kriterium zur Beurteilung der Aluminiumtoxizität ist nach ROST-SIEBERT (1985, zitiert in BLOCK 1993: 34) das molare Verhältnis von Calcium- zu Aluminiumionen. Bei Fichtenbeständen besteht bei einem Verhältnis unter 0,3 eine starke Gefährdung, bei Buche liegt der Wert unter 0,1. Etwa ein Fünftel der Probestellen weisen ein Verhältnis unter 0,3 auf (BLOCK 1993: 32 ff.).

Nährstoffversorgung

Die Versorgung mit Magnesium und Kalium läßt sich anhand der Sättigung des Kationenaustauschers mit diesen Nährstoffen beurteilen. Bei einer Mg- bzw. K-Sättigung unter 2 % ist von einer geringen Elastizität der Versorgung auszugehen. Bei mehr als der Hälfte der untersuchten Standorte trat in einer Tiefe von 10 bis 30 cm eine Mg-Sättigung unter 2 % auf, ein Kaliummangel zeigte sich bei einem Drittel in der Tiefe von 0 bis 5 cm. Eine sehr geringe Mg-Versorgung findet sich auf Quarzit im Hunsrück und auf Buntsandstein im Pfälzer Wald. Besonders hohe Kalium- und Magnesiumsättigungen kommen auf vulkanischen Gesteinen vor. Ansonsten ist die Kaliumsättigung relativ unabhängig vom geologischen Substrat.

Wichtige Hinweise auf die Nährstoffversorgung liefern auch die pflanzenverfügbaren Nährstoffmengen, d.h. die Vorräte in der Humusauflage und die austauschbaren Vorräte im Mineralboden. Ein besonders starker Mangel zeigte sich bei den Magnesiumvorräten. Auffällig ist, daß auf den besonders magnesiumarmen Standorten das Magnesium vorwiegend in der Humusauflage gebunden ist. Hier besteht die Gefahr, daß bei einer zu schnellen Mobilisierung erhebliche Verluste auftreten.

Bestätigt wurde der Magnesium-Mangel durch Nadelanalysen. Bei 85 % der untersuchten Fichten lag der Mg-Gehalt unter der Mangelgrenze. 3 % der Bäume wiesen Vergilbungserscheinungen auf.

Insgesamt sind ca. 70 % der Waldböden stark bis sehr stark versauert. Ein Drittel der Standorte ist akut durch Säure- oder Aluminiumtoxizität und Nährstoffmangel gefährdet. Die Regulationsfähigkeit für zukünftige Schadstoffeinträge ist nur gering. Nur 8 % der Standorte sind als stabil gegenüber Versauerung und Nährstoffverarmung einzustufen (BLOCK 1993: 35 ff.).

10.2 Gegenmaßnahmen

Bei Böden mit deutlicher Versauerung, aber noch hoher Elastizität gegenüber Säuretoxizität und guter Nährstoffversorgung (20 % der Betandsfläche) ist ein Anbau laubholzreicher Bestände erforderlich, um eine weitere Degradation zu verhindern. Kalkungen sind nur den Fällen vorzunehmen, bei denen die Basensättigung der obersten 60 cm des Mineralbodens unter 30 % liegt.

Deutlich destabilisierte Böden mit eingeschränkten Nährstoffvorräten und zum Teil beträchtlicher Bindung im Auflagehumus (46 % der Betandsfläche) erfordern besondere Vorsicht, da durch Mineralisierung des Humus erhebliche Nährstoffverluste auftreten können. Daher sind intensive Bodenbearbeitungen und Kahllagen zu vermeiden. Auch für diese Standorte ist ein Anbau von laubholzreichen Beständen hilfreich. Darüber hinaus ist als Schutz gegen weitere Versauerung eine Kalkung notwendig. Um gleichzeitig die schlechte Magnesiumversorgung auszugleichen, ist die Verwendung von Dolomit oder eine Beimischung von Magnesiumcarbonat günstig.

