FORSTLICHE SCHRIFTE NREIHE ... ..

UNIVERSITAT FUR BODENiillLTUR� WIEN

Band3

MARIAN I(AZDA

ZUSAMI\IENH G

SCHEN F INT G�

BODEN SSERCHENJUSMUS ...

BAUI\IERNAHRUNG ...

IN DREI FICHTENBESTANDEN ••

IM BOHMER MD� ...

OBEROSTERREICH

AUS DEM INSTITUT FÜR FORSTÖKOLOGIE . MÄRZ 1990

Kazda, M.; 1989: Zusammenhang zwischen Stoffeintrag, Bodenwasserchemismus und Baumer­nährung in drei Fichtenb�ständen im Böhmerwald/Oberösterreich. Forstliche Schriftenreihe, Univ. f. Bodenkultur, Wien; Bd. 3, 140 S.; Hersg.: österr. Gesellschaft für Waldökosystemforschung und experimentelle Baumforschung an der Univ. f. Bodenkultur. ISBN 3-900865-02-7 Kurzfassung: Ziel der in drei Fichtenaltbeständen im Böhmerwald durchgeführten Untersu­chungen war es, Querverbindungen zwischen den Faktoren Stoffeinträge-Boden-Baumernährung herzustellen. Der Bestand Sl ist nordöstlich, der Bestand S3 südwestlich exponiert. Der Bestand S2 liegt auf einem flachen Rücken. Die Nadelverluste der Bestände Sl und S3 sind geringer als die des auf einer früheren Mähwiese stockenden Bestandes S2. Der Bestand S3 ist expositionsabhängig durch die höchsten Sulfat- und Stickstoffeinträge gekennzeichnet. Auf diesem Standort konnte auch eine Entkoppelung zwischen Stickstoff­mineralisierung und -aufnahme während einer Trockenperiode festgestellt werden. Diese Entkoppelung blieb auf den anderen zwei Standorten aus. Daher bestehen beträchtliche Unterschiede in der Zusammensetzung der Bodenlösung. So ist im Bestand Sl Sulfat für die Kationenauswaschung wesentlich, während im Bestand 53 das Nitrat hinzukommt. Am Standort S2 besitzen die Aluminiumionen einen sehr hohen Anteil in der Bodenlösung. Alle Bestände befinden sich im Bereich einer unzureichenden Magnesium- und Kalziumver­sorgung. Die Stickstoffgehalte sind im Bestand 51 niedrig, in den Beständen 52 und S3 im optimalen Bereich. Die Belastung durch so, aus den nördlichen Richtungen führt zu erhöh­ten Schwefelgehalten in den Nadeln der Bestände Sl und S2. Eine Gegenüberstellung zwi­schen Bodenlösung, Xylemsaft und Nadelgehalten zeigte, daß die Bäume auf eine unzurei­chende Nährstoffversorgung mit intensiven Umlagerungsvorgängen reagieren. Trotz geringer Entfernung zwischen den Standorten von jeweils etwa 4 km kann die Zusam­mensetzung der Stoffbelastung und deren Auswirkungen im Waldökosystem aus Gründen der Topographie und der vorangegangenen antropogenen Nutzung erheblich variieren. Dies sollte bei Betrachtungen der derzeitigen Waldschäden in Mitteleuropa berücksichtigt wer­den.

Stichwörter: Aluminium, Bodenlösung, Bodensaugspannung, Kalium, Kalzium, Nährstoffhaus­halt, Nährstoffmangel, Nitrat, Magnesium, Schadstoffdeposition, Schwefel, Sickerwasser, Stickstoff, Waldschäden, Xylemsaft.

Kazda, M.; 1989: Interaction between atmospheric input, soil solution chemistry and tree nutrition in three Norway spruce stands in Bohemian Forest of Upper Austria. Forstliche Schriftenreihe, Univ. f. Bodenkultur, Wien; Val. 3, 140 p.; Editor: Austrian Society for Forest Ecosystem Research and Experimental Tree Research at the University of Agriculture in Vienna. ISBN 3-900865-02-7 Abstract: Three Nor#ay spruce stands of different elevation and exposition were selected for investigations of interactions among the atmospheric deposition, soil solution and tree nutrition. Stand Sl is open to the north-east, stand S3 to the south-west. The stand S2 lies on a plateau. The sites of plot 52 had been used as a mowed pasture for several decades. The stands of the plots Sl and 53 exhibit less extended darnage than the stands of the site 52. The input of sulfate and nitrogen is highest in stand S3 on the south-west slope. On this plot, a sharp increase of the nitrate concentrations occured during a dry period. On the other plots, such an increase was not observed. Sulfate possesses the greatest importance for cation leaching from the soil on the plot Sl. On the plot 53, ni trate prevails. The previous management practicies on the site S2 are the main reason for the poor cationic nutrient status, high aluminium concentrations and low calcium-aluminium ratio in the soil solution. Needle analysis showed low calcium and magnesium nutrition of all stands. Nitrogen nutrition is very good in the stands S2 and S3 and low in Sl. Sulfur needle contents show that so2 polluted air masses lead to higher sulfur needle contents on the north-east plot S1 and on the plateau plot S2. Camparisens of nutrient distribu­tion between the soil solution, the xylem sap and the needles showed, that the trees respond to the nutrient supply with mobilisation and retranslocation of nutrients. Potassium was retranslocated to a sufficient extent for the nutrition of current need­les. Due to the lower mobility of calcium and magnesium, low nutrient deficiencies of these elements may occur. Despite a distance of only a few kilometers between the stands the influence of atmo­spheric pollutants and the impact of previous management practicies upon forest stands may vary considerably. This meso scale spatial variability should be considered in rese­arch on the forest decline in Central Europe.

Key words: Aluminium, atmospheric deposition, calcium, forest damage, magnesium, nitrate, nitrogen, Norway spruce, nutrient deficiency, nutrition, Picea abies, potas­sium, Seepage water, soil solution, soil suction potential, xylem sap.

VORWORT

D i e vorliegende Arbeit stützt s ich auf Untersuchungen , d i e in

den Jahren 1984 b i s 19 8 7 im Böhmerwald auf Standorten durchge­

führt wurden , die unter der Bezei chnung 11 Schöneben11 aus zahlrei ­

chen Publikationen der Österreichischen Forschungsinitiative

gegen das Waldsterben bekannt s ind .

Als zu Beginn der Achtzigerjahre i n F i chtenbeständen des Böhmer­

waldes Kronenverlichtungen und Nadelvergilbungen verstärkt auf­

traten , begannen die Forstliche Bundesversuchsanstalt in Wien

und das Institut für Forstökologi e der Universität für Bodenkul­

tur unter der Leitung von Pro f . Dipl . Ing . Dr . Gerhard Glatzel

mit Unterstützung des Amtes der Oberösterreichischen Landesre­

gierung in Linz mit Untersuchungen, die den Hergang d i eser S chä­

den klären sollten .

Im Jahr 1 9 8 3 wurde vom Amt der Oberösterreichischen Landesregi e­

rung e ine N iederschlagsmeSstelle mit e inem o ffenen und e inem

"wet-only11 S ammler aufgestellt , die über mehrere Jahre h indurch

von Obe rförster Proksch betreut wurde. Des weiteren wurden in

d i es em Jahr orientierende Untersuchungen zur Schwermetallbe­

lastung des Waldbodens durchgeführt (Kazda et al. , 19 8 6 ) . Im

darauf folgenden Jahr wurde in e inem nordöstlich exponierten

F i chtenaltbestand mit der Probennahme des Bestandesniederschla­

ges begonnen (Katzensteiner, 1987 ) .

Als d i e Österreichische Forschungsinit iative gegen das Waldster­

ben im Jahre 1984 gegründet wurde , wurden d i e Standorte im

Böhmerwald zu e inem der Stützpunkte ausgewählt . Daraufhi n wurde

im Frühjahr 1985 vom Institut für Forstökologi e e ine weitere De­

positionsmeßfläche in e inem Fichtenaltbestand auf der Südwestab­

dachung errichtet .

Die Österrei chische Forschungsiniti at ive gegen das Waldsterben ,

bestehend aus zahlreichen Arbeitsgruppen aus mehreren österrei-

chischen Universitäten , hat s i ch zum Ziel gesetzt , in einer

interd i szipl inären Arbeit die ursächlichen Zusammenhänge der

Waldschäden zu klären . Während der Vegetationsperiode 1 9 8 5 wurde

anhand von 11 Pärchenverglei chen" zwischen wenig und stark geschä­

digten Individuen vornehml i ch pflanzenphysiologischen Fragest.el ­

lungen nachgegangen . Für das darauf folgende Jahr wurde eine

verstärkt ökosystemare Ansatzweise eingeschlagen , im Zuge derer

drei Bestände im Böhmerwal d mit unterschiedli chem Schadensausmaß

von mehreren Arbeitsgruppen gleichzei t ig bearbeitet werden sol l ­

ten . Zu den zwei Untersuchungsf lächen wurde in der Plateaulage

noch ein dritter , stark geschädigter Bestand hinzugefügt. Die

Ergebnisse der Stoffeintrags- und Bodenwassermessungen sollten

mit ernährungskundl iehen und baumphysiologischen Untersuchungen

zu e iner Synthese gebracht werden . Da zu d iesem Zeitpunkt Unter­

suchungen zur Wurzel ausbildung und zum Mykorhizzabesatz leider

noch n icht unterstützt wurden , mußte auf einen sehr wichtigen

Bestandteil des Wirkungskomplexes "Waldschäden " verzichtet wer­

den . Des weiteren konnten d i e B ioelementvorräte und tei lweise

deren Umsätze , wie z . B . streufal l und Biomassezuwachs, nicht er­

mittelt werden , was eine ökosystemare Betrachtungsweise er­

schwert .

D i e Koordinierung der Probennahmen der Meßperiode 1 9 8 6 wurde mir

übertragen , und es entwickelte s ich al lmählich eine gute Zusam­

menarbei t i nsbesondere mit phys iologisch arbeitenden Gruppen .

Dadurch bekam i ch einen guten Einblick in d i e Querverbindungen

zwischen den e inzelnen Fragestel l ungen . Im Laufe der Auswertun­

gen haben wir a l s erstes fachübergrei fend die Zusammenhänge zwi ­

schen Bodenlösung , Xylemsaft und Nadelgehalten ausgearbei tet

( Kazda und Wei lgony , 1 9 88 ) . Als nächstes wurden d i e von Frau L .

Zvacek untersuchten Mangan- und Aluminiumgehalte i n den Nadeln

i n Zusammenhang mit den Stoffkonzentrationen in der Bodenlösung

gesetzt ( Kazda und Zvacek , 1 9 89 ) . Wei tere Fragen der Ernährungs­

störungen in den untersuchten Beständen sollen im Laufe des Jah­

res 1 9 8 9 erscheinen ( Kazda , 1 9 8 9a ) . E ine Darstel lung der Zusam­

mensetzung der Bodenlösung und ihrer Einflußparameter i s t eben­

falls als e ine gesonderte Veröf fent l ichung vorgesehen . Die Er-

gebn i s s e der Depositionsmessungen s ind nach Ablauf weiterer Meß­

perioden als eine e igene Pub likat i on geplant ( Katzensteiner , in

Vorbereitung ) .

Es erschien wichtig neben diesen E i nzelarbeiten , e ine umfassende

Arbei t anzufert igen , wei l kompakte Veröffentl ichungen in Fach­

zeitschriften oft wenig Mög l i chkeiten für ausführl iche Betrach­

tungen der Querzusammenhänge bieten . Zusätz l i ch sol len diese , im

Vergleich zu der Füll e von Daten knapp gehaltenen Ausführungen

für d i e Österrei chische Forschungs initiative gegen das Waldster­

ben a l s eine umfassende Darstel lung e i ner ergiebigen Meßperiode

d ienen . Ich möchte hier auch meine Verbundenheit mit der Univer­

s ität für Bodenkultur in Wien zum Ausdruck bringen und die Hof f ­

nung aussprechen , daß i c h mich i h r trotz räuml i cher Entfernung

weiterhin dien l i ch erwei sen kann .

Wien - Düsseldorf , Februar 1 9 8 9

Marian Kazda

I

INHALTSVERZEICHNIS

1 . EINLEITUNG

2 . PROBLEMSTELLUNG UND Z IELSETZUNG

2 . 1 Stoffflüsse mit dem Niederschlag und Pro z esse

im Kronenraum

2 . 2 Zusammensetzung der Bodenlösung und ihre

Einflußgrößen

2 . 2 . 1 Ionenkonz entrationen in der Bodenlösung

und Einfluß der Stoffeinträge und der

Bodensaugspannung

2 . 2 . 2 Bez iehungen zwi s chen Magnesium- , Mangan­

und Aluminiumionen und den anorganischen

Anionen in der Bodenlösung

2 . 3 Aluminiumtoxi zität

2 . 4 Nährstoffgehalte und Nährstoffdynamik

2.4 . 1 Makronährstoffe

2 . 4 . 2 Manganernährung

2 . 5 Nährstoffkoppelung :

Bodenlösung-Xyl emsaft-Nadeln

1

3

4

6

6

8

9

1 0

1 0

1 3

1 4

I I

3 . METHODEN

3 . 1 Standortsbeschreibung

3 . 2 Erfassung der Niederschläge

3 . 3 Entnahme der Bodenlösung und Bestimmung

der Bodensaugspannung

3 . 4 Nadelprobennahme und Xylemsaftgewinnung

3 . 5 Chemische Analysen

3 . 6 Auswertungen

4 . ERGEBNISSE UND DISKUSSION

4 . 1 Stoffflüsse mit dem Niederschlag und Prozesse

im Kronenraum

4 . 2 Zusammensetzung der Bodenlösung

und ihre Einflußgrößen

4 . 2 . 1 Ionenkonzentrationen in der Bodenlösung

und Einf luß der Stoffeinträge und der

Bodensaugspannung

4 . 2 . 2 Beziehungen zwischen Magnesium-, Mangan­

und Aluminiumionen und den anorganischen

Anionen der Bodenlösung

4 . 3 Aluminiumtoxi z ität

4 . 4 Nährstoffgehalte in den Nadeln

und Nährstof�dynamik

4 . 4 . 1 Makronährstoffe

4 . 4 . 2 Manganernährung

1 6

1 6

2 4

2 6

27

2 8

2 8

3 0

3 0

4 1

4 1

6 5

7 6

8 5

8 5

9 2

III

4 . 5 Nährstoffkoppelung :

Bodenl ösung-Xylemsaft-Nadeln 98

5. SCHLUSSFOLGERUNGEN 110

6. ZUSAMMENFASSUNG 113

7 . SUMMARY 117

8 . LITERATURVERZEICHNIS 121

DANKSAGUNG 14 3

1. EINLEITUNG

Die mitteleuropäi schen Wälder s ind bereits s e it Jahrhunderten

anthropogenen E i nflüssen ausgesetzt . Seit den ausgedehnten Ro­

dungen im M ittelalter wurden viele Wälder in landwirtschaftl i ch

genutzte F lächen umgewandelt . I n relativ d icht besi edelten Ge­

bieten s in d Wälder nur auf schlecht zugängl ichen b zw . nährstoff­

armen Standorten erhalten geb l i eben . Auch dort wurden s i e j edoch

extensiv zur Hol z nutzung , aber auch a l s Weideflächen und zur

Streugewinnung herangezogen . Aus Biomasseentzug resultierende

Nährstoffverarmung bestimmte die Stab i l ität und d i e Produktivi ­

tät der verb l eibenden Bestände , deren Zusammensetzung s ich wäh­

rend der Jahrhunderte der n i edrigen Stickstoff- und Basenversor­

gung angepaßt hat . Durch d i e geänderte l andwirtschaft l iche Nut­

zung und später mit dem Begi nn der Industr ia l i s ierung wurden

v iele d i eser degradierten Flächen mit Fichte aufgeforstet . Dies

brachte w iederum e ine e inschnei dende Veränderung des Nährstoff­

krei s l aufes . Durch d i e Streuakkumulation und d i e E inengung des

Wurz e lraumes wurden große Antei l e der verfügbaren Nährstoffe dem

Kre islauf entzogen bzw . konnten n icht mehr genutzt werden . Viele

mitteleuropäische Waldökosysteme und insbesondere d i e Fichten­

forste befanden s ich daher bereits vor dem dramatischen Anstieg

der Emi s sionen nach dem zweiten Weltkri eg i n e inem l ab il en Zu­

stand .

Die Bel astung der Waldbestände durch Luftverunreinigungen wurde

in d i esem Jahrhundert vorerst hauptsächlich a l s e ine Belastung

durch so2 verstanden . Erst relativ spät wurden d i e Ökosystemaren

Folgen der sauer wirkenden Folgeprodukte erkannt ( McFee et a l . ,

19 77; Reuss , 1 9 77; Tamm und Cowl ing , 1 9 77; Ulrich et a l . , 1 9 79 ) .

Reuss ( 1 9 77) machte außerdem auf d i e aus dem Stickstoffeintrag

resultierende Versauerung aufmerksam , d i e in den Jahren der

stark steigenden. so2 -Emissionen nur wenig beachtet worden war ,

und unterstrich den Versauerungseffekt des Ammoniums .

Der ständige Anstieg der Stickoxidemiss ionen i n den l etzten

Jahrz ehnten aus Hochtemperaturverbrennung (wie z . B . bei der

- 2 -

Energieerzeugung und in den KFZ-Motoren ) bewirkte eine beträcht­

l i che Zunahme der Nitratfracht in den Niederschlägen und begün­

stigte den Aufbau von phytotoxischen Photooxi danti en ( Prinz et

al . , 1 9 8 2 ) . Die Industrialisierung der l andwirtschaft l i chen Pro­

duktion , wie die Einrichtung von Massentierhaltungen , hatte

einen rasanten Anstieg der Ammoniakemissionen zur Folge . Ein­

träge von Ammonium in die Waldökosysteme verändern die Ernäh­

rungss i tuation der Bäume wesent l i ch und wirken zusät z l ich ver­

sauernd ( van Breemen et al . , 1 9 8 3 ; Niehlgard , 1 9 8 5 ; Beese,

1 9 86 ) .

Die Veränderungen der industriel l en und l andwirtschaftl ichen

Produktion , der steigende Energieverbrauch und d i e anthropogenen

Eingriffe in den Stoff- und Energi ehaushalt der Landschaft haben

die Rahmenbedingungen vieler Ökosysteme entscheidend beeinflußt .

In mitteleuropäischen Wäldern hat das zusammentreffen dieser

vielen Faktoren bereits seit einigen Jahrzehnten zum Tannenster­

ben geführt . In den Fichtenbeständen i st in den l etzten z ehn

Jahren eine rasche Verschlechterung des Gesundheitszustandes

eingetreten . Standortsspez ifisch , oft durch Witterungsextreme

ausgelöst , traten Schadbilder wie Nadelverluste und Nadelvergil­

bungen auf . Die derzeitigen Krankheitsbi l der in mitteleuropä i ­

schen Waldökosystemen s ind daher eine sehr kompl exe Erscheinung ,

d i e auf einem Zusanunentreffen

deren Einwirkungen s i ch auch

haltes widerspiegeln .

mehrerer Stressfaktoren beruht ,

in Störungen des Nährstoffhaus-

- 3 -

2. PROBLEMSTELLUNG UND ZIELSETZUNG

Der Österrei chische Böhmerwal d ist eine südöstliche Fortsetzung

des Fichtelgebirges und des Bayerischen Waldes . Seit Beginn der

8 0 - iger Jahre ist in diesen Mittelgebirgslagen e ine rapide

Verschlechterung des Gesundheitszustandes der dort stockenden

Waldbestände e i ngetreten . Störungen in der Nährelementversorgung

der Bäume wurden in diesem Zusammenhang v i e l fach beschrieben .

Dabei dominiert auf diesen sauren Standorten oft ein akuter

Magnesiummangel ( Bosch et al . , 1 98 3 ; Zech und Popp , 1 9 8 3 ) , der

häufig durch unzureichende Kal z ium- und Z inkversorgung begleitet

wird . Die Stickstof f - und Phosphorgehalte der Nadeln l iegen h in­

gegen o ft im optimal en Bereich. I m Fichtelgebirge wurde kür z l ich

der Magnes iummangel und damit verbundene Herabsetzung der Photo­

synthese untersucht . Dabei wurden sowohl d i e Mögl i chkeiten e iner

unausgewogenen Ernährung durch den Stickstoffeintrag a l s auch

der Bel astung durch gas förmige Schadstoffe berücksi chtigt . Diese

Faktoren trugen in ihrer Gesamtbei t zu den Schadsymptomen bei

( Lange et al . , 1 9 8 9 ) .

Durch d i e Österreichische Forschungsinitiat ive gegen das Wald­

sterben wurden im Böhmerwald im Rahmen interd i s z ipl inärer For­

schungsproj ekte drei Fichtenbestände mehrere Jahre l ang unter­

sucht , um über den Hergang der Störungen und deren Verbindung

mit den Boden- und Umweltfaktoren e in Bild zu bekommen. Zur

Durchführung dieses umfangreichen Vorhabens wurden vom Institut

für Forstökologie der Universität für Bodenkultur i n W i en auf

den untersuchten Standorten E inrichtungen zur Erfassung der Be­

standesniederschläg e , des Bodenwas sers und der Bodensaugspannung

insta l l i ert und über mehrere Jahre betreut. Während der Vegeta­

tionsperiode 1 9 8 6 wurden intensive Probennahmen zur Festste l lung

der Nährstoffdynamik vorgenommen . E ine zusät z l iche I nformation

sol lte die Analyse des Xyl emsaftes bringen.

- 4 -

I n der vorliegenden Arbeit werden folgende Tei laspekte des Nähr­

stoffhaushaltes der untersuchten F ichtenbestände dargestellt :

1 . Stoff f lüsse mit dem Niederschl ag und Prozesse im Kronenraum

2 . Zusammensetzung der Bodenl ö sung und ihre Einflußgrößen

2 . 1 . Ionenkonz entrationen in der Bodenlösung und Einfluß

der Stoffeinträge und der Bodensaugspannung

2 . 3 . Bez iehungen zwischen Magnesium- , Mangan- und Aluminium­

ionen und den anorganischen Anionen in der Bodenlösung

3 . Aluminiumtoxi z ität

4 . Nährstoffdynamik und Nährstoffgehalte in den Nadeln

4 . 1 . Makronährstoffe

4 . 2 . Manganernährung

5 . Nährstoffkoppelung : Bodenlösung-Xylemsaft-Nadeln

In folgenden Abschnitten werden die wichtigsten Literaturangaben

zu diesen Themen angeführt . Von diesen ausgehend , wird in j edem

der oben genannten Unterabschni tte eine Fragestellung formu­

l iert .

2 .1 Stoffflüsse mit dem Niederschlag und Prozesse im Kronenraum

Über die Auswaschung von Salzen aus Blättern durch den Nieder­

schlag wurde bereits 1 8 0 4 von Saussane ( in Mina, 1 9 6 7 ) beri ch­

tet . Die erste forst l i ch bedeutende Arbeit wurde von Tamm ( 1 9 5 1 )

vorgestellt , wobei ein erhebl i cher Anstieg des Kal z iums , Kal iums

und Natriums im Bestandesniederschlag festgesteilt wurde . Eine

umfangreiche Übersicht der Stoffauswaschung aus Pflan z en wurde

von Tukey ( 19 7 0 ) gegeben .

Besondere Bedeutung erlangt die Pflanzenauswaschung mit Zunahme

der N i ederschlags a zidität . Die Säurepuff erung im Kronenraum und

die dadurch verstärkte Abgabe von basischen Nährstoffen wurde

als e iner der wichtigsten Faktoren , welche d i e Baumernährung be­

einträchtigen , formuliert ( Tamm und Cowling, 1 9 7 7 ; Johnson et

al . , 1 9 8 2 ; Ulrich , 1 9 8 3 ) . Eine verstärkte Auswaschung aus den

Fichtenkronen wurde auch in mehreren Experimenten mit künst l i ­

cher saurer Beregnung bestätigt ( Kelly und Strickland , 1 9 8 6 ;

Kreutz er und Bittersohl , 1 9 8 6 ; Mengel et al . , 1 9 8 7 ) .

- 5 -

Einen weiteren verstärkenden Faktor für die Nährstoffverluste

aus den Assimi l ationsorganen ste l lt die Membranschädigung durch

synergistische Wirkung von so2 und o 3 dar ( Prinz et al . , 1 9 8 2 ;

Bosch et al. , 1 9 8 6 ; Seufert und Arndt , 1 9 86 ) . Begasungsversuche

von Seufert und Arndt ( 19 8 6 ) und von Bosch et al. ( 1 9 8 6 ) haben

gezeigt , daß die kombinierte Einwirkung von saurem Nebel und

Ozon , bzw . von so2 und Ozon zu erhöhter Nährstoffauswaschung

führt, Ozonbegasung a l l e ine hingegen nicht.

Die Eros ion der cuticularen wachse könnte ebenfa l l s weitrei ­

chende Auswirkungen auf den Nährstoffhaushalt der Nadeln haben .

Unter so2-Einf luß ( Cape und Fowler , 1 9 8 1 ; Huttunen und Laine ,

1 9 8 3 ; Gri l l , 1 9 8 5 ) , bei einer Begasung mit Ozon und saurem Nebel

( Magel und Z i eg ler , 1 9 8 6 ) sowie auch beim wiederholten Besprühen

mit "natürl ichem" Nebel ( Kazda und Glatz e l , 1 9 8 6 ) schme l zen die

Wachsstrukturen über die Spaltöffnungen zusammen und die Na­

deloberflächen verkahlen . Diese Schäden können negati ve Auswir­

kungen wie unkontrol l i erte Wasserabgabe , erhöhte Benetzbarkei t ,

verstärkte Auswaschung bzw . Aufnahme von Stoffen nach sich z ie­

hen ( Gl atzel et al. , 1 9 87 ) .

Die Nährstoffaufnahme über die Blattoberflächen spielt besonders

bei der Stickstoffernährung eine wichtige Rol l e . In mehreren

Untersuchungen wurde eine Stickstoffaufnahme im Kronenraum von

Waldbeständen beobachtet. Lovett und Lindberg ( 19 8 4 ) konnten im

Kronenraum von Eichenbeständen im belaubten sowie unbelaubten

Zustand e ine Nitrataufnahme feststel len . In Untersuchungen in

einem Buchenbestand des Wienerwaldes wurde eine negative Kronen­

dachdifferenz für Nitrat und Ammonium während der Monate Juni

und Jul i gemessen ( Ka z da et al. , 1 9 8 5 ) . Auch Nadelwaldbestände

können e inen Teil ihres Stickstoffbedarfes aus der Deposi tion

decken . So stel lten Klemendson et a l . ( 1 9 8 3 ) für Pinus ponderosa

und Mil l er ( 19 8 4 ) für Pinus nigra yar. maritima e ine Stickstoff­

aufnahme im Kronenraum fest . Bei e iner überoptimalen Stickstoff ­

versorgung 1 wie s i e in den Pinus nigra Beständen durch e ine

Stickstoffdüngung hergestellt wurde 1 konnte auch e i ne Blattaus­

waschung von Stickstoff beobachtet werden ( M i l ler , 1 9 84 ) .

- 6 -

Fragestel lung :

Vorerhebungen im Böhmerwal d haben gez eigt, daß d i e untersuchten

Bestände untersch i ed li cher Schadstoffbela stung ausgesetzt s i nd .

In dieser Arbeit sol l daher aufgez eigt werden , ob s ich aus die­

sen topographisch bedingten Diff eren z en Auswirkungen auf den

Nährstoffhaushalt able i ten l assen . Insbesondere sollten Hinwe i se

auf die Nährstoffauswaschung und -aufnahme im Kronenraum gewon­

nen werden.

2.2 Zusammensetzung der Bodenlösung und ihre Einflußgrößen

2 . 2.1 I onenkonzentrationen in der Bodenlösung und Einf luß der

Stoffeinträge und der Bodensaugspannung

Der Säureeintrag in den Boden und die daraus resultier enden Ver­

änderungen wurden für emittentennahe Lagen bereits zu Beginn

d i eses Jahrhunderts beschrieben , wobei auch eine erfolgreiche

Sanierung durch Kalkdüngung bereits erprobt wurde ( Wieler ,

1 9 25 ) . McFee et a l . ( 1 9 7 7 ) errechneten aus den Daten der Nieder­

schlagsmessungen der frühen 7 0 -iger Jahre , daß auch in i ndu­

striefernen Walqökosystemen l angfristig mit einer Abnahme der

Basensättigung und des Boden-pH-Wertes zu rechnen ist . Der Nach­

wei s einer solchen Bodenveränderung in Österreichischen Wäldern

wurde bereits erbracht ( Stöhr et al . , 1 9 84 ) .

In vielen Experimenten mit saurer Beregnung wurden d i e Folgen

der Säurebel astung auf d i e Nährelementauswaschung und die Frei ­

setzung von toxi schen Metal l ionen untersucht ( Abrahamsen und

stuanes , 1 986: Bergkvist, 1 9 8 6 ; Cronan , 1 9 8 0 ; Kreutzer et al. ,

1 9 8 6 ; Skeffington und Brown , 1 9 8 6 ; Rasmussen et a l . , 1 988 ) .

Viel fach wurde mit steigender H+ -Be l astung ein Anstieg von Ca,

Mg , K , Na , Mn , Zn und Cd in der Lösung beobachtet . Die Pufferung

durch Aluminiumfreisetzunq konnte in einigen Experimenten nicht

oder nur geringfügig festgesteilt werden , wobei eine zeitl i che

Verzögerung ( Cronan , 1 9 8 0 ) bzw . eine Abnahme des gelösten orga­

nischen Kohl enstoffs ( Bergkvi st, 1 9 8 6 ) dafür verantwort l i ch ge­

macht wurde . Langzeitbeobachtungen in Sol l i ng ( Matzner und

Ulrich , 1 9 8 7 ) zeigten , daß nach 1 9 7 5 ein starker Ansti eg der

- 7 -

Aluminiumkonzentrationen in der Bodenl ösung in 1 m Tiefe statt­

fand . Ein Verglei ch der Puf ferunq in podsol igen Böden im Hubbard

Brook Experimental Forest mit zwei Wal dböden in den Niederlanden

zeigte ( Mulder und van Breemen , 1 9 87 ) , daß während in Hubbard

Brook überwiegend basi sche Kationen freigesetzt wurden , die Puf­

ferunq in den zwei niederländischen Böden bis zu 72 % über das

Aluminium erfolgte .

Eine weitere Ursache der Säurebelastung des Bodens kann in öko­

systeminterner Säureproduktion l i egen . Entkoppelungen zwischen

Stickstoffmineral isation und Nitrataufnahme in warm-trockener

Witterung können starke Versauerungsschübe auslösen ( Ulrich,

1 9 8 1; Cassens-Sasse, 1 9 8 7 ; Matzner und Ulrich , 1 9 87 ) . In mehre­

ren Untersuchungen wurde außerdem eine d irekte Beeinf lussung der

Bodenlösungskonz entrationen durch Bodenaustrocknung angenommen

( Bredeme i er , 1 9 8 7 ; Raben , 1 9 88 ) .

Nicht nur die Stoffeinträge und Entkoppelungen im Ionenkreis­

lauf, sondern auch die Bestandesgeschichte üben e inen wichtigen

Einfluß auf d i e Zusammensetzung der Bodenlösung aus . In der Bo­

denlösung 4 0 - j ähriger Picea s i tchensi s Aufforstungen in Wales

wurde im Vergleich mit uml iegenden Weideflächen mehr Sulfat aber

weniger Nitrat gefunden ( Reynolds et al . , 1 9 8 8 ) , was auf eine

höhere Interzeptionsdeposi tion des Waldbestandes einerseits und

auf e inen verstärkten Stickstoffeinbau in s ei ne B iomasse

andererseits sch l i eßen läßt . Eine Umwandlung von Mischbeständen

in F ichtenmonokulturen z ieht eine Umvertei lunq der organischen

Substanz im Boden nach s ich . In Fichtenbeständen erster Genera­

t ion nach Laubhol z können auf Standorten mit hohem Humusvorrat

mittlere Nitratkonzentrationen in der Bodenlösung zwischen 7 0

und 9 0 mg . l- 1 auftreten ( Kreut z er , 1 98 1 ; Kreutzer e t al . , 1 9 86 ) .

Diese Umverteilunq kann nach diesen Angaben oft e ine ganze

Umtriebs z e i t in Anspruch nehmen .

Fragestellung:

Unterschiede zwischen den untersuchten Standorten hinsi chtl ich

der Stoffeinträge l assen differenz ierte Auswirkungen auf die Zu­

s ammensetzung der Bodenlösung erwarten . Es wurde daher ange­

strebt , mit hoher z eitl i cher Auflösung ( ereign i sweise Proben-

- 8 -

nahme der Niederschläge , Tensiometerablasunq ca . 2 mal pro Wo­

che , wöchentl i che Probannahme der Bodenlösung ) , die Querverbin­

dungen zwischen stoffeinträgen , Bodensaugspannung und den Stoff­

konzentrationen in der Bodenlösung auf den drei unterschiedlich

bel asteten Standorten herzuste l len . Das Beobachtungs j ahr 1 9 8 6

war durch eine l ang andauernde Trockenperiode während der

Herbstmonate gekennzeichnet . Dagegen war das Jahr 1 9 8 7 relativ

niederschlagsrei ch . Anhand dieser Daten sol lte die Versauerungs­

hypothese durch Entkoppelungen im Ionenkrei s l auf ( Ulrich , 1 9 8 1 )

überprüft werden.

2 . 2 . 2 Beziehungen zwischen Magnesium- , Mangan- und Aluminium­

ionen und den anorganischen Anionen in der Bodenlösung

Die Bedeutung der Anionen für die Elementauswaschung wurde für

mehrere Anionen bereits beschrieben und im "Modell des bewegl i ­

chen Anions" auch für Waldböden von Johnson und Cole ( 1 9 8 0 ) zu­

sammengefaßt . Der Austrag von Anionen aus dem Ökosystem ge­

schieht unter Mitnahme von Kationen . Da im Boden die Sorptions­

plätze für Anionen eng l imitiert s ind , i st der erhöhte Eintrag

an anorganischen Anionen in den letzten Jahrzehnten mit Katio­

nenverlusten verbunden ( Ulrich , 1 9 8 1 ) .

Die " neuartigen Waldschäden" gehen vielfach mit Magnesiummangel

einher ( Bosch et al. , 1 98 3 ; Z ech und Popp , 1 98 3 ; Zöttl und

Hüttl , 1 9 8 5 ; u . a . ) . Als wesentliche Ursache dafür werden durch

saure Niederschläge verursachte Magnesiumverluste aus dem Boden

angenommen ( Z öttl , 1 9 8 5 ) . In mehreren Experimenten mit saurer

Beregnung wies das Magnesium eine empfindli che Reaktion auf und

es wurde eine hohe Auswaschung beobachtet . Da in F ichtenbestän­

den des Böhmerwaldes Magnesiummangel häufig beobachtet wird ,

sollte f estgestellt werden , i nwieweit d i e Zusammensetzung der

Bodenlösung auf e ine Magnesiumauswaschung hinwe i st , und wenn j a ,

welche Anionen am Magnesiumaustrag maßgebl i ch bete i l igt s ind .

Eine weitere Auswirkung der Bodenversauerung i st der Anstieg von

gel östen Manganionen . Bis zu 2 0 mg.l- 1 wurden im Unterboden

eines stark belasteten Fichtenbestandes in Norddeutschland ge-

- 9 -

messen ( Cassens-Sasse , 1 9 87 ) . Diese Werte liegen bis um das

50-f ache höher als in anderen Gebieten ( Matzner und Hetsch ,

1 9 8 1 ; Bergkvist , 1 9 8 7 ) . Aus mehreren Experimenten mit künstl i­

eher Bodenversauerung ist bekannt , daß Mangan auf Säurebelastung

besonders empfindlich reagiert ( Hovland et a l . , 1 9 8 0 ; Freiesle­

ben und Rasmussen , 1 9 8 6 ; Cresser et al . , 1 9 8 6 ; Rasmussen et al . ,

1 9 8 8 ) . Da die Manganfreisetzung im Boden auch einen Einfluß auf

die Pflanzenernährung ausübt , ist die Manganmobilisierung auch

aus dieser Hinsicht von Bedeutung .

