2 Critical Loads für Säure

23

FQRUM Modellierung von Säure- und Stickstoffeinträgen:

F Ü R W15 S E N Werden kritische Werte überschritten?

Daniel Kurz, EKG Geo-Science, Bern 1 9 9 7 Beat Rihm, Meteotest, Bern

Zum Schutz von Mensch und Natur vor schädigenden Einwirkungen durch Luftschadstoffe wurden in der Schweizerischen Luftreinhalte-Verordnung im Falle von Schwefel- und Stickstoffverbindungen Immissions- grenzwerte festgelegt, welche sich auf die Konzentration von Schadstoffen in der Luft beziehen. Neben diesen auf Direktwirkungen ausgerichteten Kriterien sind aber für naturnahe Ökosysteme wie Wälder die Einträge aus der Atmosphäre (Stofffluss) ebenso wichtig. Im europäischen Raum wurden in den letzten Jahren Anstrengun- gen unternommen, Methoden zur Festlegung von «Critical Loads›› zu entwickeln. Definitionsgemäss sind dies kritische Eintragswerte, unterhalb welchen nach dem heutigen Stand des Wissens keine Beeinträchtigungen von Funktion und Struktur des betrachteten Ökosystems zu erwarten sind. Die Ergebnisse der bisherigen Anwen- dungen dieser international harmonisierten Methoden in der Schweiz deuten darauf hin, dass die Eintrags- grenzwerte für viele als empfindlich eingestufte Ökosysteme überschritten sind. _

1 Einleitung

Die Schweiz beteiligt sich seit Beginn der neunziger Jahre im Rahmen der UN/ECE-Konvention von Genf über weiträumige grenzüberschreitende Luftverunrei- nigung (LRTAP) an der Bestimmung und Kartierung von kritischen Eintragsgrenzen für Schwefel- und Stickstofflcomponenten. Die Anwendung des Critical Load Konzeptes orientiert sich dabei am international harmonisierten Vorgehen, das in einem UN/ECE- Handbuch und in weiteren Grundlagen zur Kartie- rung von Critical Levels and Loads und deren Über- schreitung zusammengestellt ist (SVERDRUP et al.

1990, UN/ECE 1996). Das Vorgehen strukturiert die Anwendung hinsichtlich Schadstoffen, Ökosystemen, Rezeptor-Typ sowie Abschätzungs- und Auswer- tungsmethodik. Das bisher für die schweizerischen Abschätzungen gewählte Vorgehen ist in Tabelle 1 zu- sammengefasst. Grundsätzlich wird eine feine räumli- che Auflösung angestrebt, um die in der Schweiz vor- handene Variation der Empfindlichkeit von Okosy- stemen wiedergeben zu können. Die Ergebnisse wer- den anschliessend mit den zur Zeit vorhandenen grossräumigen Modellen zur Beschreibung von Emis- sionen, Transmissionen und Immissionen (Depositio- nen) verknüpft. Im Rahmen der Konvention ist dies das EMEP-Modell, das zur Zeit in einer räumlichen Auflösung von 150 X 150 km operiert (siehe auch Beitrag Achermann). Unabhängig von der ursprüng- lich gewählten räumlichen Auflösung der bestimmten kritischen Eintragsgrenzen wird schliesslich pro EMEP-Rasterzelle nur ein kritischer Eintragswert für die ECE-weite Abschätzung von Emissionsreduk- tionen weiterverwendet (siehe Beitrag Achermann).

Der vorliegende Beitrag beschreibt, wie die in der Schweiz zur Bestimmung der Critical Loads vorgege-

benen internationalen Verfahren im Falle der kriti- schen Säure- und Stickstoffeinträge umgesetzt wurden.

Ebenso werden die angewendeten Verfahren zur Be- stimmung der Überschreitung von Critical Loads vor- gestellt.

2 Critical Loads für Säure

2.1 Methodische Grundlagen

Kritische Säureeinträge für Waldböden werden mit einem Massenbilanz-Ansatz bestimmt. Mittels dieser Massenbilanz werden in einem stationären Zustand (Fliessgleichgewicht) alle Säurequellen mit allen Säure-neutralisierenden Prozessen soweit ausgegli- chen, dass der Schwellenwert des ausgewählten che- mischen Bodenparameters (Tab. 1) nicht unterschrit- ten wird. Die wichtigen Prozesse leiten POSCH et al.

(1995) von einer vereinfachten Ladungsbilanz der Ionen, die aus dem relevanten Bodensegment (Boden- horizont oder Hauptwurzelraum) ausgewaschen wer- den, ab. Dabei wird vorausgesetzt, dass das ausge- wählte Bodensegment chemisch isotrop und die Bodenlösung vollständig gemischt ist und der Wasser- fluss nur vertikal erfolgt:

H18 + Alle + BCıe + NH4,1« = 504, ze + ^/03,1«

+ Clle + OHle + HCO3, le + RCÜÜ(e 1

wobei le für Auswaschung (leaching), BC für die Summe der basischen Kationen (Ca, Mg, K, Na), HCO3 für Karbonatspezies, RCOO für organische Anionen und Al für alle Alumíniumspezies stehen.

Die Säure-Neutralisationskapazität (ANC) oder Alka- linität (Alk) der abfliessenden Bodenlösung ist gemäss REUSS et al. (1986) wahlweise definiert als:

24

Al/(le = OHIE + HCO3,1e + RCOOM - H16 ~ Alle 2

oder in Kombination mit Gleichung 1 als:

BCıe + NH4, ze - 504, ze - N03, ze * C11« = Al/<1« 3

In einem stationären Zustand dürfen nicht mehr basi- sche Kationen, als netto von Deposition (dep), Ver- witterung von Bodenmineralien (w) und Aufnahme (u) zur Verfügung stehen, ausgewaschen werden:

ßc,e = BCM, + Bcw _ Bc„ 4

Die Aufnahme von Nährstoffen (basische Kationen und Stickstoff) durch die Biomasse (u) ist definiert als Nährstoffe, die dem System durch (Holz-)Ernte ent- zogen werden. Nährstoffe aus Streufall und Kronen- auswaschung werden nicht berücksichtigt, da sie im stationären Zustand durch einen entsprechenden Be- trag in der Aufnahme und Deposition kompensiert werden (interne Zirkulation). Ebenfalls nicht berück- sichtigt werden Kationenaustausch-Prozesse, da na- mentlich die Abnahme der Basensättigung vermieden werden soll.