Sehr stark versauerte Böden mit äußerst geringer Elastizität hinsichtlich Säuretoxizität und Nährstoffversorgung (25 % der Betandsfläche) sind besonders gefährdet. Ihr Vorkommen konzentriert sich auf Buntsandstein in der Eifel und im Pfälzer Wald, Flug- und Schwemmsanden im Rheintal sowie Quarzit im Hunsrück. Als Maßnahmen kommen die bereits genannten in Frage (BLOCK 1993: 38 f.).

Die empfohlene Kalkungsmenge beträgt 3-6 t Dolomit/ha und wird mit dem Hubschrauber im Winter ausgebracht, um laufaktive Insekten nicht zu beeinträchtigen.

Insgesamt sind in Rheinland-Pfalz ca. 450000 ha Waldfläche gekalkt, was 75 % der kalkungsbedürftigen Waldstandorte entspricht. Eine Wiederholungskalkung ist auf vielen Standorten notwendig, da deren Kalkung bereits nachläßt.

Von den Kalkungsmaßnahmen ausgeschlossen sind Standorte, die sich im Bereich der Stickstoffsättigung befinden, da ansonsten die Gefahr übermäßiger Nitratausträge besteht. Ausgenommen sind auch alle nährstoffreichen Standorte wie z.B. Auenböden, Lösse und basische Vulkanite (MINISTERIUM FÜR UMWELT UND FORSTEN RHEINLAND- PFALZ 1998: 13 ff.).

11. Ergebnisse der Bodenschutzkalkungen

In Rheinland-Pfalz zeigten Untersuchungen, daß die Kalkungen in einem Zeitraum von 10 Jahren zahlreiche positive Auswirkungen hatten. Die Basensättigung erhöhte sich, auch in den oberen Mineralbodenhorizonten, die pH-Werte des Sickerwassers nahmen zu und die biologische Aktivität wurde beträchtlich gesteigert. Es entwickelte sich eine vielfältigere und effektivere Makrofauna, v.a. kam es zu einem Anstieg von saprophagen Arten wie Regenwürmer, Doppelfüßer und Asseln (z.B. WEBER 1996 zitiert in SCHÜLER 1999b: 5). Dadurch ist eine Zunahme der Bioturbation und Zersetzungsgeschwindigkeit zu verzeichnen. Der Auflagehumus wird in Mineralbodenhumus überführt, da die Regenwürmer das organische mit mineralischem Material vermischen. Die mikrobielle Aktivität erhöhte sich deutlich, wodurch die dominierenden Fulvosäuren in Huminsäuren umgewandelt wurden. Die Dreischicht-Tonminerale wurden durch den Einbau von Ca und Mg in die Zwischenschichten bei gleichzeitigem Austausch der organischen Fe-Al-Komplexen stabilisiert. Diese Komplexe sind vor der Kalkung wegen des Mangels an basischen Kationen in die Tonminerale eingebaut worden.

Die Mobilität von Schwermetallen konnte reduziert werden, da die Kalkungen die metallorganischen Schwermetall-Komplexe stabilisierten. Ursache hierfür ist die Tasache, daß Huminsäuren im Gegensatz zu den vorher dominierenden Fulvosäuren mit Schwermetallen weniger lösliche Komplexe bilden.

Weitere Effekte waren eine vermehrte Feinwurzelbildung bei gleichzeitigem Rückgang toter und geschädigter Feinwurzeln und eine langfristige Verbesserung der Magnesiumversorgung (Anstieg des Mg-Gehalts in Fichtennadeln), wodurch ein deutlicher Rückgang der Vergilbung zu verzeichnen war. So waren 1989 noch 40 % der Fichten in den Hochlagen des Hunsrücks vergilbt, 1998 waren es nur noch 3 %. Auch Spurenelemente wie Kupfer und Zink wurden besser pflanzenverfügbar. Durch die Auswertung von Satellitenaufnahmen konnte nachgewiesen werden, daß Fichten in Hochlagen des Hunsrücks höhere Chlorophyllgehalte und Blattflächenindexwerte im Vergleich zu ungekalkten Beständen aufweisen. Durch die Kalkung wurden nährstoffliebende Pflanzen gefördert wie z.B. Schmalblättriges Weidenröschen und Roter Fingerhut, die sich allerdings nicht dauerhaft etablierten. Säureliebende Arten wie z.B. Heidelbeere wurden verdrängt. Allgemein wird die Vitalität der Krautschicht gesteigert (WERNER 1995 zitiert in SCHÜLER 1999b: 12). Eine Steigerung der Artenzahl war bei saprophytischen Pilzen und Mykorrhizapilzen zu verzeichnen, was sich positiv auf die Närstoffsituation auswirkt.