Nach Erschöpfung der austauschbaren Alkali- und Erdalkali ionen

wird im Boden vermehrt Aluminium zur Säurepufferung herangez o­

gen . Dies kann durch Austausch der am Kationenaustauscher gebun­

denen Spe z ies , wie Al3+ , Al ( OH ) 2+ und Al ( OH ) 2+ , durch Auflösung

des vorher gebildeten Aluminiumhydroxysulfates ( Ulrich , 1 9 8 1 ;

Prenz el , 1 98 3 ) oder durch Herauslösung von Zwischenschichtalum i ­

nium aus Tonmineralen ( Johnson , 1 9 8 7 ) zustande kommen . Für die

Aluminiumfrei setzung wurde vielfach der Sulfateintrag als maß­

geblicher Parameter beschri eben ( Cronan , 1 9 8 0 ; Reuss und

Johnson , 1 9 8 5 ; Khanna et al. , 1 9 87 ) . In Gebieten , wo die Säure­

belastung auf e inem hohen Stickstoffeintrag beruht , resultiert

dieser ebenfalls in einer gemeinsamen Freisetzung von Aluminium

und Sulfat im Boden ( Mulder und van Breemen , 1 9 87 ) .

Fragestellun g :

Aus der Analyse der Bodenlösung und unter Berücksichtigung der

Eintragss ituation auf den untersuchten Fichtenstandorten im

Böhmerwald sollten Hinweise auf die Art der Mobilisierung von

Magnesium , Mangan und Aluminium gewonnen werden .

2.3 Aluminiumtoxizität

Im Zuge der Säurepufferung im Boden werden Aluminiumionen frei­

geset z t , wobei gleichze itig die Kalz ium- und Magnesiumsättigung

der Bodenlösung • abnimmt . Dies führt zu einem Absinken der

Ca/Al-Verhältni s se in der Bodenlösung in e inen Berei ch , wo be­

reits Aluminiumtoxi zität wahrscheinlich wird. In mehreren Kul­

turversuchen mit Fichtensämlingen wurde eine Wurzelschädigung

durch freie Aluminiumionen bei e inem niedrigen Ca/Al-Verhältni s

- 1 0 -

hervorgerufen (Junga , 1 984; Jorns und Hecht-Buchholz, 1 9 8 5:

Rost-Siebert, 1 9 85 ) . Murach ( 1 9 8 4 ) und Raben ( 1 9 8 8 ) beri chteten

auch über Aluminumschäden an Wurzeln in Fichtenaltbeständen , die

aus niederen Ca/Al-Verhältnissen in den abgestorbenen Wurz eln

und aus hohen Umsatzraten der Wurz elbiomasse abgeleitet werden

konnten . Die chemische Form des Aluminiums in der Bodenlösung

ist für mögliche toxische Effekte von ausschlaggebender Bedeu­

tung . Anorganische Spezies wie Al3+ besitzen weitaus höhere

Tox i z ität als organische Komplexe ( Murach , 1 9 8 4; Nilsson, 1 9 85 ) .

Im humusreichen Hor i z onten liegt Aluminium überwiegend organi sch

komplexiert vor ( Deither et al . , 1 9 8 8; David und Driscoll , 1 984;

Nils son und Bergkvist, 1 9 8 3 ) . Im A-Hori zont eines Podsols

betrugen diese organischen Aluminiumverbindungen zwischen 83 und

9 7 % ( Nilsson und Bergkvist , 1 9 8 3 ) . Daher ist mit einer Beein­

trächtigung des Wur z elwachstums erst außerhalb des humusreichen

Oberbodens zu rechnen.

Hohe Aluminiumkonzentrationen in der Nährlösung führten vielfach

zum steilen Anstieg der Aluminiumgehalte in den Nadeln von Kon i ­

ferensämlingen ( Bertiller , 1 98 6; Hutehinsen et al . , 1 9 8 6; Ryan

et al . , 1 9 86 ) . Es könnte daher erwartet werden , daß nadelanaly­

tisch ein Nachwei s über mögliche Aluminiumtoxi z i tät erbracht

werden kann . Demgegenüber haben Gehrmann et al . ( 1 9 8 4 ) festge­

stellt, daß am Ende der Vegetationsperiode die Aluminiumgehalte

in den Nadeln eines wenig geschädigten Bestandes und die e i ner

Fichte auf stark versauertem Substrat keine Unterschiede

aufwiesen .

Fragestellung :

Ist eine Wurzelschädigung auf den drei Untersuchungsflächen auf­

grund der niedrigen Kalzium/Aluminium-Verhältnisse in der Boden­

lösung wahrschei nlich , und wenn ja , kann die Nadelanalyse Hin­

wei s e auf eine Aluminiumtoxi z ität in Fichtenaltbeständen geben?

2.4 Nährstoffgehalte und Nährstoffdynamik

2 . 4 . 1 Makronährstoffe

In z ahlreichen Untersuchungen wurde i n geschädi gten Beständen

eine unzureichende Ernährung der Bäume insbesondere bei Magne-

- 1 1 -

sium festgestellt ( Rehfuess , 1 98 3 ; Zech und Popp , 1 9 8 3 ; Zöttl

und Hüttl , 1 985� Lange et al . , 1 9 89 ) . Eine umfassende Darstel­

lung wurde in Rehfuess ( 19 8 7 ) gegeben . Relativ selten wurde in

diesem Zusammenhang die Nährstoffdynamik während der Vegeta­

tionsperiode untersucht . Mies und Zöttl ( 19 8 5 ) analysierten Na­

deln der vorherigen Vegetationsperiode von Bäumen unterschiedli­

chen Vergilbungsgrades i n e inem jungen Fichtenbestand im

Schwarzwald . Sie stellten im Laufe der Vegetationsperiode eine

Abnahme der Magnesium- , Kalz ium- und Zinkgehalte in älteren Na­

deln von stark vergilbten Bäumen verglichen mit grünen Indivi­

duen fest . Aus diesen Beobachtungen leiteten s i e intensive Umla­

gerungsvorgänge in unzureichend ernährten , vergilbten Bäumen ab .

Da die natürlichen Stickstoffeinträge bei nur einigen wenigen

kg . ha- 1 . a- 1 liegen ( Husar und Holloway , 1 9 8 3 ) , s ind unbelastete

Waldökosysteme überwiegend durch Sti ckstoffmangelsituationen ge­

kennzeichnet ( Ellenberg , 1 9 77 ) . Die heutigen Sti ckstoffeinträge

von bis über 60 kg . ha-1 . a- 1 in die mitteleuropäi schen Wälder

übersteigen erheblich die jährlichen E i nbauraten in die Biomasse

( Waring und Schlesinger , 1 9 8 5 ) und führen zu umfangreichen Ver­

änderungen der Ökosysteme ( Beese , 1 9 8 6 ; Reuss und Johnson ,

1 9 85 ) . Diese Veränderungen wurden auch durch e i ne Zunahme der

nitrophilen Arten in der Waldbodenvegetation belegt (Witti g ,

1 9 8 9 ) .

Ein besonderes Problem s ind d i e Stickstoffeinträge i n Ammonium­

form . Sie stammen aus den Ammoniakemissionen , die beim Abbau der

Biomasse , aus tierischen Exkrementen und aus der Umwandlung von

Stickstoffdüngemitteln entstehen . Nach Buijsmann et al . ( 19 8 5 )

stammen Ammoniakemissionen i n Europa z u 8 1 % aus der Tierhaltung

und zu 17 % aus der Düngemittelverwendung bei der Pflanzenpro­

duktion . In Lang z eitmessungen im Solling wurde festgestellt , daß

seit Anfang der 7 0 -iger Jahre d i e Frachten von Ammoniumstick­

stoff in die untersuchten Waldökosysteme ständig zugenommen

haben ( Ulrich et al . , 1 9 79 ) .

Durch d i e Assimilati on zu Aminosäuren bzw . durch die Nitr i fika­

t ion werden je kmol NH4 ein bzw . zwei kmol H+ erzeugt ( Beese ,

- 12 -

1 9 8 6 ) . In n iederländi schen Gebieten mit hoher Ammoniumdeposition

wird die versauernede Wirkung des Ammoniumflusses mit dem Be­

standesniederschlag zwischen 3 , 9 ( van Breemen , 1 98 3 ) und 5 kmol

H+ . ha- 1 ( Roelofs et al . , 1 98 5 ) angegeben . Da die gesamte Stick­

stoffdeposition wegen der Aufnahme im Kronenraum noch höher

liegt , wird aus der Umwandlung der jährlich zum Boden gelangen­

den Sti ckstoffverbindungen in den obersten 10 cm des Mineralbo­

dens eine Säureproduktion von bis zu 1 3 , 8 kmol H+ . ha-1 berechnet

( van Breemen et al . , 198 7 ) .

Durch die vermehrte stickstoffzufuhr wird die oberirdische Bio­

massenprodukti on zuerst angeregt, wogegen das Wurzelwachstum re­

lati v dazu zurückgeht . Die Bäume reagierten auf d i e verbesserte

Sti ckstoffversorgung der letzten Jahrzehnte mit einer Zuwachs­

steigerung ( Seibt , 1 9 81 ) , die allerdings bei gleichbleibender

bzw . durch die Bodenversauerung verminderter Basenversorgung zur

Mangelernährung mit Kalzium und Magnesium führen könnte . Ein

weiterer negativer E ffekt der hohen Stickstoffeinträge i st die

erhöhte Anfälligkeit gegenüber pflanzlichen und tierischen

Schädlingen ( Waring und Schlesinger , 1 9 8 5 ; Roelof s und van Di jk ,

1 9 8 7 ) sowie die Abnahme der Frostre s i stenz ( Levitt , 1 9 72 ) .

Die aus den derzeitigen hohen Stickstoffeinträgen möglicherweise

resultierenden Ernährungsstörungen in mitteleuropäischen Wäldern

wurden von Skef ington und Wilson ( 1 9 8 8 ) in folgenden Punkten

zusammengefaßt:

- Verdünnung von anderen Nährstoffen aufgrund der Wachstums­

stimulation und dadurch induzi erte Mangelernährung

- Austausch von Ammonium auf den Blattoberflächen gegen

Magnesium , Kalzium , Kalium u . a .

Antagonistische Effekte durch Ammonium im Boden behindern die

Aufnahme von bas i s chen Kationen

- Reduktion der Mykorh i z z a durch Ammonium und dadurch

verringerte Nährstoffaufnahme

Durch die Lage des Böhmerwaldes im Grenzgebiet zur Tscheche­

slowakei werden die Bestände bei bestimmten Wetterlagen durch

hohe so2 -Konzentrationen belastet , die stoßweise als ausgeprägte

- 1 3 -

Spitzenkonzentrationen aus den nördlichen Richtungen kommen ( Amt

der Oberösterreichischen Landesreg ierung, 1 9 86 ) . Die windabhän­

gige Auswertung und Tra j ektorienanalyse der Z entralanstalt für

Meteorologie und Geodynamik in Wien ( unveröffentlicht ) wei st als

Ursprungsgebiet das Erzgebirge aus .

Nach der Verordnung gegen forstschädliche Luftverunreinigungen

( Anonym, 1 9 8 2 ) beträgt der Grenzwert für Schwefelgehalte in den

Nadeln 0,11 % der Trockenmass e . Die Ef fekte der Schwefeldioxid­

belastung auf Pflanzen und die Akkumulation in den Blattorganen

wurden ausführlich von Halbwachs ( 1 9 8 4 ) besprochen . Die

Schwefelgehalte in den Nadeln wurden daher verwendet, um diese

Belastung zu quanti f izieren . Einen weiteren Hinwei s auf eine

Schwefelakkumulation in den Ass imilationsorganen kann das Schwe­

fel/Stickstoff-Verhältni s ( moljmol ) liefern ( Johnson et al.,

1 9 8 2 ) . Dieses Verhältni s beträgt bei ausgewogener Ernährung

0, 0 3 0 ( Kelly und Lambert , 1 9 7 2 ) . Höhere Werte zeigen eine Schwe­

felakkumulation an, während niedrigere Verhältnisse auf eine Ak­

kumulation von schwefelfreien Aminosäuren ( insb . Arginine ) hin­

deuten ( van D i j k und Roelofs, 1 9 87 ) .

Fragestellung :

In den durchgeführten Untersuchungen im Böhmerwald galt es fest­

zustellen , ob in den untersuchten Bäumen Nährstoffmängel auftre­

ten . Des weiteren sollten eventuelle Unterschiede in der Sti ck­

stoffversorgung zwischen den Beständen aufgezeigt werden . Davon

ausgehend sollte untersucht werden, ob hohe Stickstoffeinträge

Ernährungsstörungen induzieren könnten. Da im Böhmerwald tei l­

weise hohe so2-Konzentrationen in den Luftmassen auftreten,

sollte aus der Nadelanalyse ein Hinwe i s auf eventuelle

so2-Belastung gewonnen werden. Diese Befunde sollten durch die

Schwefel/Stickstoff-Verhältnisse bestätigt werden .

2 . 4 . 2 Manganernänrung

Der hohe Säureeintrag in Waldökosysteme ruft erhebliche Verände­

rungen in der Zusammensetzung der Bodenlösung hervor . Unter

anderem kann es zu einem starken Anstieg der Manganionen in der

- 1 4 -

Bodenl ösung kommen ( Cassens-Sasse , 1 9 8 7 ) . Nach Gärtner ( 1 9 8 5 )

besteht ein enger Zusammenhang zwis chen den Mangankonz entratio­

nen in der Bodenlösung und den Mangangehai ten in den Nadeln .

Außerdem konnte eine positive Korrel ation zwischen Mangangehal ­

ten und Nadelverlusten gefunden werden. Stieten ( 19 8 5 ) und Kei l

et al . ( 1 9 8 6 ) untersuchten die Auswirkungen hoher Mangankonzen­

trationen in der Nährlösung auf Fichtensäml inge. Eine Zugabe von

5 , 5 mg. l - 1 reduzierte die Aufnahme von Kal z ium und Magnesium auf

d i e Hälfte . Die von den zweiten Autoren verwendeten Konzentra­

tionen von 8 , 5 mg .1-l und 5 1 , 0 mg . 1- 1 bewirkten im Sproß eine

Abnahme des Wassergehaltes und führten zum Phloemkol l aps bei der

höchsten Mangangabe. Diese Ergebnisse bestätigten die manganin­

duz ierten Ernährungsstörungen , die bei Kulturpflanzen häufig

beobachtet wurden ( Horst und Marschner , 1 9 78: Kohno et al . ,

1 9 8 4� Macnicol und Becket , 1 9 8 5 ) .

Fragestellung:

Obwohl Fichten sehr hohe Mengen an Mangan in ihren Ass imila­

tionsorganen akkumul i eren können ( Nebe, 1 9 6 7 ; Hüttl , 1 9 8 6b ;

Kreutzer und Bittersohl , 1 9 86 ) , sollte festgestellt werden , ob

hohe Mangangehalte in den Nadeln zu finden s ind , und ob s ich

daraus eventuel l e unerwünschte E ffekte ableiten l assen.

2.5 Nährstoffkoppelung: Bodenlösung-Xylemsaft-Nadeln

Daten über die Xyl emsaftanalyse von Waldbäumen s ind in der Lite­

ratur relativ selten. Umfangreichere Untersuchungen wurden bis

jetz t nur bei Pinus ponderosa ( stark und Spi tzner, 1 9 8 5 ) und

Pseudotsuga men z i e s i i ( Stark e t al . , 1 985 ) durchgeführt . D i e

Autoren fanden d e n Xyl emsaft a l s s imultanen Indikator für den

Ernährungs- , Wasser- und Energie zustand der Bäume. Sie schlugen

vor , die Xylemsa ftanalyse könnte für eine schn e l l e Beurtei lung

des Baumwachstums herangezogen werden . Eine Gegenüberstel l ung

der Konz entrationen in der Bodenlösung , im Xylemsaft und der Na­

delgehalte wurde für Waldbäume bis jetzt nicht vorgenommen.

- 1 5 -

Fragestellung :

Um d i e Verteilung von Kalium , Kalzium und Magnesium zu untersu­

chen , wurden Daten der Bodenlösung und der Nadelgehalte in Ver­

bindung mit Ergebni ssen der Xylemsaftanalysen gebracht . Dabei

sollte überprüft werden , ob s ich die Schwankungen der Bodenwas­

serzusammensetzung auf den Xylemsaft übertragen . Es wurde auch

angestrebt , Gesetzmäßigkeiten der Nährstoffverteilung zwischen

Bodenwasser , Xylemsaft und Nadeln zu f i nden . Aus diesen Ergeb­

nissen sollten unter Berücksi chtigung des Ernährungszustandes

Hinweise auf interne Umlagerungsvorgänge gewonnen werden . Arbei ­

ten von Stark und Spitzner ( 1 9 8 5 ) und Stark e t al . ( 1 9 8 5 ) ließen

erwarten , daß die Xylemsaftanalyse zur weiteren Erklärung und

als ein Indikator der gestörten Nährelementversorgung in Fich­

tenbeständen herangezogen werden könnte .

- 1 6 -

3 . METHODEN

3 .1 Standortsbeschreibung

Die Urwälder des Böhmerwaldes unterlagen seit der Koloni s ierung

im späten Mittelalter einer extensiven Nutzung insbesondere für

den Bedarf der Glaserzeugung . seit der Errichtung des Schwarzen­

bergkanals am Ende des 1 8 . Jahrhunderts , mit dessen Hilfe das

Holz über die Wasserscheide aus dem Einzugsgebiet der Moldau in

das der Donau geleitet wurde , s ind auch die restlichen zusammen­

hängenden urwaldartigen Fichten- , Tannen- , Buchen-Mischbestände

genutz t worden . Beim Ausbleiben der Naturverjüngung wurden diese

Flächen überwiegend mit Fichte aufgeforstet , wobei aber Stand­

orte in flachen Kuppenlagen oft für lange Zeiträume als

Mähwiesen bewirtschaftet wurden . Auf diesen durch den ständ i gen

Nährstof fentzug stark verarmten Flächen wurden um die Jahr­

hundertwende und vielfach auch noch später Fichtenbestände , oft

aus fremdem Saatgut , begründet . Diese primär schlechtversorgten

Bestände reagieren daher besonders empfindlich auf Veränderungen

des Nährstoffhaushaltes , wie s i e in den letzten Jahrzehnten

durch die erhöhten Einträge von Säure und Stickstoff hervorgeru­

fen worden sind .

Seit Beginn der Achtz igerjahre traten in diesen Beständen

verstärkt Nadelvergilbungen und -verluste auf . Diese Schad­

symptome errei chten ihre stärkste Intensität in Beständen in

Kuppenlagen , wobei für diese wegen ihrer Lage die stärkste

Interz eption von Luftverunreinigungen angenommen werden kann .

Außerdem wurden diese Standorte vor der Begründung der jetz igen

Bestände vielfach mehrere Jahrz ehnte als Mähwiesen genützt .

Die Versuchsflächen liegen im Österrei chischen Teil des Böhmer­

waldes nahe der Grenze zur Tschecheslowakei ( 1 4°00 ' E , 4 8°50'N ) .

Das gesamte Gebiet i st oberhalb ca . 7 0 0 m Seehöhe dicht bewal­

det . In drei unterschiedlichen Lagen wurde jeweils ein F ichten­

altbestand für d i e Untersuchungen ausgewählt . Abbildung 3 . 1

z eigt die Lage der untersuchten Standorte .

- 1 7 -

--- -------

Abb. 3 . 1 : Lage des Untersuchungsgebietes in Oberösterreich ( Die untersuchten Standorte wurden durch S1, S2 und S3 gekennzeichnet . )

Fig . 3 . 1: Map of the investigated area of the Bohemian Fores t , Upper Austria ( The position of the stands i s ind i ­cated by S 1 , S 2 and S 3 . )

D i e Auswahl der Untersuchungsbestände erfolgte unter Berücksich­

tigung der Exposition und des Schädigungsgrades , um Querverbin­

dungen zwischen der Schadstoffbelastung und den Standortsparame­

tern herzustellen . Die Bestände S1 und S3 wei s en im Durchschnitt

geringere Nadelverluste auf als der Bestand S 2 . I n der Tabelle

3 . 1 s ind die Bestandeskenngrößen aufgelistet .

- 1 8 -

Tab. 3.1: Ausgewählte Kenngrößen der Untersuchungsbestände ( nach

Erhebungen des Stiftes Schlägl )

Table 3 . 1: Growing characteristics of the investigated stands

( accordi ng to the convent Schlägl )

Standort

Sl

S2

S3

Standort

Sl

S2

S3

Seehllhe

850 m

1020 m

900 m

Baumarten-antei1e

Fi 91, Ta 6, Bu 3

Fi 100

Fi 87. l/1 2' Bu 4, Bah 7

Exposition

NE

Plateu

sw

Bestandes-alter

120

80

90

Neigung

10 %

2 %

14 %

Bestockung

0,6

0,7

0,7

Nadelverluste

10-20 %

30-40 %

10-20 %

Vorrat (Vfm)

490

250

580

Bonität (Abs.)

9

7

11

Im Bestand Sl wurde bereits mehrere Jahre vor Beginn der Messun­

gen die Bestockung zur Förderung der Naturverjüngung auf 0 , 6 re­

duz i ert und der Bestand wurde großflächig abgezäunt . Diese wald­

bauli che Maßnahme hat ein stärkeres Aufkommen der Bodenvegeta­

tion und eine ste l l enweise d ichte Naturver j üngung von bis zu

1 , 5 m Höhe bewirkt . Es z e i chnet s i ch hier eine Entwicklung zu

einem zwe i schichtigen Bestand ab. Die Bodenvegetation wird in

dies em Bestand durch Athyrium f i l i x-femina , Polytrichum sp . ,

Nardus stricta , Rubus i daeus ,

myrt i l lus , oxalis acetosell a

Maianthemum bifol ium , Vaccinium

und auch e ine F ichten- und

Tannenverjüngung charakter i s iert .

Der Bestand S 2 stammt aus einer reinen Fichtenauf forstung auf

ehemal iger Mähwiese . Die schlechte Wuchsleistung und häu fige

Wipfelbrüche z eugen von einer Verwendung fremden Saatgutes . Der

- 1 9 -

höhere Schädigungsgrad des Bestandes wird wahrscheinl ich durch

d i e schlechte Anpassung an die Höhenlage mitbestimmt . Eine wei ­

tere Rol le spielt hier das unz ure i chende Nährstoffangebot des

Standortes . In diesem Bestand sind die Nadelvergi lbungen am

stärksten verbreitet . Die räum l i che Vertei lung der Schadsymptome

ist j edoch z i eml i ch heterogen .

Auf dem Standort S 2 bleibt die Verjüngung aus . In der Boden­

vegetation überwiegt mit hohen Deckungsgraden Vaccinium myrti l ­

lus . Des weiteren kommen Polytrichum commune , P . formosum ,

Blechnum spicant , Deschampsia flexuosa , Luzula s i lvatica und

Oxa l i s acetos e l l a relativ häufig vor .

Der Bestand S 3 ist ein gutwüchs iger autochtoner Fichtenbestand ,

wo der Antei l an anderen Baumarten durch forstliche Maßnahmen

stark herabgesetzt wurde . Die Buche und Bergahorn sind jedoch

ste l l enweise in der zweiten Etage vertreten . Die Naturverjüngung

i st relativ schwach und leidet oft unter Wildverbiss . In der

Krautschicht kommen Athyrium f i l i x- femina , Nardus stricta ,

Maianthemum bifol ium und Oxa l i s acetosel l a häufig vor . Stel len­

weise i st bei Untersonnunq Rubus i daeus häufig .

I n j edem der dre i F ichtenbestände wurden auf einer Fläche von

2 0 x 2 0 m in z uf ä l liger Anordnung Einrichtungen zur Erfassung

des Bestandesniederschlages , der Bodensaugspannung und zur Ent­

nahme der Bodenlösung instal l iert . Unmittelbar neben j eder Flä­

che zur Erfassung der Stofff lüsse wurden nach einer Voruntersu­

chung vier Bäume für ein intensives Probennahmeprogramrn ausge­

wählt .

Die Belastung des Böhmerwaldes durch gasförmige Luftverunreini­

gungen wird seitens des Amtes der Oberösterreichischen Landesre­

gierung mit einem in der Plateaulage bei Schöneben aufgestel lten

Meßkontainer seit 1 9 8 4 erfaßt . Die Konz entrationen von so2 und

NOx sind im Somm�rhalbjahr relativ niedrig und l iegen im Mittel

j ewe i l s unter 6 bzw . unter 11 pg . m- 3 . Während des Winters treten

i nsbesondere bei I nversionswetterlagen rni t Nord-Ost-Winden hohe

so2 -Konz entrationen auf . Dies z eigt auch der Mittelwert der

- 2 0 -

so2 -Konz entrati onen für die Monate November bis Mär z I der bei

1 6 �g . m- 3 l i egt . D i e Ozonkonz entrationen sind der Höhenlage ent­

sprechend etwas erhöht und betragen im Jahresmittel 7 o pg . m-3

( Amt der Oberösterreichischen Landesregierung , 1 9 8 6 ) .

Die Gebirgsz üge des Böhmerwaldes werden durch krista l l ins Ge­

steine der Böhmischen Masse gebi ldet . Grundgestein al l er drei

Untersuchungsflächen ist der Eisgarner Granit, ein saurer Zwe i ­

gl immergrani t . Während der l etzten alpinen Hochvereisung ent­

standen auf den Höhen des Böhmerwal des kleine Kargletscher . Im

übrigen bewirkten die perigla z ialen Klimaeinflüsse eine Sol i ­

f l uktion der alten Bodenschichten ( Oberhauser , 1 9 8 0 ) . In ebenen

Lagen spielen in den rezenten Bodenbi ldungen j edoch auch die

alten Bodendecken eine Rol le . Die Böden des Böhmerwaldes sind

vielfach saure Braunerden bis Podsol e, wobei in Verebnungen und

Talmulden die Bodenbi ldung durch das Stauwasser geprägt wird . In

diesen Lagen s i nd Stagnogleye und Anmoore zu f i nden .

In der Tabe l l e 3 . 2 ist eine kur z e Profi lbeschreibung der Böden

der drei Untersuchungsstandorte gegeben . S i e werden durch

podsol ige Braunerden bis Braunerde-Podsole gebildet . Für diese

Tabe l l en wurden Daten aus Blum et al . ( 1 9 8 6 ) unter Berück­

s i chtigung des Bodentyps der untersuchten Flächen herangezogen .

Es handelt s i ch hierbei um Durchschnittsangaben aus mehreren

Profi lgruben . Eine ausführl iche bodenkundl iehe Beschreibung der

untersuchten Standorte wurde in Blum et al . ( 1 9 8 6 ) gegeben .

- 2 1 -

Tab . 3 . 2 : Beschreibung der Bodenpro f i l e der Untersuchungsf lächen

nach Angaben von Blum et al . ( 1 9 8 6 )

Table 3 . 2 : Description of the soi l profi les of the investigated

plots according to the investigations by Blum et a l .

( 1 9 8 6 )

Standort Hor i zont

Bv bzw . D

Tiefe ( cm )

7 - 6 6 - 1 1 - 0

0- 9

9- 4 0

>4 0

1 0 - 7

7- 4 4- 0

o- 9

9 - 4 5

>45

Beschreibung

Nadelstreu , teilw . Buchenlaub locker bis vernetzt , stark durchwurzelt , bröckel ig bis kompakt , undeutl icher Übergang , stark durchwurzelt l S , schwach kohärente bis blockige Struktur , mittel bis stark porös , einzelne blanke Quarzkörner , undeut l icher Übergang , stark durchwurzelt suL bis l S , teilw . bis zu 3 0 % Grobskel ett , feine bis mittelblockige Struktur , mittel­porös , undeutlicher Übergang suL , mittelblockig , hoher Skelettgehalt ( 2 0 % Blockante i l ) , gelb-braun , mittelporös

Nadelstreu , Heidelbeerreste , l ocker b i s verklebt vernetz t bis schichtig , stark durchwurz e l t , bröckel ig bis kompakt , undeutl icher Übergang , stark durchwurz e l t , viele Grobwurzel l S bis sL , mäßig b i s stark humos , Kohärent­gefüge , porö s , blanke Quarzkörner und Fah l ­f lecken , deutl icher zungenförmiger Übergang , mittlere Durchwurz elunq lS bis L , teilw . b i s zu 3 0 % Grobskel ett , dunkelröt l i ch-braun , im Bv-Berei ch gelb-braun kantenrund b i s strukturlos , schwachporös , mittlere Durchwurzelung , Übergang f l i eßend Bv : l S , sehr hoher Skelettgehalt ( 3 0 % Block­antei l ) , gelb-braun , schwach porös D : L , strukturlos , sehr dicht , hel lgelbbraun

- 22 -

Tab . 3 .2 : ( F ortsetzung )

Table 3 . 2 : ( continued )

Standort Hori z ont

Tiefe ( cm )

9- 7 7- 3 3 - 0

0 - 6

6 - 4 5

> 4 5

Beschreibung

Nadelstreu, locker lose, teilw . schichtig, stark durchwurzelt, bröckelig bis lei cht kompakt, undeutlicher Übergang, stark durchwurz elt lS bis sL, schwach kohärente b i s fein block­kige Struktur, mittel bis stark porös, ein­z elne blanke Quarzkörner , undeutlicher Über­gang, stark durchwurz elt lS bis sL, 1 0 bis 3 0 % Grobskelett, fein­mittelblockig, kantenrund, mittelporös, mittel bis stark durchwurz elt, undeutlicher Übergang lS, hoher Skelettgehalt ( 30 % Blockanteil ) , mittelblockig b i s liegend prismatisch, gelb­braun, schwachporös

Die physikalischen Bodeneigenschaften und d i e Korngrößenzusam­

mensetzung s ind auf allen Standorten sehr ähnlich . Das Grobpo­

renvolumen bewegt s i ch um 60 % im A-Hori zont und um 4 0 % im B­

Hori zont auf allen Flächen. Der Tongehalt der Böden liegt mei st

zwischen 1 5 und 25 % ( aus Blum et al . 1 9 86 ) . D i e Tabellen 3 . 3 a

und b beinhalten d i e wichtigsten chemischen Kenngrößen der Böden

der untersuchten Standorte .

- 2 3 -

Tab . 3 . 3 : Bodeneigenschaften der Untersuchungsflächen nach Blum

et al . ( 1 9 8 6 ) , Mittelwerte für n Bodenprof i l e

Table 3 . 3 : S o i l characteri stics o f the investigated plots accor­

ding to Blum et al . ( 1 9 86 ) , averages for n soil pro­

f i les

a) pH , gesamt C , N , Kationenaustauschkapaz ität und Basensät­

tigung

a ) pH , total c, N , cation exchange capacity and base saturation

Standort

Horizont

Sl (n=6)

LFH

A(e)h BsviBv

52 (n=3)

LFH

Aeh BhsiBv

S3 (n .. 3)

LFH

A(e)h Bs11/B

Tiefe pH

cm (CaClz)

7 - 0 3.1

0 - 9 3,2

9 -40 4,0

10 - 0 2,9

0 - 9 3,5

9 -45 3,6

9 - 0 3,0

0 - 6 3,0

6 -45 3,9

C tot

"L

28,3

8,8

3,8

38,6

9,0

5,3

29,5

7,0

3,6

N tot CEC

"L mmol IÄ/100 g

1 ,20 58,0

0,34 28,3

0,18 18,8

1 ,58 79,6

0,33 34,0

0,15 29,8

1 '11 54,6

0,42 20,0

0,23 20,6

Basensättigung

mmol IÄ/100 g

4,8

0,7

0,4

2,2

0,3

0,3

5' l

0,6

0,2

- 2 4 -

b ) Gehalte an Ca , Mg , K im Ammoniumacetatauszug sowie oxalat­

l ösl i che Aluminium- und Mangangehalte

b ) Ammoniumacetate exchangeable Ca , Mg , K and oxalat soluble Al

and Mn

Standort Tiefe Horizont cm

Sl (n=6) LFH 7 - 0 A{e)h 0 - 9 Bs/Bv 9 -40

52 (n=3) LFH 10 - 0 Aeh 0 - 9

8hs18v 9 -45

53 (n=3) LFH 9 - 0 A(e)h 0 - 6 Bs/Bv 6 -45

Ca Mg

3,0 0,44 0,4 0,09 0,2 0,04

1,0 0,18 0,1 0,04 0,1 0,04

2,6 0,47 0,2 0,08 0,1 0,03

3 . 2 Erfassung der Niederschläge

K -1 mg.g

0,34 0,09 0,07

0,07 0,06 0,05

0,37 0,09 0,05

1,26 0,18 1,45 0' 16 3,46 0,35

7,94 0,02 4,91 0,01

11,03 0,09

0,81 0,13 0,81 0,07 3,79 0,14

In Wal dgebieten mit einer langen Winterperiode i st eine reprä­

sentative Erfassung der Stoffdeposition während des Winters mit

großen methodischen und technischen Schwierigkeiten verbunden.

Dies i st auch im Böhmerwal d der Fal l . Nach den ersten Schneefäl­

len im November baut sich im Laufe des Winters i n den Beständen

eine Schneedecke von bis über 1 m Höhe auf , die erst gegen Ende

Apri l vol lständig wegschmi l zt. Deshal b werden in diesem Waldge­

biet nur einige wenige Forstwege geräumt , was den Zugang zu den

- 2 5 -

Untersuchungsstandorten zum Tei l erhebl ich erschwert . Da die

Untersuchungsf läche S l nahe einer mei st befahrbaren Forststraße

l i egt , konnten dort während des gesamten Beobachtungszeitraumes

Probennahmen der Niederschlagsdeposition vorgenommen werden

( Katzensteiner , 1 9 8 7 ; Glatzel et al . , 1 9 8 8 ) . Da die anderen zwei

Standorte nur mit erheb l i chem Aufwand erreicht werden können ,

mußte auf eine periodische Probennahme während des Winters ver­

z i chtet werden . Um aber trotzdem die Gesamtsumme der Stoff f lüsse

während des Winterzeitraumes zu erfassen , wurden in jedem Be­

stand drei bzw . auf j eder Fre i f läche ein oder zwei Schneetotal i ­

satoren e ingegraben ( Glatzel e t al . , 1 9 8 6 ) . I m Winter 1 9 8 5/ 8 6

und 1 9 8 6/ 8 7 haben diese Einrichtungen wegen E i s l insenbildung auf

den Auf fangnetz en die Erwartungen leider nicht erfü l lt . zusät z ­

l ich wurde i m Winter 1 9 86/87 d i e Entwicklung und Zusammensetzung

der Schneedecke periodisch mit e i ner Schneesonde nach Glat z e l et

al . ( 1 9 8 6 ) überprüft . Da diese Probennahmen im Abstand einiger

Wochen durchgeführt wurden , i st aus diesen Daten wegen Perkola­

tion und Auswaschung von Ionen keine genaue E intragsrechnung

mögl i ch . Durchgehende Daten stehen daher nur für die F läche S 1

zur Verfügung . In weiteren Winterperioden haben Schneetotal i ­

satoren mod i f i z i erten Typs bereits zuverlässige Daten gel iefert .

Diese s o l l en in eine ausführl iche Beschrei bung der Stoffdepo s i ­

tion im Böhmerwal d einbezogen werden ( Katz ensteiner e t al . , in

Vorbereitung ) .

Auf j eder Meßf läche wurden 1 5 offene Niederschlagssammler

( Durchmesser 1 8 cm ) in einer Höhe von 60 c:m in zuf ä l l iger Anord­

nung aufgestel lt ( Glatzel , 1 9 8 3 ) . zugehörig zu j eder Bestandes­

meßfläche wurde j ewe i ls auf e iner Frei f läche ein Sammler des

gleichen Typs in e i ner Höhe von 1 8 0 cm über der Bodenoberf läche

angebracht . Die Meßfläche im Bestand S1 wurde im Jahr 1 9 8 4 in

Betrieb genommen . Da die Aufanggefäße auf einem stark geneigten

Unterhang :mit sehr hohem Block- und Grobskel ettantei l angebracht

wurden , wurden vor Beginn der Messungen im Mai 1 9 8 6 die Meßei n­

r ichtungen etwa 1 0 0 m weiter auf e i ner f l achen und zur Instala­

t ion von Lysimetern und Tensi ometern besser geeigneten F läche

neu in zufäl l iger Anordnung aufgeste l lt . Am Standort S3 wurden

- 2 6 -

die Probennahmen im Mai 1 9 8 5 , am Standort S 2 ein weiteres Jahr

später begonnen .

In der schneefreien Zeit wurden die Sammler nach jedem Ereign i s

beprobt ( im Jahr 1 9 8 5 wöchentl i che Probennahme ) und zu einer

Bestandesmischprobe vereinigt . Während des Winters erfolgte im

Bestand S1 die Probennahme ein- oder zweiwöchentl ich mit einer

Schneesonde bzw . mit

festen und flüssigen

Vorbereitung) .

einer Samme leinrichtung zur Trennung der

Niederschlagsante i l e ( Katzensteiner , i n

3 . 3 Entnahme der Bodenlösung und Bestimmung d e r Saugspannung

des Bodens

zur Gewinnung der Bodenl ösung wurden im Mai 1 9 8 6 auf j edem

Standort Saugkerzenlysimeter ( So i l Meisture Corp . ) in folgenden

Tiefenstufen angebracht ( in Klammern Anzahl der Lysimeter pro

Tiefe ) : 15 cm ( 3 ) , 3 0 cm ( 3 ) , 60 cm ( 4 ) , 90 cm ( 1 ) , 1 2 0 cm ( 1 ) .