Vorausgesetzt dass Ammonium innerhalb der Sy- stemgrenzen (Hauptwurzelraum) vollständig aufge- nommen oder nitrifiziert wird (NH4, le = 0), kann die Auswaschung von Stickstoffkomponenten vereinfacht mit folgender Massenbilanz beschrieben werden:

Nie:N03,le=Ndep_Ní`Nu`Nde 5

wobei i für Immobilisierung und de für Denitrifika~

tion stehen (weitere Erläuterung der Terme siehe Ka- pitel 3.3).

Für die verbleibenden Chlorid und Sulfat wird angenommen, dass deren Quellen und Senken im

Boden vernachlässigt werden können (POSCH et al.

1995), und es gilt daher:

S04, le 3 Sdep 6

Clle = Cldep 7

Die vereinfachte Massenbilanz für Säure-produzie- rende (links des Gleichheitszeichens) und Säure-neu- tralisierende Prozesse im B oden ergibt sich daher schliesslich durch Einfügen der Gleichungen 4 bis 7 in Gleichung 3:

Sdep + Ndep + Cldep + BC„ + Alkle = Ni + Nu +

Nde +lBCdep + BCW 8

Wird Alkle als Funktion des kritischen chemischen Pa- rameters geschrieben

Alkle(crit) = f(Xcrit)

und werden alle Depositionsterme definitionsgemäss als (Netto-)Säureeintrag (Acdep) zusammengefasst, folgt die Säure-Eintragsgrenze, CL(Ac), aus Glei- chung 8

CL(AC) = BCW - BCu + Nu + Ni + Nde - Al/C[e(c,«,'t)

Die Festlegungs- und Immobilisierungsterme (u, i, de) unterliegen zeitlichen Schwankungen (z.B. Bewirt- schaftung des Waldes) und werden daher in der Be- rechnung der Überschreitung der Säure-Eintragsgren- zen berücksichtigt. Eine von der Bewirtschaftung weitgehend unabhängige (inhärente) Säure-Eintrags- grenze wurde wie folgt definiert (SVERDRUP und D E VRIES 1994):

CL = BCW - Al/qe(,_¬„',) 9

Tab. 1. Formales Vorgehen für die Bestimmung der kritischen Säure- und Stickstoffeinträge in der Schweiz.

1 Bc umfasst Ca, Mg und K (siehe auch Beitrag von Zysset in diesem Tagungsband; SVERDRUP & WARFVINGE 1993).

Prüfkriterien und Vorgehensschritte

2 Die Al-Auswaschung soll kleiner sein als die durch Verwitterung freigesetzte Al-Menge.

fe

Getrof ne Auswahl

Prozess Versauerung Eutrophierung ,

Schadstoffkomponenten S04, S02, NO3, N02, HNO3, NI-I4, NH3 NO3, NO2, HNO3, NH4, NH3

Rezeptor-Typ Wald(böden), sensitive Ober flächengewässer Wald, natürliche und halbnatürliche Ökosysteme kritischer chemischer

(Boden-) Parameter

Aıka1initäı>o.02 eq m-3

Molares Verhältnis von basischen Kationen zu Aluminium in der Bodenlösungl (Bc/Al >1) Bodenstabilitätskriteriumz (AIL <Al W)

N-Sättigung N-Auswaschung

Abschätzungsmethode

Zustandes Modell

Säure-Massenbilanz eines stationären Simple Mass Balance (SMB), PROFILE-

N-Massenbilanz (SMB)

empirische Critical Load Werte für ausgewählte Okosystem-Typen

Räumliche Auflösung SMB: 1x1 km, 11863 Rezeptor-Punkte Wald PROFILE: 4 x 4 km, 770 Wald-Standorte

SMB: 10500 Rezeptor-Punkte Wald

empirische Methode: 1 X 1 km, total 14500 km2

Eingabegrössen Siehe Tabelle 2 Siehe Kapitel 3.2

Auswertungsmethode Kartierung, Summenkurven Kartierung, Summenkurven

FORUM für Wissen 1997 25 Einen stationären Zustand voraussetzend, gehen die

zwei in der Schweiz verwendeten Modell-Varianten, SMB (Simple Mass Balance) und PROFILE, von wei- teren generellen Annahmen und Vereinfachungen aus. Namentlich werden Kapazitätsgrössen (z.B.

Kationenaustauschkapazität) als konstant angenom- men und als Eingabegrössen für die Modellrechnun- gen werden langjährige Mittelwerte verwendet, da der langfristige Konvergenz-Zustand des Systems interes- siert.

2.2 Die SMB-Methode

Bei der SMB wird die kritische Auswaschung von Alkalinität (Alklem,-,), Gleichung 9) vereinfacht mittels der maximal zulässigen Auswaschung von Alumi- nium und Protonen approximiert (SVERDRUP und

DE VRIES 1994);

Al/Cıemzr) = -Alıeμm) -Hıemiı)

Der limitierende Aluminiumflux wird durch das mo- lare Bc/Al-Verhältnis (siehe auch Beitrag von Zysset sowie Tabelle 1) und die netto verfügbaren, physiolo- gisch wirksamen basischen Kationen von Deposition, Verwitterung und Aufnahme bestimmt (Gleichung 4 wobei BC = Bc, d.h. ohne Natrium). Bei der Anwen- dung des Bodenstabilitätskriteriums ist der limitieren- de Aluminiumflux durch den stöchiometrischen Aluminium-Anteil an der Verwitterungsrate gegeben.

H;e(c„-,) wird vom limitierenden Aluminiumflux mit Hilfe der Beziehung von Aluminium- und Protonen- konzentration, wie sie durch das Equilibrium mit dem

Evapotranspiration

Al-Mineral Gibbsit (Kgíbb = Gibbsit-Lösungskoeffb zient) definiert ist, abgeleitet:

1

gíbb

Die SMB ist ein Einschichtmodell (Abb. 1), in wel- chem die Verwitterungsrate, die Aufnahme von basi- schen Kationen (und Stickstoff) durch die Vegetation und physico-chemische Konstanten (z.B. Gibbsit-Lö- sungskoeffizient) undifferenziert auf das gesamte Bo- densegment (Hauptwurzelraum) angewendet werden.