Ein Nachteil der Kalkung ist die verstärkte Mineralisierung, wodurch Nährstoffverluste auftreten. Der organisch gebundene Stickstoff wird mineralisiert und nitrifiziert. Das gebildete Nitrat stellt nicht unbedingt ein Problem dar, da sich die meisten Waldökosystemen unterhalb der Stickstoffsättigung befinden. Das Nitrat wird von der Vegetation aufgenommen, weswegen nur geringe Konzentrationen im Sickerwasser auftreten (WERNER 1995 zitiert in SCHÜLER 1999b: 12). Waldökosysteme im Bereich der Stickstoffsättigung können aber im Anschluß einer Kalkung das Grundwasser verstärkt mit Nitrat belasten (MINISTERIUM FÜR UMWELT UND FORSTEN RHEINLAND-PFALZ 1998: 6 ff., SCHÜLER 1999b: 4-13).

KÖLLNER & KÖTH-JAHR (1993: 128) berichten von einem Kalkungsversuch, bei dem eine Reduzierung der Al-Toxizität nachgewiesen werden konnte. Der Anteil der freien Al³ +-Ionen nahm um die Hälfte zugunsten der organischen Al-Spezies ab.

Ein Forschungsprojekt im Fichtelgebirge, bei dem in einem stark geschädigten Fichtenbestand basischer Mg-Dünger eingesetzt wurde, ergab folgende Ergebnisse:

Die Düngung bewirkte eine Erhöhung der Mg-Konzentration in der Bodenlösung, wobei allerdings die Mg-Nadelgehalte nach zwei Jahren unverändert blieben. Die pH-Erhöhung löste eine verstärkte Nitrifikation mit einem Rückgang von NH4+ in der Lösung aus, wodurch die Mg-Aufnahme durch die Wurzeln erleichtert wurde. Hinsichtlich der N-Ernährung zeigte sich eine verstärkte NO3--Aufnahme. Dadurch wurde die Kationenaufnahme gesteigert, was sich positiv auf die Ernährungssituation auswirkt. Die Durchwurzelung im mineralischen Oberboden verbesserte sich. Die Basenvorräte nahmen bis in eine Tiefe von 40 cm zu (SCHAAF 1992: 146 ff.).

Eine Bewertung des Buchenprojekts im Solling kommt zu dem Schluß, daß die Kalkung insgesamt eine Stabilisierung des Ökosystems eingeleitet hat (BEESE & STICKAN 1989: 19). Eine verstärkte Nitratauswaschung ins Grundwasser als Folge der Kalkung konnte nicht bestätigt werden (IBROM & RUNGE 1989 zitiert in BEESE & STICKAN 1989: 19). Länger zurückliegende Kalkungen ergaben jedoch, daß die Kalkungen nicht zur Neubesiedelung des Bodens mit Bodenwühlern ausreichen. Hierfür ist eine schonende Lockerung des Bodens und die Bildung einer nahrhaften Krautschicht durch forstliche Maßnahmen erforderlich (WOLTERS & SCHAUERMANN 1989 zitiert in BEESE & STICKAN 1989: 19).

12. Geschichte des Waldsterbens

Die Geschichte des Waldsterbens begann Anfang der 70er Jahre mit dem großflächigen Auftreten des Tannensterbens. Von Beginn an erkannte man den Ursachenkomplex mit zeitlicher und räumlicher Variation der verschiedenen Faktoren. Durch Betonung einzelner Faktoren entstand vorübergehend immer wieder der Eindruck monokausaler Ursachen wie z.B. SO2 oder O3 (OTT 1993: 5).