Im Meßz eitraum 1 9 8 7 wurde die Anz ahl der Lysimeter in 9 0 cm

Tiefe auf 2 erhöht . Wegen des hohen Skelettantei l s im Unterboden

war es nicht mögli ch , eine größere Anz ahl von Saugkerzen in den

unteren Tiefenstufen zu insta l l i eren . Die Meßergebni s se aus 9 0

und 1 2 0 cm Tiefe können daher nur a l s Anhaltspunkte angesehen

werden . Eine Austragsrechnung war im Rahmen der Projekte vorerst

nicht vorgesehen . Die Lysimeter wurden mit einem leicht höheren

Unterdruck , a l s durch die Tensiometer angezeigt wurde , versehen ,

in ca . einwöchigen Abständen beprobt und einzeln analysiert .

Wegen der Trockenheit ( Bodensaugspannung höher a l s 7 0 kPa ) wäh­

rend der Monate September und Oktober 1 9 8 6 war eine Entnahme des

Bodenwassers aus den oberen Hor i z onten nur mit Einschränkungen

mögl ich bzw . konnten wegen des kleinen Probenvolumens die pH­

und Gesamtstickstoffmessungen nicht durchgeführt werden . Insge­

samt erfolgten 21 Probennahmen auf dem Standort S 1 bzw . 19 Pro­

bennahmen auf den Standorten S2 und S3 im Meßzeitraum 1 9 8 6 . Im

Meßzeitraum 1 9 8 7 wurden die Probennahmen auf al len Meßfl ächen 2 6

mal durchgeführt .

- 2 7 -

Die Saugspannung ( Wasserspannung ) des Bodens wurde mit Hi l f e der

Tensi ometer ( So i l Moisture Corp . ) in folgenden Tiefenstufen

bestimmt : ( in Klammern Anz ahl der Tensiometer pro Tief e ) 1 5 cm

( 4 ) , 30 cm ( 4 ) , 45 cm ( 4 ) , 60 cm ( 2 ) , 90 cm ( 1 ) , 1 2 0 cm ( 1 ) . Die

Tensiometer wurden meist zweimal wöchent l ich abgelesen .

Die Austel lunq von insgesamt 1 3 Lysimeter sowie der 2 0 Tensiome­

ter pro Standort erfolgte in zufä l l iger Anordnung über die ge­

samte Fläche von 20 x 20 m . Die Lysimeter und die Tensi ometer

wurden unabhängig voneinander angebracht . Für diese Messungen

wurden die gesamten zur Verfügung stehenden Lysimeter und

Tens iometer verwendet . Höhere Lysimeterstückzahlen würden die

Aussagekraft der Messungen erhöhen , der zusätz l icher Analyseauf­

wand hätte a l l erdings die f inan z i e l len und analytischen Rahmen­

bedingungen gesprengt . Da die Streuung innerhalb der Tensi ometer

in den einzelnen Tiefenstufen relativ gering war , erwiesen s i ch

die verwendeten Stückzahlen für die Fragestel lung als ausrei­

chend .

3 . 4 Nadelprobennahme und Xylemsaftgewinnung

Die Z i e lsetzung vieler betei l igten Arbeitsgruppen war es , Unter­

schiede zwischen wenig und stark geschädigten Individuen festzu­

stel len . Daher wurden unmitte lbar neben den Depositionsmeßflä­

chen j ewe i l s vier Bäume unterschiedl ichen Schädigungsgrades

( zwei mit Nadelverlusten um 3 0 % , zwei ohne größere Nadelver­

luste ) für Wiederholungsprobennahmen ausgewählt . Diese Auswahl ­

kriterien erschweren a l l erdings in hohem Maße d i e Charakterisie­

rung der Nährstoffversorgung des j ewei l igen Bestandes anhand von

Nadel spiegel werten .

Von den ausgewählten Bäumen wurden an fünf Terminen ( 9 . 6 . , 1 . 7 . ,

2 8 . 7 . , 1 . 9 . und 1 4 . 1 0 . 1 9 8 6 ) vier- bis sechs j ährige Zweige aus

dem oberen Kronenbereich ( ca . 7 . Quirl ) entnommen . Zu Begi nn der

Vegetationsperiode wurden kürz ere Abstände gewählt , um mehr In­

formationen über die Nährstoffdynamik nach dem Austrieb z u er­

halten . Die Proben wurden in Polyäthylen-Säckchen luftdicht ver­

packt und über Nacht in Transportkisten nach Wien gebracht , wo

- 2 8 -

s i e unmittelbar . am nächsten Morgen an a l l e betei l igten For­

schungsgruppen aufgetei lt wurden . Der größte Tei l der Zweige

wurde für die chemische Analyse zuerst 2 4 Stunden bei 6 o · c vor­

getrocknet . Danach wurden Nadeln und Zweige getrennt , wobei die

ersteren noch einmal bei 1 0 5 · c getrocknet wurden .

zur Xylemsaftgewinnung wurden unverletzte , ca . 4 0 cm l ange

Zweige sofort nach dem Transport herange zogen . Sie wurden mit­

tels einer Druckbombe ( Scholander et al . , 1 9 6 5 ) bei 3 MPa 1 0 Mi­

nuten l ang extrahiert . Aus j edem Zweig wurden zwischen 0 , 3 und

1 , 0 ml Xyl emsaft gewonnen . Weitere Einzelheiten zu dieser

Methode s ind bei Wei lgony ( 1 9 8 6 ) angegeben .

3 . 5 Chemische Analysen

zur Nadelanalyse wurden j ewe i l s 2 g Nadeln in einem Salpeter­

säure/Perchl orsäuregemisch aufgeschlossen . Die E l emente Ca , Mg ,

K , Na , Mn und Al wurden in a l l en Proben mittel s Atomabsorptions­

spektroskopie ( Perkin-Elmer 3 0 3 0 ) gemessen . Für die Xylemsaft­

proben wurde die Mikroi n jektion verwendet . Die Bestimmung von

Phosphor in den Nadel aufschlüs s en erfolgte photometrisch ( ge lber

Farbkomplex ) • Gesamtstickstof f wurde in den Nadelproben mittels

K j e l dahlaufschluß mit nachfolgender automati scher Titration ( Fa .

Tecator ) gemessen . Gesamtschwefel wurde nach Verbrennung bei

1 4oo · c i n o2-strom mittel s nachfolgender Infrarotgasanalyse in

e inem LECO-Sulfur-Determinator S C 1 3 2 bestimmt . Die Analyse der

Ani onen im Niederschlags- und Bodenwas ser wurde mit Dionex 3 0 0 0 i

chromategraphisch durchgeführt . Der gelöste Gesamtstickstoff

wurde mit e inem ANTEK Nitrogen Analyser nach Verbrennung der

Probe bei 1 1 0 0 · c mittel s Chemoluminescens bestimmt . Die Bestim­

mung des pH-Werte s erfolgte mit einer Einstabmeßkette .

3 . 6 Auswertungen

Die Dateneingabe , Umrechnungen und die meisten graphischen Dar­

ste l lungen erfolgten mit H i l f e selbst erstel lter HP-Basic 3 . 0

Programme auf Hewlett-Packard Tischrechnern der Serie 2 0 0

( HP 9 8 3 6 C und H P 9 8 1 6 ) und am P l otter H P 7 4 7 5A .

- 2 9 -

Die statistische Analyse der Daten wurde mit dem Hewlett-Packard

Statistic Package für Hewlett-Packard Computer der Serie 2 0 0

durchgeführt . Es wurden folgende stati st ische Verfahren angewen­

det :

Mehrfacher Mittelwertsverglei ch zwischen den Standorte n :

Scheff e ' s Test für Unterschiede der Konzentrationen in

der Bodenlösung ,

Duncan ' s Test für Elementgehalte in den Nadeln ;

Korrelationsana lyse : Ionenkonz entrationen der Bodenlösung ,

E l ementgehalte in den Nadeln getrennt nach Entnahme­

terminen ;

Schrittwei se Regressionsanalyse : Konzentrationen der Bodenlösung

Chlor i d , Nitrat und Sulfat a l s unabhängige und

Magnesium , Mangan und Aluminium a l s abhängige

Vari ablen

Ein-Weg-Kovari anzanalyse zur Bestimmung der Unterschiede im

Anstieg folgender Regressionsgeraden :

Abhängigkei t der Magnesium- , Mangan- und Aluminium­

konz entrationen von den Nitrat- und Sul f atkonzen­

trationen i n der Bodenlösung

zeitl iche Veränderungen der Konz entrationen im Xylem­

saft und der Gehalte in den Nadeln ( Unterschiede

zwischen den E l ementen )

Bestimmung der Unterschiede in der Dynamik der

Kon zentrationen im Xylemsaft und der E lementgehalte in

den Nadeln ( transformi erte Werte )

- 3 0 -

4 . ERGEBNISSE UND DISKUSSION

4 . 1 Stoffflüsse mit dem N iederschlag und Prozesse im Kronenraum

In diesem Abschnitt sol len die Betrachtungen der Stoffflüsse und

der Prozesse im Kronenraum die unterschiedl iche Belastung der

Standorte hervorheben und eine Grundlage für die darauf folgen­

den Ausführungen bilden . Die Tabe l l e 4 . 1 zeigt die jährl ichen

Stoffflüsse mit dem Bestandesniederschlag auf den drei Stand­

orten ( Gl atzel et a l . , 1 9 8 8 ) und Vergleichswerte aus der Bundes­

republik Deutschland ( Dunkl und Rehfuess , 1 9 8 7 ; Matzner und

Tab . 4 . 1 : Jährl i che Stoffflüsse mit dem Bestandesniederschlag

auf den drei Standorten im Böhmerwald ( Glatzel et al . ,

1 9 8 8 ) und Vergleichsdaten für Fichtenbestände aus der

Bundesrepublik Deutschland ( Dunkl und Rehfuess , 1 9 8 6 ;

Matzner und Ulrich , 1 98 4 )

Table 4 . 1 : Annual fluxes i n the throughfal l in the investigated

Norway spruce stands in Bohemian Forest ( Gl atzel et

al . , 1 9 8 8 ) and reference values for Norway spruce

forests in West Germany ( Dunkl and Rehfuess , 1 9 8 6 ;

Mat zner and Ulrich , 1 9 8 4 )

Ca

Böhmerwald S1 I 1 9 8 5 1 3 S 1 I 1 9 8 6 7 S 1 I 1 9 8 7 1 0

S 2 I 1 9 8 7 1 0

S 3 I 1 9 8 7 1 2

Bayern 1 9 8 1 - 1 9 8 4 Bodenmais 14 Landsberg 1 3 Taubenberg 1 4

Mg

8 1 1

1

2

( Dunkl 3 3 3

K

1 7 1 3 1 1

1 4

1 6

und 2 1 1 8 1 6

Na so4 -s N03 -N

kg . ha- 1

3 2 2

2

2

2 5 1 8 1 9

2 8

3 0

6 6 5

7

1 1

Rehfuess , 1 9 8 7 ) 8 4 9 1 4 5 4 0 9 6 3 5 9

NorddeutschlandiSo l l ing ( Matzner et a l . 1 9 8 4 ) ( Fichte) 3 3 5 2 9 1 7 8 5 1 6

N

1 6 1 9 1 4

1 8

2 4

2 6 2 5 1 8

4 0

Cl

1 0 8 5

7

8

1 8 1 4 1 3

3 9

0 , 7 0 , 3 0 , 5

0 , 7

0 , 7

1 , 1 0 , 2 0 , 6

3 , 1

- 3 1 -

Ulrich , 1 9 8 4 ) . Wie bereits erwähnt ( Kap . 3 . 2 ) , standen im Winter

1 9 8 6 / 8 7 für die F lächen S2 und S3 keine ausreichenden Meßdaten

zur Verfügung . Die auf der Fläche S1 gewonnenen Werte für Jänner

bis Apri l 1 9 8 7 wurden auf die anderen zwei Standorte übertragen .

Da die Fläche S1 die geringsten Stoffeinträge aufwei st , s ind d i e

s o ermittelten Jahreswerte a l s die Untergrenze d e r tatsächl ichen

Belastung der Standorte S2 und S3 durch Schadstoffdeposition an­

zusehen . Aus mehrmal igen Entnahmen von Schneeprofi len im Winter

1 9 8 6/ 8 7 ( Ka z da , unveröffentl icht ) kann angenommen werden , daß

die unterschied l i che Belastung der Standorte , wie s i e aus den

folgenden Ausführungen hervorgeht , auch während des Winters be­

steht .

Die Jahreswerte der Stoffflüsse mit dem Bestandesniederschl ag

l iegen , vergl ichen mit Untersuchungen aus Bayern ( Dunkl und

Rehfuess , 1 9 87 ) , bei Stickstoff in e i ner ähn l i chen Größenord­

nung . Die Deposition von Sulfatschwefel und Chlorid ist hingegen

im Böhmerwald um einiges niedriger . Im Vergleich mit Daten aus

dem süddeutschen Raum und Oberösterreich ragt die hohe Belastung

des norddeutschen Soll ings ( Matz ner und Ulrich , 1 9 8 4 ) heraus .

Wegen den im Abschnitt 3 . 2 besprochenen methodi schen Schwier ig­

keiten konnte in kur z en Abständen e i ne gleichze i tige Probenahme

auf al len drei Standorten nur von j ewe i l s Mai b i s November er­

folgen . In den folgenden Ausführungen werden daher die Ergeb­

n isse für diese Maßzeiträume mit wöchent l i chen ( 19 8 5 ) bzw .

ereignisweisen Probennahmen ( 1 9 8 6 und 1 9 8 7 ) besprochen . Auch

wenn diese Daten keine Jahreswerte l i ef ern , s ind s i e gut ge­

eignet , Unterschiede zwischen den Standorten darzuste l l en .

Die Tabe l le 4 . 2 zeigt eine nach Beobachtungsperioden gegl iederte

Aufstel lung der Flüsse mit dem Fre i l andniedersch l ag , dem Bestan­

desniederschlag und die Kronendachdi f f eren z . Für die Maßperiode

1 9 8 5 stehen nur Maßdaten für die F lächen S l und S3 zur Verfü­

gung , da die Maßeinrichtungen auf dem Standort S2 erst im Mai

1 9 8 6 errichtet wurden .

Die Niederschlagsverteilung während der drei Maß z eiträume war

sehr unterschiedli ch . Während in den j ewe i l s sechs Beobachtungs-

- 3 2 -

monaten der Jahre 1 9 8 5 und 1 9 8 7 zwischen 5 7 0 und 7 1 0 mm Nieder­

schlag auf den Freiflächen fiel , war die Beobachtungsperiode

1 9 8 6 mit 3 8 0 b i s 4 4 0 mm niederschlagsarm , wobei außerdem d i e er­

giebigsten Niederschläge erst Ende Oktober und im November fie­

len . Diese Trockenheit bl ieb n icht ohne Auswirkungen auf d i e Bo­

densaugspannung und die Bodenwas serkonz entrationen ( siehe Kap .

4 . 2 )

Die Bestände wei sen recht unterschied l i che Niederschlagsinter­

z eption auf . S i e ist im Bestand 81 sehr hoch , in den Beständen

82 und 83 relativ niedrig . Ursache hierfür kann n i cht in der Be­

stockung bzw . im Vorrat gesucht werden ( vgl . Tab . 3 . 1 ) , sondern

in der unterschiedl i chen Windexpositon der Bestände . Die Bestän-

Tab . 4 . 2 : Flüsse mit dem Fre i land- und Bestandesniederschl ag und

Kronendachdi f f erenz in den sommerlichen Maßperioden

1 98 5 , 1 9 8 6 und 1 9 8 7 auf den Untersuchungsstandorten

Table 4 . 2 : Element f l uxes in the open , in the throughfall and

the difference between the flux with the throughfal l

minus input i n the open on the investigated plots

during the 6 months of the summer periods of 1 9 8 5 ,

1 9 8 6 and 1 9 8 7

Meßperiode Ca Mg K Cl

mm

81 I 2 0 . 5 . -7 . 1 1 . 19 8 5 Fre i l and 7 0 9 1 , 8 0 , 4 1 , 0 0 , 8 2 6 , 0 3 , 2 6 , 7 1 , 7 0 , 1 5 Bestand 3 3 8 5 , 3 3 , 7 9 , 1 0 , 8 8 1 0 , 0 2 , 0 5 , 7 3 , 8 0 , 2 5 Kronendachdi fferenz 3 7 2 3 , 5 3 , 3 8 , 1 0 , 06 4 , 0 - 1 , 2 - 1 , 0 2 , 1 0 , 10

S 3 1 2 0 . 5 . -7 . 1 1 . 1 9 8 5 Frei l and 7 0 4 2 , 4 0 , 5 3 , 6 1 , 1 2 7 , 4 3 , 3 8 , 6 2 , 4 0 , 1 2 Bestand 5 2 9 8 , 6 1 , 4 1 7 , 1 1 , 3 6 1 6 , 0 6 , 4 1 6 , 9 5 , 9 0 , 2 8 Kronendachdi fferenz 1 7 4 6 , 2 0 , 9 1 3 , 5 0 , 2 4 8 , 6 3 , 1 8 , 3 3 , 5 0 , 1 6

- 3 3 -

Tab . 4 . 2 : Fortsetzung

Tab l e 4 . 2 : Continued

Meßperiode ca Mg K Na so4 -s N03 -N N Cl H+

mm kg . ha- 1

S 1 I 1 2 . 6 . -2 2 . 1 1 . 19 8 6 Frei land 4 4 1 0 , 6 0 , 1 0 , 8 0 , 7 7 4 , 5 1 , 7 6 , 7 2 , 4 0 , 07 Bestand 3 1 0 3 , 3 0 , 6 7 , 6 0 , 8 6 8 , 9 3 , 3 9 , 8 4 , 1 0 , 16 Kronendachdifferenz 1 3 1 2 , 7 0 , 5 6 , 8 0 , 09 4 , 4 1 , 6 3 , 1 1 , 7 0 , 09

S2 I 1 2 . 6 . -2 2 . 11 . 19 8 6 Frei land 3 8 3 0 , 6 0 , 1 0 , 8 0 , 6 6 4 , 2 2 , 1 7 , 8 2 , 0 0 , 0 6 Bestand 3 3 3 3 , 3 0 , 5 8 , 0 0 , 89 1 0 , 8 3 , 2 8 , 4 3 , 6 0 , 2 4 Kronendachdi fferenz

5 0 2 , 7 0 , 4 7 , 2 0 , 2 3 6 , 6 1 , 1 0 , 6 1 , 6 0 , 1 7

S 3 I 1 2 . 6 . -2 2 . 11 . 19 8 6 Frei land 4 3 6 1 , 0 0 , 2 1 , 0 0 , 7 4 5 , 4 2 , 2 8 , 3 2 , 9 0 , 12 Bestand 3 5 4 5 , 1 0 , 9 9 , 9 1 , 2 0 Kronendac hd i f ferenz

1 2 , 5 7 , 5 1 5 , 2 5 , 0 0 , 2 2

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

S 1 I 2 . 5 . -2 0 . 1 1 . 19 8 7 Frei land 5 9 1 1 , 6 0 , 3 1 , 1 0 , 7 1 6 , 4 3 , 1 9 , 7 1 , 6 0 , 2 1 Bestand 3 6 1 3 , 3 0 , 6 6 , 7 0 , 54 Kronendachdifferenz

9 , 7 2 , 7 7 , 0 2 , 4 0 , 2 2

2 3 0 1 , 7 0 , 3 5 , 7 - 0 , 17 3 , 9 - 0 , 4 - 2 , 7 1 , 0 0 , 0 1

S 2 I 2 . 5 . -2 0 . 1 1 . 19 8 7 Frei l and 6 3 0 1 , 9 0 , 3 0 , 4 0 , 67 7 , 2 3 , 8 9 , 0 1 , 8 0 , 2 8 Bestand 5 0 9 6 , 1 0 , 8 1 0 , 7 0 , 90 Kronendachdi f ferenz

1 8 , 7 4 , 4 1 0 , 3 3 , 6 0 , 4 5

1 2 1 4 , 2 0 , 5 1 0 , 3 0 , 2 3 1 1 , 5 0 , 6 1 , 3 1 , 8 0 , 17

S 3 I 2 . 5 . -2 0 . 1 1 . 19 8 7 Frei land 5 7 0 1 , 5 0 , 3 0 , 6 0 , 55 6 , 0 3 , 1 8 , 5 1 , 9 0 , 2 3 Bestand 4 7 6 7 , 1 1 , 1 1 1 , 9 1 , 04 Kronendachdi f ferenz

1 8 , 8 7 , 3 1 5 , 7 4 , 5 0 , 3 9

9 4 5 , 6 0 , 8 1 1 , 3 0 , 49 1 2 , 8 4 , 2 7 , 2 2 , 6 0 , 16

- 3 4 -

de S 2 und S 3 sind aufgrund ihrer Lage den niederschlagsbringen­

den Windströmungen und der Auskämmung von tieferen Wolken stark

ausgeset zt , was niedrigere Interzeptionsverluste bewirkt . Demge­

genüber l iegt der Bestand S1 relativ windgeschützt . Da die

Auf fangefäße vor Beginn der Meßperiode 1986 auf dem Standort S 1

auf einer auch für Bodenwassermessungen besser geeigneten Fläche

neu aufgestellt wurden , kann eine zweima l i ge randomisierte

nicht-bestandesrepräsentative Anordnung der 15 Sammelgefäße a l s

Ursache für die unterschied l i chen Niederschlagsmengen ausge­

schlossen werden .

Durch den Eintrag an freien H+- Ionen ( Tab . 4 . 2 ) ist der Standort

S1 am wenigsten belastet , während die anderen zwei Standorte

etwas höhere F i lterdeposi tion aufweisen . Bei einer Gegenüber­

stellung der Meßperioden fällt auf , daß im n i ederschlagreichsten

Zeitraum 1 9 8 7 die höchsten H+-Flüsse mit dem Bestandesnieder­

schlag , insbesondere auf dem Standort S 2 , gemessen wurden . Der

Säureeintrag wurde im Kronenraum der Standorte durch teilwei s e

unterschiedl i che Kationen gepuffert . D i e hohe Kronendachdi ffe­

renz für Kal z ium und Kal ium deutet auf eine verstärkte Frei ­

setzung dieser Nährstoffe i m Bestand S 3 hin . I m Bestand S 2 , der

unter e iner mangelhaften Kal zium- und Magnesiumernährung leidet

( si ehe Kap . 4 . 4 . 1 ) , wird hauptsächlich Kal ium zur Kronenraumpuf ­

ferung bereitgeste l lt . Mit Ausnahme der Vegetationsperiode 1 9 8 5

wurde i m Bestand S 1 eine nur rel ativ geringe Kronendachdi fferenz

bei den Hauptkationen festgestel lt .

zu Beginn der Vegetationsperiode 1 9 8 5 wurden am Standort S 1 auf­

f a l l end hohe Flüsse von Magnesium im Bestandesniederschl ag bei

einer hohen Kronendachdi fferenz gemessen ( Abb . 4 . 1 ) . Ebenfa l l s

Kal z ium und Kal ium traten in dieser Periode i m Bestandesnieder­

schlag verstärkt auf ( vgl . Tab . 4 . 2 ) . Wie die Abb i ldung 4 . 1 wei ­

ter z eigt , wiederholte s ich diese Auswaschung in den darauf fol­

genden Vegetationsperioden nicht mehr , sodaß ein einma l i ge s

Schadensereign i s m i t nachhaltiger Wirkung angenommen werden

kann .

Eine genaue Betrachtung der Einzelwerte dieser wöchentl ichen

Probennahmen zeigte , daß d i e Kati onensumme d i e Summe der

- 3 5 -

anorganischen Anionen erhebl ich übersteigt . Die pH-Werte des

Bestandesniederschlages l iegen mit 3 , 9 bis 4 , 1 um ca . eine pH­

Einheit tiefer als im Frei landniederschlag . Somit kann ein hoher

Antei l von organischen Säuren im Bestandesniederschlag angenom­

men werden . Da bei den Analysen Bestandes- und Frei landproben

aus beiden Meßflächen S1 und S3 para l le l in größeren Serien ge­

messen wurden , kann ein Analysefehler ausgeschlossen werden .

Eine Kontamination g i lt eben f a l l s wegen gleicher Behandlung

al ler Proben und Sammeleinrichtungen a l s wenig wahrscheinl ich .

Da auch Insektenschäden als Ursache ausgeschlossen werden kön­

nen , kann es s i ch hier nur um e ine einmal ige Schädigung der

Zel lmembranen und/oder Nadeloberflächen handeln , die eine Nähr­

stoffauswaschung begünstigen . Als Ursache hierfür könnten Episo­

den mit hohen so2 - und o 3-Konzentrationen mit nachfolgender Aus­

waschung durch saure Deposition ( Prinz et al . 1 98 2 ; Seufert und

Arndt , 1 9 8 6 ) herangezogen werden . Die mit e inem Meßkontainer bei

Schöneben ( Abb . 3 . 1 ) erfaßten mittleren Monatskonz entrationen

von so2 waren im Februar und März 1 9 8 5 mit 3 4 bzw . 17 Mg . m- 3 re­

lativ hoch , nahmen in weiteren Monaten auf unter 7 Mg . m- 3 ab

( Amt der Öberösterreichischen Landesregierung , 1 9 86 ) . Da diese

winter l i chen Spitzenkonz entrationen bei Wetterlagen mit schwa­

chem turbulentem Austausch aus den nörd l ichen Richtungen kommen ,

kann insbesondere eine Belastung des Nord-Ost exponi erten Be­

standes S1 angenommen werden . Die o3-Konz entrati onen lagen in

diesen Monaten in e inem für diese Höhenlage typischen Bereich

zwischen 60 und 1 0 0 Mg . m- 3 .

Andererseits könnten auch e ingetrocknete , stark bel astete Nebel ­

ereignisse ( Kazda und Glatze l , 1 9 8 6 ) zu Schäden der Nadelober­

f l ächen führen . Weitere Ursachen der Oberf lächenveränderungen

wurden von Euteneuer et al . ( 1 9 8 8 ) diskutiert . Die von Kazda und

Wol f ( unveröffentlicht ) durchgeführten rasterelektronenmikrosko­

pischen Aufnahmen von Fichtennadeln aus e inem dem Bestand S1

benachbarten Stangenhol z z e igten auf Nadeln der Vegetationspe­

r iode 1 9 8 5 extrem starke Erosionen der Oberfl ächenwachse .

Katz enstei ner ( 19 8 7 ; vgl . auch Glatzel et al . , 1 9 8 7 ) untersuchte

i n dieser Periode die Niederschlagszusammensetzung unter e inem

- 3 6 -

stark vergilbte� Baum im Bestand S l . Er stel lte fest , daß im

Traufbereich dieses Baumes im Gegensatz zum übrigen Bestand mehr

Kal z ium und Kal ium , aber weitaus weniger Magnesium zu f inden

war . Daraus kann abgel eitet werden , daß Bäume unter Magnesium­

mangel eher Kal zium und Kal ium z ur Säurepufferung freisetzen .

Die hohen Magnesiumflüsse mit dem Bestandesniederschlag bedeuten

eine p l ötzl i che Nährstoffzufuhr für Boden und Wurzeln . Diese am

gesamten Magnes iumvorrat im Ökosystem gemes senen Magnesiummengen

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HAI JUN JUL RUG SEP OKT NOV

-- 5 1 B e s t and ------ 52 B e s t and - - - 53 Best and

Abb . 4 . 1 : Kumulative Magnesiumflüsse mit dem Bestandesnieder­schlag auf den Untersuchungsflächen S1 , S2 und S3 in den Beobachtungsperioden 1 9 8 5 , 1 9 8 6 und 1 9 8 7

Fig . 4 . 1 : Cumulative fluxes of magnesium in the throughf a l l on the investigated plots S 1 , S2 and S3 duri ng the samp­l ing periods 1 9 8 5 , 1 9 8 6 and 1 9 8 7 .

- 3 7 -

s ind jedoch re l ativ gering und s i e werden an den Sorptions­

plätzen im Boden wahrscheinl ich wieder e ingetauscht , sodaß

größere Ökosystemare Magnes iumverluste nicht zu erwarten s i nd .

Da d i e Aufnahmes e l ektivität der Wurzel für Magnesium nicht be­

sonders hoch i st , muß der Magnesiumbedarf der neu gebi l deten

Biomasse größtenteils durch Retranslokation gedeckt werden

( s iehe Kap . 4 . 5 ) .

Aus der Kronendachdi fferenz in der Tabe l l e 4 . 2 geht hervor , daß

die Auswaschungsverluste während der Vegetationsperiode 1 9 8 5 mit

3 kg . ha -1 angesetzt werden können . Diese Magnesiumverluste aus

dem Kronenraum entsprechen fast der doppelten Magnesiummenge ,

die j ährl ich mit dem Streufa l l auf den Wal dboden gelangt ( Brede­

meier , 1 9 87 ) . Um die Versorgung der photosynthetisch aktivsten

jüngsten Nadeln aufrecht zu erhalten , müssen Magnesiumverbindun­

gen aus den ä lteren Blattorganen herausverlagert werden . Die

daraus resultierende schlechte Magnesiumversorgung kann eine Re­

duktion der gesamten Nadelmasse sowie e ine Abnahme der photosyn­

thetischen Leistung zur Folge haben . Diese Überlegungen anhand

der Meßdaten von 1 9 8 5 zeigen , daß ein einmal iges Schadstof f er­

e ignis die Nährelementversorgung eines Bestandes erheblich be­

einf lussen kann . Zu e inem späteren Zeitpunkt könnten Messungen

außer Vergilbungen bzw . einer Reduktion der Benadelung keine

Hinweise auf deren Hergang l iefern .

Die Abbi ldung 4 . 2 z eigt eine kumul ative Darstel lung der Sul fat­

f lüsse unter dem Kronendach. Diese Abb i ldung z eigt deut l i ch d i e

weitaus höhere Belastung d e r Standorte S 2 u n d S 3 . Im Bestand S l

wurden im " Sommerhalbjahr " in al len Meßperioden wesent l ich nied­

rigere Sul fatflüsse unter dem Kronendach gemessen . Die Interz ep­

tion von stark belasteten Nebelereign issen sowie die Zufuhr von

Luftmassen mit hohen so2 -Kon zentrationen aus den nördl ichen

Richtungen können a l l erdings im Winterhalbjahr zu einer stärke­

ren Belastung des Standortes S1 führen ( Katzensteiner , 1 9 87 ) . Im

Winterhalbjahr s ind auch im Bestand S3 wegen seiner Exposition

hohe Schadstoffeinträge gemessen worden ( Glatzel et a l . , 1 9 88 ) .

Für die Meßperiode 1 9 8 7 fällt der identische Verlauf der Sulfat­

f lüsse mit dem Bestandesniederschlag in den Beständen S2 und S 3

- 3 8 -

auf . Für die anderen gemessenen Stoffe tri fft dies nicht zu , was

bedeutet , daß je nach Art des Stoffes unterschi edliche Deposi ­

tionsmechani smen vorherrschen . D i e Ursache dafür kann d i e un­

glei che Vertei lung der Elemente über das Spektrum der Partike l ­

durchmesser ( Höfken e t al . , 1 9 8 1 ; Martinson e t al . , 1 9 8 4 ) und

die unterschiedl i che Vertei lung der Stofffrachten in den einzel­

nen Depositionsarten wie Regen , starkregen , Nebel usw . ( Ka zda ,

1 9 8 6 ) sein .

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MAI JUN JUL RUG SEP OKT NOV

5 1 B e s t and 52 Be s t an d 5 3 B e s t an d

Abb . 4 . 2 : Kumulative Sulfatflüsse mit dem Bestandesniederschlag auf den Untersuchungsf lächen S1 , S 2 und S 3 in den Beobachtungsperioden 1 9 8 5 , 1 9 8 6 und 1 9 8 7

Fig . 4 . 2 : cumulative fluxes of sulfate i n the throughfa l l on the i nvestigated plots S1 , S2 and S 3 during the samp­l ing periods 1 9 8 5 , 1 9 8 6 and 1 9 8 7 .

- 3 9 -

Besonderer Aufmerksamkeit bedürfen im Hinbl ick auf den Nähr­

stoffhaushalt die F lüsse von Stickstoff im Bestandesnieder­

schl ag . D i e Summenkurven für die Flüsse von Nitratstickstoff im

Bestandesniederschlag sowie für die Kronendachdi fferenz ( KDD)

s ind in der Abbi ldung 4 . 3 dargeste l lt . Wie aus der Tabe l l e 4 . 2

hervorgeht , besteht in den Vegetationsperioden 1 9 8 5 und 1 9 8 7 im

Bestand S l für Stickstoffverbindungen eine negative Kronendach­

differenz ( d . h . höhere Sti cksto f ffrachten im Fre i land- a l s im

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MA I JUN JUL RUG S E P OKT NOV

S 1 Belit and 52 Be s t an d 53 Be s t and

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MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV

5 ! KDD 52 KDD 53 KDO

Abb . 4 . 3 : Kumulat ive Flüsse von N itrat-stickstoff mit dem Be­standesniederschlag und die Kronendachdi fferenz in den Beobachtungsperioden 1 9 8 5 , 1986 und 1 9 8 7

F i g . 4 . 3 : cumulat ive f luxes of n itrate-nitrogen i n the through­f a l l and the difference between the f lux with the throughfall minus input in the open during the samp­l ing periods 1 9 8 5 , 1 9 8 6 and 1 9 8 7 .

- 4 0 -

Bestandesniedere;chlag ) . Daraus geht hervor , daß im Kronenraum

dieses Bestandes eine intensive Stickstoffaufnahme stattfindet .

Trotzdem l i egen die Stickstof fgehalte von 1 , 3 % TM in ein­

jährigen Nadel n der Vegetationsperiode 1 9 8 6 ( Kap . 4 . 4 . 1 , Tab .

4 . 1 3 ) im Bereich einer niedrigen Versorgung . Die negative

Kronendachdi fferenz für den Gesamtstickstoff von fast 3 kg . ha - 1

für die Meßperiode 1 9 8 7 ( Tab . 4 . 2 ) bedeutet , daß dieser Bestand

einen Tei l seines Stickstof fbedarfes aus der Deposition deckt .

Im Bestand S2 kann auf Grund der relativ geringen Kronendachdi f ­

ferenz auch eine Stickstoffaufnahme i m Kronenraum angenommen

werden . Demgegenüber i st die Kronendachdi fferenz auf dem Stand­

ort S3 durchgehend sehr hoch . Die Flüsse von Sti ckstoffverbin­

dungen mit dem Bestandesniederschlag sind in diesem Bestand sehr

viel höher a l s auf den anderen zwei Untersuchungsfl ächen , was

nicht ohne Auswirkungen auf die Zusammensetzung der Bodenlösung

und d i e Baumernährung bleibt ( si ehe Kap . 4 . 2 und 4 . 4 . 1 ) .

Die Aufnahme von Stickstoffverbindungen im Kronenraum von Wald­

beständen wurde bereits in mehreren Untersuchungen beschrieben

( Klemendson et al . , 1 98 3 ; Kaz da et al . , 1 9 8 5 ; Lovett und Lind­

berg , 1 9 8 4 ; Mil ler , 1 9 84 ) . Im Bestand S1 wurde sie auch während

der Vegetationsperiode 1 9 8 4 von Katzensteiner ( 1 9 8 7 ) beobachtet .

In Fällen , wo die Stickstof fversorgung der Bestände durch eine

Düngung erhebl i ch verbessert wurde , kann ein Teil des Stick­

stoffs im Bestandesniederschlag auch aus der Blattauswaschung

entstammen ( Mi l ler , 1 9 84 ) .

In der niederschlagsarmen Meßperiode 1 9 8 6 i st d i e Kronendachdi f ­

ferenz im Gegensatz zu den niederschlagsrei chen Meßperioden 1 9 8 5

und 1 9 8 7 auch in den Beständen S 1 und S2 positiv . Einer der

Gründe dafür könnte die warm-trockene Witterung der Meßperiode

1 9 8 6 sein . Da in sol chen Perioden die Sti ckstoffmineral i s ierung

begünstigt wird , was zu einem Anstieg der Nitratkonz entrationen

in der Bodenl ösung führt ( Ulrich , 1 9 8 1 ; Matzner und Ulrich ,

1 9 87 ) , dürften die Bestände einen größeren Tei l ihres Stick­

stoffbedarfes aus der Bodenlösung gedeckt haben . Der Einfluß der

Witterung auf die Zusammensetzung der Bodenlösung wird in den

folgenden Abschnitten d iskut iert .