Die vorgenommenen konzeptionellen Vereinfachun- gen reduzieren den Bedarf an Eingabegrössen (Tab.

2). Der Wasserfluss an der Basis der Wurzelzone wurde vereinfacht von den Niederschlägen abge- schätzt. Die Verwitterungsrate ist eine Eingabegrösse und ergibt sich aus der Zuweisung von Verwitterungs- Klassenwerten zu kartierten Bodentypen, einer Re- duktion für die unterschiedliche Mächtigkeit des Hauptwurzelraums und einer Temperaturkorrektur.

Die Abschätzung der benötigten Depositionsgrössen wird in Kapitel 4 besprochen. Die Festlegung von Nährstoffen in der Vegetation wurde über eine Ab- schätzung der längerfristig zu erwartenden Holzernte- volumen (basierend auf EAFV 1988 und IP Holz 1991) und durchschnittliche Nährstoffgehalte im Holz (CCE 1991) gerechnet.

Die mit SMB ermittelten kritischen Säureeinträge (Minimum des Wertepaares aus der Berechnung mit Bc/Al und Bodenstabilitätskriterium) für den Schwei- zer Wald streuen zwischen 0.05 und 48.5 keq ha* a'1.

Abbildung 2 zeigt die räumliche Variation der Rezep- tor-Sensitivität (vergl. auch FOEFL 1994).

Evapotranspiration

Infiltration Infiltration

Deposition Deposition

Verwitterung von basische Kationen-

Bodenmıneralien und N-Aufnahme

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ms Grundwasser

Verwitterung von basische Kationen-

; Bodenmineralien und N-Aufnahme

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Oberflächengewässer SMB

Abb. 1. Unterschiede in der konzeptionellen Beschreibung des Waldbodens in den zwei angewendeten Modellen SMB und PROFILE.

PROFILE

26

Tab. 2. Benötigte Eingabegrössen für SMB und PROFILE und Bemerkungen zu ihrer Ableitung für die natio- nalen Modellierungen. Abkürzungen: BEK: Bodeneignungskarte der Schweiz 1:200'000 (EJPD 1980); LFI:

Schweizerisches Landesforstinventar 1982-86 (EAFV 1988); Angaben in Klammer: nur für die Exceedance- Berechnungen verwendet. 1Datenzusammenstellung durch ZIMMERMANN und BLASER (1993).

Parameter

SMB PROFILE

Modell Bemerkungen

Klima-Parameter Infiltration Niederschlags- überschuss Bodentemperatur

Depositions-Parameter S-Deposition

N-Deposition Cl-Deposition BC-Deposition Vegetations-Parameter N-Aufnahme

Bc-Aufnahme

Bodenparameter Hauptwurzelraum

I-Iorizontierung Verwitterungsrate Bodendichte Mineraloberfläche Feuchtigkeit Mineralogie CO 2 Partialdruck DOC

Koeffizienten

Al-Lösungskoeffizient Nitrifizierungsrate Verwitterungs- koeffizienten Randbedingungen Bc/Al~Kriterium Bodenstabilitäts - kriterium

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Niederschlag aus I-Iydrologischem Atlas der Schweiz (Landeshydrologie 1992) korrigiert für Interzeption und Oberflächenabfluss

Niederschlag aus Hydrologischem Atlas der Schweiz korrigiert für Evapotranspiration und Oberflächenabfluss

höhenabhängige Transferfunktion basierend auf Messungen (BRAUN 1993;

SMA 1986)

siehe Kapitel 4 siehe Kapitel 4 siehe Kapitel 4 siehe Kapitel 4

Holzernteraten aus LFI multipliziert mit durchschnittiichen Holz- Nährstoffgehalten (CCE 1991)

Holzernteraten aus LFI multipliziert mit durchschnittlichen Holz- Nährstoffgehalten (CCE 1991)

durchschnittliche physiologische Durchwurzelungstiefe für Höhenklassen, abgeleitet von Referenzprofilenl

durchschnittliche physiologische Haupthorizontmächtigkeiten für Höhenklassen, abgeleitet von Referenzprofilenl

Verwitterungsklassen zugeordnet zu Bodentypen, Korrektur für Mächtigkeit des Hauptwurzelraums und Temperatur

generalisierte Fixwerte abgeleitet von Referenzprofilenl

Umrechnung aus Korngrössenverteilung von Referenzprofilenl , Extrapolation mittels BEK

Transferfunktion unter Berücksichtigung des

Wasserspeicherungsvermögens, Extrapolation mittels BEK

normativ aus der Geochemie der Bodenproben eines jeden Standorts generalisierte Fixwerte abgeleitet von Referenzprofilenl

generalisierte Fixwerte abgeleitet von Referenzprofilenl

generalisierte Fixwerte aus der Literatur (SVERDRUP et al. 1990) Modifikationsfaktor; Fixwerte (WARFVINGE und SVERDRUP 1992) Raten-Koeffizienten und Temperaturabhängigkeitsfaktoren aus der

Literatur (SVERDRUP 1990)

generalisierter Fixwert aus der Literatur (SVERDRUP und WARFVINGE 1993) generalisierter Fixwert aus der Literatur (CCE 1991)

FORUM für Wissen 1997 27

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Abb. 2. Kritische Säure-Eintragswerte (Minimum des Wertepaares aus der Berechnung mit Bc/Al- und Bodenstabilitäts- Kriterium) abgeschätzt mit der Standard-SMB-Methode für 11'863 Punkte des Landesforstinventares (Quelle Waldraster: LFI 1990/92).

2.3 Anwendung des PROFILE-Modells

Im PROFILE-Modell (WARFVINGE und SVERDRUP 1992) sind, im Unterschied zur SMB, die einzelnen Terme der Massenbilanz nicht mehr unabhängig, da die berücksichtigten Prozesse über die Bodenlösung kommunizieren (Abb. 1). Die Veränderungen in der Bodenlösungschemie werden durch kinetische und Massenbilanz-Differentialgleichungen berechnet.