1964 gab es erste Anzeichen einer Krankheitswelle der Tanne im Schwarzwald. Seit Beginn der 70er Jahre verursachte eine Folge von Trockenjahren eine starke Ausbreitung der Schäden. Spätestens mit dem extrem trockenen Sommer 1976 trat ein epidemischer Charakter des Tannensterbens auf. Verschiedene Einzeluntersuchungen brachten keine Klärung der Ursache.

1979 setzte sich die Erkenntnis des Ursachenkomplexes durch. Zu Beginn der 80er Jahre sind massive, großflächige Schäden in Fichtenbeständen aufgetreten. Seit 1983 waren auch andere Baumarten, insbesondere Kiefer, Buche und Eiche, erheblich betroffen. 1983 kam man zu der Auffassung, daß es sich um eine großflächige Krankheitswelle, die alle Baumarten erfaßt, handelt. Dabei fiel der Begriff Waldsterben zum erstenmal.

Schon seit dem 14. Jh., verstärkt seit dem 19. Jh., traten sog. Rauchschäden (klassische Waldschäden) auf, deren Ausmaß bis zu völlig zerstörten Wäldern reichte. Im Gegensatz zu heute waren die Schäden aber lokal und auf die unmittelbare Umgebung von stark emittierenden Industrieanlagen (v.a. SO2) wie z.B. Hüttenwerke beschränkt (BRANDL 1993: 11 ff., MINISTERIUM FÜR UMWELT UND FORSTEN RHEINLAND-PFALZ 1997: 4, SCHÜTT et al. 1986: 16 ff.).

Forschungsgeschichte

1975 gab es erstmals Untersuchungen zum Tannensterben mit der Grundhypothese eines Faktorenkomplexes. Dabei erwies sich ein Mg-Mangel als wesentlicher Faktor. 1979 führten die Zwischenergebnisse zu dem Schluß, an dem Faktorenkomplex festzuhalten und je nach Untersuchungsansatz einzelne Faktoren hervorzuheben. König und Wachter vertraten die Ansicht, daß Witterungsextreme eine besondere Rolle spielen. Evers stellte die Hypothese auf, daß die verminderte Ca- und mangelhafte Mg-Versorgung der erkrankten Tannen sensibilisierend oder prädisponierend gegenüber anderen Faktoren z.B. Schädlingsbefall, Immissionen oder Trockenheit wirkt. Daher spielten ab 1979 die Immissionen eine wesentliche Rolle. Ab 1980 wurden vermehrt Messungen der SO2-Konzentrationen im Wald und der Schwefelgehalte der Nadeln durchgeführt. In diesen Jahren betrachtete man v.a. SO2, direkt als Schadgas und indirekt als Säurebildner, wodurch ein Eindruck der Monokausalität entstand. Ab 1982/83 entstand die Photooxidantien-Hypothese. Die Messungen wurden daher auf NOx und Ozon ausgeweitet.

Weitere Schadensursachen, die im Gespräch waren, aber nicht bestätigt werden konnten, waren Chlorkohlenwasserstoffe, Triäthylblei, Radioaktivität, elektromagnetische Wellen, Insekten- und Pilzbefall und Viren (MOOSMAYER 1993: 150 ff.).

13. Zusammenfassung

Der Prozeßablauf des Waldsterbens wird durch die Schadstoffeinträge aus der Luft initiiert. Eine zentrale Rolle spielen dabei Ozon, SO2 und NOx. Diese Schadstoffe bewirken zum einen eine direkte Schädigung der Membrane der Bäume. Dadurch kommt es zu Nährstoffauswaschungen mit der Folge von Mangelzuständen. Ein weiterer Effekt ist die Bodendegradation. Durch die Bodenversauerung kommt es zu Nährstoffverlusten und zu einer Abnahme der Diversität der Bodenfauna und -flora. Die reduzierte biologische Aktivität führt zu einer nachlassenden Nährstoffnachlieferung und zur Entwicklung von ungünstigen Humusformen. Eine wichtige Rolle spielt auch der Stickstoffüberschuß in den Waldökosystemen. Durch den erhöhten Biomassezuwachs entsteht ein Defezit an Nährionen wie Ca und Mg. Letzendlich führen alle genannten Erscheinungen zu

Nährstoffmangelzuständen der Bäume.