- 4 1 -

4 . 2 Zusammensetzung der Bodenlösung und i hr e Einflußgrößen

4 . 2 . 1 Ionenkonz entrationen in der Bodenlösung und Einfluß der

Stoffeinträge und der Bodensaugspannung

Die Tabe l l e 4 . 3 und die Tabe l l e 4 . 4 z e igen zusammenfassend die

Mittelwerte der Ionenkonz entrationen in der Bodenlösung auf den

Untersuchungsf l ächen während der Meßperiode 1 9 86 bzw . 1 9 8 7 . Die

in diesen Tabel len angeführten Mittelwerte stützen s i ch auf

Meßwerte von 3 bzw . 4 Lysimetern pro Standort und Tiefenstufe .

Wegen der hohen Vari ab i lität im Waldboden s ind diese Stückzahlen

für eine genaue Charakteri s ierung der einzelnen T i efenstufen zu

gering . Wenn aber die Gesamtheit von 10 Saugkerz en pro Standort

berücks i chtigt wird , können Unterschiede zwischen den Standorten

mit ausreichender Genauigkei t ermittelt werden .

Es wurde eine getrennte Darstel lung der beiden Meßjahre gewählt ,

da es s ich um Perioden mit unterschiedlicher N i ederschlagshöhe

handelte . Das Jahr 1 9 8 6 war relativ niederschlagsarm mit e iner

l angen Trockenperiode im September/Oktober , während das Meßjahr

1 9 8 7 durch häufige und ergi ebige Niederschläge gekennz e i chnet

war . Infolge der durch Wärme und Trockenheit bedi ngten Mineral i ­

s ierung der organi schen Substanz und zugleich infolge geringer

Bodenwas sergehalte l iegen die Konz entrationen vieler Ionen in

der Bodenlösung während der Maßperiode 1 9 8 6 bis um das Doppelte

höher . Dies tri fft i nsbesondere für das Kal z ium , Magnesium und

Mangan auf den Standorten S2 und S 3 z u . Gleichzeitig wei s en die

meisten Ionenkonz entrationen in diesem Zeitraum e ine höhere

Streuung auf . Besonders auff a l lend s ind die Unterschiede zwi­

schen den beiden Meßjahren für Nitrat , das in Perioden hoher Hu­

musmineral is ierung im Zuge der Entkoppelungen im I onenkrei s l auf

verstärkt auftritt ( Ulrich , 1 9 8 1 � s iehe auch weiter unten ) .

Im Vergleich der Standorte f ä l l t auf , daß für d i e meisten Stoffe

d i e höchsten Kon zentrationen in der Bodenlösung auf dem Standort

S3 gernessen wurden . Eine Ausnahme bi ldet hier das Aluminium , das

im Oberboden auf dem Standort S2 die höchsten Werte aufwe ist . Um

d i e Unterschiede zwischen den Standorten zu überprüfen , wurden

- 4 2 -

Tab . 4 . 3 : Mittel.werte der Ionenkonz entrationen in der Bodenlö-

sung auf den Untersuchungsflächen in 1 5 , 3 0 und 6 0 cm

Tiefe für die Beobachtungsperiode 1 9 8 6 ( Standardabwei -

chung in Klammern )

Table 4 . 3 : Means of e lement concentrations in the soil solution

on the investigated plots in 1 5 , 3 0 and 6 0 cm soil

depth during the sampling period 1 9 8 6 ( standard

deviation in parentheses )

a ) K , Ca , Mg, Na , Mn

Standort K Ca Mg N a Mn Tiefe mg . l - 1

S 1 1 5 cm 3 , 8 7 ( 2 , 4 9 ) 1 , 06 ( 0 , 5 5 ) 0 , 69 ( 0 , 3 0 ) 0 , 88 ( 0 , 3 7 ) 0 , 5 1 ( 0 , 2 7 ) 3 0 cm 2 , 67 ( 3 , 4 0 ) 0 , 8 8 ( 0 , 6 0 ) 0 , 6 6 ( 0 , 3 3 ) 0 , 8 4 ( 0 1 3 1 ) 0 , 4 4 ( 0 , 3 1 ) 6 0 cm 1 , 05 ( 0 , 8 6 ) 0 , 4 9 ( 0 , 4 9 ) 0 , 59 ( 0 , 2 7 ) 1 , 3 3 ( 0 , 74 ) 0 , 3 4 ( 0 , 2 9 )

S 2 15 cm 1 , 5 7 ( 1 , 3 3 ) 0 , 4 1 ( 0 , 5 0 ) 0 , 4 0 ( 0 , 2 5 ) 1 , 4 0 ( 0 , 8 8 ) 0 , 11 ( 0 , 07 ) 3 0 cm 3 , 03 ( 2 , 2 0 ) 0 , 4 1 ( 0 , 4 1 ) 0 , 4 2 ( 0 , 2 0 ) 0 , 63 ( 0 , 2 5 ) 0 , 17 ( 0 , 09 ) 6 0 cm 1 , 16 ( 1 , 7 9 ) 0 , 2 8 ( 0 , 5 0 ) 0 , 2 8 ( 0 , 2 2 ) 0 , 99 ( 0 , 3 9 ) 0 , 0 2 ( 0 , 14 )

S 3 1 5 cm 7 , 4 5 ( 4 , 56 ) 1 , 4 7 ( 0 , 9 7 ) 0 , 9 3 ( 0 , 64 ) 2 , 0 6 ( 1 , 4 5 ) 0 , 4 0 ( 0 , 3 9 ) 3 0 cm 4 , 2 1 ( 2 , 08 ) 2 , 2 3 ( 2 , 19 ) 1 , 2 9 ( 0 , 54 ) 1 , 9 3 ( 1 , 2 0 ) 0 , 62 ( 0 , 2 2 ) 6 0 cm 5 , 3 1 ( 4 1 6 8 ) 1 , 5 1 ( 1 , 0 9 ) 1 , 3 6 ( 0 , 7 5 ) 1 , 53 ( 0 , 8 3 ) 0 , 59 ( 0 , 3 6 )

b ) Al , Cl , N03 , so4 und pH

Standort Al Cl N03 so4 pH Tiefe mg . l - 1

S 1 15 cm 1 , 64 ( 0 , 6 5 ) 3 , 05 ( 2 , 3 4 ) 4 , 3 3 , 5 ) 1 4 , 7 6 , 4 ) 4 , 5 0 ( 0 , 3 2 ) 3 0 cm 1 , 2 7 ( 0 , 55 ) 2 , 64 ( 3 , 14 ) 4 , 5 4 , 5 ) 1 1 , 7 5 , 4 ) 4 , 7 7 ( 0 , 3 1 ) 6 0 cm 1 , 9 5 ( 1 , 2 4 ) 1 , 3 3 ( 0 , 7 1 ) 3 , 4 2 , 5 ) 1 7 , 3 9 , 7 ) 4 , 8 2 ( 0 , 3 3 )

S 2 1 5 cm 2 , 5 0 ( 0 , 9 2 ) 0 , 9 5 ( 0 , 8 2 ) 1 5 , 5 7 , 6 ) 1 1 , 3 9 , 7 ) 4 , 58 ( 0 , 2 9 ) 3 0 cm 2 , 6 6 ( 1 , 57 ) 1 , 7 4 ( 0 , 9 2 ) 9 , 6 6 , 2 ) 1 4 , 6 6 , 3 ) 4 , 67 ( 0 , 2 3 ) 6 0 cm 2 , 19 ( 1 , 0 0 ) 1 , 4 1 ( 0 , 7 3 ) 1 0 , 5 9 , 0 ) 1 0 , 8 4 , 7 ) 4 , 6 8 ( 0 , 3 2 )

S 3 1 5 cm 1 , 3 3 ( 0 , 8 1 ) 3 , 05 ( 2 , 3 9 ) 1 5 , 9 ( 12 , 6 ) 1 3 , 7 9 , 4 ) 4 , 9 8 ( 0 , 6 1 ) 3 0 cm 1 , 7 2 ( 1 , 0 6 ) 3 , 18 ( 3 , 14 ) 1 8 , 0 ( 1 1 , 2 ) 17 , 4 5 , 7 ) 4 , 5 6 ( 0 , 53 ) 6 0 cm 3 , 3 3 ( 1 , 8 3 ) 3 , 4 4 ( 4 1 0 3 ) 3 0 , 5 ( 18 , 3 ) 1 6 , 9 8 , 5 ) 4 , 4 4 ( 0 , 2 3 )

- 4 3 -

Tab . 4 . 4 : Mittelwerte der Ionenkonz entrationen in der Bodenl ö-

sung auf den Untersuchungsf lächen i n 1 5 , 3 0 und 6 0 cm

Tiefe für die Beobachtungsperiode 1 9 8 7 ( Standardabwei-

chung in Klammern )

Table 4 . 4 : Means of element concentrations in the soi l solution

on the i nvestigated plots in 1 5 , 3 0 und 6 0 cm soil

depth duri ng the samp l i ng period 1 9 8 7 ( standard

deviation in parentheses )

a ) K , Ca , Mg , Na , Mn

Standort K Ca Mg Na Mn Tiefe mg . l-1

5 1 15 cm 2 , 0 2 ( 2 , 0 3 ) 0 , 7 9 ( 0 , 5 3 ) 0 , 4 4 ( 0 , 2 4 ) 0 , 62 ( 0 , 2 4 } 0 , 25 ( 0 , 17 ) 3 0 cm 1 , 17 ( 0 , 4 2 ) 0 , 6 0 ( 0 , 3 0 ) 0 , 4 8 ( 0 , 3 0 ) 0 , 6 9 ( 0 , 2 5 ) 0 , 27 ( 0 , 15 ) 6 0 cm 0 , 9 8 ( 1 , 3 6 ) 0 , 3 5 ( 0 , 2 2 ) 0 , 5 1 ( 0 , 2 3 ) 1 , 17 ( 0 , 8 1 ) 0 , 2 4 ( 0 , 17 )

5 2 1 5 cm 0 , 6 6 ( 0 , 3 4 ) 0 , 2 2 ( 0 , 2 6 ) 0 , 2 4 ( 0 , 1 0 ) 0 , 62 ( 0 , 3 0 ) 0 , 07 ( 0 , 0 5 ) 3 0 cm 2 , 4 7 ( 1 , 4 9 ) 0 , 3 0 ( 0 , 1 8 ) 0 , 3 2 ( 0 , 10 ) 0 , 56 ( 0 , 2 2 ) 0 , 10 ( 0 , 04 ) 6 0 cm 0 , 6 3 ( 0 , 3 8 ) 0 , 11 ( 0 , 13 ) 0 , 2 2 ( 0 , 07 ) 0 , 6 3 ( 0 , 11 ) 0 , 08 ( 0 , 0 4 )

5 3 1 5 cm 3 , 6 1 ( 2 1 0 5 ) 0 , 7 8 ( 0 , 7 5 ) 0 , 4 5 ( 0 , 2 5 ) 0 , 8 8 ( 0 , 2 8 ) 0 , 2 4 ( 0 , 14 ) 3 0 cm 4 , 13 ( 1 , 7 7 ) 1 , 1 4 ( 0 , 5 6 ) 0 , 69 ( 0 , 3 4 ) 1 , 1 6 ( 0 , 5 6 ) 0 , 3 8 ( 0 , 1 6 ) 6 0 cm 5 , 2 1 ( 3 , 2 2 ) 1 , 12 ( 0 , 9 2 ) 0 , 8 3 ( 0 , 2 7 ) 1 , 3 0 ( 0 , 57 ) 0 , 4 2 ( 0 , 17 )

b ) Al , Cl , N03 , so4 und pH

Standort Al Cl N03 so4 pH Tiefe mg . l- 1

5 1 1 5 cm 0 , 87 ( 0 , 4 0 ) 1 , 7 7 ( 1 , 6 3 ) 1 , 7 2 , 3 ) 1 0 , 0 4 , 3 ) 4 , 3 7 ( 0 , 4 4 ) 3 0 cm 1 , 0 4 ( 0 , 5 3 ) 0 , 7 4 ( 0 , 5 1 ) 2 , 1 3 , 9 ) 1 1 , 1 5 , 2 ) 4 , 6 1 ( 0 , 3 2 ) 6 0 cm 1 , 9 4 ( 1 , 3 0 ) 1 , 08 ( 0 , 69 ) 2 , 7 3 , 2 ) 1 6 , 9 8 , 7 ) 4 , 64 ( 0 , 2 6 )

5 2 1 5 cm 1 , 7 2 ( 0 , 7 9 ) 0 , 5 8 ( 0 , 4 9 ) 1 1 , 2 6 , 9 ) 7 , 6 3 , 6 ) 4 , 3 9 ( 0 , 4 3 ) 3 0 cm 1 , 9 6 ( 0 , 5 5 ) 0 , 9 9 ( 0 , 53 ) 5 , 9 3 , 3 ) 1 2 , 4 4 , 2 ) 4 , 5 1 ( 0 , 25 ) 6 0 cm 2 , 3 1 ( 0 , 6 1 ) 0 , 7 3 ( 0 , 2 4 ) 8 , 0 2 , 7 ) 1 2 , 9 3 1 9 ) 4 , 5 8 ( 0 , 3 0 )

5 3 1 5 cm 0 , 9 2 ( 0 , 3 3 ) 1 . 4 9 ( 0 , 9 4 ) 8 , 5 4 ' 6 ) 9 , 2 6 , 6 ) 4 , 3 6 ( 0 , 2 8 ) 3 0 cm 1 , 2 6 ( 0 , 3 4 ) 2 , 16 ( 0 , 9 4 ) 1 1 , 3 ( 6 , 9 ) 1 3 , 6 6 , 1 ) 4 , 3 6 ( 0 , 3 9 ) 6 0 cm 2 , 4 8 ( 1 , 10 ) 1 , 7 0 ( 1 , 5 2 ) 1 8 , 8 ( 1 1 , 0 ) 1 5 , 6 5 , 2 ) 4 , 2 0 ( 0 , 3 4 )

- 4 4 -

d i e Mittelwerte . einem Scheffe ' -Test unterzogen . Es konnte bestä­

tigt werden , daß auf der F läche S2 in 15 cm Tiefe für Kal ium ,

Kal z i um , Magnesium und Mangan signifikant niedrigere Konz entra­

tionen gemessen wurden als auf den anderen zwei Standorten . Ähn­

l iches gi lt mit Ausnahme von Kal ium auch für 30 cm und 60 cm

Tiefe .

Die Mittelwerte der Anionenkonz entrationen zeigen eine unter­

schied l i che Dif ferenz ierung der Standorte . So treten die nied­

rigsten Chiaridwerte im Boden des Standortes S2 auf . Die

Nitratkonz entrationen sind am Standort S 1 sign i fikant niedriger

a l s in den anderen zwei Beständen . Die Sul fatkonz entrationen

z eigen hingegen keine signifikanten Unterschiede , weder zwischen

den Standorten , noch zwischen den T i efenstufen .

Die pH-Werte l i egen auf al len Standorten zwischen 4 , 0 und 5 , 5

( si ehe auch Abb . 4 . 1 3 ) und ihre Mittelwerte ( Tab . 4 . 3 und 4 . 4 )

z eigen trotz beträchtlicher Gegensätze in der Ionenzusammen­

setzung der Bodenlösung zwischen den Standorten keine auffal l en­

den Unterschiede . Auf den Fläche S1 und S 2 f indet mit der Tiefe

e i ne leichte Zunahme des pH-Wertes statt , während am Standort S3

die T i efenfunktion umgekehrt verl äuft . Vergl ichen mit Angaben

aus Norddeutschland ( Matzner und Ulrich , 1 9 8 7 ) l i egen die pH­

Werte der Bodenlösung im Böhmerwal d um mehr als eine halbe pH­

Einheit höher . Auch in anderen Nadelwaldbeständen auf s i likati­

schem Ausgangssubstrat bef i nden s ich die pH-Werte in einem

Bereich zwischen 4 , 0 und 4 , 5 ( Cronan , 1 9 8 0 ; Reynolds et al . ,

1 9 88 ) .

Vergl i chen mit Literaturangaben für mit Unterdrucklysimetern ge­

wonnene Bodenlösung l i egen die Konzentrationen von Kal z ium , Ma­

gnesium und Kal ium etwas höher als in den meisten Untersuchungen

aus mäßig belasteten Nadelwaldbeständen ( Cronan , 1 9 8 0 ; Mol l iter

und Raynal , 1 98 2 ; Reynolds et al . , 1 9 88 ) . S i e s i nd j edoch um ein

Mehrfaches niedriger als in

Bundesrepublik Deutschland

Ulrich , 1 9 8 7 ) .

stark belasteten Ökosystemen

( Bredemeier , 1 9 8 7 , Matzner

der

und

- 4 5 -

Die im Böhmerwal d gemessenen Mangankonz entrationen i n der Boden­

l ösung befinden s ich in einem Bereich , den auch Bergkvist ( 19 8 7 )

für F ichtenstandorte auf Grani t in Südschweden angegeben hat .

Andere Böden können unter dem Säureeintrag weitaus höhere Mengen

an Mangan in die Bodenlösung freisetzen , wie von Gärtner ( 19 8 5 )

mit 1 0 mg . l- 1 und von Cassens-Sasse ( 1 9 8 7 ) mit 2 0 mg . l- 1 beri ch­

tet wurde .

Ähnl i ches gilt auch für die Aluminiumkonzentrationen , die a l l er­

d ings durch die Art der Pufferungsvorgänge im Boden ( Ulrich ,

1 9 8 1 ) , stark mitbestimmt werden . Im Unterboden des Fichtenbe­

standes im Soll ing lagen d i e Aluminiumkonz entrationen im Unter­

suchungszeitraum 1 9 7 7 bis 1 9 8 2 bei 16 mg . l- 1 ( Khanna et a l . ,

1 9 87 ) . Cassens-Sasse ( 1 9 8 7 ) berichtete über Monatsmittelwerte

von bis zu 3 0 mg . 1 - 1 in einem anderen Fichtenbestand in Nord­

deutschland .

Die Anionenzusammensetzung der Bodenlösung i st für die Element­

auswaschung maßgeb l i ch , da bei der n iedrigen Anionenaustauschka­

paz ität der Böden die Anionen unter Mitnahme von Kationen ausge­

waschen werden . In einer Viel z ahl von Untersuchungen war Sul f at

das dominierende Anion der Bodenl ösung , wobei d i e meisten Kon­

z entrationen zwi schen 10 mg . l- 1 ( Cronan , 1 9 8 0 ; Moll iter und

Raynal , 1 9 8 2 ) und 2 0 mg . l- 1 ( Reynolds et al . , 1 9 8 8 ) lagen und

somit den im Böhmerwald gemessenen Werten entsprachen . Demgegen­

über betrugen die Sulfatkonz entrationen im Sol l i ng ( Fichtenbe­

stand ) im Durchschnitt 85 mg . l - 1 ( Khanna et a l . , 1 9 8 7 ) . In e i nem

anderen stark belasteten Fichtenbestand im Spanbeck ( Nord­

deutschl and ) wurden Werte zwischen 7 5 und 1 8 0 mg . l- 1

( Bredemeier , 1 9 8 7 ) gemessen .

Im Zuge der ständig steigenden Stickstoffeinträge in Wälder , ge­

winnen d i e Nitratkonz entrationen i n der Bodenlösung an Bedeu­

tung . In den meisten Untersuchungen aus Nordamerika lagen d i e

N itratkonz entrationen in der Bodenlösung u m 1 mg . 1 - 1 ( Cronan ,

1 9 8 0 ; Mol l iter und Raynal , 1 9 8 2 ) ; auf Aufforstungsflächen in

Wales deut l i ch darunter ( Reynolds et al . , 1 9 88 ) . Werte von bis

z u 2 , 6 mg . l- 1 ergaben Messungen zwischen 1976 und 1979 i n

- 4 6 -

klärschlammbehandelten Fichtenbeständen i n Bayern ( Hüser , 1 9 8 1 ,

in Rehfuess , 1 9 81 ) . Nitratkonzentrationen im Boden des Bestandes

S3 im Böhmerwald l iegen dagegen je nach Meßperiode und Tiefe im

Mittel zwischen 16 und 31 mg . 1- 1 . Sie zeigen bereits eine Re­

aktion auf die hohen Stickstoffeinträge . Andererseits i st dieser

Standort wegen seiner Exposition auch wärmebegünstigt , was hö­

here Umsetzung der organischen Substanz an s ich z ieht . Außerdem

könnte auch die Bestandesgeschichte bei den Ni tratkonz entratio­

nen in der Bodenlösung eine Rol l e spielen . Kreutzer ( 1 9 8 1 ) fand

in Fichtenbeständen auf Löß erster Generation nach Laubhol z

mittlere Nitratkonz entrationen in der Bodenlösung von 9 0 mg . l- 1 .

Dies führte er auf hohe Nitrif i z ierung und fehlende Aufnahme in

die Bodenvegetation zurück . Auf sauren Standorten ermittelte er

in F ichtenbeständen erster Generation wegen zu geringer Nitrif i ­

z ierung mittlere Nitratkonz entrationen von unter 5 mg . l - 1 . D a in

dieser Höhenlage der Laubho l z antei l n i e so hoch war , wie bei den

Tiefl agenaufforstungen in Bayern , s i nd auf dem Standort S3 die

hohen Stickstoffeinträge für die Nitratkonz entrationen in der

Bodenl ösung von größerer Bedeutung a l s eventuel l e Umverte i l unq

der organischen Substanz im Bodenpro f i l . Andererse i ts treten auf

diesem Standort Entkoppelungen zwischen Nitratfreisetzunq und

- aufnahme statt , wie der Verlauf der Nitratkonz entrationen in

der Bodenlösung zeigt ( si ehe weiter unten , Abb . 4 . 6 und Abb .

4 . 1 2 ) .

Um eine bessere Übersi cht der Zusammensetzung der Bodenlösung zu

ermögl i chen , wurden getrennt nach Meß j ahren Ionenbi lanzen für

d i e Untersuchungsflächen aufgeste l lt ( Abb . 4 . 4 und 4 . 5 ) . Hierfür

wurden auch die Daten für 90 und 1 2 0 cm Tiefe herangezogen , ob­

wohl s i e aufgrund der geringen Wiederholungsanz ahl von Lys ime­

tern ( wegen des hohen Grobskelettgehaltes ( vgl . Tab . 3 . 2 ) war

eine höhere Anz ahl nicht möglich ) nur eine beschränkte Aussage­

kraft besitzen . Für die Beschaf fenheit der Bodenlösung unterhalb

des durchwurzelten Bereiches können sie j edoch wertvol l e Hin­

wei s e l i efern . Diese Aufste l l ung i st a l l erdings mit einigen

meßtechnischen und methodischen Ungenauigkeiten behaftet . So

wurden die Aluminiumkonz entrationen vereinfachend a l s Al 3+

- 4 7 -

berechnet . Der als " org . N " ausgewiesene Balkentei l entspricht

der D i fferenz zwischen Gesamt-Stickstoff und Nitrat-stickstoff ,

sch l i e ßt a l so den Ammonium-Stickstoff sowie den gelösten organi ­

schen Stickstoff ein . Eine Messung von Eisen und Z ink sowie der

organischen Säuren würde ebenf a l l s die Aussagekraft dieser Bi­

l an z en erhebl ich verbessern . Die zwei Abb i l dungen s ind j edoch

imstande , Unterschiede zwischen den Standorten auf einen B l ick

erkennbar zu machen .

Wie schon oben besprochen , l i egen die Stoffkonzentrationen in

der Meßperiode 1987 wesent l i ch n i edriger a l s im Jahr 1 9 8 6 . Dies

z eigt auch d i ese zusammenfassende Darstel l ung . Zwar s i nd im

Oberboden die Konz entrati onen im Meßjahr 1 9 8 7 niedr iger , die re­

lativen Ionenantei l e haben s ich j edoch trotz der unterschied l i ­

chen Witterung kaum verändert . Nur d i e Antei l e von Nitrat l i egen

im kühl-feuchten Jahr 1 9 8 7 am Standort S3 erwartungsgemäß etwas

niedriger . Eben f a l l s die Aluminiumantei le nahmen gegenüber der

Meßperiode 1 9 8 6 ab , was den Befunden von Matzner und Ulrich

( 19 87 ) entspricht .

Im Boden des Standortes S 1 betragen die Ionenäquivalente des

Aluminiums meistens weniger als 5 0 % der Kationensumme . Eine

Ausnahme bi ldet hier die Bodenlösung aus 6 0 cm Tiefe , wo in bei ­

den Maßperioden gle i chzeitig hohe Aluminium- und Sulfatkonzen­

trationen auftreten . Dies könnte auf eine Auflösung des Alumi­

niumhydroxysulfates hinweisen , da zusät z l ich d i e SulfatjChlo­

rid-Verhältnisse sehr weit werden ( Ulrich , 1 98 1 ; Prenzel , 1 9 8 3 ) .

I n den tieferen Bodenschichten nehmen die Aluminiumkonz entratio­

nen deutl ich ab .

Im Bestand S 1 bildet das Sul fat den überwiegenden Teil der Anio­

nen der Bodenlösung . Diese Ergebnisse stimmen s ehr gut mit ande­

ren Untersuchungen überein , wo das Sul f at das Hauptanion der Bo­

denlösung darstel lte ( Cronan , 1 9 8 0 ; Mol liter und Raynal , 1 98 2 ;

V itousek , 1 9 8 4 ; Cassens-Sasse , 1 9 87 ) . Auf den Standorten S 2 und

i nsbesondere auf S3 steigt der Antei l des Nitrats tei lweise b i s

über d e n des Sul f ats an . Dies trifft trotz d e r noch weitaus hö­

heren N itratkonz entrationen in der Bodenlösung der F ichtenbe-

- 4 8 -

s 1 / 1 986 1 5cm � K 30cm

� Ca llliJ Mg

60 cm 001 Na

lll Mn

90 cm § Al III org. N

20cm

s 2 / 1 986 1 5 cm

30cm

60 cm

90 cm

120 cm

s 3 / 1 986 1 5 cm

30cm

60 cm

90 cm

1 20 cm

1 ,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 ,0

meq.l" - 1

Abb . 4 . 4 : Mittlere Kationen- und Anionenkonzentrationen in der Bodenlösung auf den Untersuchungs flächen für die Meß­periode 1 9 8 6

Fig . 4 . 4 : Mean cation and anion concentrations in the soil solution of the investigated plots during the samp­l ing period 1 9 8 6

- 4 9 -

s 1 / 1 987 1 5 cm � K

lll!B Ca mn Mg

30cm

Im Na

l.!llJ Mn 60 cm

§ Al

m org. N 90 cm

120cm 111111 H +

s 2 / 1 987 1 5cm

30 cm

60 cm

90 cm

120cm

s 3 / 1 987 1 5cm

30cm

60 cm

90 cm

1 20 cm

1 ,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

meq.l "' - 1 Abb . 4 . 5 : Mittlere Kationen- und Anionenkonzentrationen in der

Bodenlösung auf den Untersuchungsflächen für die Meß­periode 1 9 8 7

F i g . 4 . 5 : Mean cat ion and anion concentrations in the soil solution of the i nvestigated plots during the samp­l ing period 1 9 8 7

- 5 0 -

stände in Norddeutschland für die dortigen Standorte nicht zu .

Dort bleibt das Sulfat weiterhin das dominierende Anion der Bo­

denl ösung ( Bredemeier , 1 9 8 7 ) . Dies wurde bis j etzt in Wald­

ökosystemen nur wenig beobachtet . Nur aus gestörten Waldöko­

systemen mit hoher Stickstoffmineral isierung ( Vi tousek , 1 9 8 4 )

und nach Bestandesumwandlungen ( Kreutzer , 1 98 1 ) i st ein überwie­

gender Nitrataustrag bekannt . Da der Stickstoffeintrag ( molar

gerechnet ) den Sulfateintrag auf den Standorten S 2 und S 3 über­

stei gt ( si ehe Kap . 4 . 1 ) , und da es in d iesen Beständen bereits

Anz e ichen einer Stickstoffsättigung gibt ( si ehe Kap . 4 . 4 . 1 ) , ist

ein entsprechender Stickstoffaustrag zu erwarten . Des weiteren

kommen auf diesem Standort Entkoppelungen im Stickstoffkreis lauf

und interne Versauerungsschübe ( Ulrich , 1 98 1 ) vor .

Auf dem Standort S 2 ist Aluminium unter den Kationen in al len

Tiefenstufen am meisten vertreten . Die gesamten übrigen Kationen

betei l igen s ich zum Tei l mit weni ger als 3 0 % an der Kationen­

summe . Daraus ergeben s i ch weitreichende Konsequenzen für den

Ernährungszustand der Bäume ( siehe weitere Abschnitte ) . Der

Schadstoffeintrag l i egt auf diesem Standort j edoch n iedriger als

im Bestand S 3 . Die Ursache für den schlechten Gesundheitszustand

der Bäume und die für das Pflanzenwachstum extrem ungünstige Zu­

sammensetzung der Bodenlösung , ist daher anges ichts des gleichen

Ausgangssubstrates in der früheren Bewirtschaftung dieses Stand­

ortes zu suchen . Da es s i ch bei diesen Flächen um Aufforstungen

auf ehemal i gen Mähwiesen handelt , spielen in der Nährstoffbilanz

dieser Standorte die früheren Biomasseentzüge eine ausschlag­

gebende Rol le . Aus diesen Entz ügen kann j ährl i ch e ine Ökosyste­

mare Versauerunq von einigen kmol H+ . ha- 1 resultieren . Weitere

Versauerunq des Bodens wird durch den Einbau von Kationen in die

Biomasse hervorgerufen ( Ni l sson et al . , 1 9 8 2 ) .

I n der Biomasse eines nachfolgenden Fichtenbestandes können in

100 Jahren j e nach Bonität bis weit über 100 kmol H+ Äquivalente

pro Hektar in kationischen Nährstoffen festgelegt werden

( Glatzel et al . , 1 9 8 5 ) . Diese Säuremenge wird bei der Nährstoff­

aufnahme als Protonen an den Boden abgegeben . Dazu kommt die aus

- 51 -

der Bildung der organi schen Auflage resultierende Versauerunq ,

die für eine 1 9 - j ährige Fichtendickung j e nach Bestandesdichte

zwischen 25 und 44 kmol H+ . ha-1 bez i ffert wurde ( Hager , 1 9 88 ) .

Auf dem Standort S 2 kann daher seit der Bestandesgründung eine

aus der Biomassebi ldung resultierende Säureabgabe an den Boden

von mindestens 1 0 0 kmol H+ . ha-1 geschätzt werden . Auf den Stand­

orten S1 und S3 , die - soweit bekannt - nur für reine Hol zpro­

duktion gedi ent hatten , kann aus den früheren Biomasseentzügen

( entrindetes Hol z ) nur eine sehr geringe jährliche Versauerunq

von ca . 0 , 2 kmol H+ . ha-1 ( Glatzel et al . , 1 9 8 5 ) zugrunde gelegt

werden .

Aus diesen Tatsachen ergibt s ich , daß es auf dem bereits

schl echt nährstoffversorgten Standort S2 durch die Bestandes­

gründung zu einer weiteren Verknappung des verfügbaren Nähr­

stoffvorrates im Boden gekommen i st . Die bei der Nährstoffauf­

nahme abgegebenen Protonen konnten daher nur mehr über eine Alu­

miniumfrei setzunq abgepuffert werden . In diesem Fall genügen be­

reits mäßige Säureeinträge , um den Ernährungs zustand des Bestan­

des nachhaltig negativ zu verändern . Bei gleichzeitiger Stick­

stoffzufuhr kann durch eine Wachstumsstimulation der Nährstoff­

bedarf weiter steigen , was die Nährstoffbi lanz weiter ver­

schl echtert ( s iehe Kap . 4 . 4 . 1 ) .

Der Standort S 3 ist den höchsten Einträgen ausgesetzt . Dies

spiegelt s ich auch in der Zusammensetzung der Bodenlösung wider

( Abb . 4 . 4 und 4 . 5 ) . In der niederschlagsreichen Meßperiode 1 9 8 7

s ind i n 1 5 und 3 0 cm Ti efe d i e Stoffkonzentrationen um einiges

niedriger als im Jahr 1 9 8 6 . Dies dürfte mit dem ver zögerten

Streuabbau während der feucht-kühlen Witterung zusammenhängen .

Demgegenüber schienen während der zweiten Meßperiode mehr

H+ - Ionen in der Bodenlösung auf . Im Oberboden sind vorwiegend

Kalium , Ka l zium und Magnesium an der Säurepufferunq bete i l i gt .

Mit zunehmender Tiefe werden in verstärktem Maße Aluminiumionen

freigesetzt . Inwieweit die hohen Nitratwerte der Bodenlösung auf

diesem Standort für die Aluminiummobilisierung verantwortlich

s i nd , wird im Abschnitt 4 . 2 . 2 diskutiert .

- 5 2 -

Wie schon weiter oben besprochen , unterscheiden sich die beiden

Beobachtungs jahre auffäl lig in der Niederschlagsmenge während

der Me.ßperiode . So war das Jahr 1 9 8 6 relativ ni ederschlagsarm

mit e iner fast sechswöchigen Trockenperiode im September und Ok­

tober . Die Me.ßperiode 1 9 8 7 war hingegen durchgehend nieder­

schl agsreich . Die Saugspannung des Bodens charakterisi ert diese

Unterschiede eindeutig . Während es im Laufe der Trockenperiode

1 9 8 6 auf allen Flächen bis zu einer Tiefe von 60 cm bei e iner

Saugspannung von über 75 kPa in einigen Tens iometern zu

Unterbrechungen der Wassersäule kam , wurden im Jahr 1 9 8 7 die

Werte von 30 kPa kaum überschritten . Nur kurz fristig konnten im

Bestand S1 in 15 cm Tiefe Saugspannungen um 50 kPa gemessen wer­

den .

Die Abbi ldung 4 . 6 z eigt den Jahresgang der Nitratkonzentrationen

in 60 cm Tiefe auf den drei Untersuchungs flächen . In dieser Ab-

('I"J 0 z

1 0 0

5 0

� .. I i , . i i ' . i i ' ' i i . ' i i ' '

l·i i // 1

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6 0 6 0 6 0

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5 1 52 53

MA I JUL 5EP NOV JAN MÄR MA I JUL 5 E P NOV 1 9 8 6 1 9 8 7

Abb . 4 . 6 : Jahresgang der mittleren Nitratkonz entrationen in 6 0 cm Tiefe auf den drei Untersuchungsflächen für die Me.ßperioden 1 9 8 6 und 1 9 8 7

Fig . 4 . 6 : Means o f nitrate concentrations in 6 0 cm soil depth on the three investigated plots in course of the sampling periods 1 9 8 6 and 1 9 8 7

- 5 3 -

bildung kommen die Unterschiede zwischen den Standorten und den

zwei Untersuchungsj ahren deutl ich zum Ausdruck . Während die Ni­

tratkonz entrationen in der Bodenlösung in den Beständen S1 und

S 2 über den gesamten Zeitraum auf einem gleichmäßigen Niveau

verbl eiben , bauen sich im Boden des Bestandes S3 im Laufe der

Vegetationsperiode 1 9 8 6 Nitratkonzentrationen bis 50 mg . l-1 auf ,

die nach einer kurzen Befeuchtung im Mittel bis auf 100 mg . l-1

anste igen . Demgegenüber fal len die Konzentrationsschwankungen im

Beobachtungs j ahr 1 9 8 7 eher bescheiden aus . In der Meßperiode

1 9 8 7 sind daher Entkoppelungen im Ionenkre is lauf ( Ulrich , 19 8 1 )

kaum zu erwarten .

Für die Fragestellung , inwiewei t die Stoffeinträge bzw . die Bo­

denaustrocknung und die daraus resultierenden Versauerungsschübe

( Ulrich , 1 9 8 1 ) die Zusammensetzung der Bodenlösung beeinflussen ,

wurden daher nur die Ergebn isse der Meßperiode 1 9 8 6 berücksich­

tigt .

Die Abbi ldung 4 . 7 ze igt den Verlauf der Mittelwerte der Kal ium­

konz entrationen in der Bodenlösung und dazu die Mittelwerte der

Bodensaugspannung ( Wasserspannung ) für die jeweil ige Tiefe . Im

oberen Tei l der Abbildung sind a l s Balken die Kaliumfrachten im

Bestandesniederschlag dargeste l l t . Um besser auf zeigen zu kön­

nen , i nwieweit die Konzentrati onen in der Bodenlösung auf die

Schwankungen der Saugspannung des Bodens reagieren , wurde die

Saugspannung so aufgetragen , daß steigende Saugspannung ( =abneh­

mende Wasserpotentiale im trockeneren Boden ) mit steigenden Kon­

zentrationen gleichgerichtet ist .