PROFILE berücksichtigt die chemische Verwitte- rung von Bodenmineralien, die permanente Festle- gung von basischen Kationen, Ammonium und Nitrat in der Vegetation, die Nitrifizierung von Ammonium zu Nitrat, sowie Gleichgewichtsreaktionen in der Bo- denlösung, welche das Karbonat- und Aluminiumsy- stem sowie organische Säuren betreffen. Im regionali- sierten PROFILE-Modell ist das betrachtete Boden- segment, der Hauptwurzelraum, in vier Schichten auf- geteilt. Damit wird die natürliche Gliederung des Bo- dens in Horizonte wiedergegeben. Die relevanten Grössen variieren daher mit der Bodentiefe und wer- den, wie z.B. die Verwitterungsrate, für jeden Boden- horizont einzeln berechnet.

PROFILE benötigt, verglichen mit der SMB, ins- besonders für die Berechnung der Verwitterungsraten zusätzliche Eingabegrössen, für deren Quantifizierung oftmals Abschätzungsmethoden eingesetzt werden mussten (FOEFL 1997). Die für nationale Modellie- rungen verwendeten standortspezifischen Werte für die Eingabegrössen wurden mit Hilfe von Modellen, von Sekundärdaten aus Karten, landesweiten Mess- netzen und Inventaren abgeleitet. Die benötigten Ein- gabegrössen und stichwortartig deren Ableitung sind in Tabelle 2 zusammengefasst.

Die mit PROFILE berechneten kritischen Säure- einträge streuen zwischen 0.1 und 6.6 keq ha'1 a'1. Im Vergleich zu schwedischen Waldboden sind die schweizerischen wesentlich weniger empfindlich ge- genüber Säurebelastung (Abb. 3). Während in Schwe- den 70% der berechneten Werte unter 1 keq ha'1 a'1 liegen, ertragen mindestens 90% der Waldboden in der Schweiz Säureeinträge über 1 keq ha'1 a'1, ohne dass das kritische Bc/Al-Verhältnis unterschritten wird. Unterschiede sind auch zwischen den einzelnen Produktionsregionen in der Schweiz zu beobachten (Abb. 4). Auf der Alpensüdseite liegen alle mit PRO-

28 FORUM für Wissen 1997

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Kritischer Säureeintrag [keq ha'1 a`1]

---- Schweiz SMB - - - Schweiz PROFILE

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Abb. 3. Kumulative Häufigkeitsverteilung der kritischen Säure-Eintragswerte für schwedische und schweizerische Waldböden, berechnet mit PROFILE (Schweden 1'804, Schweiz 770 Standorte) und SMB (11'863 Rezeptorpunkte, nur Bc/Al-Kriterium).

FILE berechneten Werte über 1 keq ha'1 a'1. Die Waldböden des Mittellandes haben sich als über- durchschnittlich sensitiv gegenüber Säureeintrag her- ausgestellt, wogegen die Werte der Critical Loads aus den Gebieten Jura, Voralpen und Alpen im Rahmen der Gesamtverteilung streuen.

2.4 Vergleich der Ergebnisse

In die ECE-weite Auswertung sind die mit der stan- dardisierten SMB berechneten Critical Loads für Säure eingeflossen. An einer reduzierten Anzahl von Standorten sind die kritischen Säureeinträge ebenfalls mit Hilfe des komplexeren PROFILE-Modells be- rechnet worden. Aus Konsistenzgründen wurde für die vergleichenden Berechnungen nur das Bc/Al-Kri- terium angewendet.

Abbildung 3 zeigt die erheblichen Differenzen zwischen der Verteilung der Critical Loads für Säure nach SMB und derjenigen nach PROFILE. Diese Un- terschiede sind nicht durch die getroffene Standort- auswahl (überprüft mit Kolmogoroff-Smirnoff-Test), sondern weitgehend durch Unterschiede in den Mo- dellkonzeptionen zu erklären.

Die Differenzen in den höheren kritischen Ein- tragswerten (>3.5 keq ha'1 a'1), ca. 30% der Rezeptor- punkte umfassend, sind auf die unterschiedliche Ab-

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Kritischer Säureeintrag [keq ha'1 a'1]

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-- - Vgfalpen (n = 136) ' " " ° Zßfiifâlalpôn (11 = 250)

---~- Südalpen (n = 95)

Abb. 4. Kumulative Häufigkeitsverteilungen der PROFILE- Säure-Eintragsgrenzen für die Waldböden in den verschie- denen Produktionsregionen in der Schweiz.

leitung des Alk1e(c„~,)-Terms in den beiden Modellen zurückzuführen. Die Säureneutralisationskapazität

(ANC) in der SMB berücksichtigt vereinfachend nur Aluminium-Spezies und Protonen (Gleichung 2) und ANC ist daher definitionsgemäss negativ. Mit anderen Worten heisst dies, dass die SMB streng genommen nur für saure Böden anwendbar ist. Werden alle Lö- sungskomponenten, die an Säure-Basen-Reaktionen teilnehmen, in der ANC-Definition berücksichtigt (PROFILE) ist das Vorzeichen der ANC nicht fixiert.

Hohe Verwitterungsraten, z.B. von kalkhaltigen Bö- den, führen in SMB-Berechnungen zu hohen negati- ven Alk;e(„,-,), wogegen mit PROFILE, durch das Vorherrschen von Karbonatspezies in der Bodenlö- sung, positive Alk;e(C„~,) resultieren.