Als Folge des Nährstoffmangels kommt es bei den Nadelbäumen unter Lichteinfluß zu einem Chlorophyllabbau in den Nadeln mit anschließender Vergilbung und Nadelabfall. Räumlich beschränken sich die Waldschäden vor allem auf die Hochlagen der Mittelgebirge.

21 % der Bäume in Deutschland sind deutlich geschädigt.

In den letzten 20 Jahren wurden drastische Reduzierungen der industriellen Emissionen erreicht, wodurch v.a. die SO2-Belastung enorm abnahm. Die Immissionen liegen aber immer noch über dem ökosystemverträglichen Level. Besonders problematisch ist die Ozon- Situation. Wirksame Gegenmaßnahmen sind bisher nicht eingeleitet worden. Eine kurzfristige Lösung wäre der Einsatz einer neuen effizienteren Katalysatoren-Generation in den Kfz. Auf langfristige Sicht kommt nur die Umstellung der Energieversorgung in Frage z.B. Wasserstoff.

Die bisher erfolgreich verlaufenen Bodenschutzkalkungen sind weiterhin erforderlich. Nur so läßt sich der schleichende Prozeß der Nährstoff- und Artenverarmung aufhalten. Positiv wird sich der weitere Rückgang der Emissionen auswirken.

14. Literaturverzeichnis

BEESE, F. & STICKAN, W. (1989): Das Buchenprojekt im Solling - Ein interdisziplinärer Ansatz zur Erforschung der Ursachen neuartiger Waldschäden. -In: Forschungszentrum Waldökosysteme der Universität Göttingen (Hrsg.): Ergebnisse neuerer, ökosystemarer Untersuchungen an Buchenbeständen im Solling.- Göttingen

BERGER, A./OREN, R./SCHULZE, E.-D. (1995): Ammonium- und Nitrataufnahme über die Wurzeln von Fichtenkeimlingen -In: Umweltbundesamt (Hrsg.): Wirkungskomplex Stickstoff und Wald. Texte 28/95.- Berlin

BLOCK, J. (1993): Bodenzustand und Nährstoffversorgung der Waldökosysteme. -In:

Ministerium für Umwelt Rheinland-Pfalz & Ministerium für Landwirtschaft, Weinbau und Forsten Rheinland-Pfalz (Hrsg.): Waldschäden, Boden- und Wasserversauerung durch Luftschadstoffe in Rheinland-Pfalz.- Mainz

BRANDL, H. (1993): Geschichtliche Entwicklung der Walderkrankung. -In:

Ministerium für ländlichen Raum, Ernährung, Landwirtschaft und Forsten Baden-

Württemberg (Hrsg.): Dokumentation neuartiger Waldschäden in Baden-Württemberg. Schriftenreihe der Landesforstverwaltung Baden-Württemberg 73.- Stuttgart

BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND REAKTORSICHERHEIT (Hrsg.) (1998): Umweltpolitik. Umweltbericht 1998.- Bonn

BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND REAKTOR-

SICHERHEIT (Hrsg.) (1996): Umweltpolitik. Bericht der Bundesregierung an den Deutschen Bundestag. Sechster Immissionsschutzbericht der Bundesregierung.- Bonn

GUGGENBERGER, G. (1992): Eigenschaften und Dynamik gelöster organischer Substanzen (DOM) auf unterschiedlich imissionsbelasteten Fichtenstandorten. Bayreuther Bodenkundliche Berichte 26.- Bayreuth

HOFMANN, G. (1995): Zur Wirkung von Stickstoffeinträgen auf die Vegetation nordostdeutscher Kiefernwaldungen -In: Umweltbundesamt (Hrsg.): Wirkungskomplex Stickstoff und Wald. Texte 28/95.- Berlin

JOCHHEIM, H./GERKE, H./HÜTTL, R. (1995): Auswirkungen von Stickstoff auf den

Ernährungszustand von Waldbeständen -In: Umweltbundesamt (Hrsg.): Wirkungskomplex Stickstoff und Wald. Texte 28/95.- Berlin