Die Saugspannung we ist auf al len Standorten einen ausgeprägten

Jahresgang auf . Sie ist auf dem Standort Sl fast durchgehend am

höchsten ( ni edrigste Wasserpotential e ) . In den obersten Bodenho­

r i z onten kam es periodisch bei einer Saugspannung über 75 kPa

zur Unterbrechung der Wassersäule in den Tensiometern . Für diese

Meßgeräte wurde dann der Wert von 100 kPa für die Mittelwertbil­

dung angenommen . Mittelwerte der Saugspannung über 7 5 kPa sind

daher mit großen Ungenauigkeiten behaftet . Insbesondere während

der Trockenperiode im September/Oktober des Beobachtungs j ahres

Abb . 4 . 7 : Mittelwerte der Kal iumkonz entrationen in der Bodenlösung , bzw . der Bodensaug­spannung und im oberen Teil Flüsse von Kal ium im Bestandesniederschlag in den Beständen S l , S2 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

F ig . 4 . 7 : Mean potass ium concentrations i n the soil solution , mean soil water suction potential and in the upper part potassium fluxes in the throughfall in the stands S l , S2 and S3 dur ing the sampling period 1 9 8 6

N 1 2 0 < E 8 0 ' rn E 4 0

�

' 2 0 rn E

1 0

�

' 2 0 m E

1 0

�

6, 2 0 E

1 0

S I 52 53

MA I JUN J U L AUG S E P O K T N O V M A I JUN JUL AUG S E P OKT N O V MA I J U N J U L A U G S E P O K T NOV

KONZENTRAT I ON SAUGSPANNUNG

1 00

7 5 "' n. ..:{.

5 0

2 5

7 5 "' n. ..:{. 5 0

2 5

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- 5 5 -

1 9 8 6 , wo im Bestand S1 die Saugspannung mit 1 0 0 kPa angegeben

wird , muß eine noch weitaus stärkere Bodenaustrocknung angenom­

men werden .

Die Niederschlagsmengen des Bestandesniederschlages s ind während

der Meßper iode 1 9 8 6 auf dem Standort S1 um 2 3 bzw . um 4 4 mm

niedriger als auf den Standorten S 2 bzw . S 3 ( siehe Kap . 4 . 1 ) .

Außerdem können die ni edrigen Bodenwasserpotentiale im Bestand

S1 aus einer höheren Transpirati onsleistung resultieren , da d i e

aufgekommene Ver jüngung und der hohe Deckungsgrad der Boden­

vegetation an der hohen Saugspannung mitbete i l igt s ind .

Die Saugspannung im Oberboden reagiert auf allen Standorten re­

lativ empfindlich auf Befeuchtung durch die Niederschl äge . Diese

Schwankungen übertragen sich in abgeschwächter Form auch auf d i e

Bodentiefe 3 0 bzw . 60 cm . Durch die geringe Neigung und Nässe­

ze iger unwe it der Fläche S2 wurden vorerst i n diesem Bestand d i e

niedrigsten Saugspannungen erwartet . I m Laufe der Messungen hat

s ich diese Annahme j edoch nicht bestätigt .

Betrachtet man die Verläufe der Kaliumkonzentrati onen und die

der Saugspannung ( Abb . 4 . 7 ) , so ist kaum ein Zusammenhang zwi­

schen diesen beiden Größen ers i chtl ich . Lediglich während der

Monate September und Oktober kann be im Ansteigen der Saug­

spannung mit einer gewissen Verz ögerung eine Zunahme der Konzen­

trationen beobachtet werden .

Eine Korrelationsanalyse zwischen den Konzentrati onen der unter­

suchten Elemente in der Bodenlösung und den Mitte lwerten der

Saugspannung für die der Probennahme der Bodenlösung vorausge­

hende Zeitspanne ze igte ebenfalls keine Zusammenhänge .

Wie schon im Abschnitt 4 . 1 ge zeigt wurde , unterscheiden sich die

Standorte hins ichtl ich der Kal iumflüsse mit dem Bestandesni eder­

schlag relativ wenig . Dies gi 1 t j edoch nicht für die Bodenlö­

sung , wo auf der Fläche S2 die niedrigsten Konzentrationen auf­

treten ( Abb . 4 . 7 ) . Anscheinend wird das aus dem Bestandesnieder­

schlag und der Mineralisierung stammende Kalium sofort wieder

- 56 -

aufgenommen . Hoher Kaliumumsatz wird in diesem Bestand auch aus

der Gegenüberstel lung der Konzentrationen in der Bodenlösung , im

Xylemsaft und der Nadelgehalte angenommen ( siehe Kap . 4 . 5 )

In 1 5 cm Tiefe kommt es während der Trockenperiode im Bestand S 2

z u einer Abnahme der Kaliumkonzentrationen in der Bodenlösung .

Dieser Konzentrationsabfall erfaßt mit Ausnahme von Nitrat alle

untersuchten Elemente . Diese Abnahme fällt am stärksten für Kal­

z ium aus (Abb . 4 . 8 ) , sodaß die Konz entrationen unter die Nach­

weisgrenze der Flammen-AAS-Messung abgesunken sind . Erklärungen

für diese auffäll ige Abnahme können nur hypothetisch genannt

werden . Theoreti sch wäre be i einer höheren Saugspannung ein

Rücktausch an den Austauscherstellen möglich , andererseits

könnte auch eine verstärkte selektive Nährstof faufnahme über die

Wurzel mitbetei l igt sein .

Wie die Abbi ldung 4 . 8 zeigt , s ind im Bestand S 2 in allen Tiefen­

stufen die Kal z iumkonzentrationen durchgehend sehr niedrig 1 und

s i e reagieren weder auf die Zufuhr mit dem Bestandesniederschlag

noch auf die Schwankungen der Bodensaugspannung . Ob angesichts

des akuten Kal ziummangels auf di esem Standort das gesamte zuge­

führte und mineral i s i erte Kal z ium bevorzugt aufgenommen wird ,

könnte nur durch eine gesonderte Untersuchung gekl ärt werden .

Auf den anderen beiden Flächen i st die Trockenperiode mit einem

Minera l i s ierungsschub verbunden , der die Kalz ium- ( Abb . 4 . 8 ) so­

wie Magnesiumkonz entrationen (Abb . 4 . 9 ) anste igen läßt . Im Be­

stand S3 treten zu diesem Zeitpunkt sehr hohe Konzentrationen

von Kalium und Magnesium in 60 cm Tiefe auf , die auf einen ver­

stärkten Austrag dieser Elemente hinwe isen .

Da von Chlorid angenommen wird 1 daß es wenig in den internen

Kre i slauf einbe zogen wird ( Ulrich , 1 9 8 1 ) , müßten die Chloridkon­

zentrationen auf die Einträge mit dem Bestandesniederschlag so­

wie auf Änderungen der Bodensaugspannung besonders empfindlich

reagieren . Es zeigt s ich j edoch ( Abb . 4 . 1 0 ) , daß bei relativ

gleicher Chiaridfracht mit dem Bestandesni ederschlag auf den

Untersuchungsflächen die Chi aridkonzentrat ionen nur auf den

Abb . 4 . 8 : Mittelwerte der Kal z iumkonzentrat ionen in der Bodenlösung , bzw . der Bodensaugspannung und im oberen Teil Flüsse von Kal z ium im Bestandesnieder­schlag in den Beständen S l , S2 und S3 während der Meßperiode 1 9 8 6

Fig . 4 . 8 : Mean calc ium concentrations in the soil solution , mean soil water suction potential and i n t.he upper part calc ium fluxes in the throughfall in the stands S l , S 2 and S 3 during the s ampl ing period 1 9 8 6

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Abb . 4 . 9 : Mittelwerte der Magnesiumkonzentrationen in der Bodenlösung , bzw. der Bodensaugspannung und im oberen Teil Flüsse von Magnesium im Bestandesnieder­schlag i n den Beständen S 1 , S2 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

F ig . 4 . 9 : Mean magnesium concentrations in the soil solution , mean soil water suction potential and i n the upper part magnes ium fluxes in the throughfall in the stands S 1 , 8 2 and 8 3 dur ing the sampl ing period 1 9 8 6

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Abb . 4 . 10 : Mittelwerte der Chloridkonzentrationen in der Bodenlösung , bzw . der Bodensaugspannung und im oberen Teil Flüss e von Chlorid im Bestandesnieder­schlag in den Beständen S l , S2 und S 3 während der Meßperiode 19 8 6

F ig . 4 . 10 : Mean chloride concentrations i n the soil solut ion , mean soil water suction potential and in the upper part chloride fluxes in the throughfall in the stands S l , S2 and S3 during the sampl ing period 19 8 6

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KONZENTR AT I ON SAUGSPANNUNG

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5 0

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- 6 0 -

Standorten Sl und 5 3 in ihrem Verhalten relativ ähnl ich sind .

Hingegen bleiben die Chloridkonzentrationen auf dem Standort 52

trotz beträchtlicher Schwankungen der Bodensaugspannung z i emlich

konstant . Besonders auffallend i st auf diesem Standort die Ab­

nahme der Chloridionen in der Bodenlösung aus 1 5 cm Bodenti efe

des Standortes 52 während der Trockenperiode . Sie würde eher für

einen Rücktausch als für verstärkte Wur zelaufnahme sprechen .

Obwohl die Einträge von Sulfat-Schwefel auf dem Standort Sl

einerseits und auf den Standorten S 2 und S 3 andererseits be­

trächtl iche Unterschiede aufwei sen ( s iehe Abb . 4 . 2 ) , l i egen die

Sulfatkonzentrat ionen in der Bodenlösung in einem ähnl ichen Be­

reich ( s iehe Tab . 4 . 3 und Tab . 4 . 4 ) . Wie die Abbildung 4 . 11 je­

doch zeigt , unterscheiden sich die Sul f atkonzentrat ionen in der

Bodenlösung beträchtlich hinsichtlich ihrer Reaktion auf eine

Änderung der Bodenwasserpotential e . Während im Bestand S1 und S 2

diesbezügl ich nur geringfügige Schwankungen auftreten , haben

sich die Sul fatkonzentrationen in allen Tiefenstufen im Bestand

S3 bei der Bodenaustrocknung mehr als verdoppelt . Nach Versuchen

von Janz en und Bettany ( 1 9 8 7 ) hängt die Schwefeloxidat i on im Bo­

den von der Wechselbe z i ehung zwischen Bodenwasserpotential und

Bodentemperatur ab . Für die für Waldböden relevanten Temperatur­

vari anten von 3 ° und 15 ° c wurden die höchsten Umwandlungsraten

bei Wasserpotentialen zwischen - 3 0 und - 3 0 0 kPa erzielt . Obwohl

im Bestand 53 auf Grund der Süd-West-Exposition höhere Bodentem­

peraturen angenommen werden können , müßte am Standort S1 im Zuge

der relativ starken Bodenaustrocknung ebenfal ls eine hohe

Sulfatfreisetzung vorherrschen . Dies i st aber nicht der Fal l .

Wie die Flüsse von Nitratstickstoff mit dem Bestandesnieder­

schlag im oberen Teil der Abbildung 4 . 1 2 zeigen , unterscheidet

s ich der Bestand S3 ganz wesentlich von den anderen zwei Stand­

orten S1 und S 2 . Auch die Deposition von Gesamtstickstoff mit

dem Bestandesniederschlag i st im Bestand 53 in der Summe meist

erhebl i ch höher als in den anderen zwei Beständen .

Während der Trockenperiode ist auf allen Standorten zumindest im

Oberboden ein Anstieg der Nitratkonzentrationen in der Bodenlö-

Abb . 4 . 1 1 : Mittelwerte der Sul fatkonz entrationen in der Bodenlösung , bzw . der Bodensaug­spannung und im oberen Tei l Flüsse von Sul fat-Schwe fel im Bestandesnieder­schlag in den Beständen S 1 , S2 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

F ig . 4 . 1 1 : Mean sulfate concentrations in the s o i l solut ion , mean s o i l water suction potential and in the upper part sul fate-sulfur fluxes in the throughfa l l in the stands 8 1 , S2 and S3 during the sampl ing period 1 9 8 6

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KONZENTRA T I ON ............ - SAUGSPANNUNG

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2 5

7 5 "' CL � 5 0

2 5

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Abb . 4 . 12 : Mittelwerte der N itratkonzentrati onen in der Bodenlösung, bzw . der Bodensaug­spannung und im oberen Te i l Flüsse von Nitrat-stickstoff im Bestandesnieder­schlag in den Beständen S 1 , S2 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

Fig . 4 . 12 : Mean n itrate concentrations in the soil solut ion , mean s o i l water suction potential and in the upper part fluxes of nitrate nitrogen in the throughfa l l i n the stands S l , S 2 and S 3 duri ng the sampl ing period 1 9 8 6

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M A I JUN JUL AUG SEP OKT NOV MAI JUN JUL AUG SEP OKT NOV MAI JUN JUL AUG SEP O K T NOV

- - - - KONZENT RA T I O N -------------- SAUGSPANNUNG

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5 0

2 5

7 5 "' 0.. "'

5 0

2 5

0

- 6 3 -

sung zu verzeichnen . So nehmen auf dem mit Stickstoff mäßig ver­

sorgten Standort S1 die Nitratkon z entrationen nur auf ca .

2 0 mg . l - 1 zu , während sie im Bestand S 3 , der die höchsten Stick­

stoffeinträge aufwei st , bis auf 1 0 0 mg . l- 1 ansteigen . Obwohl auf

diesem Standort die Konz entrationen aller El emente zu dieser

Zeit stark zunehmen , konnte der aus der Stickstoffminera l i s i e ­

rung resultierende Versauerungsschub ( Ulrich , 1 98 1 ; Matzner und

Ulrich , 1 9 8 7 ) durch di e Kationenfre i setzunq nicht ausreichend

abgefangen werden , sodaß eine Absenkung des pH-Wertes der Boden­

lösung auftritt ( si ehe Abb . 4 . 1 3 ) .

Aus diesen Unterschi eden zwischen den Standorten in der Nitrat­

frei satzung zeigt sich , daß die von Ulrich ( 1 9 8 1 ) formu l ierte

Entkoppe lung zwischen Stickstoffmineral i sierung und -aufnahme

einerseits von der Witterung , andererseits auch von der Stick­

stoffversorgung des j ewe i l i gen Standortes mitbestimmt werden . So

wird im mit Stickstoff nur mäßig versorgten Bestand S 1 trotz der

stärksten Bodenaustrocknung fast das gesamte mineral i s ierte Ni­

trat anscheinend wieder aufgenommen . Hingegen treten im Bestand

S 3 , der hohe Stickstoffeinträge aufweist , erhebli che Entkoppe-

lungen während der Trockenperiode auf , die zu sehr hohen Nitrat­

kon zentrationen im gesamten Bodenprofil führen .

eines starken Humusabbaus und Entkoppelungen des

Die Gefahren

Stickstoff-

kre islautes ( Ulrich , 1 9 8 1 ; Matzner und Ulrich , 1 9 8 7 ) müssen da­

her vor dem Hintergrund der Stickstoffversorgung des j ewe i l igen

Standortes gesehen werden . Denn wie auch von Rehfuess ( 19 8 1 ) ge­

z eigt wurde , s ind auf vielen Standorten trotz vorangegangener

Trockenperioden keine erhöhten Nitratkon z entrationen in der Bo­

denlösung feststel lbar .

In der Abbildung 4 . 1 3 ist der Verlauf der pH-Werte in der Boden­

lösung während der Meßperiode 1 9 8 6 dargestellt . Im oberen Tei l

der Abbi ldung 4 . 1 3 wurde als Depositionsgröße die aus dem Be­

standesniederschlag resultierende potentielle versauernde Wir­

kung in H+ Äquivalenten aufgetragen . Hierfür wurde ereigniswe i se

von der Summe der anorgani schen Anionen und des Nicht-Ni­

trat-Stickstoffs die Summe der bas ischen Kationen abgezogen . Die

Abb . 4 . 13 : Mittlere pH-Werte der Bodenlösung , Mittelwerte der Bodensaugspannung und im oberen Teil d i e potentielle vers auernde Wirkung des Bestandesniederschlags in den Beständen S 1 , S2 und S3 während der Meßperiode 1 9 8 6

Fig . 4 . 13 : Mean pH values o f the soil solution , mean soil water suction potential and in the upper part acidi fication potential of the throughfal l in the stands S 1 , S2 and S 3 during the sampl ing period 1 9 8 6

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2 5

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- 6 5 -

unterschiedliche Höhe der versauernden Wi rkung des Bestandesnie­

derschlags wirkt s ich auf die pH-Werte des Bodenwassers nicht

unmittelbar aus . Es könnte a l lerdings vermutet werden , daß Er­

eignisse mit hohem Säureeintrag im Boden des Bestandes S3 die

pH-Werte in der Bodenlösung aus 15 cm Tiefe etwas nach unten

drücken .

Während auf den anderen zwei Standorten trockenheitsbedingte

pH-Wert-Schwankungen kaum zu finden s ind , ist im Bestand S3 in

15 cm Tiefe ein beträchtl iches Abs inken der pH-Werte während der

Trockenperiode 1 9 8 6 zu beobachten . Dort wei sen die pH-Werte auch

die höchste Amplitude auf . Dies stimmt auch mit Messungen von

Matzner und Ulrich ( 1 9 8 7 ) gut überein .

4 . 2 . 2 Bez i ehungen zwischen Magnes ium- , Mangan- und Aluminium­

ionen und den anorgani schen Anionen der Bodenlösung

In diesem Abschnitt werden die Zusammenhänge des Auftretens von

Magnesium , Mangan und Aluminium und den anorganischen Anionen in

der Bodenlösung unter besonderer Berücks ichti gung der Unter­

schi ede zwi schen den Standorten dargeste l l t . In den folgenden

stati sti schen Berechnungen wurden Werte der be iden Meßperioden

als ein Datenkol l ektiv behande lt .

Die Tabe l l e 4 . 5 z eigt die Korre lationskoeffi z i enten zwi schen den

Magnesiumkonz entrationen und Konz entrationen der anderen Ionen

in der Bodenlösung auf den Untersuchungsflächen in 1 5 , 30 und 60

cm Tiefe . Auf eine gesamte Korrelationsmatrix für j eden Standort

und j ede Tiefe wurde aus P l at z - und Übersichtlichkeitsgründen

ver z ichtet . Magnesium , Kal z ium und Mangan z eigen hohe Korre la­

tionskoef f i z i enten , dies bedeutet , daß diese Kationen gemeinsam

in der Bodenlösung auftreten . Mit Chlorid besteht ebenfa lls auf

allen Flächen in al len Tiefenstufen eine gute Korrelation . Dem­

gegenüber ist in mehreren Tiefenstufen kein Zusammenhang zwi­

schen Magnesium und Nitrat bzw . Sulfat festzustel len . Es besteht

außerdem keine Korrelation zu den H+-Konzentrationen in der

Bodenlösung .

- 6 6 -

Tab . 4 . 5 : Korrelat ionskoeff i z i enten zwischen Magnes iumkon zentra­

tionen und Konz entrationen der übrigen gemessenen In­

haltsstoffe der Bodenlösung in 1 5 , 30 und 60 cm Tiefe

auf den drei Untersuchungsflächen

Tabl e 4 . 5 : Corre lation coeffici ents between the concentrations

of magnesium and concentrations of other measured

elements in the soi l so lution from 1 5 , 3 0 and 60 cm

soil depth on the investigated plots

Standort

Sl

15 3 0 6 0

S 2

1 5 3 0 6 0

S 3

1 5 3 0 6 0

n= 7 3 n = 8 9 n=1 4 8

n= 9 9 n=1 0 8 n=1 3 3

n= 7 5 n= 6 0 n=1 2 2

K

0 , 65 0 , 6 8 0 , 50

0 , 7 7 0 , 21 0 , 65

0 , 5 4 0 , 09 0 , 2 7

Ca

0 , 7 5 0 , 52 0 , 64

0 , 9 2 0 , 69 0 , 6 9

0 , 81 0 , 6 3 0 , 2 2

Na

0 , 71 0 , 56 0 , 61

0 , 5 3 0 , 55 0 , 55

Mn

0 , 9 2 0 , 8 7 0 , 6 4

Al

0 , 7 1 0 , 6 3 0 , 40

0 , 78 -0 , 07 0 , 7 1 0 , 25 0 , 8 3 0 , 2 3

0 , 78 0 , 80 0 , 6 2

0 , 6 1 0 , 41 0 , 5 9

Cl

0 , 6 0 0 , 6 3 0 , 50

0 , 7 8 0 , 56 0 , 5 7

0 , 5 4 0 , 52 0 , 6 2

0 , 66 0 , 6 2 0 , 1 1

0 , 04 0 , 4 1 0 , 61

0 , 8 1 0 , 6 0 0 , 6 2

0 , 8 4 0 , 2 2 0 , 6 4 -0 , 1 5 0 , 6 3 0 , 1 7

0 , 6 3 0 , 3 8 0 , 1 8

0 , 7 3 0 , 56 0 , 4 3

0 , 0 3 0 , 2 8 0 , 02

Um die Beziehungen zwischen Magnesiumkonzentrationen und Konzen­

trationen der Anionen Cl , N03 und so4 weiter zu untersuchen und

insbesondere um die Unterschiede zwischen den Standorten her­

vorzuheben , wurde zwischen diesen Variablen eine schrittweise

Regress ionsanalyse berechnet , deren Ergebnisse i n der Tabel l e

4 . 6 dargestellt sind . Diese Berechnungen , sowie auch a l l e ande­

ren statisti schen Analysen wurden zunächst für die Meßperiode

1 9 8 6 durchgeführt . Verglichen mit di esen Ergebni ssen ergaben Be­

rechnungen für Daten beider Meßperioden fast identische Regres­

s ionsparameter und zum Tei l auch leicht höhere Bestimmtheitsmaße

( R2 ) , wobei die F-Werte in der Berechnung für den großen Daten­

satz beider Meßperioden beträchtl ich gestiegen s ind . Die in die­

sem Abschnitt dargestellten Ergebnisse be z i ehen s ich daher auf

den großen Datensatz beider Meßperioden .

- 6 7 -

Tab . 4 . 6 : Ergebnisse der schrittwei sen Regressionsanalyse für

Magnes iumkonzentrationen in der Bodenlösung : Als unab­

hängige Vari ablen wurden Chlorid , N itrat und Sul fat in

die Berechnung einbezogen ( * ** kennzeichnet S ignifi­

kanz auf 9 9 , 9 % Niveau )

Table 4 . 6 : Results of the stepwise regress ion analys is for the

concentrations of magnesium as dependent variable and

chloride , nitrate and sul fate as i ndependent va­

riables for the soil solution from 15 , 3 0 and 60 cm

soil depth ( * * * denotes s ignificance at 9 9 . 9 % lev e l )

Standort Tiefe

Sl 1 5 cm

30 cm

60 cm

82 15 cm

3 0 cm

6 0 cm

S 3 15 cm

3 0 cm

6 0 cm

Element Regr . Koeff .

Cl N03 504 Konst .

Cl 504 Konst .

Cl Konst.

Cl Konst.

Cl N03 Konst .

N03 Konst .

Konst.

0 , 03 7 0 , 0 3 4 0 , 03 2

0 , 0 6 0 0 , 0 1 9 0 , 02 8 0 , 0 8 5

0 , 1 0 5 0 , 0 1 4 0 , 174

0 , 2 1 3 0 , 15 4

0 , 1 1 3 0 , 2 1 4

0 , 09 0 0 , 0 1 0 0 , 0 5 7

0 , 0 3 2 0 , 02 0 0 , 09 0

0 , 0 2 4 0 , 03 3 0 , 14 9

0 , 0 2 3 0 , 5 0 1

F-wert

5 5 , 4 1 64 , 2

1 7 4 , 8

8 2 , 7 2 4 , 2 84 , 5

1 07 , 5

2 0 , 1 61 , 2

64 , 9

1 04 , 7

10 4 , 7

4 8 , 3

4 8 , 3

2 1 , 1 3 0 , 3

54 , 5

4 4 , 3 l l , l

8 7 , 8

1 6 , 3 11 , 0

2 5 , 4

7 6 , 2

7 6 , 2

S i g n .

* * * 0 , 8 3

* * * 0 , 7 9

* * * 0 , 47

* * * 0 , 51

* * * 0 , 3 1

* * * 0 , 4 6

* * * 0 , 7 0

* * * 0 , 4 6

* * * 0 , 3 8

- 6 8 -

Die Einbe z iehung einer unabhängigen Variablen in das Regres­

sionsmodel l bedeutet j edoch nicht , daß die anderen Anionen an

der Freisetzung des betreffenden Kations nicht bete i l i gt wären 1

sondern daß das einbez ogene Ani on die Streuung der Konz entratio­

nen der abhängigen Vari ablen ( Kations ) am besten erklären kann .

Das Ani on , wel ches all eine in einem Regressionsmodell auf­

sche int , umfaßt somit wegen eventueller Interkorrelati onen zwi­

schen den "unabhängigen " Variablen den gesamten Bei trag dieser

zur Erklärung der Streuung der abhängigen Variablen . Fa lls zwei

oder mehrere Anionen in ein Model l einbez ogen wurden , erklären

s i e komplementär die Konz entrat ionsschwankungen des untersuchten

Kations .

In der Tabel l e 4 . 6 kommen die standortsspez i f i schen Unterschiede

in der Bete i l igung der Anionen starker Säuren an der Magnesium­

freisetzung deutlich zum Ausdruck . In der Berechnung für Magne­

siumkon z entrationen im Bestand S1 bes itzt Sulfat die höchsten

F-Werte in allen Tiefen , was bestätigt , daß die Sul fationen hier

bei der Magnesiumfrei setzung und -auswaschung die höchste Bedeu­

tung bes itzen . Dies wird auch anhand der Darstel lung der Ionen­

bilanzen ( siehe Abb . 4 . 4 und 4 . 5 ) verständ l i ch . Das Nitratanion

trägt hier j edoch ebenfa l l s trotz seiner mengenmäßig geringen

Ant e i l e zur Magnesiumfrei set zung bei . Wi e das R2 von 0 , 8 3

( r=0 , 9 1 ) in 1 5 cm Tiefe zeigt , erklären a l leine Sul fat und Ni­

trat über 8 0 % der Streuung der Magnes iumkonz entrationen in der

Bodenl ösung . Unter Berücksichtigung des Model l s des "bewegl i chen

Anions" ( Johnson und Cole , 1 9 8 0 ) kann angenommen werden 1 daß im

Oberboden der Bestände S1 und S 3 zwischen 7 0 und 8 0 % des Magne­

s iums in Anwesenheit von Nitrat und Sul fat ausgewaschen werden .

Am Standort S 3 i st das Nitrat für die Magnes iumauswaschung von

größter Bedeutung , wie auch die hohen F-Werte bestätigen . Diese

Festste llung unterstreicht die Kaus alität des Säureeintrages in

Waldökosysteme , aber auch der i nternen Säureproduktion in bezug

auf den Nährstoffmange l ( Ulrich , 1 9 8 1 ; Zöttl , 1 9 8 5 ) . D i e rela­

tive Bedeutung der einzelnen Anionen für die Elementauswaschung

hängt dabei von der Belastungss i tuation der Standorte ab .

- 6 9 -

Im Oberboden des Standortes S 2 können die Chloridionen die

Streuung der Magnes iumkonzentrationen am besten erklären . Hier

sind die Konzentrationen von Magnesium in der Bodenlösung be­

reits so gering , daß das Mangel e l ement Magnes ium bei den relativ

großen Schwankungen der Ni trat- und Sulfatkonzentrationen nicht

mehr mithalten kann . Dies bedeutet j edoch nicht , daß die Anionen

Nitrat und Sulfat an einer Magnesiumauswaschung nicht betei ligt

wären .

Eine Kovarianzanalyse wurde gerechnet , um Unterschiede zwischen

den Standorten im Anstieg der Regress ionsgeraden der Be ziehung

zwischen Magnesium und Nitrat bzw . zwi schen Magnesium und Sulfat

zu untersuchen . Dabei zeigte s ich , daß der Anstieg der Magne­

s iumkonzentrationen im Boden des Standortes S2 in fast a l len

Tiefen weniger steil verläuft , als auf den anderen zwei Stand­

orten . Des weiteren ging aus diesen Berechnungen hervor , daß im

Oberboden der Standorte S1 und S 3 die Magnesiumkonzentrationen

mit Zunahme der Nitrat- bzw . Sulfatkonzentrationen am stei lsten

anste igen , wogegen diese Zunahme im Unterboden nur sehr flach

ist .

Die Tabe l l e 4 . 7 zeigt die Korrelationskoeffizienten zwi schen

Mangankonz entrationen und Konzentrationen der anderen in der Bo­

denlösung gemessenen Ionen . Es zeigen sich durchwegs hohe Korre­

lationskoeffi z i enten mit den Kationen Kal ium , Kal z ium und Magne­

sium . Der Zusammenhang mit Chlorid ist etwas schwächer als bei

Magnesium . Mit Nitrat und Sulfat bestehen mit einer Ausnahme auf

der Fläche S2 gute Beziehungen .

Die Ergebnisse der schri ttweisen Regression ( Tab . 4 . 8 ) bestäti­

gen , daß Mangan auf den Säureei ntrag besonders empf indl ich re­

agiert ( Cresser et al . 1 9 8 6 ; Rasmussen et al . 1 9 8 8 ) . Dies zeigt

sich auch daran , daß in die meisten Regress ionen mehrere An ionen

einbe zogen wurden , die j ewe i l s e inen Tei l der Streuung erklären

können . Dies führt zu Bestimmtheitsmaßen von oft über 70 % . Die

Kovarianzanalyse für die Konzentrationen in der Bodenlösung

ze igte einerseits im Bestand S2 den langsamsten , im Bestand S 1

- 7 0 -

Tab . 4 . 7 : Korrelationskoeffiz ienten zwischen Mangankon zentratio­

nen und Konz entrationen der übrigen gemessenen In­

haltsstoffe der Bodenlösung in 1 5 , 30 und 60 cm Tiefe

auf den drei Untersuchungsflächen

Table 4 . 7 : Cerre l ation coeff icients between the concentrations

of manganese and concentrations of other measured

elements in the soi l solution from 1 5 , 3 0 and 60 cm

soil depth on the investigated plots

Standort Tiefe

S l

15 n= 73 3 0 n= 8 9 6 0 n=1 4 8

S 2

1 5 n= 9 9 3 0 n=108 6 0 n=1 3 3

SJ

15 n= 75 3 0 n= 60 60 n=1 2 2

K

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

0 , 71 0 , 6 3 0 , 8 9

0 , 6 2 0 , 3 1 0 , 73

Ca

0 , 3 1 0 , 69 0 , 2 3

0 , 78 0 , 73 0 , 64

0 , 64 0 , 6 9 0 , 67

Mg

0 , 78 0 , 80 0 , 6 2

Na Al

0 , 62 0 , 5 5 0 , 5 7

0 , 69 -0 , 0 3 0 , 17 0 , 3 4 0 , 2 7 0 , 4 8

0 , 1 6 0 , 4 0 0 , 65

0 , 65 0 , 3 1 0 , 4 3

Cl

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

0 , 69 0 , 51 0 , 4 5

0 , 1 0 - 0 , 0 9 0 , 5 5 0 , 5 2 0 , 4 5 0 , 8 2

0 , 2 1 0 , 0 8 0 , 5 9

0 , 8 5 0 , 6 6 0 , 80

0 , 7 7 -0 , 3 1 0 , 7 1 0 , 0 3 0 , 6 0 0 , 1 7

0 , 7 0 0 , 1 7 0 , 7 2 -0 , 0 6 0 , 2 6 0 , 1 7

0 , 8 3 0 , 2 5 0 , 5 4 - 0 , 07 0 , 58 0 , 15

den s ignif ikant ste i lsten Anstieg der Mangankonz entrationen für

die Regressionsgeraden mit Ni trat bzw . Sulfat a l s unabhängige

Vari ablen . Inwi ewei t es durch e ine verstärkte Manganfrei setzung

zu nachtei l i gen Auswirkungen auf die Bestände kommen könnte ,

wird im Kap . 4 . 4 . 2 d i skutiert .

- 7 1 -

Tab . 4 . 8 : E rgebni sse der schrittweisen Regress ionsanalyse für

Mangankonz entrat ionen in der Bodenlösung : Als unabhän­

gige Variablen wurden Chl orid , N itrat und Sul fat in

die Berechnung e inbezogen

Table 4 . 8 : Results of the stepwise regression analysis for the

concentrations of manganese as dependent variab l e and

chloride , nitrate and sul fate as independent va­

riables for the soil solution from 1 5 , 3 0 and 6 0 cm

soil depth

Standort E l ement Reg r . Koef f . F-Wert S ig n . R2 Tiefe Konst .

Sl 15 cm N03 0 , 0 3 7 55 , 2

so4 0 , 0 2 5 8 8 , 6 Konst . - 0 , 0 3 5

1 18 , 0 * * * 0 , 7 7

3 0 cm Cl 0 , 0 5 3 8 1 , 2 so4 0 , 0 3 2 14 1 , 8 Konst . - 0 , 093

1 2 6 , 2 * * * 0 , 74

60 cm N03 0 , 0 3 0 44 , 4 so4 0 , 014 8 8 , 9 Konst . - 0 , 04 6

7 4 , 8 * * * 0 , 51

52 15 cm so4 0 , 0 0 6 9 0 , 4

Konst . 0 , 03 4 9 0 , 4 * * * 0 , 4 8

3 0 cm Cl 0 , 0 5 8 6 6 , 0 so4 0 , 0 0 4 19 , 2 Konst. - 0 , 0 0 8

1 23 , 2 * * * 0 , 7 0

6 0 cm Cl 0 , 04 6 3 2 , 3 N03 0 , 0 1 0 1 8 5 , 4 so4 0 , 0 0 4 18 , 8 Kon st . - 0 , 091

158 , 3 * * * 0 , 79

53 1 5 cm N03 0 , 0 1 6 5 8 , 3

so4 0 , 0 1 7 4 4 , 3 Konst. - 0 , 0 6 8

1 7 6 , 4 * * * 0 , 8 3

30 cm Cl 0 , 0 3 2 12 , 9 N03 0 , 0 0 8 1 0 , 5 so4 0 , 0 1 2 1 0 , 2 Konst . 0 , 12 6

2 8 , 7 * * * 0 , 59

60 cm N03 0 , 0 1 2 1 4 7 , 3 so4 0 , 0 1 1 24 , 1 Konst . 0 , 022

1 4 3 , 5 * * " 0 , 7 0

- 7 2 -

Tab . 4 . 9 : Korrelationskoeff i z i enten zwischen Aluminiumkonz entra­

tionen und Konzentrationen der übrigen gemessenen In­

haltsstoffe der Bodenlösung in 1 5 , 30 und 60 cm Tiefe

auf den drei Untersuchungsflächen

Tabl e 4 . 9 : Cerrelation coefficients between the concentrations

of aluminium and concentrations of other measured

el ements in the soi l solution from 1 5 , 3 0 and 60 cm

soi l depth on the investigated plots

Standort K Ca Tiefe ( cm )

81

1 5 n= 73 30 n= 89 6 0 n=1 4 8

82

0 , 45 0 , 3 1 0 , 28 0 , 2 2 0 , 4 2 - 0 , 1 2

1 5 n= 9 9 0 , 1 7 -0 , 0 7 3 0 n=1 0 8 - 0 , 0 7 -0 , 06 6 0 n=1 3 3 0 , 5 2 0 , 0 3

8 3

1 5 n= 7 5 3 0 n= 6 0 6 0 n=l 2 2

0 , 3 1 0 , 3 9 0 , 1 9 0 , 04 0 , 2 5 - 0 , 1 6

Mg Na

0 , 71 0 , 6 9 0 , 6 3 0 , 4 0 0 , 40 -0 , 06

Mn

0 , 0 4 0 , 2 3 - 0 , 0 4 0 , 2 5 0 , 1 8 0 , 3 4 0 , 2 3 - 0 , 0 3 0 , 4 8

0 , 6 1 0 , 4 1 0 , 5 9

0 , 5 1 0 , 1 1 0 , 4 7

0 , 6 5 0 , 3 1 0 , 4 3

Cl

0 , 4 2 0 , 5 7 0 , 4 7

0 , 1 0 0 , 5 5 0 , 6 9

0 , 5 7 0 , 08 0 , 58

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

0 , 7 4 0 , 7 0 0 , 4 0

0 , 7 5 -0 , 0 3 0 , 7 0 0 , 1 9 0 , 5 7 0 , 3 6

0 , 0 7 0 , 1 7 0 , 4 1

0 , 5 4 0 , 2 2 0 , 2 9 0 , 4 2 0 , 6 4 - 0 , 1 4

Wie die Tabe l l e 4 . 9 z eigt , konnten auf den Standorten 81 und S 3

relativ gute Korre lationen zwi schen Aluminium einerseits und

Magnesium , Natrium und Mangan andererseits errechnet werden .