Differenzen in den tieferen kritischen Säure-Ein- tragswerten, ca. 70% der Rezeptorpunkte umfassend, sind weitgehend auf Unterschiede in den verwendeten Verwitterungsraten (Abb. 5) zurückzuführen. Die Abschätzung von Feldverwitterungsraten ist bekann- termassen schwierig und beide Abschätzungsverfahren können, wenn auch aus unterschiedlichen Gründen, zu beträchtlichen Unsicherheiten in den berechneten Eintragsgrenzen führen. Stimmen die Verwitterungs- raten besser überein, werden die Unterschiede in den zwei Verteilungen kleiner (Abb. 6). 70% der für die PROFILE-Anwendung benutzten Standorte ergaben mit beiden Methoden kritische Säureeinträge, die sich

Forum für Wissen 1997 ₂₉

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Verwitterungsrate [keq ha'1 a'1]

A Schweiz SMB - - - Schweiz PROFILE Abb. 5. Kumulative Häufigkeitsverteilung der verwendeten Verwitterungsraten. SMB-Verwitterungsraten abgeschätzt mittels einer Klassierung, PROFILE-Verwitterungsraten berechnet von standortspezifischen chemischen und physika- lischen Bodenparametern.

höchstens um ±20% unterscheiden, wenn dieselben Verwitterungsraten (von PROFILE-Berechnungen) verwendet wurden.

Die Gegenüberstellung von kritischen Säureein- trägen berechnet mit SMB und PROFILE deutet dar- auf hin, dass die mit SMB bestimmten Critical Loads hinsichtlich ihrer Verwendung in der Abschätzung von Emissionsreduktionen eine plausible Zielvorgabe darstellen.

3 Critical Loads fiir Stickstoff

3.1 Kriterien und Methoden

Nebst der Bodenversauerung bewirken übermässige Stickstoffeinträge in vielen Ökosystemen eine Über- düngung (Eutrophierung). Es kommt zu einer Stick- stoffsättigung (saturation), welche als Zustand definiert werden kann, bei dem die Verfügbarkeit von minera- lischem Stickstoff grösser ist als der Bedarf von Pflan- zen und Mikroorganismen (GRENNFELT und THÖRNELÖF 1992). Der Begriff der N-Sättigung wird zwar in der Literatur nicht einheitlich verwendet. Er stellt aber ein nützliches Konzept dar bei der Be- schreibung möglicher Auswirkungen von erhöhten N- Einträgen. Denn es ist ja der überschüssige Stickstoff, der zu den bekannten möglichen Veränderungen im Ökosystem führt, wie Akkumulation im Boden und

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Kritischer Säureeintrag [keq ha'1 a'1]

-- Schweiz SMB* - - - Schweiz PROFILE

Abb. 6. Minimierung der Unterschiede zwischen den zwei Modellresultateverteilungen, wenn beide Modelle dieselben Verwitterungsraten verwenden (SMB*: 770 Standorte, PROFILE-Verwitterungsraten, nur Bc/Al-Kriterium).

in Pflanzen, Nährstoffungleichgewichte oder Auswa- schung ins Grundwasser. Ein Kriterium bei der Be- stimmung von Critical Loads für Stickstoff ist also die Vermeidung von N-Sättigung.

Ein zusätzlicher wichtiger Aspekt bei der Bestim- mung von Critical Loads ist die Veränderung der Konkurrenzverhältnisse zwischen den Pflanzenarten durch erhöhte N-Verfügbarkeit. Dadurch können stickstoffliebende Arten überhand nehmen und ande- re, an N-Mangel angepasste Arten verdrängen. Solche Veränderungen können bereits auftreten, bevor das Ökosystem einen Zustand der N-Sättigung erreicht.

Betroffen sind vor allem natürliche und halbnatürliche Ökosysteme, die gar nicht oder sehr naturnah bewirt- schaftet werden, also Feuchtgebiete, alpine Rasen, Na- turwiesen und die Bodenvegetation von Wäldern.

Bewirtschaftete Arten wie Waldbäume sind davon weniger betroffen.

Für die Kartierung von Critical Loads im Rahmen der UN/ECE (1996) werden zwei verschiedene Me- thoden empfohlen, die beide gleichzeitig angewandt werden können und sollen, nämlich die empirische Methode und die SMB-Methode.

Die «empirisch›› genannte Methode ist eine Zu- sammenstellung von Beobachtungen über quantitative Zusammenhänge zwischen erhöhten N-Einträgen und Veränderungen in verschiedenen Typen von naturna- hen Ökosystemen. Für die Kartierung reicht es dann, die im Untersuchungsgebiet vorhandenen Ökosystem- typen zu erfassen und ihnen im Sinne eines Analogie-

30

schlusses einen entsprechenden, typspezifischen Wert zuzuordnen. Diese empirischen kritischen Eintrags- werte beruhen auf einer Vielzahl wissenschaftlicher Arbeiten aus ganz Europa. Insbesondere wurden sie abgeleitet von:

- Experimenten unter Kontroll- und Feldbedingun- gen,

- vergleichenden Untersuchungen von Vegetation und Fauna im Verlauf der Zeit und in ihrer geo- graphischen Verteilung,

- numerischen Ökosystemmodellen, - und biologischem Expertenwissen.

Die SMB-Methode zur Berechnung von Critical Loads für N ist nichts anderes als eine langfristige Stickstoff-Bilanz für einen bestimmten Waldstandort unter Berücksichtigung aller relevanten Quellen und Senken im gesamten Ökosystem, wobei unter langfri- stig mehr als eine Rotationsperiode (forstwirtschaft- liche Umtriebszeit, 100-160 Jahre) zu verstehen ist.

Als ökologisches Kriterium wird die Vermeidung von N-Sättigung angewendet, d.h in der Bilanz soll am Schluss kein N-Überschuss auftreten.

Beide Methoden wurden in der Schweiz ange- wendet (FOEFL 1996). Ihre Umsetzung und die Re- sultate werden im Folgenden gezeigt.

3.2 Anwendung der empirischen Methode

In Tabelle 3 sind die empirischen Critical Loads für Wald und andere (halb-) natürliche Ökosystemtypen aufgelistet. Für deren Kartierung wurden folgende di- gitale Daten verwendet: der Atlas schutzwürdiger Ve- getationstypen der Schweiz (HEGG et al. 1993), das Bundesinventar der Hoch- und Übergangsmoore von nationaler Bedeutung (EDI 1991) sowie das Bundes- inventar der Flachmoore von nationaler Bedeutung (WSL 1993). Diese Informationen bilden eine fast ideale Grundlage für die Anwendung der empirischen Methode in der Schweiz, da sie eine detaillierte räum- liche Differenzierung der Ökosystemtypen ermögli- chen und zudem eine Bewertung der naturschützeri- schen Bedeutung enthalten.