KÖLLNER, B. & KÖTH-JAHR, I. (1993): Forschungsschwerpunkt Luftverunreinigungen und Waldschäden. Ziele, Ergebnisse, Schlußfolgerungen. Hrsg.: Ministerium für Umwelt, Raumordnung und Landwirtschaft des Landes Nordrhein-Westfalen.- Düsseldorf

MINISTERIUM FÜR UMWELT UND FORSTEN RHEINLAND-PFALZ (Hrsg.) (1997): Waldschäden. Ursachen, Folgen, Erfassung, Gegenmaßnahmen.- Mainz

MINISTERIUM FÜR UMWELT UND FORSTEN RHEINLAND-PFALZ (Hrsg.) (1998): 10 Jahre erfolgreiche Bodenschutzkalkung in rheinland-pfälzischen Wäldern.- Mainz

MOOSMAYER, H.-U. (1993): Die Ursachen der Waldschäden. -In: Ministerium für

ländlichen Raum, Ernährung, Landwirtschaft und Forsten Baden-Württemberg (Hrsg.): Dokumentation neuartiger Waldschäden in Baden-Württemberg. Schriftenreihe der Landesforstverwaltung Baden-Württemberg 73.- Stuttgart

NICOLAI, R. (1996): Entwicklung der Schadstoffemissionen. -In: Ministerium für Umwelt und Forsten Rheinland-Pfalz (Hrsg.): Waldschäden, Boden- und Wasserversauerung durch Luftschadstoffe in Rheinland-Pfalz. Ökosystemschäden und Gegenmaßnahmen.- Mainz

OTT, W. (1993): Zum Geleit. -In: Ministerium für ländlichen Raum, Ernährung,

Landwirtschaft und Forsten Baden-Württemberg (Hrsg.): Dokumentation neuartiger

Waldschäden in Baden-Württemberg. Schriftenreihe der Landesforstverwaltung BadenWürttemberg 73.- Stuttgart

ROEDER, A. (1993): Auswirkungen des erhöhten Luftschadstoffeintrags-Beschreibung der

Waldschäden-. -In: Ministerium für Umwelt Rheinland-Pfalz & Ministerium für

Landwirtschaft, Weinbau und Forsten Rheinland-Pfalz (Hrsg.): Waldschäden, Boden- und Wasserversauerung durch Luftschadstoffe in Rheinland-Pfalz.- Mainz

SCHAAF, W. (1992): Elementbilanz eines stark geschädigten Fichtenökosystems und deren Beeinflussung durch neuartige basische Magnesiumdünger. Bayreuther Bodenkundliche Berichte 23.- Bayreuth

SCHEFFER, F./SCHACHTSCHABEL, P. (1998): Lehrbuch der Bodenkunde. 14. Aufl.- Stuttgart

SCHÜLER, G. (1999a): Überforderung der Elastizität und Stabilität von Waldböden durch Luftschadstoffe. -In: Skript zur Lehrveranstaltung Bodenzustand in Waldökosystemen an der Uni Trier

SCHÜLER, G. (1999b): Nutzen und Risiken der Waldkalkung. -In: Skript zur Lehrveranstaltung Bodenzustand in Waldökosystemen an der Uni Trier

SCHÜTT, P. et al. (1986): So stirbt der Wald. BLV Umweltwissen. 5. Aufl.- München Berlin Zürich

SCHUTZGEMEINSCHAFT DEUTSCHER WALD (1998): Waldzustand 1998. http://www.dainet.de/sdw/waschb98

ULRICH, B. (1995): Entwicklung der Waldschäden aus ökosystemarer Sicht. -In:

Umweltbundesamt (Hrsg.): Wirkungskomplex Stickstoff und Wald. Texte 28/95.- Berlin

VÖLKER, G. (1992): Beziehungen und Aussagefähigkeit von Versauerungsindikatoren und Gefügekenngrößen in mineralischen Oberböden depositionsbelasteter Waldökosysteme. Berichte des Forschungszentrums Waldökosysteme der Universität Göttingen, Reihe A, Bd. 96.- Göttingen