Gleichzeitig besteht meist ein guter Zusammenhang zwischen den

Aluminiumkonzentrationen und Ni trat- bzw . Sul fatkon zentrat ionen

in der Bodenlösung . Korre lationsanalytisch konnte keine Bez i e­

hung zwischen Aluminium und H+- I onen in der Bodenlösung gefunden

werden .

Die Ergebnisse der schrittwei sen Regression zwischen Aluminium

als abhängige und Chlorid , Nitrat und Sul fat als unabhängige Va­

riablen zeigen deutl ich , wie unterschi edl ich die Standorte be­

züglich der Aluminiumfreiset zunq s i nd . Während Sulfat am Stand-

- 7 3 -

Tab . 4 . 1 0 : Ergebnisse der schrittweisen Regressionsanalyse für

Aluminiumkonz entrat ionen i n der Bodenlösung : Als un­

abhängige Variablen wurden Chlorid , N itrat und Sul fat

in die Berechnung e i nbezogen

Table 4 . 1 0 : Results of the stepwise regress ion analys i s for the

concentrations of aluminium as dependent variable

and chloride , n itrate and sul fate as independent

variables for the soi l solution from 1 5 , 3 0 and 6 0

cm soil depth

Standort Element Regr . Koef f . F-Wert Sign . R2

Tiefe Kons t .

Sl 15 cm so4 0 , 09 3 9 2 , 3

Konst . 0 , 1 1 1 9 2 , 3 * * * 0 , 5 7

30 cm Cl 0 , 0 6 2 14 , 1 so4 0 , 06 9 8 5 , 0 Konst . 0 , 2 5 7

5 4 , 4 .. .. .. 0 , 5 6

60 cm so4 0 , 07 9 6 9 , 1 Konst . 0 , 59 1

6 9 , 1 * * * 0 , 32

82 15 cm N03 0 , 09 2 1 2 0 , 1

Konst . 0 , 87 8 1 2 0 , 1 * * * 0 , 55

30 cm N03 0 , 12 4 4 9 , 3 so4 0 , 0 6 4 14 , 3 Konst . 0 , 4 5 7

6 3 , 8 " * * 0 , 55

60 cm N03 0 , 05 0 5 0 , 9 so4 0 , 12 0 1 3 9 , 8 Konst . 0 , 3 6 1

95 , 5 * * " 0 , 6 0

83 15 cm N03 0 , 04 0 4 9 , 2

Konst . 0 , 64 2 49 , 2 * * * 0 , 4 0

3 0 cm N03 0 , 04 7 2 5 , 6 Konst . 0 , 8 0 9

2 5 , 6 * * * 0 , 3 0

60 cm N03 0 , 0 3 0 17 , 4 so4 0 , 1 1 1 4 5 , 9 Konst . 0 , 3 4 4

5 6 , 6 * * * 0 , 49

- 74 -

ort Sl die Streuung der Aluminiumkonz entrationen in der Bodenlö­

sung am besten erklären kann , ging das Ni trat i n Berechnungen

für den Standort S 2 und insbesondere für S3 mit hohen F-Werten

in die Regressionsmodel l e ein . Dies verdeutl icht erneut die Be­

deutung der Stickstoffeinträge und -minera l i s ierung am Standort

S3 für die Aluminiummobilisi erung im Boden .

Wi e die Bestimmtheitsmaße dieser Regressionsmodel l e z eigen ,

erkl ären die anorgan i schen Anionen me ist um 5 0 % der Streuung

der Aluminiumkonz entrati onen ( Korrelationskoeffi ziente zwischen

0 , 55 und 0 , 7 7 ) . Somit i st dieser Zusammenhang tei lweise etwas

schwächer als bei Magnesium und Mangan . Dies dürfte aus der Be­

tei l igung der organischen Komplexbi ldner an der Aluminiumverla­

gerung resultieren ( Ni l sson , 1 9 8 5 ; Dethier et al . , 1 9 8 8 ) . Die

Einbe zi ehung des gelösten organi schen Kohlenstoffs in die

Berechnungen würde die Mode l l e zur Aluminiumfreisetzunq erheb­

l ich verbessern .

Die Kovarianzanalyse bestätigte , daß die Pufferung im Boden des

Standortes S2 in großem Umfang über eine Aluminiummobi l i s ierung

stattfindet . Die Regress ionskoeff i z i enten zwischen Aluminium und

Nitrat bzw . zwi schen Al uminium und Sul fat zeigen auf diesem

Standort häuf ig den stei l sten Anstieg .

Beim Vergle ich der Regressionen der drei untersuchten Kationen

( Tab . 4 . 6 , 4 . 8 , und 4 . 1 0 ) z eigt s ich , daß in die Regress ionsmo­

del le je nach Kation tei lweise unterschi edl iche Anionen einbe zo­

gen wurden . Dies unterstreicht die elementspe z i fische Dynamik

der Auswaschung . Als wichtiges Ergebnis dieses Abschnittes s ind

die Unterschiede in den Regressionen zwi schen den Standorten an­

zusehen . Während auf der nord-östlich orientierten Fläche S1

hauptsächlich Sulfat die Streuung der Kationenkonzentrationen am

besten erklärt , werden am Standort S3 die Konzentrationen der

untersuchten Kationen durch das Nitrat am besten ausgedrückt .

Da in vielen Experimenten mit künstl icher saurer Beregnung die

pH-Absenkung nur mit H2so4 durchgeführt wurde , i st ein Vergl eich

der Untersuchungen im Böhmerwald mit diesen Daten wenig s inn-

- 75 -

vol l . In Experimenten mit Bodenmonol ithen werden durch das Aus­

bleiben der Wurzelaufnahme und durch eine verstärkte Minerali­

s ierung Bedingungen geschaffen , die eine Übertragung dieser Er­

gebnisse auf Fre i l andversuche mit ungestörten Bodenbedingungen

e i nschränken . Dies sollte bei den fo lgenden Ausführungen berück­

s i chtigt werden .

I n umfangreichen Messungen konnten Fester et al . ( 1 9 8 6 ) fest­

ste l l en , daß bereits relativ geringe Jahreseinträge von Stick­

stoff bzw . Schwef e l von j eweils unter 10 kg . ha- 1 . a-1 zu Ökosy­

stemaren Verlusten an Kal z ium , Magnesium und Kalium führten . Sie

haben die Nährstoffauswaschung den organi schen und anorgani schen

Anionen ( so 4 und N03 ) im Oberboden zugeschrieben . Im Unterboden

waren a l leine die Anionen Sul fat und Nitrat für d i e Kationenaus­

waschung maßgebl ich .

Cresser et al . ( 1 9 8 6 ) fanden nach experimentel ler saurer Bereg­

nung den höchsten Anstieg der Mangan- und Magnesiumkonzentratio­

nen in der Perkolationslösung . Rasmussen et a l . ( 19 8 8 ) beobach­

teten auch in ihren Versauerungsexperimenten die höchste Fre i­

setzung von Mangan . Aus Daten des Fi chtenbestandes im Sol l ing

( Matzner und Ulrich , 1 98 1 ) geht hervor , daß gegen Ende der

7 0-iger Jahre der Vorrat an Mangan abgenommen hat . Somit wurde

eine Aufzehrung der Manganpufferung angenommen .

Die Problematik der Aluminiumfreisetzung im Zuge der Bodenver­

sauerung wurde bereits in zahlreichen Publ ikationen beschrieben .

Besonders interessant ist in diesem Zusammenhang der sprunghafte

Anstieg der Aluminiumkonzentrationen im Fichtenbestand des Sol­

lings seit 1 9 7 5 ( Matzner und Ulrich , 1 9 87 ) . Die Ursachen dieser

Zunahme l iegen in der Auf lösung von Aluminiumhydroxysulfaten

während fortschreitender Bodenversauerung ( Prenzel , 198 3 ) . Die

organischen Kohlenstoffverbindungen wirken bei der Aluminiumver­

lagerung mit . Dethier et a l . ( 1 9 8 8 ) haben gute Korrel ationen

zwi schen Konzentrationen von Aluminium , Sulfat und ge löstem or­

ganischem Kohlenstoff in den Mineralbodenhorizonten E , B, BC und

c gefunden .

- 7 6 -

Die in diesem Abschnitt aufge z e i gten Beziehungen zwischen Ni­

trat- und Aluminiumkonz entrationen in der Bodenlösung des Stand­

ortes S3 könnten ebenfalls auf einer Auflösung von Alumi ­

niumhydroxysulfaten beruhen , die durch den stickstoffbedingten

Säureeintrag hervorgerufen wurden . Ähnl iches wurde auch von

Mulder und van Breemen ( 1 9 8 7 ) für zwei durch hohe Stickstoffein­

träge belastete Böden in den Niederlanden beschrieben . Die

gleich hohen Sulfatkon zentrationen in der Bodenlösung aller drei

Untersuchungsstandorte sprechen allerdings gegen eine hohe Be­

tei l i gung solcher Prozesse am S tandort S 3 , da bei einer solchen

Reaktion Sulfat verstärkt in Lösung gehen würde . Die Pufferung

des versauernden Stickstoffeintrages findet auf dem Standort S 3

ohne Zweife l zu einem erheblichen Antei l durch Aluminiumfrei ­

setzung statt . Auch Laborexperimente mit Zugabe von NH4No 3 zu

Bodenmonol ithen ( Jarvi s , 1 98 7 ) haben eine Verdoppelung der Alu­

miniumkonzentrationen in der Perkol ations lösung hervorgerufen .

4 . 3 Aluminiumtoxizität

Abbildung 4 . 1 4 z eigt die Aluminiumkonz entrationen in der Boden­

lösung auf den drei Untersuchungsflächen und die Werte der Bo­

densaugspannung . Im oberen Tei l ist a l s Balken in H+-Äquivalen­

ten die Ökosystemare Versauerungswirkung des Bestandesnieder­

schlags dargeste llt . Die Aluminiumkonzentrationen we isen auf

allen Flächen einen ähnlichen Trend auf , wobei die höchsten

Werte im Juni und insbesondere Ende Oktooer nach Wie-

derbefeuchtung durch ein kurzes Niederschlagsereignis während

einer lang andauernden Trockenperiode vorkamen . Diese Wiederbe­

feuchtunq mit gleichzeitiger Ankurbelung der Humusumsetzung

( Ulrich , 1 98 1 ; Matzner und Ulrich , 1 9 8 7 ) führte jedoch nur zu

einem schwachen Anstieg der Aluminiumkonz entrationen auf den

Standorten S1 und S2 . Da die Aluminiumfreisetzunq durch einen

Minera l i s ierungsschub als Folge hoher Nitratkonz entrationen in

der Bodenlösung hervorgerufen wird ( Matzner und Ulrich , 1 9 8 7 ) ,

bestätigen die gleichzeitig niedrigen Nitratwerte auf den Stand­

orten S1 und S2 ( si ehe Abb . 4 . 6 und 4 . 1 2 ) diesen Zusammenhang .

Gleichzeitig führen die hohen Nitratkonz entrationen auf dem

Abb . 4 . 14 : Mittelwerte der Aluminiumkonz entrationen in der Bodenlösung , bzw. der Bodensaugspannung und im oberen Teil die potentielle Versauerungswirkung des Bestandesniederschlages in den Beständen S 1 , 82 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

Fig . 4 . 14 : Mean aluminium concentrations i n the s o i l solution , mean soil water suction potenti a l and in the upper part acidi ficat ion potential of the throughfall in the stands S l , S2 and S3 during the sampl ing per iod 1 9 8 6

5 1 5 2 53 {\) 2 5 .,-----------------. .,----------------, .,----------------, � 2 1il ;. 1 5

:cr: l lil +

' Cl E

-' Cl E

-cr:

' Cl E

5

6

4

2

6

4

2

6

4

2

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M A I JUN JUL AUG SEP OKT NOV MA I JUN JUL AUG SEP OKT NOV M A I JUN JUL AUG SEP O K T N O V

- - - - KONZENTRA T I ON SAUGSPANNUNG

l lil0

75 .. a. "" 5 0

2 5

7 5 .. a. .:< 5 0

2 5

0

75 .. a. .:{. 5 0

2 5

0

-....! -....!

- 7 8 -

Standort S 3 in allen Tiefenstufen zu einem starken Anst ieg der

Aluminiumkonz entrationen .

In Perioden der starken Aluminiumfreisetzung sinken die Kal ­

z i um/Aluminium-Verhältnisse ab ( Cassens-Sasse , 1 9 87 ) , sodaß ver­

mehrt Bedingungen für eine Aluminiumtoxi z i tät gegeben s ind . Wie

die Abbi ldung 4 . 1 5 zeigt , i st die Reaktion der Kal z i um/Alumi­

nium-Verhältnisse auf die Veränderungen der Bodensaugspannung

auf den Standorten durchaus verschieden . So nehmen im Boden des

Bestandes 81 die Kal z i um/Alumi nium-Verhältnisse zunächst ab ,

steigen aber gegen Ende der Trockenperiode wieder an und errei­

chen Maximalwerte gleichz eitig mit dem Einsetzen der herbstl i ­

chen Niederschläge . I m Bestand S2 herrschen durchgehend die

niedrigsten Kal z ium/Al uminium-Verhältni sse , wobei die Kal­

z iumkonz entrationen in der Bodenlösung auf der Fl äche S 2 in 1 5

cm Tiefe während der Trockenperiode bis unter d i e Nachwei sgrenz e

abgesunken s ind . Die ni edrigen Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse

resultieren hier daher ni cht aus einer überdurchschnittlichen

Aluminiumfrei setzung ( vgl . Abb . 4 . 1 4 ) , sondern aus der Abnahme

der Kal z iumkonzentrationen in der Bodenlösung . Im Bestand S 3

steigen die Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse ebenfalls während

dieser Trockenperiode an , sodaß d i e Basenfrei setzung während der

Perioden mit hohen Mineralisierungsraten die versauerungsbe­

dingte Aluminiumfreisatzung mehr als wettmacht . Die Beobachtung

aus den Waldökosystemen in Norddeutschland ( Cassens-Sasse , 1 9 8 7 ;

Matzner und Ulrich , 1 9 8 7 ) bezüglich der Abnahme der Kal z ium/Alu­

minium-Verhältnisse während Entkoppelungen im Ionenkrei s l auf

konnten auf den Untersuchungsstandorten im Böhmerwald nicht be­

stätigt werden .

Das Wurzelwachstum des Bestandes S 2 wi rd kontinuierlich durch

die n i edrigsten Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse beeinträchtigt

( Abb . 4 . 15 ) . Da die Aluminiumionen in oberen humosen Boden­

schichten als untoxische Organekompl exe vorliegen ( Hue et al ,

1 9 8 6 ; Murach , 1 9 8 4 ; Nil sson , 1 98 5 ; Tan und Binger , 1 9 8 6 ) , ist

die Wahrscheinlichkeit einer Wurzelschädigung im Unterboden viel

höher .

Abb . 4 . 15 : M ittelwert e der Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse (moljmo l ) in der Bodenlösung , bzw . der Bodensaugspannung und im oberen Tei l die potentielle Versauerungswirkung des Bestandesniederschlages in den Beständen S 1 , S 2 und S 3 während der Meßperiode 1 9 8 6

F ig . 4 . 15 : Mean calciumj aluminium ratio (moljmo l ) in the soil solution , mean soil water suction potential and in the upper part acidi fication potential of the throughfa l l in the stands S l , S2 and S 3 duri ng the sampl ing period 1 9 8 6

5 1 52 5 3 1\J 2 5 ..---------------, ,-----------------, � 2 0

� 1 5 :a: + I

a: ' "' u

1 0 5

2 . 5

2 . 0

1 . 5

1 . 0

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I. l 1 .. 1 l . 1 1 1 .! 1 1 I 1 5 c m r1 . ,,r I

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3 0 c m

C a /A l SAUGSPANNUNG

1 00

7 5 "' a. .:$.

5 0

2 5

7 5 "' a. .:t 5 0

2 5

0

7 5 "' a. .:t 5 0

2 5

0

-.J 10

- 8 0 -

Um das Schädigu�gspotential der Aluminiumionen auf diesen Stand­

orten darzustel l en , wurden die ermittelten Kal z i um/Aluminium­

Verhältnisse in Toxizitätsklassen nach Meiwes et al . ( 1 9 8 6 ) auf­

gete i lt ( Tab . 4 . 1 1 ) . Diese Aufstellung zeigt , daß in der Häl fte

a l l er Fäl le die Wurzelschäden im Bestand S2 sehr wahrsche inlich

s ind und daß auch in den anderen zwei Beständen negative Ef fekte

der Aluminiumionen nicht ausgeschlossen werden können . Da die

Kal z ium- und Magnesiumkonz entrationen in der Bodenlösung auf dem

Standort S2 sehr niedrig s ind (Kap . 4 . 2 . 1 ) und die Nadelgehalte

in einem Mangelbere ich l iegen ( Kap . 4 . 4 . 1 ) , kann nicht beurteilt

werden , inwieweit hier Aluminiumtoxizität an den Nadelverlusten

bete i l igt i st .

Tab . 4 . 1 1 : Häufigkeit der Werte ( Meßperi ode 1 9 8 6 ) für Kalzium;

Aluminium-Verhältnisse in der Bodenlösung in Klassen

nach Meiwes et al . ( 19 8 6 ) ( aus Kazda und Zvacek ,

198 9 )

Tabl e 4 . 11 : Frequency of calciumja luminium ratio i n the soil

solution ( sampl ing period 1 9 8 6 ) in classes according

to Meiwes et al . ( 1 98 6 ) ( from Kazda and Zvacek ,

1 9 8 9 )

Ca/A l - Verh�l tni s Schädi gung

a ) 1 5 cm Tiefe

1 . 0 kaum

0. 3- 1 . 0 mög l i e h

0 . 1 -0 . 3 wahrsc he i n l i ch

0 . 1 s . wah rschei n l i c h

b ) 30 cm Tiefe

1 . 0 kaum

0 . 3- 1 . 0 mög l i c h

0 . 1 -0 . 3 wahrsche i n l i c h

0 . 1 s . wa hrschei n l i c h

S l

4

17

1 6

0

7

23

4

1 0

52

1

6

1 1

2 1

1

9

1 2

28

53

14

22

6

0

1 2

22

2

0

- 8 1 -

Tabel l e 4 . 12 gibt zusammenfassend mittlere Aluminiumkonzentra­

tionen und Ka l z ium/Aluminium-Verhältnisse in der Bodenlösung

während der Beobachtungsperiode 1 9 8 6 sowie die Aluminiumgehalte

in ein- und zwe i j ährigen Nade ln und die Kal z iumjAluminium-Ver­

häl tnisse der Nadelgehalte wieder . Die Aluminiumkonz entrationen

l i egen im gleichen Bereich , wie sie von N i ls son ( 19 8 5 ) für

schwedische Fichtenstandorte auf S i l ikatgestei n angegeben wur­

den . Auch Matzner und Hetsch ( 19 8 1 ) haben Konzentrationen bis zu

4 mg . l -1 in verschiedenen Waldökosystemen in Norddeutschland ge­

messen . Cassens-Sasse ( 1 9 8 7 ) berichtete über Aluminiumkon zentra­

tionen von bis zu 40 mg . l- 1 in ei nem Fichtenbestand nahe Göttin­

gen . Trotz dieser Extremwerte sind dort wegen hoher Ka lz iumfre i­

setzung die Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse nicht unter 0 , 3 abge­

sunken . Unter Berücksichtigung dieser Untersuchungen und der Ge­

gebenheiten am Standort S2 kann angenommen werden , daß extrem

niedrige Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse in der Bodenlösung n icht

primär durch einen hohen Säureeintrag und eine hohe Aluminiu:m­

freisetzung hervorgerufen werden , sol ange Kal z ium in entspre­

chendem Maße vorhanden und freigesetzt wird . Demgegenüber können

auf Standorten , die über sehr niedrige Kal z iumvorräte verfügen ,

auch ohne hohen Säureeintrag wahrscheinl ich bereits seit mehre­

ren Jahrzehnten ni edrige Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse in der

Bodenlösung vorherrschen .

In mehreren Experimenten mit Fi chtenpflanzen in Kulturlösung

wurde eine aluminiumbedingte Abnahme der Kal z iumgehalte in den

Nadeln festgeste l lt ( Jorns und Hecht-Buchho l z , 1 9 8 5 ; Junga ,

1 9 8 4 ; Rost-si ebert , 1 9 8 5 ; Ryan et al . , 1 9 86 ) . Die Tabel l e 4 . 1 2

z e igt allerdings , daß weder e ine Be z iehung zwischen den

Aluminiumkonz entrationen in der Bodenlösung noch zwi schen den

Kal z ium/Aluminium-Verhältnissen i n der Bodenlösung und den

Aluminiumgehalten in den Nadeln besteht . Die gemessenen

Kalz iumgehalte in Nadeln des letzten Probennahmeter:mins der drei

untersuchten Fichtenaltbestände korre lieren keines falls mit den

mittleren Kal z ium/Aluminium-Verhältnissen in der Bodenlösung und

s i e zeigen nur eine schwache Korrelation ( r=0 , 48 bzw . r=0 , 53 für

ein- und zwe i j ährige Nade ln ) zu den Kal z iumkon z entrationen in

Tab . 4 . 12 : Mittelwerte der Aluminiumkonz entrationen und der molaren Kal z ium/Aluminium­

Verhältnisse in der Bodenl ösung für die Meßperiode 1 9 8 6 und der Aluminiumge­

halte sowie der Kal z ium/Aluminium-Verhältnisse in e in- und zweij ährigen

Nadeln der Probennahme im Oktober ; Standardabweichung in Klammern ( Kazda und

Zvacek , 198 9 )

Table 4 . 12 : Means o f aluminium concentrations and o f the molar calcium;aluminium ratio

in the soil solution for the samp l ing period 1 9 8 6 as wel l as the aluminium

contents and the calciumjaluminium ratio in one and two year old needles at

the l ast sampl ing in October ; standard devi ation in parentheses ( Kazda and

Zvacek, 198 9 )

Al ( mg . 1 - 1 ) Ca/Al ( mo l a r ) A l ( IJg . g - 1 ) Ca/Al (mo l a r )

Boden 1 ösung Bode n l ös u ng Nade l n Nade l n

1 5 cm 30 cm 1 5 cm 30 cm 1 j . 2 j . 1 j . 2 j .

s 1 1 . 6 ( 0 . 7 ) 1 . 3 ( 0 . 6 ) 0 . 50 ( 0 . 40 ) 0 . 68 ( 0 . 56 ) 78 ( 1 3 ) 1 1 6 ( 1 7 ) 1 6 ( 8 ) 15 ( 5 ) n 33 39 33 39 4 4 4 4

s 2 2 . 5 ( 0 . 9 ) 2 . 7 ( 1 . 6 ) 0 . 14 ( 0 . 23 ) 0 . 20 ( 0 . 27 ) 83 ( 1 2 ) 1 18 ( 7 ) 5 ( 1 ) 7 ( 3 ) n 49 50 49 50 4 4 4 4

s 3 1 . 3 ( 0 . 8 ) 1 . 7 ( 1 . 1 ) 1 . 8 1 ( 5 . 64 ) 1 . 1 9 ( 1 . 3 9 ) 8 3 ( 1 3 ) 1 2 1 ( 14 ) 1 1 { 3 ) 1 2 ( 4 ) n 42 36 42 36 4 4 4 4

(X) l\)

- 8 3 -

der Bodenlösung . Mehrere Faktoren wie Kationenversorgung aus dem

Boden ( Hüttl , 1 9 8 6 b ; Kazda und Wei lgony , 1 98 8 ; Zöttl , 1 9 85 ) ,

Nährstoffauswaschung aus den Nade ln ( Ulrich , 1 9 8 3 ; Zött l , 1 985 )

sowie Nährstoffverdünnung durch hohe Stickstoffversorgung ( s iehe

Kap . 4 . 4 . 1 ) überlagern unter Fre i landbedingungen die antagoni­

stischen Effekte der Alumin iumi onen bei der Nährstoffaufnahme .

a ) - 1 5 0 I < rn rn

1 0 0 ::!..

5 0

-a: 0

JUN JUL RUG 5 E P O C T

b ) 2 0 0

I < Ol rn 1 5 0 ::;_

1 00

5 0

-a: 0

JUN JUL RUG 5 E P O C T

5 1 -··--- 5 2 - - - - 5 3

Abb . 4 . 1 6 : Jahresgang der Aluminiumgehalte in dies j ährigen Na­deln ( a ) und Nadeln der vorherigen Vegetationsperiode ( b ) auf den Untersuchungsflächen ( Querbalken z eigen die Standardabweichung ) ( aus Kazda und Zvacek , 1 98 9 )

Fig . 4 . 16 : Aluminium content i n current needles ( a ) and i n need­les from the previous vegetation period ( b ) on the investigated plots ( bars indicate standard deviation ) ( from Kazda and Zvacek , 1 9 8 9 )

Da hohe Aluminiumkonzentrationen in der Nährlösung in vi elen

Versuchen zu einem signifikanten Anstieg der Aluminiumgehalte in

den Nadeln von Jungpflanzen geführt haben ( Bert i l ler , 198 6 ; Ryan

et al . , 1 9 8 6 ) , wurde zur Überprüfung dieser Abhängigkeit der

- 8 4 -

Jahresgang der Aluminiumgehalte in den Nadeln der untersuchten

Bäume dargestellt ( Abb . 4 . 1 6 ) . In beiden Nadel jahrgängen ist auf

den Standorten S 2 und S3 eine hohe Variabi l ität bei der zwei ten

und dritten Probennahme auffä l l ig . Da die Nadeln vor der Analyse

nicht gewaschen wurden , wäre eine Kontamination durch anhaften­

den Bodenstaub ( Krivan und Schadl ach , 1 9 8 7 ) mögl ich , ist aber in

diesen geschlossenen Waldbeständen wenig wahrscheinl ich . Da zu­

sät z l ich die Variabi lität der Aluminiumgehalte gegen Ende der

Vegetationsperiode wieder abnimmt , konnte für diese Schwankungen

keine Erklärung gefunden werden .

Diese Ergebnisse ze igten außerdem ( Abb . 4 . 1 6 ) , daß zum Zeitpunkt

der regul ären Probennahme für Nährstoffuntersuchungen im Oktober

keine Unterschiede in den Aluminiumgehalten bestehen . Ähnliches

konnten auch Gehrmann et al . ( 1 9 8 4 ) beim vergleich von Bäumen

auf unterschi edlich versauerten Böden feststel len . Diese den Ex­

perimenten mit Kulturlösungen entgegengesetzten Befunde beruhen

darauf , daß Altbäume unvergleichl ich mehr Bindungsste l l en für

Aluminiumionen aufweisen als Fichtensämlinge .

Zvacek ( 1 9 8 8 ) untersuchte auch die Aluminiumgehalte in älteren

Nadel j ahrgängen in si eben Fichtenaltbeständen in Österreich . Für

drei - und vier j ährige Nadeln konnte sie eine s ignif ikante Korre­

lation zu den Aluminiumkonz entrationen im Bodensättigungsextrakt

ermitteln . Dies wäre ein Hinwei s darauf , daß im Zuge mehrerer

Vegetationsperi oden auch eine Aluminiumverlagerung in die Nadeln

von Altbäumen stattfinden könnte . Die Untersuchungen im Böhmer­

wald zeigten j edoch , daß eine routinemäßige Nadelanalyse des

jüngsten Nadel j ahrganges zur Beurtei lung potentieller Aluminium­

tox i z ität im Boden ungeeignet ist .

- 8 5 -

4 . 4 Nährstoffgehalte in den Nadeln und Nährstoffdynamik

4 . 4 . 1 Makronährstoffe

In den Abschnitten 4 . 4 und 4 . 5 werden Ergebnisse dargestel lt ,

die be i den wiederho lten Nade lprobennahmen während der Vegeta­

tionsperiode 1 9 8 6 gewonnen wurden . Diese Probennahmen wurden so

gestaltet , daß auch mehrere , vornehmlich pflanzenphysiologisch

arbeitende Gruppen die gleichen Proben mit ihren zum Tei l sehr

aufwendigen Methoden bearbeiten könnten . Da für manche Frage­

stel lungen alle vorhandenen Nadel j ahrgänge analysiert wurden ,

war es aus Kapaz itätsgründen nicht möglich , mehr als vier

Probennahmebäume auf j edem Standort zu untersuchen . Diese Anz ahl

von Bäumen war all erdings zu gering um die Variabil ität inner­

halb des Bestandes ausreichend genau zu erfassen . Da die Ziel­

setzung vieler beteil igten Gruppen war , Unterschiede im Jahres­

gang verschiedener physio logi scher und morphologischer Parameter

zwischen weniger und stark geschädigten Individuen aus zuarbei­

ten , ist eine nachträgliche ernährungskundliehe Bestandescharak­

teristik aus diesen Daten etwas problematisch . In den folgenden

Ausführungen werden vor al lem Werte aus der l etzten Probennahme

im Oktober besprochen , wobei nur bei ausgeprägten Unterschieden

zwischen weniger und stark geschädigten Bäumen diese erwähnt

werden .

Im Herbst 1 9 8 7 wurden im gesamten Österreichischen Böhmerwald

mehr als fünfzig Fichtenstandorte mit hoher stichprobenanzahl

beprobt , um daraus e inen genauen Einblick in den Ernährungs zu­

stand der Bestände in Verbindung mit den Bodenparametern zu be­

kommen . Diese Daten sol len a l l e rdings erst später im Rahmen

einer Dissertation ( Katzensteiner , in Vorbere itung ) vorgeste l lt

werden .

Die ersten drei Reihen der Tabe l le 4 . 1 3 zeigen die mittleren Ge­

halte an Makronährstoffen in e i n j ährigen Nade ln auf den drei

Standorten sowie in der vorlet zten Reihe Referenzwerte für opti­

male und in der letzten Reihe für mange lhafte Versorgung nach

Hüttl ( 19 8 6a ) . Vergl ichen mit diesen Werten verfügen alle drei

- 8 6 -

Tab . 4 . 1 3 : Nährstoffgehalte in e i n j ährigen Nadeln ( letzte Pro­

bennahme im Oktober ) der untersuchten Bestände und

Referenzwerte nach Hüttl ( 19 8 6a ) ; Buchstaben zeigen

sign i f ikante Unterschi ede in Duncan ' s-Test , Stan­

dardabweichung in Kl ammern

Table 4 . 13 : Nutri ent contents in one year old needles ( l ast

sampl ing in October ) of the investigated stands und

reference values according to Hüttl ( 1 9 8 6a ; defi -

ciency in the l ast row ) ; letters indicate differen-

ces by Duncan ' s-Test , standard deviation in paren-

theses

N p K Ca Mg s

% TM

Sl 1 , 3 a 0 , 1 5 a 0 , 54 a 0 , 18 b 0 , 08 b 0 , 1 1 a ( 0 , 1 ) ( 0 , 0 3 ) ( 0 , 08 ) ( 0 , 09 ) ( 0 , 0 1 ) ( 0 , 0 1 )

S2 1 , 5 b 0 , 15 a 0 , 56 a 0 , 06 a 0 , 05 a 0 , 12 a ( 0 , 1 ) ( 0 , 0 2 ) ( 0 , 1 4 ) ( 0 , 0 2 ) ( 0 , 0 1 ) ( 0 , 0 2 )

53 1 , 6 b 0 , 16 a 0 , 58 a 0 , 13 a b 0 ,07 a b 0 , 10 a ( 0 ' 1 ) ( 0 , 0 1 ) ( 0 , 1 3 ) ( 0 , 0 4 ) ( 0 , 00 ) ( 0 , 0 1 )

Optimum 1 , 5 0 , 1 5 0 , 60 0 , 30 0 , 10 ( HUttl , 1 986a )

Mangel 1 , 2- 1 , 3 0 , 1 1 -0 , 1 2 0 , 40-0 , 45 0 , 10-0 , 20 0 , 07-0 , 08 ( Hütt l , 1986a )

Bestände über genügend Phosphor und Ka l ium . S i e s ind j edoch mit

Kal z ium und Magnesium nur unzure ichend bzw . mangelhaft ( insbe­

sondere die stärker geschädigten Bäume ) versorgt , wobei der

Standort S3 eine Mittelstellung einnimmt . Dies ste l lt eine Dis­

krepan z zu den Kon zentrationen di eser Kationen in der Boden lö­

sung dar , da diese am Standort S3 signif ikant höher liegen als

auf den anderen zwei Standorten ( vgl . Kap . 4 . 2 . 1 ) .

Die Nadelanalyse zeigte deutl i che Unterschiede in der Stick­

stof fversorgung der Bestände . Zum Schädigungsgrad der Einzel­

bäume besteht a l lerdings keine Bez i ehung . Während sich die

- 8 7 -

Stickstoffgeha lte im Bestand S1 an der Grenze zu einer Mangeler­

nährung befinden , sind die anderen zwei Bestände sehr gut mit

Stickstoff versorgt . Die Bestände unterscheiden sich auch hin­

sichtlich der Stickstoffdynamik in den Nadeln . I nsbesondere am

Anfang der Vegetat ionsperiode treten in den Beständen S 2 und SJ

hohe Werte auf , wogegen die Nade lgehalte im Bestand S 1 auf einem

niedrigen Niveau verbleiben . Diese Befunde z eigen , daß die

Stickstoffeinträge und die Stickstoffkonzentrationen in der Bo­

denlösung einen beträchtlichen Einfluß auf die Stickstoffversor­

gung der Bestände ausüben ( vgl . Kap . 4 . 1 und 4 . 2 . 1 ) .

Da der Bestand S 2 auf einer früher als Mähwiese genut zten Fläche

stockt 1 ist der Nährstoffvorrat auf diesem Standort durch den

häuf igen Biomasseentzug stark herabgesetz t . Dies traf sicherlich

auch für Stickstoff zu . Die Stickstoffeinträge haben zwar rez ent

das Stickstoffde f i z it ausgeglichen ( Glatzel et al . , 1 9 8 7 ) 1 die

fortschreitende Versauerung hat j edoch gleichzeitig zu einer

weiteren Abnahme der Kationenvorräte im Ökosystem geführt

( Ulrich , 1 9 8 5 ; Fo ster et al . , 1 9 8 6 ; Abrahamsen et al . 1 9 77 ) . Aus

diesen Gründen könnte es leicht zu einer unausgewogenen Ernäh­

rung kommen .

Um eine ausgewogene Ernährung zu ermitte ln , untersuchte Ingestad

( 1 979 ) den Mineralstoffbedarf der Säml inge von Pinus sylvestris

und Picea abies und drückte die Nährstoffgehalte als Gewichts­

proz ente von Stickstof fgehalt aus . Da die Säml inge zu Ende des

Experimentes nur zwi schen 6 und 9 Wochen alt waren , sind diese

Verhältnisse auf die reifen Nadeln von Altbäumen nicht übertrag­

bar . Dies gilt insbesondere für Nährstoffe wie Kal zium mit

niedrigsten Gehalten nach dem Austrieb , während Stickstoff zu

d iesem Zeitpunkt die höchsten Geha lte aufweist . Es wurden daher

die Gehalte für Altbestände ( Hüttl , 1 9 8 6 a ) als Maß für eine aus­

gewogene Ernährung herange zogen .

Die Tabel l e 4 . 1 4 gibt die El ementgehalte der Tabe lle 4 . 1 3 in Re­

l ation zum Stickstoffgehalt wieder . Die Nährstoffe Phosphor und

Kal ium z eigen auch in dieser Auf ste llung ausgewogene Gehalte .

Demgegenüber sind insbesondere in den Beständen S2 und S J die

- 8 8 -

Tab . 4 . 1 4 : Rel ation der Massengehalte von P , K , Ca und Mg in den

einjährigen Nadeln der untersuchten Bestände und der

Referenzwerte von Hüttl ( 1 9 8 6 a ) ( s i ehe Tab . 4 . 1 3 ) zum

Stickstoffgehalt ( Massengehal t N = 1 0 0 )

Table 4 . 14 : Relation of bulk contents of P , K , Ca and Mg in one

year old needles of the investigated stands and of

the reference values ( Hüttl , 1 9 8 6 a ) ( see Table 4 . 1 3 )

to the bulk nitrogen content

( nitrogen content = 1 0 0 )

N p K Ca Mq

Re l a t i ve Ma ssengeha l te ( St i c ks toff = 100 )

s 1 100 1 2 42 1 4 6

s 2 100 10 37 4 4

s 3 100 10 37 9 4

Opt imum 100 10 40 20 7

Mangel 100 9 34 1 2 6

Gehalte an Kal z ium und Magnesium in bezug auf Stickstoff sehr

gering . Im Bestand S3 kann daher eine unausgewogene Ernährung

angenommen werden . Als Ursache für die hohen Stickstoffgehalte

in den Nadeln kann die hohe Stickstoffdeposition auf di esen

Standorten sowie di e hohe Stickstoffmineral i sierung in der

warm-trockenen Witterungsperiode 1 98 6 , die zu hohen Stickstoff­

konz entrationen in der Bodenlösung führten ( s iehe Kap . 4 . 1 und

4 . 2 ) , herangez ogen werden . G i l l und Lavender ( 1 9 8 3 ) haben nach

zahlreichen Düngungsversuchen mit Harnstoff ebenfalls eine Ver­

dünnung anderer Nährstoffe beobachtet und nahmen an , daß die Ab­

nahme der Nadelgeha lte von mehreren Nährstoffen eher auf eine

unzure ichende Nährstoffaufnahme zurückgeht als auf die Ver­

dünnungseffekte durch gestiegene Biomasseproduktion . Dies könnte

erklären , warum im Bestand S 3 trotz der höchsten Kal z iumkonzen­

trationen in der Bodenlösung innerhalb der Standorte , die Bäume

- 8 9 -

ni cht imstande sind , ihre Nadelgeha lte entsprechend anzuheben .