Tab. 3.: Empirische Critical Loads für Stickstoff gemäss Kartierungsanleitung der UN/ECE (1996). Dargestellt sind nur diejenigen Ökosystemtypen, die für die Schweizer Anwendung berücksichtigt wurden.

## bedeutet zuverlässige Angabe, # ziemlich zuverlässige Angabe (#) Schätzungen.

Typ des Rezeptors/Ökosystem Cfifißal L0fld kg N ha`1 a'1

Beobachtete Wirkungen Nadelbäume, auf sauren Böden mit tiefer 10-15

Nitrifikationsrate

Nadelbäume, auf sauren Böden mit mittlerer bis hoher Nitrifikationsrate

Laubbäume

20-30 15-20 (bewirtschaftete) Nadelwälder, auf sauren 7-20 Böden

(bewirtschaftete) Laubwälder, auf sauren Böden 10-20 Wälder auf Kalkböden

(nicht bewirtschaftete) Wälder auf sauren Böden

alpine Heiden

artenreiche (Halb-) Trockenrasen auf Kalk

artenreiche Naturwiesen auf neutralen Böden (Riedwiesen)

montane bis (sub)alpine Naturwiesen und Rasen

Flachmoore (mesotroph) Hochmoore (ombrotroph)

seichte, oligotrophe See- und Teichufer (Unterwasserrasen)

15-20 7-15 5-15 15-35

20-30 10-15 20-35 5-10 5-10

## Nährstoffungleichgewicht

# Nährstoffungleichgewicht

# Nährstoffungleichgewicht, erhöhtes Spross-Wurzel- Verhältnis

## Veränderungen der Bodenflora und Mykorrhizapilze, erhöhte N-Auswaschung

# Veränderungen der Bodenflora und Mykorrhizapilze (#) Veränderungen der Bodenflora

(#) Veränderungen der Bodenflora und N-Auswaschung (#) Abnahme von Flechten, Moosen und immergrünen

Zwergsträuchern

# erhöhte Mineralisation, N-Akkumulation und -Auswaschung, Zunahme hoher Gräser, Abnahme der Diversität

# Zunahme hoher Gräser, Abnahme der Diversität (#) Zunahme hoher Gräser, Abnahme der Diversität

# Zunahme hoher Gräser, Abnahme der Diversität

# Abnahme der typischen Moose, Zunahme hoher Gräser, N-Akkumulation

## Abnahme von Strandlingsarten

FORUM für Wissen 1997 31

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Abb. 7. Kritische Eintragswerte (Critical Loads) für eutrophierenden Stickstoff, ermittelt durch Umsetzung der empirischen Methode (aus FOEFL 1996). Betroffen sind ca. 15'000 km2.

Für die Erstellung der Critical Load Karte (Abb. 7) wurden aus dem Vegetationsatlas, der eine räumliche Auflösung von 1 x 1 km aufweist, insgesamt 19 Vege- tationseinheiten ausgewählt und den Ökosystemtypen gemäss Tabelle 3 zugeordnet. Die ausgewählten Ein- heiten umfassen alpine Rasen und Heiden, (Halb-) Trockenrasen, artenreiche Naturwiesen, Strandlings- gesellschaften sowie verschiedene naturnahe, wenig produktive Waldgesellschaften (z.B. Flaumeichenwäl- der und Erika-Föhrenwälder). Die Hoch- und Flach- moorinventare, die als Vektordaten im Massstab 1: 25'000 vorliegen, wurden ebenfalls auf ein 1 x 1 km umgelegt.

Empirische Critical Loads werden stets als Inter- valle für Ökosystemtypen angegeben. Diese wider- spiegeln Unsicherheiten infolge:

- natürlicher Variationen innerhalb eines bestimmten

Typs.

- Intervallschritten bei Experimenten mit N-Zugaben und

- Fehlern in der Depositionsabschätzung bei Feld- beobachtungen.

Zur Erstellung der Karte (Abb. 7) wurde in den mei- sten Fällen ein Wert aus dem mittleren Bereich der vorgeschlagenen Intervalle ausgewählt. Soweit mög- lich wurde auch innerhalb des Intervalls differenziert, z.B. bei der Abstufung von montanen, subalpinen und alpinen Grasgesellschaften.

3.3 Anwendung der SMB-Methode

Die SMB wurde für bewirtschaftbare Waldstandorte angewandt (Abb. 8, aus FOEFL 1996). Der Stickstoff- kreislauf im Ökosystem Wald, den man mit der SMB zu bilanzieren versucht, wird fast ausschliesslich durch biologische Prozesse reguliert. Bei der Quantifizierung der für die Berechnung benötigten Inputgrössen be- stehen z.T. beträchtliche Wissenslücken. Im «mapping manual» der UN/ECE (1996) sind entsprechende Schätzwerte und Berechnungsmethoden aus der Lite- ratur zusammengestellt, welche für die SMB-Anwen- dung in der Schweiz verwendet wurden. Die UN/ECE schlägt folgende vereinfachte Bilanzglei- chung vor. Dabei werden Stickstoffverluste durch

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Abb. 8. Kritische Eintragswerte (Critical Loads) für eutrophierenden Stickstoff, berechnet mit der SMB-Methode für rund 10'500 Punkte des Landesforstinventares (Quelle Waldraster: LFI 1990/92).

Brände oder Bodenerosion, die in den meisten mittel- europäischen Wäldern irrelevant sind, weggelassen:

Cl-eut(N) = Ni `*' Nu + Nde + Nle(acc)

Im folgenden werden die Bedeutung und die auftre- tenden Wertebereiche für die einzelnen Inputgrössen kurz beschrieben.

CLe„,(N): Critical Load für Stickstoff, basierend auf dem Eutrophierungskriterium. Die berechneten Werte in der Schweiz liegen zwischen 10 und 35 kg N ha`1 a'1 wobei sich die meisten Waldstandorte in einem Be- reich von 11 bis 16 befinden (siehe Abb. 8).