Wie aus der hohen Kronendachdifferenz ( si ehe Kap . 4 . 1 ) angenom­

men werden kann , dürften Auswaschungsverluste aus dem Kronenraum

an den relativ niedrigen Ka l ziumgehalten mitbete i l igt sein .

Peseoller und Albert ( 19 8 9 ) untersuchten die Ionenzusammen­

setzung von Buchenblättern auf 1 3 Standorten im Wienerwa ld und

auf 1 2 anderen Flächen in verschiedenen Gebieten Österreichs ,

darunter auch auf Standorten unwe it der Untersuchungsf lächen im

Böhmerwal d . Auf den Standorten S3 und S2 fanden sie die höchsten

bzw . die zweithöchsten Gehalte an frei em Ni trat in den Buchen­

bl ättern . Obwohl die Stickstoffdepos ition im Wienerwald höher

liegt als im Böhmerwald ( Glatzel et al . , 1 9 8 8 ) , wurden dort be i

gleichzeitig

Nitratgeha lte

besserer Basenversorgung nur

festgeste l l t . Unausgewogene

weitaus geringere

Stickstoffernährung

ist daher auf Standorten , die über eine niedrige Kationenversor­

gung verfügen , viel wahrscheinlicher .

Die Tabel l e 4 . 1 5 zeigt Korrelationskoeffiz ienten zwischen ausge­

wählten Elementen für die untersuchten Bäume zu den fünf Proben­

nahmeterminen . Kal z ium- und Stickstoffgehalte in den Nadeln zei­

gen durchwegs eine negative Korrel ation , was bedeutet , daß mit

Tab . 4 . 15 : Korre lationskoeffiz ienten zwischen ausgewählten Nähr­

stoffen in dies j ährigen Nadeln zu den fünf Probennah­

meterminen ( n=1 2 )

Table 4 . 1 5 : Cerre lation coeffici ents between sel ected nutrients

in current needles in course of the five sampl ings

( n=1 2 )

El emente

Mg x Ca

Ca x N

Mg x N

S X N

1

0 , 47

- 0 , 77

-0 , 42

0 , 97

Probennahmetermi n

2 3

0 ,87 0 , 86

- 0 , 6 5 -0 , 28

-0 , 44 -0 , 12

0 , 53 0 , 09

Nr .

4 5

0 , 89 0 , 90

-0 , 18 - 0 , 5 1

-0 , 27 0 , 16

0 , 50 -0 ,04

- 9 0 -

Stickstoff gut versorgte Bäume niedrige Kal z iumgehalte aufwei­

sen . Dies trifft teilweise auch für Magnesium zu . Die negative

Korrelation zwi schen Stickstoff und diesen zwei Kationen ste l lt

eine weitere Bestätigung der unausgewogenen Nährel ementversor­

gung dar . Stickstoff und Schwefel we isen kurz nach dem Austrieb

eine gute Korrelation auf , die aus dem Nährstoffschub in die neu

gebi ldete Biomasse resultiert . Wegen äußerer Einf lüsse , wie

so 2-Deposition und dem daraus resultierenden Anstieg der Schwe­

felgehalte , geht dieser Zusammenhang jedoch bald verl oren .

Obwohl die mittleren Schwefelgeha lte in den Nadeln ( Tab . 4 . 1 3 )

der Bestände S 1 und S 2 über dem Grenzwert von 0 , 11 % TM l i egen ,

können wegen der geringen Anzahl von Probebäumen und der hohen

Streuung der Schwefelnadelgehalte keine s ignifikanten Unter­

schiede festgest e l l t werden . Es könnte j edoch aus diesen Werten

etwas stärkere so2-Belastung der Standorte S1 und S 2 angenommen

werden . Diese unterschiedl ichen Gehalte entsprechen jedoch n icht

den Sul fatflüssen mit dem Bestandesniederschlag auf den Stand­

orten . so s ind die Sulfateinträge auf dem Standort S3 am

höchsten ( siehe Kap . 4 . 1 ) , die Schwefelgehalte in den Nadeln je­

doch am ni edrigsten .

Der Zeitpunkt der Probannahme übt auf die Schwefelgehalte in den

Nadeln einen bedeutenden Einf luß aus . Sie sind , ähnl ich wie die

stickstoffgehalte , zum Austriebs zeitpunkt am höchsten , sinken

rasch ab , können aber später unter so2 -Einfluß wieder ansteigen .

Dies i st auch i n den Beständen S1 und S 2 der Fal l . Höhere Schwe­

felgehalte in den stärker geschädigten Bäumen der Bestände S 1

und S 2 z eugen von einer Bete i l i gung der so2 -Immissionen a n den

Schadbi ldern . Demgegenüber gab die Nadelanalyse auf dem Standort

S3 keinen Hinwei s auf eine Beeinflussung durch so2 .

Die Schwefe l/St ickstoff-Verhältnisse in den Nadel n können eben­

fal l s a l s I ndikator für die so2 -Belastung herangez ogen werden

( Johnson et al . , 1 9 8 2 ; Kelly und Lambert , 1 9 7 2 ) , wobei Verhält­

nisse über 0 , 0 3 0 auf eine übermäßige Schwefelakkumulation hin­

weisen . Diese Be z i ehung zwischen Schwefel und Stickstoff in den

a ) 6 0

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5 0 0 E ::),

4 0 1 1 1 3 0

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1 00 0 1 5 0 0 )J m O 1 . g " - 1

Abb . 4 . 17 : Beziehung zwischen Stickstoff- und Schwefelgehalten in den Nadeln der untersuchten Bestände ( Di e durchge­zogene Linie kennz e ichnet das ausgewogene Schwe­fel/Stickstoff-Verhältnis ( mo ljmol ) von 0 , 0 3 0 . Symbole 1 , 2 , 3 kennzeichnen Werte aus den Beständen 81 , S2 bzw . S3 . ) a ) Werte für die erste Probennahme der dies jährigen Nadeln b ) alle Werte der dies jährigen Nadeln c) alle Werte der Nadeln der vorherigen Vegetations­periode

Fig . 4 . 17 : Re lation between nitrogen and sul fur in needles of the investigated stands ( The l ine indicates the balanced sul furjnitrogen ratio ( moljmol ) of 0 . 0 3 0 . Numbers 1 , 2 , 3 indicate values from the stands S1 , 8 2 , 83 , respective ly . ) a ) Values for the f irst sampling of current needles b) All values for the current needles c) Al l values for the needles of the previous vegeta­tion period

- 9 2 -

Nadeln ist in der Abbildung 4 . 17 dargestellt . Nach dem Austrieb

( Abb . 4 . 1 7a ) l i egen alle Werte nahe der Linie für das molare

Schwefel/Stickstoff-Verhältnis von 0 , 03 0 , wie auch durch die

hohe Korrelation zwischen diesen Elementen bei der ersten Pro­

bennahme ( si ehe Tab . 4 . 1 5 ) zum Ausdruck kommt . Wie d i e Werte für

alle Probennahmen der dies jährigen Nadeln zeigen ( Abb . 4 . 1 7b ) ,

zeichnet sich im Bestand S 1 bere its eine Akkumulation des Schwe­

fels ab , die in den Nadeln der vorherigen Vegetationsperiode

( Abb . 4 . 17c ) besonders deutlich wird . Diese Schwefel akkumulation

im Nadel jahrgang 1 9 8 5 ist wahrscheinl ich die Folge einer langen

Kälteperiode im Jänner 1 9 8 6 ( Monatsmitte lwert - 1 0 , 5 o C ) . Die bei

ausgeprägten Inversionen aus den nördlichen Ri chtungen kommenden

Luftpakete sorgten für mittl ere monatliche so2 -Konz entration von

70 �g . m- 3 ( Amt der Oberösterreichi schen Landesregi erung , 198 6 ) .

Wegen der schlechten Ausbreitungsbedingungen wurden die nörd lich

exponierten Bestände am stärksten betroffen . Störungen im

Schwefelhaushalt von Fichtennadeln konnten auch Lange et al .

( 19 8 9 ) bei Untersuchungen im Fichtelgebirge feststel len .

In den Beständen S 2 und S 3 treten teilweise SchwefeljStickstoff­

Verhäl tnisse unter 0 , 0 3 0 auf . Dies kann ebenfalls als ein Hin­

wei s auf eine unausgewogene Stickstoffernährung gewertet werden .

4 . 4 . 2 Manganernährung

Die Nährstof fentzüge und zum Te i l auch eine schl echtere Entwäs­

serung als auf den anderen zwei Standorten haben auf der Fläche

S2 zu einer Abnahme der Mangangeha lte im Boden geführt ( vgl .

Tab . 3 . 3b ) . Die Tabelle 4 . 16 z e i gt zusammenfassend für die Meß­

periode 1 9 8 6 die Mittelwerte der Mangankonz entrationen in der

Bodenlösung , die Mittelwerte der Mangangehai te in den Nadeln

sowie die mittleren Kalzium/Mangan-Verhältnisse in der Bodenlö-

sung und in den Nadeln .

( r=0 , 7 2 bzw . r=0 , 7 6 für

Signifikante Korrelationskoeff i z i enten

einjährige bzw . zwe i j ährige Nadeln )

konnten zwischen den Mittelwerten der Mangankonz entrationen in

der Bodenlösung aus 15 cm Tiefe und Mangannadelgehalten am Ende

der Vegetationsperiode errechnet werden .

Tab . 4 . 1 6 : Mittelwerte der Mangankonz entrationen und der Kal z ium/Mangan-Verhältnisse i n

d e r Bodenlösung für d i e Meßperiode 1 9 8 6 und Mangangehalte sowie Kal ­

z ium/Mangan-Verhältn i s s e i n ein- und zwe i j ährigen Nadeln der Probennahme im

Oktober ( Standardabweichung in Klammern ) ( Kazda und Zvacek , 198 9 ) Table 4 . 16 : Means o f mangane s e concentrations and o f the calciurnjmanganes e ratio in the

s o i l solution for the sampl ing period 1 9 8 6 as well as the manganese contents

and the calciumjmanganese ratio in one and two year old needles at the s amp­

l ing in October ( standard devi ation in parentheses ) ( Kazda and Zvacek , 1 9 8 9 )

Mn ( mg . J - 1 ) Ca/Mn ( mo l ar ) M n (JJg . g- 1 ) Ca/Mn ( mo l a r )

Boden 1 ösung Bode n l ösung Nade l n Nade l n

1 5 cm 30 cm 15 cm 30 cm j . 2 j . 1 j . 2 j .

s 1 0 . 5 1 ( 0 . 27 ) 0 . 44 ( 0 . 31 ) 2 . 8 ( 1 . 2 ) 3 . 0 ( 1 . 8 ) 704 ( 389 ) 935 ( 430 ) 3 . 5 ( 0 . 8 ) 3 . 7 ( 1 . 2 ) n 33 39 33 28 4 4 4 4

s 2 0 . 1 1 ( 0 . 07 ) 0 . 17 ( 0 . 09 ) 4 . 1 ( 4 . 0 ) 3 . 2 ( 1 . 9 ) 103 ( 40 ) 1 5 1 ( 56 ) 8 . 2 ( 1 . 1 ) 1 1 . 2 ( 1 . 8 ) n 49 50 49 44 4 4 4 4

s 3 0 . 40 ( 0 . 39 ) 0 . 62 ( 0 . 22 ) 6 . 1 ( 4 . 8 ) 4 . 9 ( 2 . 6 ) 462 ( 246 ) 628 ( 3 1 4 ) 4. 4 ( 1 . 4 ) 5 . 4 ( 1 . 2 ) n 44 37 44 33 4 4 4 4

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Abb . 4 . 18 : Jahresgang der Mangangehalte in dies jährigen Nadeln ( a ) und Nadeln der vorherigen Vegetationsperiode ( b ) auf den Untersuchungsf lächen ( Querbalken z eigen die Standardabweichung )

Fig . 4 . 18 : Manganese content i n current needles ( a ) and in need­les from the previous vegetation period ( b ) on the investigated plots ( bars indicate standard devi ation )

Die Entwicklung der Mangangehalte in den Nadeln zeigt die Abbi l­

dung 4 . 1 8 . Auf den Standorten S 1 und S 3 nehmen die Mangangehalte

in den dies j ährigen Nadeln im Laufe der Vegetationsperiode kon­

tinuierlich zu , während s i e im Gegensatz da zu im Bestand S 2

niedrig bleiben . In den zwei jährigen Nadeln ändern s ich d i e Ge­

halte während der Vegetationsperiode kaum , obwohl wegen des

ständigen Antransports in die Assimilationsorgane eine Zunahme

zu erwarten wäre . Obwohl aus mehreren Untersuchungen eine Anrei­

cherung in älteren Nadeln bekannt ist ( Nebe , 1 9 6 7 ; Hüttl , 1 9 8 6 b ;

Kreut z er und Bittersohl , 1 9 8 6 ) , können Auswaschungsverluste aus

- 95 -

den Blattorganen ( Mayer , 1 9 8 1 � Kreut zer und Bittersohl , 1 9 8 6 ;

Kazda , 1 9 8 9 b ) diesen Transport anscheinend in der Waage halten .

Im Gegensatz zu Aluminiumgeha lten weisen die Mangangeha lte in

den Nadeln eine große Variationsbreite auf , welche die kleinräu­

mige Variabi l ität der Manganverfügbarkeit im Boden widerspiegeln

dürfte .

D i e Gehalte an Ka l zium und Mangan in diesj ährigen Nadeln wei sen

auffall end hohe Korrelationskoeff i z ienten auf , die s ich während

der fünf Probennahmetermine zwischen 0 , 8 3 und 0 , 97 bewegen

( n=12 ) . Die Be z i ehung zwischen Kal z ium und Mangan ist in der Ab­

bildung 4 . 19 graphisch dargesteilt . Für die Werte j edes Stand­

ortes wurde e ine eigene Regress ions linie errechnet . Wie die

Steigung dieser Regressionsgeraden z eigt , nehmen die Kal z iumge­

halte auf der unterversorgten Fl äche S 2 in bezug auf die Mangan­

gehalte viel schnel ler zu als auf den anderen zwei Standorten .

Da hohe Manganaufnahme imstande ist , d i e Kalz iumaufnahme z u be­

hindern ( Ke i l et al . , 1 9 8 6 ; Stieten , 1 9 8 5 ) , müßte eine n icht­

l i neare Regressionsgleichung diese Interaktion besser erklären .

Dies trifft für die zwe i j ährigen Nadeln zu . Mit e inem höheren R2

für eine quadratische Gleichung ( R2=o , 7 9 ) als für eine l ineare

Regression ( R2=o , 7 4 ) kann dieser Zusammenhang etwas besser be­

schrieben werden . Dies könnte bedeuten , daß eine weitere Zunahme

der Mangangehalte mit negativen Auswirkungen auf die Kal z iumer­

nährung gekoppelt sein könnte .

Für eine gute Korre lation zwischen Kal z ium und Mangan gibt es

bereits einige Hinweise in der Literatur . Van Diest und Schuf fe­

Ien ( 19 6 7 ) fanden , daß Mangan in den Wurzeln von Sonnenblumen

durch zwe i Carrier aufgenommen wird , wobei zwischen Mangan und

Kal z ium an einem der beiden Carr i er ein kompetitiver Antagonis­

mus besteht . Für Buche errechnete Prenzel ( 1 9 7 9 ) die gleichen

Aufnahmeraten di eser zwei Elemente und er hat ebenfal ls aktive

Aufnahmemechanismen postu l i ert . In mit Mangan

Fichtenbeständen hat Nebe ( 1 9 67 ) auch eine

gut versorgten

gute Kal z ium-

versorgung ermittelt . Umfangrei che ernährungsphysiologi sche

Untersuchungen im Fichtelgebirge ( Lange et al . , 1989 ) haben

- 9 6 -

ebenfal l s ähnliphes Verhalten von Ka lz ium und Mangan festge­

ste l lt . Auch die Ergebnisse der Untersuchungen im Böhmerwa ld ha­

ben hohe Korrel ationen zwischen diesen zwei E l ementen in der Bo­

denlösung ( Kap . 4 . 2 . 1 ) und in den Nadeln gezeigt . Daraus ergibt

s ich , daß diese zwei Elemente auf sauren Böden eine ähnliche

Dynamik aufwei sen dürften .

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Abb . 4 . 1 9 : Bez i ehung zwi schen Mangan- und Kalz i umgehalten in dies jährigen Nadeln ( a ) und Nade ln der vorherigen Ve­getationsperiode ( b ) ( Symbole 1 , 2 , 3 kennzeichnen Werte aus den Beständen 81 , 82 bzw . 8 3 . )

Fig . 4 . 1 9 : Rel ation between contents of manganese and calcium in current ( a ) and previous Vegetation period needles (b) ( Numbers 1 , 2 , 3 indicate values from the stands 81 , 82 and S 3 , respectively . )

- 9 7 -

Die Mangantoxi z ität ist bei landwirtschaftl ichen Pflanzen hin­

reichend dokumenti ert (Marschner , 1 9 8 6 ) . Es wurden für viele

Kulturarten Toxi z itätsgrenz en der Mangangehalte in Blattorganen

ermittelt ( Macnicol und Becket , 1 9 8 5 ) . Mangantoxi z ität bei Wald­

bäumen wurde bis j etzt kaum beschri eben . Hoyle ( 1 9 7 2 ) gab Blatt­

bzw . Wurzelgehalte von 1 5 0 0 �g . g- 1 bzw 1 5 0 �g . g- 1 als Grenzwerte

für Mangantoxi z ität bei Betula a l l eghaniens i s an . G l at z e l und

Kazda ( 1 9 8 5 ) untersuchten das Wachstum und die Mineralstoffer­

nährung von Fagus sylvatica und Acer platanoides auf versauertem

und schwermetallbel astetem Substrat aus dem Einsickerungsbereich

des Stammabflußwassers . S i e fanden Wuchsdepressionen mit g l eich­

z eitig stark gestiegener Manganaufnahme , die zu mittleren Blatt­

geha lten von 2 6 0 0 pg . g-1 in Buchen- bzw . 1 6 0 0 �g . g-1 in Ahorn­

bl ättern führte . Schöne ( 1 9 8 7 ) hat in geschädigten Beständen von

Pseudotsuga taxifolia in der Eifel Nade lgehal te bis zu

1 0 . 0 0 0 pg . g- 1 gemessen und berichtete über induzierte E i senchlo­

resen in den Blattorganen . Die Fichte i st j edoch imstande , rela­

tiv hohe Mangangehalte in den Nade ln zu akkumuli eren . Mehrere

Autoren ( Nebe , 1 9 6 7 ; Gärtner , 1 9 8 5 ; Hütt l , 1 9 8 6 b ; Kreutzer und

Bittersohl , 1 9 8 6 ) berichteten von Nade lgehal ten von bis zu

4 . 0 0 0 pg . g-1 in älteren Nade l j ahrgängen . Die Untersuchung einer

größeren Anzahl von Fichtenbeständen in Süddeutschland ( Hüttl ,

1 9 8 6b ) zeigte , daß verglichen mit e iner ähnlichen , acht Jahre

früher durchgeführten Untersuchung , d i e mittleren Gehalte in

einjährigen Nadeln um 150 pg . g- 1 auf 9 0 0 pg . g- 1 gestiegen s ind .

D i e Maximalwerte haben s ich s ogar um 1 . 00 0 pg . g- 1 auf

2 . 9 4 0 j.lg . g-1 erhöht . Dies deutet auf eine verstärkte Manganfrei ­

setzung i m Zuge der Bodenversauerung der letzten Jahrzehnte hin .

Nach Murach ( 19 8 4 ) führt unzurei chende Ka l z iumversorgung der

Feinwurzeln zu einem verstärkten Mangantransport in die Grobwur­

zeln . Daher wird erst bei unzureichendem Kal z iumangebot im Boden

der Manganaufnahme eine Bedeutung zukommen . Dies wird bei den

viel fach belegten Auswaschungsverlusten von Kal z ium und Magne­

s ium aus dem Boden durch s aure Deposition ( vgl . Kap . 4 . 2 . 2 ) in

europä i schen Waldbeständen verstärkt der Fall sein . Ergebnisse

von Hüttl ( 1 9 8 6 b ) zeigten außerdem , daß Nadelvergi lbungen in

- 98 -

e inem der von l,hm untersuchten Bestände mit hohen Mangannadel­

werten zusammenhängen könnten . Da in diesem Bestand das molare

Kal z ium/Mangan-Verhältnis in den Nadel n bei 1 , 4 lag , könnte die­

ses Verhältnis als Maß für potentielle Mangantoxi z ität herange­

z ogen werden .

4 . 5 Nährstoffkoppelung : Bodenlösung-Xylemsaft-Nadeln

Als ein wesentlicher Beitrag zum Verständni s der Nährstoffdyna­

mik wurde die Gegenüberstellung der Konzentrationen im Bodenwas­

ser und im Xyl emsaft mit den El ementgehalten in den Nadeln ange­

sehen . Wegen der geringen Ausbeute von Xylemsaft aus den Fich­

tenzweigen konnten nur die Kationen Kalium , Kal z ium und Magne­

Eine umfangreiche Darstel lung der Xylem­

von Wei lgony ( 1 98 6 ) gegeben . Weitere

sium analys iert werden .

Saftuntersuchungen i st

Aspekte der nachfolgend

Kazda und Wei lgony ( 1 988 )

besprochenen Zusammenhänge

veröffent l icht .

wurden von

Die Abbildung 4 . 2 0 zeigt den Jahresgang der Kaliumkonzentratio­

nen i n der Bodenl ösung , bzw. im Xylemsaft und die mittleren Na­

delgehal te der untersuchten Bäume auf den drei Standorten für

die Probennahmen der Vegetati onsperiode 1 9 8 6 . Die Konzentratio­

nen in der Bodenlösung ändern sich sehr rasch , und es besteht

offenbar kein Zusammenhang zwischen den durch äußere Einflüsse

bestimmten Schwankungen der Bodenwasserkonz entrationen und den

baumphysiologisch gesteuerten Xylemsaftkonzentrati onen . Diese

wei sen bei allen untersuchten El ementen Maximalwerte zum Zeit­

punkt des Austriebs auf . Auch während der Trockenperiode im Sep­

tember/Oktober 1 9 8 6 s ind die Xyl emsaftkonzentrationen trotz ho­

her Werte in der Bodenlösung nicht gestiegen . Gez ielte Untersu­

chungen der Xylemsaftkonzentrationen in zwei Cornus mas und �

nus sanguinea Beständen in bezug auf unterschiedliche Was server­

sorgung ( We ilgony , 1 9 8 6 ) z eigten ebenfa l l s keine auf Trocken­

streB zurückgehende Konzentrationserhöhung .

- 9 9 -

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MRY J U N JUL R U G S E P O C T N O V

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Abb . 4 . 20 : Kalium : Jahresgang der Konzentrationen in der Boden­lösung ( S K ) , im Xylemsaft ( X K ) und Gehalte in dies­j ährigen Nadeln ( Nl K) und i n Nadeln der vorherigen Vegetationsperiode ( N2 K ) auf den Standorten S l , S 2 und 83 ( Kazda und Wei lgony , 1 9 8 8 )

Fig . 4 . 20 : Potassium : Seasonal changes in soil solution concen­trations ( S K ) , xylem sap concentrations ( X K ) and content in the current ( Nl K ) and previous year need­les (N2 K ) ( Kazda and Weilgony , 1 9 8 8 )

- 1 0 0 -

Die Abbi ldung 4 .. 2 1 zeigt eine der Abbildung 4 . 20 entsprechende

Gegenüberstel lung für das Kalz ium . Obwohl die Kal ziumkonz entra­

tionen in der Bodenlösung auf der Fläche S2 sehr niedrig l iegen ,

unterscheiden sich dort die Xylemsaftwerte kaum von den anderen

Fl ächen . Demgegenüber zeigen die Nadelgeha lte des Bestandes S 2

sehr niedrige Werte , d i e unterhalb des Gren zwertes für eine man­

gelhafte Versorgung liegen . Das Kal z ium weist im Xylemsaft und

in den Nadeln einen gegenläufigen Jahresgang auf . Während die

Kal ziumkonz entrationen im Xylemsaft abnehmen , steigen die Kal­

ziumgehalte in den Nadeln kontinuierl ich an .

Auch die Magnesiumkonz entrationen in der Bodenlösung sind auf

der Fläche S2 wesentlich niedriger als auf den anderen zwei

Standorten ( siehe Kap . 4 . 2 ) . Der Jahresgang der Magnesiumkon z en­

trationen im Xylemsaft zeigt Maximalwerte zu Beginn der Vegeta­

tionsperiode . Wie bei den anderen zwe i El ementen , übertragen

s ich d i e Schwankungen der Bodenwasserkonzentrationen auf die des

Xylemsaftes nicht ( Abb . 4 . 2 2 ) .

Die j ahres z eitl ich abhängigen Verläufe der Xyl emsaftkonz entra­

tionen s ind bereits für Actidinia chinensis ( Ferguson et a l . ,

1 9 8 3 ) und für Cornus mas und Cornus sanguinea ( Weilgony , 19 86 )

beschrieben worden , wobei ebenfa l l s die höchsten Konzentrationen

zum Ze itpunkt des Austriebs gemessen wurden .

um d i e Nährstof fanlieferung in die frisch gebi ldete Biomasse

besser beurte ilen zu können , wäre es wichtig festzustel len , ob

die Entwicklung der Gehalte in den Nadeln parallel mit der den

Konzentrationen im Xyl emsaft verläuft . In di esem Fal le würden

die Nadel gehalte di rekt an die Xylemsaftkonzentrationen gekop­

pelt sein . Ist die Abnahme der Xylemsaftkonz entrationen schnel­

ler als die der Nadelgehalte , würde dies bedeuten , daß nach dem

Nährstoffschub während des Austriebs die Nährstoffe nicht mehr

in einem so hohen Maße angel i efert werden und die Entwicklung

der Nadelgehalte eher auf die wachstumsbedingte Verdünnung

zurückgeht .

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MRY JUN JUL RUG SEP OCT NOV

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MRY JUN JUL AUG SEP OCT NOV

53

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S C a X C a

N l C a N2 C a

Abb . 4 . 21 : Kal z ium : Jahresgang der Konzentrationen in der Boden­lösung ( S Ca ) , im Xylemsaft ( X Ca ) und Gehalte in dies jährigen Nadeln ( N1 Ca ) und in Nadeln der vorhe­rigen Vegetationsperiode { N2 Ca ) auf den Standorten S1 , S2 und S 3 ( Kazda und Wei lgony , 1988 )

Fig. 4 . 2 1 : Calcium : Seasonal changes in soi l solution concentra­tions ( S Ca ) , xylem sap concentrations ( X Ca ) and content in the current ( Nl Ca ) and previous year needles ( N2 Ca ) ( Kazda and Wei lgony , 1 9 8 8 )

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MRY JUN JUL RUG SEP O C T NOV

s M g N ! M g X M g N 2 M g

Abb . 4 . 2 2 : Magnesium : Jahresgang der Konz entrationen in der Bo-denlösung ( S Mg ) I im Xyl emsaft ( X Mg ) und Gehalte in dies j ährigen Nadeln ( Nl Mg ) und in Nadel n der vorhe-rigen Vegetationsperiode ( N 2 Mg ) auf den Standorten 81 , 8 2 und 8 3 ( Kazda und Weilgony , 1 9 8 8 )

Fig . 4 . 2 2 : Magnes ium : Seasonal changes in soil solution concen-trations ( S Mg ) ' xyl em sap concentrations ( X Mg ) and content in the current ( Nl Mg ) and previous year needles ( N 2 Mg ) ( Ka zda and We ilgony , 1 9 8 8 )

- 1 0 3 -

Tab . 4 . 1 7 : Ergebnisse der Ein-Weg-Kovarianzanalyse für Regres­

sionen der probennahmeterminbe zogenen Xylemsaftkon­

zentrationen und Regress ionen der probennahmetermin­

be zogenen Nade lgehalte in dies jährigen Nade ln ( n=6 0 ,

trans formierte Werte ) ( aus Kazda und Weilgony , 1 9 8 8 )

Table 4 . 17 : One-way analysis of covariance for regress ions for

xylem sap concentration changes in time vs . regres­

sions for seasonal changes in nutrient contents in

current needles ( n=6 0 , transformed variables )

Ka 1 i um

Ka l z i u m

( from Kazda and Wei lgony , 1 98 8 )

Ko rr . Koeff . Reg r . Koeff. Homoge n i tät P( F)

Xyl ems aft - 0 , 7 3 D i e s j . Nade l n -0 , 80 Gesamt - 0 , 7 2

Xyl emsaft D i e s j . Nade l n Gesamt

-0 , 38 0 , 39

-0 , 10

-0 , 28 -0 , 16 -0 , 22

- 0 , 2 1 0 , 11

- 0 , 0 5

0 , 0028

0 ,0000

t4agnes ium Xyl emsaft D i e s j . Nadel n Gesamt

-0 , 44 -0 , 37 -0 , 37

- 0 , 25 -0 ,06 -0 , 15 0 , 0079

Ges . Regr . Koeff. P ( F )

0 , 0000

0 , 2533

0 ,000 1

I n der Tabe l l e 4 . 17 sind die Ergebnisse der Kovar i anzanalyse für

Regressionskoef f i z ienten der probennahmeterminbe zogenen Konzen­

trationsänderungen im Xylemsaft und für Regress ionskoef fiz ienten

der probennahmetermi nbe zogenen Kationengehalte in dies j ährigen

Nadeln angeführt . In diesen Berechnungen wurden alle Daten der

drei Bestände als ein Kol lektiv behandelt . Um die absoluten

Unterschi ede der Werte zwischen Xyl emsaftkonzentrationen und Na­

delgehal ten auszugleichen , wurden die Variablen transformiert .

Die Einzelwerte der Xylemsaftkonz entrationen wurden durch die

Mittelwerte der Xy lemsaftkonzentrationen im Bestand Sl divi­

diert . Ähnlich wurden auch die Nadelgehalte umgerechnet . Die

nachfolgenden Ergebnisse bez iehen s ich daher auf relative Verän­

derungen der Werte .

- 1 0 4 -

D i e Regressionskoeff i z ienten betragen -o , 2 8 für das Kal ium im

Xyl emsaft und - o , 1 6 für das Kalium in dies j ährigen Nade l n . Sie

z e igen eine Homogenität von nur 0 , 2 8 % (Tab . 4 . 1 7 ) . Dies bedeu­

tet , daß die Konz entrationen im Xylemsaft signifikant schnel l er

absinken a l s d i e Gehalte in den Nadeln . Ähnliche Verteilungs­

muster gelten auch für Magnesium .

Die Kalz iumkonz entrationen im Xyl emsaft nehmen während der Vege­

tationsperiode ähnl ich denen der anderen zwei Kationen ab . In

den Nadeln nehmen die Kal z iumgehalte j edoch zu . Da das Xylem in

der bereits gebildeten Biomasse nicht ausrei chend entwickelt

ist , erhebt sich die Frage , ob die fri sch gebildeten Triebe von

dem Maximum der Kal ziumkonzentrationen im Xylemsaft während des

Austriebs profitieren können .

Die Kal z i umzul ieferung in die neuen Blätter übersteigt den Was­

sertransport beträcht l i ch , da die neuen Austauschplätze in den

Apoplasten große Sinkfunktion bes itzten ( Koontz und Foote , 1 9 6 6 ;

Marschner und Ossenberg-Neuhaus , 1 9 7 7 ) . Da der Anstieg der Kal­

z iumgehalte in den Nadeln allerdings erst bei relativ ni edrigen

Kal z iumkonzentrationen im Xyl emsaft stattfindet , :müßte es auch

später zu einem überdurchschnitt l i chen Kal z iumantransport kom­

men , oder es müssen andere Transportwege für das Ka l zium berück­

sichtigt werden . Ferguson und Bol l ard ( 1 9 7 6 ) berichteten , daß

die Kalziummobi l ität in verhol ztem Gewebe verglichen mit anderen

Elementen eingeschränkt war . S i e beobachteten weiters einen

seitlichen Transfer in das Phl oem . Obwohl die Mobi lität des Kal­

ziums im Phloem sehr gering ist ( Marschner , 1 9 8 6 ) , konnten i:m

Phloem Kalziumkonz entrationen von 8 3 :mg . l-1 gemessen werden , die

etwa halb so hoch lagen wie die im Xylem ( Hocking , 1 9 80 ) . Einen

weiteren Einfluß auf die Kal ziumernährung übt se ine Affinität

zu:m Lignin aus , wobei diese für die Akkumulation in den älteren

Blattorganen verantwortlich gemacht wird ( Shear und Faust ,

1 9 7 0 ) . Sie fanden , daß wenn die Ka l z iumverfügbarkeit im Wuchsme­

dium eingeschänkt ist , junge Bl ätter in deren Versorgung benach­

tei ligt werden . Diese Erscheinung könnte für den Mangel standort

S2 von Bedeutung sein .

- 1 0 5 -

Wie weitere kovar ianz analytische Berechnungen z eigten , l iegt die

Homogenität der Regressionskoeff i zi enten für die Konzentrations­

abnahme im Xylemsaft während der Vegetationsperiode für a l l e

untersuchten El emente bei etwa 70 % . D i e s imp l i z iert , d a ß die

Mobil isierung und Anlieferung der Nährstoffe durch den Xylemsaft

in die neu gebi ldete Biomasse für alle Elemente ähnlich ver­

läuft . Die Entwicklung der Kationengehalte in den Nade ln ist

hingegen für die drei Elemente signifikant verschieden .

Eine wichtige Information über den internen Nährstoffumsatz und

Nährstoffmobi lisierung kann aus der Gegenüberstel lung der Kon­

z entrationen in der Bodenlösung mit denen des Xy lemsaftes einer­

seits und der Xyl emsaftkon zentrationen mit Elementgehalten dies­

j ähriger Nadeln andererseits gewonnen werden . Diese Gegen­

überstel lung zeigt die Tabe l l e 4 . 1 8 , wobei die Verhältnisse XIS

den Konz entrationsanstieg von der Bodenlösung zum Xylemsaft dar­

s te l len . Hohe XIS-Werte können sowohl eine hohe Aufnahmeselekti­

v ität als auch intensive interne Umlagerungsprozesse bedeuten .

Die NIX-Werte sind im Gegensatz zu XIS-Verhältnissen nicht di­

mens ion slos sondern drücken in 0 , 1 l . g- l aus , wieviel Xylemsaft

zur Bildung von 1 g Biomasse theoreti sch erforderl ich wäre . Die

NjW-Werte werden stark durch die Transpirationslei stung und die

Biomass ebi ldung bestimmt . Allerdings konnte die neugebi ldete Na­

delmasse nicht erfaßt werden , was die Aussagekraft dieses Ver­

hältnisses einschränkt . Da die aus Mittelwerten der Vegetations­

peri ode errechneten NIX-Werte die Transpirationsl e istung stark

überschätz en würden , ist dies eine weitere Bestätigung für einen

Nährstoffschub während des Austriebs .

Kalium weist die höchsten XIS-Verhältnisse unter den drei Katio­

nen auf . Dies bringt die hohe interne Mobil ität di eses Elementes

zum Ausdruck , die es ermög l i cht , trotz höchst unterschiedl icher

Kal iumkon zentrationen in der Boden lösung fast idente Konzentra­

tionen im Xylemsaft auf al len drei Standorten zu erreichen . Der

XIS-Wert von 44 im Bestand S2 ze igt den hohen Grad der internen

Umlagerung bzw . die Größe des internen Kaliumumsatzes , um e ine

optimale Versorgung des jüngsten Nadel j ahrganges zu ermögl ichen .

- 1 0 6 -

Tab . 4 . 18 : Mittelwerte der Konzentrationen in der Bodenlösung ,

bzw. im Xylemsaft und mittlere Nadelgehalte für die

Beobachtungsperiode 1 9 8 6 sowie Verhältnisse zwischen

Konzentrationen im Xylemsaft und in der Bodenlösung

( X/S ) und N/X-Werte zwischen mittl eren Nade lgehalten

und Konzentrationen im Xylemsaft ( aus Kazda und

Wei lgony , 1988 )

Table 4 . 18 : Averages of nutrient concentrations in the soil so­

lution and in xylem sap and mean needl e contents for

the vegetation period 1 9 8 6 as wel l as ratios between

concentrations in xylem sap and in soil so lution

( X/S ) and N/X-values for mean needl e contents and

concentrations in xylem sap ( from Kazda and Weil­

gony , 1 98 8 )

Bodenlösung XIS

- 1 mg . l

Ka l i um

s 1

s 2

s 3

Ka l z i um

s 1

s 2

s 3

Magne s i um

s 1

s 2

s 3

3 , 9

1 , 6

7 , 4

1 , 1

0 , 4

1 , 5

0 ,68

0 , 40

0 , 9 3

1 7

44

9

7

1 6

6

7

9

4

Xyl emsaft NIX

- 1 mg . 1

68

70

70

7 , 5

6 , 7

8 , 5

4 ,7

3 , 5

3 , 9

105

1 1 1

107

16 1

76

1 17

1 74

1 74

205

d iesj . Nade l n

%

0 , 72

0 ,78

0 , 75

0 , 1 2

0 ,0 5

0 ' 1 0

0 ,08

0 ,06

0 ,08

2 j . Nade l n

%

0 , 45

0 , 46

0 , 49

0 , 24

0 ' 10

0 , 24

0 , 06

0 ,04

0 ,06

- 1 0 7 -

D i e Aufnahmeselektivität für das Kalium trägt allerdings auch zu

a l lgeme in höheren XIS-Verhältnissen bei . Prenz e l ( 1 9 7 9 ) berech­

nete die Massenflußkoeff i z i enten ( MFC ) für die Elementaufnahme

in e i nem Buchenbestand im Sol ling . Er postu l ierte selektive Auf­

nahme für Kal ium mit MFC=8 , 3 ( d . h . 8 , 3 mal höhere Aufnahme als

durch den Massenfluß zu den wurzeln ermittelt wurde ) . Auch wenn

d i e Aufnahmeraten bei der Fichte nicht identi sch sein müssen ,

erlaubt der Vergleich zwi schen Massenf lußkoeff i z i enten und den

XIS-Verhältnissen , den Umfang der internen Umlagerungsprozesse

besser abzuschätzen . So ist die Kal iumaufnahme vermutl ich aus­

reichend im Bestand S3 ( MFC=8 , 3 ; XIS=9 ) , wogegen im Bestand S2

e i ne über die Aufnahmeselektivität weit hinausgehende Konzentra­

t i onserhöhung im Xylemsaft auftritt .

Die NIX-Werte für das Kalium s ind in al len drei Beständen sehr

ähnlich. Daß sie unter den drei untersuchten Kationen am nied­

r igsten l i egen , ist durch die hohe Phloemmobi l i tät des Kaliums

( Marschner , 1 9 8 6 ) leicht zu erkl ären .

Im Bestand S 2 konnten auch für das Kalz ium die höchsten

XIS-Verhältnisse ermittelt werden ( Tab . 4 . 1 8 ) . Verglichen mit

dem Massenflußkoeff i z i enten von 2 , 2 ( Prenze l , 1 9 7 9 ) z eigt s i ch ,

daß auch bei diesem Element i ntens ive Umlagerungsvorgänge statt­

f inden . Bei weniger mobi lem Kal z ium reichen s i e aber nicht aus ,

die gleichen Xylemsaftkonzentrationen auf al len drei Standorten

zu gewährlei sten . Die Reihenfolge der Kalziumgeha lte in den Na­

deln unter den Standorten · geht weder mit der Reihenfolge der

Konzentrationen im Bodenwasser noch mit der im Xyl emsaft paral ­

l e l . Dies wird durch d i e sehr verschiedenen NIX-Werte verdeut­

l icht , die in der gleichen Re ihenfolge wie die Nadelgehalte ab­

nehmen . Wie aus der Darstel lung der Bodensaugspannung ( Kap .

4 . 2 . 1 ) ersicht l i ch ist , kann eine geringere Wasserverfügbarkelt

im Boden für eine herabgesetzte Transpirationsl e istung der Be­

stände S2 und S3 und einen dadurch bedingten ni edrigeren Kal­

z iumantransport mit dem Xylemsaft in die Ass imi l ationsorgane

nicht verantwortl ich gemacht werden . Wie auch Werk et a l . ( 1 9 8 8 )

f eststel lten , unterscheiden sich Bestände verschi edener Schädi-

- 1 0 8 -

gungsgrade hinsichtlich ihrer Transpiration nicht . Am ehesten

könnte außer Auswaschungsverlusten aus den Nadeln durch die

s aure Deposition auf den stärker belasteten Standorten S2 und S3

( s iehe Kap . 4 . 1 ) die sehr gute Stickstoffversorgung dieser Be­

stände zu einer Verdünnung des wenig mobilen Ka l z iums führen .

Ähnl ich wie bei Kal z ium treten auf dem Standort S 2 bei Magnesium

trotz des höchsten XIS-Verhältnisses die niedrigsten Konz entra­

tionen im Xylemsaft auf . Da der Massenflußkoeffi z i ent für Magne­

s i um mit 1 , 7 mehrfach kleiner ist als die XIS-Verhältnisse , kann

insbe sondere auf den Standorten S 2 und S3 mit intens iven Umlage­

rungen gerechnet werden . Magnes ium z eigt die höchsten N/X-Werte

innerhalb der drei untersuchten Kationen . Trotz dieses anschei­

nend intensiven Magnesiumantransports mit dem Xylemsaft sind

a l l e drei Bestände unzureichend mit Magnesium versorgt .

Wegen der geringen internen Mobil i tät und Aufnahmesel ektivität

von Kal z ium und Magnesium s ind die Bäume nicht imstande , diese

Nährstoffe in ausreichendem Umfang mit dem Xyl emsaft den neu ge­

bildeten Nadeln zur Verfügung zu ste l l en . Daher treten bereits

im jüngsten Nadel jahrgang Mangelerscheinungen auf , obwohl Nähr­

stoffe aus den älteren Nadeln herausverlagert werden ( Mies und

Zöttl , 1 9 85 ) .

stark und Spitzner ( 1 985 ) fanden in einem Pinus ponderos a Be­

stand auf Kalk signifikant mehr Kal zium und Magnesium , aber we­

niger Kal ium verglichen mit einem anderem Bestand auf S i likat .

Auch ein Vergleich der hier vorgestel lten Xylemsaftkonz entratio­

nen mit anderen aus Kalkstandorten ( We ilgony , 1 9 8 6 ) z eigte ähn­

l iche Differenzen . Wie die Untersuchungen der drei auf annähernd

gleichem Bodentyp stockenden Bestände im Böhmerwald z eigten , er­

geben sich aus der Xylemsaftanalyse keine Hinweise auf eine man­

gelhafte Kal iumanl ieferung aus der Bodenlösung . Die Reihenfolge

der Xylemsaftkonzentrationen von Kalz ium und Magnesium auf den

drei Standorten entspricht zwar den Konzentrationen in der Bo­

denlösung , die deutlichen Unterschiede in der Bodenlösung werden

j edoch im Xyl emsaft durch die internen Umlagerungsvorgänge und

den ausgeprägten Jahresgang stark verwischt .

- 1 0 9 -

Die j ahreszeitlichen Schwankungen der Xylemsaftkon z entrationen

und die internen Umlagerungsvorgänge schränken die Aussagekraft

der Xylemsaftana lyse im Hinbl ick auf den Ernährungs zustand von

Waldbäumen ein . Da die Elementgehalte in den Nadeln außer durch

Xylemsaftkonz entrat ionen durch viele andere Faktoren bestimmt

werden , ist die Xylemsaftanalyse zur Beurteilung des Ernährungs­

zustandes von Waldbeständen kaum geeignet .

- 1 1 0 -

5 . SCHLUSSFOLGERUNGEN

D i e Untersuchungen in drei Fichtenaltbeständen im Böhmerwald

z eigten , wie stark der Ernährungszustand und der Mineralstoff­

haushalt der Wal dökosysteme in Mittel europa von zwei vonei nander

unabhängig wirksamen Faktoren , der Standortsgeschichte und der

Stoffdeposition , geprägt werden .

D i e durch mehrere Jahrhunderte fortdauernden Nährstoffentzüge

haben viel fach zur Abnahme der Nährstoffvorräte im Ökosystem und

zur Bodenversauerung geführt . Durch Umwandlung degradierter ,

vornehmlich landwirtschaftlich genutzter Standorte in Fich­

tenre inbestände ist es auf Grund der Nährstoffestlegung in der

Biomasse zu einer weiteren Verknappung der verfügbaren Nähr­

stoffe gekommen . Die ständig steigenden Stickstoffeinträge haben

durch ihre wachstumsfördernde Wirkung zu einer Zunahme des Be­

darfes an bas ischen Nährelementen geführt . Der Säureei ntrag be­

wirkte , daß gleichzeitig Nährsto ffe aus dem durchwurzelten Raum

verloren gingen .

Die Untersuchungen am stark geschädigten Bestand S 2 haben diese

Zusammenhänge bestätigt . Dort hat näml ich die Nährstoffaufnahme

und -festlegung in die Biomasse und organische Auflage nach der

Bestandesgründung auf einer alten Mähwiese zu fortschreitender

Bodenversauerung geführt . Obwohl der Bestand S2 früher sicher­

l ich unter Stickstoffmangel zu leiden hatte , haben die durchge­

führten Untersuchungen bere its eine gute Stickstoffversorgung

festgestellt . Die Nadelgehalte von weniger mobi len Kationen wie

Kal z ium und Magnesium waren hingegen im Mangelbereich , wobei die

Bäume durch intens ive Umlagerungsvorgänge eine optimale Kalium­

versorgung des jüngsten Nade l j ahrganges zu gewährleisten ver­

mochten .

Da diese Bestände oft aus standortsfremdem Saatgut begründet

wurden , könnte die mangelhafte Anpassung auf die Standerstbedin­

gungen der Mittelgebirgslagen einen zusätz l i chen Faktor für die

Vitalitätsverluste darstel len .

- 1 1 1 -

In der Bestandesgeschichte kann j edoch auch eine andere Ursache

für weitreichende Umgestaltungspro zes s e gefunden werden , näml ich

die Umwandlung von Laubmischbeständen in Fichtenreinbestände

( Kreutzer , 1 9 8 1 ; Chen und Glatzel , 1 9 88 ) . Dieser Baumartenwech­

sel z i eht eine Umverte ilung der organischen Substanz im Boden­

prof i l nach sich , und er führt zu hohen Auswaschungsraten von

Nitrat . Diese Prozesse könnten t e i lweise die höheren Nitrat­

konz entrati onen in der Bodenlösung des Standortes S3 erklären ,

da hier wegen der Süd-West-Exposition ein höherer Laubhol z ante il

in der früheren Bestockung anzunehmen ist . Andererseits wirken

auf diesem Standort die Stickstoffeinträge , die oft doppel t so

hoch liegen wie auf den anderen zwei Flächen , mit . Sie haben

auch in di esem Bestand für eine gute Stickstoffversorgung der

Bäume gesorgt . Dabei wurden die Stickstoffverhältnisse zu Kal­

z ium und Magnesium in den Nadeln in e inen ungünstigen Bere ich

verschoben . Zusätz l ich kommen auf diesem Standort die von Ulrich

( 1 9 8 1 , 1 98 5 ) formuli erten Entkoppelungen im I onenkreislauf voll

zum Tragen . Der steile Anstieg der Nitratkonz entrationen in der

Bodenlösung im Zuge einer Trockenperiode und die gleichze itige

Abnahme der pH-Werte bestätigen diese zusammenhänge . Diese Pro­

zesse bleiben a l l erdings im wesentlichen auf diesen Standort

( S 3 ) beschränkt . Auf dem Standort S 3 spielt somit der Einfluß

des zweiten der oben genannten Faktoren , näml ich der Stoffein­

träge , eine gewichtigere Rol le .

Die Schadstoffdeposition beeinflußt den Nährstoffhaushalt des

nord-östl ich exponi erten Bestandes beträchtl ich . So konnte aus

der Kronendachdifferenz für die Monate Mai und Juni 1 9 8 5 eine

Magnes iumauswaschung aus dem Kronenraum von fast 3 kg . ha- 1 ange­

nommen werden . Des weiteren tragen die aus nördl ichen Richtungen

kommenden , mit hohen so2 -Konzentrationen belasteten Luftmas sen

zu der Schadstoffbel astung bei . Durch die Nadelanalyse konnten

in diesem Zusammenhang höhere Schwefel/Stickstoff-Verhältnisse ,

die auf eine so2-Belastung hinwe isen , gefunden werden . Auf die­

sem Standort ist daher die Zusammensetzung der Schadstoffbe la­

stung und ihrer Auswirkungen von den anderen zwei Standorten

unterschiedl ich .

- 1 1 2 -

Die Schadstoffdeposition beeinflußt den Mineralstoffhaushalt der

mitteleuropäi schen Waldökosysteme in einem beträchtl ichen Aus­

maß . Da leider e i ne rasche Reduktion des Schadstoffaustoßes kaum

zu erwarten i st , wird eine Sanierung und Kompensationsdüngung in

manchen Gebieten unumgängl ich . Diese darf aber nur nach einer

eingehenden , Ökosystemaren Untersuchung des betreffenden Waldbe­

standes erfolgen . Denn wie in di eser Arbeit gezeigt werden

konnte , können die Ursachen und Wirkungsmechani smen der Wa ld­

schäden von Bestand zu Bestand beträchtl ich vari ieren . Würde

diese Variabi lität außer Acht ge lassen , konnte eine ungeeignete

Maßnahme zu weiteren Schäden und Destabilis ierung des Ökosystems

Wald führen .

Das wichtigste Ergebnis dieser Arbeit l i egt daher in der Fest­

stel lung der Heterogenität der den Mineralstoffhausha lt von

Waldbeständen beeinflussenden Faktoren innerhalb eines kleinen

Gebietes . Es muß hervorgehoben werden , daß die untersuchten Be­

stände nur etwa 4 km voneinander entfernt s ind . Würde man die

Schadensursachen in jedem dieser Bestände einzeln untersuchen , .

könnte für jeden Bestand eine eigene i n sich schlüssige nwald­

schadenstheori e 11 gefunden und ver i f i z i ert werden . Dabei kann

sehr leicht unberücksichtigt bleiben , daß s i ch die Zusam­

mensetzung der Stressfaktoren aus Gründen der Topographie , der

Bestandesgeschichte , des Bestandesaufbaus , der Depositionsbedin­

gungen usw . s ehr rasch ändern kann . Es wäre daher wünschenswert ,

wenn d i es e Ergebnisse zu einer vielschichtigen und multikausalen

Betrachtung der Entwicklung mitteleuropä ischer Wa ldökosysteme

beitragen könnten .

- 1 1 3 -

6 . ZUSAMMENFASSUNG

Im Österreichischen Teil des Böhmerwaldes treten seit Anfang der

Achtz igerj ahre vermehrt Nade lvergi lbungen und -verluste auf .

Durch die Österreichische Forschungs initiative gegen das Wald­

sterben und das Institut für Forstökologie der Universität für

Bodenkultur in Wien wurden in diesem Waldgebiet umfangreiche

Untersuchungen eingele itet .

Ziel der hier vorgeste llten Arbeit war es , Querverbindungen zwi ­

schen den Faktoren Stoffeinträge - Boden - Nade linhaltsstoffe

herzustel l en . Es wurde untersucht , ob es zwischen den Standorten

expos itionsabhängige Unterschi ede in der Schadstoffbelastung

gibt und wie sich diese auf die Zusammensetzung der Bodenlösung

und die Baumernährung auswirken . Des weiteren wurde untersucht ,

in welchem Umfang die Ionenkonz entrationen in der Bodenlösung

auf die Änderungen der Bodensaugspannung reagieren und ob wäh­

rend einer warm-trockenen Witterung Entkoppelungen zwischen der

Mineralisi erung der organi schen Substanz und Ionenaufnahme vor­

kommen . In diesem Zusammenhang wurde auch die Wahrscheinl ichkeit

einer Aluminiumtox i z ität untersucht . Die Nadelana lysen sol lten

eine Information über mögl iche Ernährungsstörungen geben . Eine

Gegenüberstel lung der Daten der Bodenlösung und der Nade lgehalte

mit der Analyse des Xylemsaftes sollte einen Einblick in die in­

ternen Uml agerungsvorgänge bringen .

Die Versuchsflächen l i egen im Österreichischen Teil des Böhmer­

waldes , nahe der Gren z e zur Tschecheslowakei . In drei unter­

schi edlichen Lagen wurde j ewe i l s ein Fichtena ltbestand für die

Untersuchungen ausgewählt . Die Auswahl der Bestände erfolgte

unter Berücks ichtigung der Exposition und des Schädigungsgrades ,

um Querverbindungen zwischen der Schadstoffbelastung und den

Standortsparametern herzuste l len . Der Bestand Sl befindet sich

auf e inem gegen Nordosten orientierten unterhang , der Bestand S 3

liegt hingegen auf der Süd-West-Abdachung . Auf halber Entfernung

zwischen diesen Standorten wurde in e iner flachen Kuppenl age ein

weiterer Bestand ( S 2 ) ausgewählt . Die Bestände Sl und S3 weisen

im Durchschnitt geringere Nadelverluste auf als der Bestand S 2 .

- 1 1 4 -

Dieser Bestand ,mit den ausgeprägtesten Schadbi ldern und ei ner

geringen Wuchs leistung stockt auf einer früher a l s Mähwiese ge­

nutzten Fläche . Die möglicherweise standerstfremde Herkunft

dieser Aufforstung kann an den Vi tali tätsverlusten mitbetei l igt

sein .

Das Grundgestein al ler drei Untersuchungsflächen ist der

Eisgarner Granit . Die Böden s ind saure Braunerden bis Braun­

erde-Podsole . Wegen der früheren Nutzungsart ist der Nährstoff­

vorrat im Boden des Standortes S2 stark reduzi ert .

In j edem der drei Fichtenbestände wurden auf einer Fläche von

20 x 20 m Proben des Bestandesni ederschlages und der Bodenlösung

entnommen . Die Bodensaugspannung wurde mit Hi l fe von Tens iome­

tern gemessen . Außerhalb dieser Meßfl ächen wurden j ewe i l s vier

Bäume unterschiedl ichen Schädigungsgrades ausgewählt . Von diesen

Bäumen wurden während der Vegetat ionsperiode 1 9 8 6 fünf mal Na­

delproben gewonnen .

Wie die Auswertungen der Depositionsmessungen zeigten , wird die

Schadstoffbe lastung der drei untersuchten Bestände maßgebl ich

von der Topographi e bestimmt . Der Süd-West exponierte Bestand S 3

ist durch d i e höchsten Sul fat- und Stickstoffeinträge gekenn­

z eichnet . Demgegenüber sind die Flüsse dieser Verbindungen mit

dem Bestandesniederschlag im Nord-Ost exponierten Bestand S 1

während des Sommerzeitraumes oft nur halb so hoch . D i e negative

Kronendachdifferenz während der Sommermonate z eigt , daß hier die

Bäume einen erheblichen Teil ihres Stickstoffbedarfes aus der

Deposition decken . Die Stickstoffgehalte in den Nadeln liegen

trotzdem bei nur 1 , 3 % TM .

Die unterschi edl iche Belastungss ituation findet ihren Nieder­

schlag auch in der Zusammensetzung der Bodenlösung . So wurden im

Bestand S1 mittl ere Nitratkonz entrationen in der Bodenlösung

unter 5 mg . l -1 gemessen , wogegen diese im Bestand S3 zwischen 1 0

und 3 0 mg . l -1 betrugen . Auf diesem Standort reagi erten sie auch

empfindlich auf den Anstieg der Bodensaugspannung während einer

lang andauernden Trockenperiode . Dabei traten Werte bis um

- 1 1 5 -

1 0 0 mg . l-1 auf . Auf den anderen zwei Standorten konnte hingegen

keine nennenswerte Entkoppelung zwischen der stickstoffmineral i ­

sierung und -aufnahme festgestel lt werden . D i e Wahrscheinl ich­

keit einer Entkoppelung im Ionenkreislauf hängt daher außer von

der Witterung auch von der Stickstoffversorgung des jewe i l igen

Standortes ab .

Der rel ative Anteil der Ani onen in der Bodenlösung beeinf lußt

auch deren Betei l igung an der Kationenauswaschung . Regressions­

analyti sch konnte festgestel l t werden , daß im Bestand S1 Sulfat

die Streuung der Kationenkonz entrationen am besten erklärt , wo­

bei im Bestand S3 das Nitrat diese Rol le übernimmt .

D i e Standortsgeschichte übt ebenfalls einen Einfluß auf den Er­

nährungszustand der Bäume und die Zusammensetzung der Bodenlö­

sung aus . Am Standort S2 , der vor der Bestandesgründung für

l ange Zeit a l s Mähwiese genutzt wurde , s ind die Nährstoffkonz en­

trationen in der Bodenlösung mit Ausnahme von Nitrat sehr n i ed­

rig . Die Aluminiumionen hingegen besitzen einen sehr hohen An­

teil . Daraus resulti eren in der Bodenlösung niedrige Kalz ium;

Aluminium-Verhältnisse , die tei lwe i s e bis unter 0 , 1 abs inken .

Dabei ergeben sich extrem ungünstige Bedingungen für das Wurzel­

wachstum . Im Gegensatz zu Experimenten mit Nährlösungen , wo bei

e iner Aluminiumtoxiz ität die Nadelgehalte an Aluminium zugenom­

men haben , gabt hier die Nade lanalyse keinen Hinweis auf Alumi­

niumtoxiz ität im Boden . Die Nadelgeha lte in ein- bzw . zwe i �

j ährigen Nadeln lagen i m Bestand S 2 i m gleichen Bereich w i e auf

den anderen zwei Standorten . Da die Kal z ium- und Magnesiumver­

sorgung auf dem Standort S2 sehr ni edrig i st , kann nicht beur­

teilt werden , inwi eweit Aluminiumtoxi z ität die Schadsymptome

mitverursacht .

Wi e die Nadeluntersuchungen z eigten , befinden s ich a l l e Bestände

im Bereich niedFiger Magnesium- und Kal z iumversorgung . Dies

trifft insbesondere für den Standort S2 zu . Die Stickstoffge­

halte ze igen eine andere Differenz ierung der Bestände . Sie sind

im Bestand S1 relativ niedrig , in den Beständen S2 und S3 hinge­

gen im optimalen Bereich . Die Verhältnisse zwischen Stickstoff

- 1 1 6 -

und den Nährstoffen Magnesium und Kal z ium deuten in diesen Be­

ständen auf eine Verdünnung dieser Nährel emente auf Grund des

überoptimalen Stickstoffangebotes hin . Die Nadelgehalte an

Schwefel z eigen eine andere expositionsabhängige Vertei lung . Die

zeitweise erhebl iche so2 -Belastung der Luftmassen aus den nörd­

l i chen Richtungen führt zu Schwefelgehalten über 0 , 1 1 % TM in

den Nadeln des Bestandes Sl und des in der Kuppenlage gelegenen

Bestandes S 2 .

Eine Gegenüberstel lung der Konzentrationen in der Bodenlösung ,

im Xylemsaft und der Nadelgehalte ze igte , daß die Bäume auf eine

unzureichende Nährstoffversorgung mit intensiven Uml agerungsvor­

gängen reagieren . Wegen der hohen Kaliummobi lität sind sie trot z

zum Teil niedriger Konzentrationen in der Bodenlösung imstande ,

e ine optima l e Versorgung des jüngsten Nadel jahrganges mit Kal ium

zu gewährlei sten . Bei den weniger mobi len Elementen Kal z ium und

Magnesium ist trotz Uml agerungen bereits eine unzureichende Ver­

sorgung mögl ich . Im Gegensatz zu den Nadelgeha lten besitzen alle

drei untersuchten Kationen im Xylemsaft einen ähnl ichen Jahres­

gang , der intern gesteuert wird . Aus diesen Gründen und wegen

der Umlagerungsvorgänge ist die Xylemsaftanalyse zur Beurteilung

der Nährstoffversorgung von Waldbeständen kaum gee ignet .

Die Ergebnisse der Untersuchungen im Böhmerwald zeigten , daß

eine Reihe von Faktoren den Nährstoffhaushalt von Waldbeständen

simultan und in lokal variierender Zusammensetzung beeinflussen

kann . Es konnte gez eigt werden , daß trotz geringer Entfernung

zwischen den Standorten von j ewe i l s etwa 4 km die zusammen-

setzung der Stoffbelastung und deren Auswirkungen im Waldöko-

system aus Gründen der Topographie und der vorangegangenen

anthropogenen Nutzung erhebl i ch verschieden sein können . Dies

sollte bei Betrachtungen der im Zusammenhang mit der z eitigen

Waldschäden in Mittel europa stehenden Ernährungsstörungen stets

bedacht werden .

- 1 1 7 -

7 . SUMMARY

Neddle yellowing and needle losses have occured in the Austrian

part of the Bohemian Forest s ince the early eighties . The

"Austrian Research Initiative Agai nst the Forest Decline" and

its member , the Institute of Forest Ecology at the Univers ity of

Agriculture in Vienna , Austria establ i shed an extensive research

program in this highly forested area. in 1 9 8 5 .

The main aim of thi s publication was to investigate interactions

between atmospheric depos ition , soil solution and tree nutrition

and thei r importance for the forest darnage . The i nfluence of

soil suct ion potential on the changes of ion concentrations i n

the s o i l solution was a l s o investigated since i n periods of warm

and dry weather the mineral i sation of organic matter may lead to

high nitrate leaching from the soil . The aluminium concentrati­

ons in the soil solution and the r isk of aluminium toxicity due

to low calciumjaluminium ratio were . also to be i nvestigated . The

needle ana lys is should give an evidence concerni ng nutritional

status of the trees . The compari son of nutrient concentrations

in the soil solution and in xylem s ap with the needle contents

should allow to assess nutrient trans locati on and mobi l i ty .

The investigated Norway spruce stands are s i tuated in the

Bohemian Forest in Upper Austria , near to the C zechos lovakian

border ( F ig . 3 . 1 ) . Three sites of different elevation and expo­

s ition were selected with regard to the darnage status . Stand S 1

i s s i tuated o n a lower slope open to the north-east . Stand S 3

was selected o n the south-west slope . Stand S 2 o n the plateau

l ies in about half a distance between the two other plots . The

stands of the plots S1 and S3 exhibit less extended damage . The

stands of the s ite S2 show pronounced s igns of forest dec l ine

such as substantially reduced needl e mass and needle discolora­

tion . Whereas the exploitation of the s ites Sl and S3 was mostly

logging , the sites of the plot S2 were used as a mowed pasture

for several decades . About 90 years ago , Norway spruce stands

were also establi shed on these si tes . The use of unknown plant

mater ial probably unsui ted to these high elevation si tes may

also contribute to the lower vitality .

- 1 1 8 -

Al l pl ots have , a similar soi l type , namely a podsolic brown

earth ( spodosol ) developed on " E i sgarner " grani te ( Tab . 3 . 2 and

3 . 3 ) . The soils of the s i te 82 exhibit severe nutrition deple­

tion due to the previous agricul tural practicies and built-in of

nutrients into the forest biomass .

Precipitation was sampled by randomly placed precipitation samp­

lers on each plot ( 2 0 x 2 0 m ) . The soi l solution was obtained by

ceramic cup tension lysimeters in five different soi l depths .

The soil water suction potential was estimated by the means of

tens iometers . Four trees of different damage were selected for

needle sampl ing close to the sampl ing area on each plot . Needle

samples from these trees were taken five times during the vege­

tation period 1 9 8 6 .

The pol lutant load on the invest igated sites depends to a l arge

extent on the topography . The stand 83 on the south-west s lope

receives the highest sulfate and nitrogen input ( Tab . 4 . 2 ) . In

contrast , the stand 81 , exposed towards north-east , often exhi­

bits only half of these inputs . The trees of this stand absorb

signif icant amounts of nitrogen in the canopy in order to cover

their demand ( Fig . 4 . 3 ) . Despite of this uptake in the canopy ,

the needle analys is showed only low nitrogen nutrition . ( Tab .

4 . 1 3 )

The differences in the element i nput with the precipitation are

a lso reflected in the composition of the soil so lution ( Tab . 4 . 3

and 4 . 4 ) . In stand 81 , rather low ni trate concentrations were

found in the soi l solution . Nitrate concentrations were up to

ten times higher in the soil of the stand 83 on the south-west

slope . On this plot , a sharp increase of the nitrate concentra­

tions took place in the course of a long dry period . No such in­

crease occurred on the other plots 81 and 82 , though the soil

water sucti on potential was at l east as high as on the plot 83

( Fig . 4 . 6 and 4 . 1 2 ) . The probability , nitrification exceeds the

nitrate uptake from the soil , does not only depend on the

weather factors but also on the nitrogen status of the stands .

- 1 1 9 -

The relative abundance of anions in the soil solution i s impor­

tant for the cation leaching from the soil . Stepwise regress ion

analys is showed that sul fate concentrations are able to express

a great deal of the vari ance of cation concentrations in the

soil so lution on the plot S1 . On plot S 3 , which exhibi ts high

nitrate concentrations in the soil solution , nitrate receives

the greatest importance ( Tab . 4 . 6 , 4 . 7 and 4 . 8 ) .

The previous managernent practices of the forest s i tes largely

determine the nutrient status of the recent stands even now . On

sites ( S 2 ) where the nutri ent reserves were depleted due to the

removal of biernass , the nutrition of the forest stands become

very low . High level s of nitrogen input into the forests during

the last decades cornpensate the nitrogen losses . Due to stimula­

ted growth and further soil acidification , they may have led to

the dilution of other nutrients , however ( Tab . 4 . 1 4 ) . Thi s i s

the appropriate reason for the bad cationic nutrient status and

for the h igh aluminium concentrati ons in the soil solution of

the stand S 2 . The calciumjalurniniurn ratio ( rnoljmo l ) in the soi l

solution was very low on thi s plot and dropped periodical ly

below 0 . 1 ( Fig . 4 . 15 ) . This produces high probabil ity of root

darnage due to aluminiurn toxic ity ( Tab . 4 . 1 1 ) . Despite different

dynarnics , alurninium reaches alrnost identical values in the need­

les of a l l stands at the end of the vegetation period ( Fig .

4 . 1 6 ) . Therefore needle analys i s is not an useful tool to esti­

mate possible aluminiurn effects in the soi l . Since the calc ium

and rnagnesium supply and nutrition is very poor on the S 2 s ite ,

i t cannot be decided now , to which extent the aluminiurn ions

contribute to the high degree of tree darnage .

Needle analys i s showed low calcium and magnesiurn nutrition for

all stands , especi a l ly in stand S 2 ( Tab . 4 . 1 3 ) . On the other

hand , the nitrogen nutrition is very good in the stands S2 and

S3 and low in S l ; The ratio of calcium and rnagnesium to nitrogen

i ndicates di lution of these nutrients in the stands S2 and S3

( Tab . 4 . 1 4 ) . The sul fur needle contents ( Fi g . 4 . 1 7 ) show the in-

- 1 2 0 -

fluence of the topography upon the distribution of so2 pol luted

a i r masses coming mostly from the northern directions . There­

fore , sul fur needle contents are higher on the north-east plot

S1 and on the plateau plot S 2 .

Comparisons of the distribution of calcium , magnesium and potas­

sium between the soil solution , the xylem sap and the needl es

showed , that the trees respond to the low nutrient supply from

the soi l solution in mobili sation and retrans location of nutri­

ents ( Tab . 4 . 18 ) . Potassium could be relocated to a sufficient

extent for nutri tion of current needles . Due to the lower mo­

bil ity of cal cium and magnesium , trees of the most deficient

stand S2 were not able to increase the needle contents of these

nutri ents up to the levels of the other stands . The highest nu­

trient concentrations in xyl em sap occur at the time of the bud

break and decrease gradually during the vegetation period . The

trees show s imilar trends of nutrient concentrations in xylem

sap , regardless of the nutri tional status of the plot . Due to

its high seasonal variabil ity and its dependence upon internal

processes , such as retranslocation and mobi l is ation of nutri­

ents , xylem sap is not appropriate for estimating the nutritio­

nal status of forest sites .

The results of these investigations in the Bohemian Forest show­

ed that several factors influence simultaneously and to a

locally varying extent the mineral nutrition of the forest

s ites . Even within a di stance of only few kilometers the influ­

ence of atmospheric pol lutants and the impact of previous mana­

gement practicies may vary considerabl y . In terms of interpre­

ting possible causes of the forest decl ine in the central

Europe , this meso scale vari abi l ity should always be taken into

account .

- 1 2 1 -

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DANKSAGUNG

Diese Arbeit wäre ni cht möglich gewesen ohne d i e Anregung und

Unterstützung seitens des Institutsvorstandes des Institutes für

Forstökolog i e , Herrn Prof . Dipl . Ing . Dr . Gerhard Glatzel . Er hat

mir die Koordination und die Durchführung eines Teiles der For­

schungspro j ekte der Forschungs initiative gegen das Waldsterben

im Böhmerwald übertragen . Ihm habe ich die Ökosystemare und

ganzheitliche Betrachtungswe ise , die ich mich bemüht habe in

diese Arbe it einfl ießen zu lassen , zu verdanken . Diese Ansätz e

möchte ich auch i n meiner künftigen Forschungsarbeit weiterver­

fo lgen .

Rückblickend möchte ich mich auch bei a l len Kol l egen , Freunden

und Mitarbe itern für ihre Unterstützung und für ihre Anregungen

in zahlreichen Diskussionen bedanken , namentl ich bei Herrn Univ .

Do z . Dipl . Ing . Dr . Herbert Hager für seine offene und gleicher­

maßen herz l i che Kr i ti k , bei Herrn .Dipl . Ing Klaus Katzensteiner

für seine Hilfe bei den Auswertungen , für die zahlreichen Dis­

kuss i onen und auch für die Unterstützung während der let z ten

Phase der Zusammenstel lung dieser Schrift , die mehrere Fahrten

zwischen Düsse ldorf und Wien notwendig machte . Frau Dr . Monika

Si eghardt , Frau Gerl inde Mi ste lherger und Herrn Petr Zabransky

danke ich für die genaue und zuverlässige Durchführung der Ana­

lysen .

Dem Amt der Oberösterreichischen Landesregierung i n Linz gebührt

für die Unterstützung der :t<'!essungen eine besondere Anerkennung .

Die durchgeführten Arbe iten wurden vom Stift Schlägl als Wald­

besitzer während der gesamten Lauf zeit großzügig unterstüt z t . An

dieser Ste l l e sei Herrn OFM Dipl . Ing . H . Reininger für sein Ver­

ständni s für die langjährigen Messungen und sein geduldiges War­

ten auf Ergebnisse gedankt . Insbesondere ist unsere gesamte Ar­

be i tsgruppe Herr!) OFÖ Wal ter Proksch und seiner Frau für :mehr­

j ährige , zuverlässige Betreuung e iner Meßfl äche mit Dank ver­

pfl ichtet .

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Ich hoffe auch , daß diese Arbeit bei den unterstütz enden Gremien

des Bundesmini steriums für Wissenschaft und Forschung ( Pro jekte

Nr . BMWuF 3 6 . 0 3 6/2-23/8 5 , GZ 3 6 . 0 4 1/ 2 - 2 3 /8 6 ) und beim Fonds zur

Förderung der wissenschaftl i chen Forschung in Österreich ( Pro­

jekt Nr . 5 1 6 9 ) den Umfang unserer Arbeiten und den Bedarf an

weiterer ökologi scher Forschung dar zustellen vermag .

Nicht zuletzt möchte ich auch einen Dank an meine Verwandten

richten , daß sie meinem Arbeitseinsatz immer Verständnis entge­

genbrachten . Dies gilt insbesondere für meine Mutter Frau Mag .

Marie Kazdova , die mein Interes s e für umwe ltökologi sche Frage­

stellungen gefördert hat , für meinen Vater , Priv . Doz . Dr .

Jindrich Kazda und meinen Schwiegervater , Univ . Prof . Dr . Helmut

Paul , die mir auf me iner wissenschaftl ichen Laufbahn mit Wort

und Tat beiseite stehen . Herrn Dkfm . Dr . Hermann Holf eld danke

ich für die herzl iche Aufnahme in seinem Haus , das mir während

meiner vergangenen und künftigen Au fenthalte in Wien zur Verfü­

gung stand und stehen möge . Diese Arbe it hätte sicher nicht ent�

stehen können , wenn mir me ine Frau nicht ein idee lles und harmo­

ni sches Zuhause geschaffen hätte . Ihr danke ich auch für das

Korrekturlesen des Manuskri pts .

Wien - Düsseldorf , Februar 1 9 8 9

Marian Kazda