N,-: akzeptable jährliche N-Akkumulationsrate durch Immobilisierung im organischen Material des Bodens, bei der keine schädlichen Veränderungen des Ökosy- stems stattfinden. Die verwendeten Werte variieren von 3 bis 5 kg N ha'1 a'1, in Funktion der Meereshöhe bzw. Temperatur. Mit sinkender Temperatur sinkt im allgemeinen auch die Geschwindigkeit, mit der orga- nisches Material abgebaut wird.

Nu: Nettoaufnahme (uptake) durch Pflanzen und Tie- re; entspricht dem Stickstoff, der durch (Holz-)Ernte

dem System entzogen wird. Die Werte für Nu wurden aus dem N-Gehalt im Holz und der im regionalen Durchschnitt geernteten Holzmenge (EAFV 1988) berechnet. Sie streuen in der Schweiz zwischen 1 und 7 kg N ha"1 a'1.

Nde: jährlicher N-Fluss vom Boden in die Atmosphäre infolge Denitrifikation (Umwandlung von Nitrat in gasförmige Komponenten wie N2, N20 und N0 durch Mikroorganismen). Nde ist einerseits abhängig von der Durchlüftung und Vernässung des Bodens (Denitri- fikation erfolgt v.a. unter sauerstoffarmen Bedingun- gen), andererseits von der Menge des verfügbaren Stickstoffes. Die berechneten Werte liegen bei 3 bis 25 kg N ha'1 a'1.

N;e(„„„): akzeptable jährliche N-Ausschwemmungsrate (leaching) aus dem durchwurzelten Bodenbereich.

Die verwendeten Werte sind 4 kg N ha'1 a'1, für Na- delwald, bzw. 5 kg für Laubwald.

Vergleicht man die empirisch hergeleiteten kritischen Eintragswerte in Abbildung 7 mit den eher auf theore- tischen Überlegungen basierenden SMB-Resultaten (Abb. 8), stellt man fest, dass sie zu einem grossen Teil im gleichen Bereich liegen.

FORUM für Wissen 1997

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Abb. 9. Atmosphärische Stickstoffeinträge, berechnet für die Periode 1993-1995. Depositionsmodell 1 x 1 km (Quelle Wald- raster: LFI 1990/92).

4 Kartierung der Säure- und Stickstoff- depositionen

Zur Abschätzung der tatsächlich aus der Atmosphäre in die Ökosysteme eingetragenen Mengen an Schwefel und Stickstoff wurde ein pragmatisches, kombiniertes Berechnungsmodell entwickelt (FOEFL 1994 und 1996). Abbildung 9 zeigt als Beispiel die N-Depositio- nen für die Periode 1993-1995. Pragmatisch ist die Be- rechnung deshalb, weil

beschränkten Messresultaten eine realistische, quanti- tative Schätzung vorgenommen wurde. Kombiniert ist das Modell insofern, als die wichtigsten Depositions- prozesse ausgewählt, separat modelliert und schliess- lich zum Gesamteintrag zusammengefügt wurden. Ta- belle 4 zeigt die einzelnen Depositionsmechanismen und Stoffkomponenten, die betrachtet wurden, sowie die entsprechenden Eintragsmengen für oxidierten Schwefel (S0y), oxidierten Stickstoff (NOy) und redu- zierten Stickstoff (NHy)

Der wichtigste Depositionspfad ist die Nassdeposi- tion, die für S042", N03' und NH4+ berechnet wurde.

Dazu wurde zuerst die

schlag als Funktion der Meereshöhe und der Region

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kartiert und anschliessend mit der Niederschlags- menge aus dem Hydrologischen Atlas (Landeshydro- logie 1992) multipliziert.

Einen grossen Beitrag liefern auch die gasformı- gen Komponenten, deren Eintrag als Produkt von Konzentration und Depositionsgeschwindigkeit be- rechnet wurde. Die Depositionsgeschwindigkeıten sind Stoff- und Rezeptor-spezifische Werte, die aus der Literatur stammen (siehe z.B. LÖVBLAD et al. 1993) Für die Berechnung der Luftkonzentration von Schwefeldioxid wurde ein multiples Regressions- modell verwendet, auf der Basis von S02-Messstatıo- nen der Kantone und des Bundes. Als erklärende Pa- rameter wurden die Meereshöhe und die Siedlungs- dichte innerhalb eines Quadratkilometers verwendet (BFS 1992). Die N02-Konzentrationen basieren auf einem räumlich hoch aufgelösten Emissionskataster für Feuerungen und Verkehr und einem empirischen Ausbreitungsmodell (Infras/Meteotest 1996). Die De- positionsberechnung für NH3 beruht auf einem Emis- sionskataster, welches mit Hilfe der gemeindeweısen landwirtschaftlichen Viehzählungen (BFS 1996) und spezifischen Emissionsfaktoren für einzelne Tierarten (MENZI 1996) erstellt wurde.

34

Tab. 4. Jahresmittel der N- und S-Depositionen im Wald und im Freiland in der Schweiz, aufgeteilt nach Komponenten.

Berechnungen mit dem 1 x 1-km-Depositionsmodell (FOEFL 1994 und 1996). Bezugsjahre für N 1993-95, für S 1986-90.

Einheiten: kt N a'1(in Klammern: kg N ha°1a'1), bzw. kt S.

Rezeptoren Wald (EAFV 1988)

11'381 km?

Komponenten

Freiland

29'761 km2 41'142 km2

NH4¬“ nass NH4¬“ Aerosol NH3 Gas

7.0 (6.1) 1.4 (1.2) 14.1 (12.4)

Total NH), -N: 22.5 (19.8)

16.9 (5.7) 1.3 (0.4) 12.4 (4.2) 30.6 (103)

23.9 (5.8) 2.7 (0.7) m5wo 53.1 (12.9)

N03' nass N03' Aerosol N02 Gas HN03 Gas

5.2 (4.6) 0.5 (0.4) 4.2 (3.7) 0.7 (0.6)

Total N0),-N: 10.6 (9.3)

12.4 (4.2) 0.6 (0.2) 4.2 (1.4) 1.6 (0.5) 18.8 (6.3)

17.6 (4.3) 1.1 (0.3) 8.4 (2.0) 2.3 (0.6) 29.4 (7.1)

S04 2' nass S02 Gas Total SOY-S:

35.5 (8.6) 16.5 (4.0) 52.0 (12.6)

Für den gesamten Eintrag von kleinerer Bedeu- tung sind die Beiträge der Aerosol-gebundenen Kom- ponenten (Staub) und von HNO3 (siehe Tab. 4). Ver- nachlässigt wurde die <<okkulte›› Deposition durch Nebeltröpfchen.

Die Qualitätsbeurteilung der berechneten Ein- tragsmengen kann unter zwei Aspekten geschehen: er- stens durch den Vergleich der aufsummierten Einträge mit den Resultaten des räumlich übergeordneten De- positionsmodells von EMEP (ganz Europa, 150 x 150 km), zweitens mit Depositionsmessungen an Einzel- standorten.

Der Vergleich der gesamtschweizerischen Ein- träge mit den EMEP-Depositionen fällt sehr gut aus, indem die nicht erklärbaren Abweichungen nur etwa 10% betragen. Dies ist wichtig, da ein überwiegender Teil der deponierten Schadstoffe grenzüberschreitend transportiert werden. Beim Vergleich mit Einzelmes- sungen gibt es sowohl Standorte mit sehr guter Über- einstimmung wie auch mit schlechter Übereinstim- mung für einzelne Komponenten (FOEFL 1996), wie es in Anbetracht der Einfachheit des Modelles nicht anders zu erwarten ist. Dies bedeutet, dass die be- rechneten Depositionskarten als Gesamtbild zu be- trachten sind und weniger der einzelne Kilometer- rasterpunkt.

5 Überschreitungen der Critical Loads

Die sich aus den berechneten Einträgen ergebenden Überschreitungen (exceedances) der Critical Loads sind in den Abbildungen 10 und 11 als kumulierte I-Iäufigkeitsverteilungen dargestellt. Die Resultate zei- gen, dass die Critical Loads für Säure von 1986-1990 auf etwa 63% (SMB-Methode) bzw. etwa 61% (PRO- FILE-Modell) der Waldflächen überschritten waren.

Die Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff wa- ren von 1993-1995 auf etwa 70% der empfindlichen Ökosysteme (empirische Methode) bzw. etwa 90%

der Waldflächen (SMB-Methode) durch die vorhan- denen Depositionen überschritten.

Bei den nationalen Abschätzungen von Schad- stoff-Eintragsgrenzen muss mit erheblichen Unsicher- heiten gerechnet werden, die hauptsächlich aus drei Quellen resultieren:

- Modell-Struktur: getroffene Annahmen und Ver- einfachungen in den Modellen und unvollständige oder inadäquate Formulierung von Prozessen;

- kritischer chemischer Parameter: Verwendung von verschiedenen kritischen chemischen Parametern und Unsicherheiten in den Parameterwerten;

- Eingabegrössen: Unsicherheiten in den Werten der Eingabegrössen, die aus deren Ableitung resultie- ren.

Die Unsicherheit in der Abschätzung der Critical Loads und der vorhandenen Depositionen wirken sich in der Schweiz aber nicht entscheidend auf die Anzahl der überschrittenen Standorte aus. Die An- wendung der zwei Modelle SMB und PROFILE hat

FORUM für Wissen 1997 35 gezeigt, dass Unterschiede in der Modellstruktur die

Anzahl der Überschreitungen der Säure-Eintragsgren- zen nur unwesentlich beeinflussen. Dies ist teilweise auch eine Folge der Berücksichtigung von zwei kriti- schen chemischen Parametern (Bc/Al- und Bodensta- bilitäts-Kriterium) in der europäisch-standardisierten SMB-Methode. Weiter hat eine Sensitivitätsanalyse (FOEFL 1994) gezeigt, dass bei einer Variation der Eingabegrössen von jeweils ±50°/6 der Anteil der Waldstandorte, auf denen der Critical Load für Säure überschritten wird, zwischen 49% und 68% schwankt.

Eine analoge Sensitivitätsanalyse für die Critical Loads für Stickstoff zeigte für Waldstandorte Schwankungen zwischen 79% und 99% (FOEFL 1996). Ähnliche Er- gebnisse wurden auch von DE VRIES et al. (1993) ge- funden.

Im Falle der Wälder bedeuten die berechneten Überschreitungen der Critical Loads ein Langzeitrisi- ko für Veränderungen im Ökosystem, die sich nach- teilig auf Stabilität und Biodiversität auswirken kön- nen. Die im Titel der Veranstaltung gestellte Frage muss demnach mit ja beantwortet werden. Aufgrund der angewendeten Methoden ist es nicht möglich, die- ses Risiko genauer zu quantifizieren. Generell ist je- doch damit zu rechnen, dass das Risiko mit zuneh- mendem Betrag und Dauer der Überschreitung an- steigt.

Bei weitergehenden Interpretationen ist zu beach- ten, dass Auswirkungen von berechneten Überschrei- tungen von Critical Loads in der Natur oft (noch) nicht zu beobachten sind. Dafür kommen mehrere Gründe in Frage wie z.B.:

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Reaktionsträgheit des Systems. Unter Umständen dauert es viele Jahrzehnte bis sich als Folge erhöh- ter Depositionen ein neuer stationärer Zustand ein- stellt.

Zu kurze Beobachtungsdauer. Veränderungen sind evtl. schon geschehen oder passieren über Jahr- zehnte bis Jahrhunderte (z.B. Artenzusammenset- zung).

Symptome im Ökosystem, die schwierig zu inter- pretieren sind. In vielen Fällen ist es schwierig, be- obachtete Symptome direkt mit der Verletzung eines kritischen chemischen Parameters in Verbin- dung zu bringen, da verschiedene Ursachen das gleiche Symptom beeinflussen können.

Nicht-lineare Entwicklung des Systems in Richtung eines stationären Zustands. Z.B.können erhöhte N- Einträge in Wäldern zu einer Phase rnit erhöhtem Wachstum führen, auf welche eine Destabilisie- rungsphase folgt. Diese Phase ist geprägt durch Veränderungen der Vegetation, Akkumulation von N in der Biomasse und Bodenversauerung (Gun- dersen in GRENNFELT und THÖRNELÖF 1992).

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Jahre 1993-1995.

36

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