FORUM Säure- und Stickstoffbelastungen - ein Risiko für
F R W | S S E N den Schweizßl'
Synthese aus den Beiträgen des Forums für Wissen 1997
1 9 9 7 Jürg B. Bucher, WSL, Birmensdorf
Aus den am «Forum für Wissen 1997» an der Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft in Birmensdorf gehaltenen Referaten wird mit einer Auswahl und Gegenüberstellung von Beobachtungen und Befunden versucht, eine Zwischenbilanz zu ziehen und in einer Synthese auf Fragen hinzuweisen, die sich der schweizerischen Waldschadenforschung stellen. Die hinter dem Konzept der kritischen Belastungsgrenzen (Critical Loads) stehenden Modellvorstellungen werden für verbesserungswiirdig gehalten; zu überdenken sind auch die Kriterien der Stickstoffsättigung und des Nadel- bzw. Blattverlustes zur Beurteilung der neuartigen Waldschäden. Bestehende Fallstudien sollten deshalb vertieft weitergeführt und neue aufgenommen werden.
Zur Klärung der sich in Nährstoffaufnahme und Blattmenge zeigenden Vitalität der Bäume sollten Versuche zur optimalen Ernährung durchgeführt werden. Das Risiko für den Schweizer Wald, das sich aus der vorhandenen Säure- und Stickstoffbelastung und dem vorliegenden Konzept der Critical Loads ableiten lässt, wird in Uber- einstimmung mit den anderen Referenten dieses Forums anerkannt und die im Rahmen der Genfer Konvention der UN-ECE eingegangenen Verpflichtungen zur Emissionsreduktion von Luftschadstoffen werden befür- wortet.
1 Einleitung
Mit der Fragestellung «Säure- und Stickstoffbelastun- gen - ein Risiko für den Schweizer Wa1d?›› verbunden ist auch die Frage nach dem «Waldsterben››. Mit mei- nem Beitrag zum Forum für Wissen 1997 möchte ich dazu keinen umfassenden Überblick geben. Ein sol- cher findet sich bei den anderen Referenten dieses Forums und im Falle der Stickstoffeinwirkungen auf den Wald auch in einer aus diesem Hause stammen- den, kürzlich erschienenen Literaturarbeit (ORTLOFF und SCHLAEPFER 1996). Durch eine Auswahl und Gegenüberstellung von Beobachtungen und Befunden aus dem hier Vorgetragenen soll hingegen versucht werden, eine Zwischenbilanz zu ziehen und in einer Synthese auf Fragen hinzuweisen, die sich der schwei- zerischen Waldschadenforschung stellen.
Die Frage, ob Säure- und Stickstoffbelastungen ein Risiko für den Schweizer Wald darstellen, wird von allen Referenten dieses Forums bejaht. Trotzdem müssen KURZ und RIHM* in ihren Schlussfolgerun- gen die Frage offen lassen, ob die Waldökosysteme derzeit oder erst zukünftig geschädigt werden. Für das Verständnis dazu und dem von vielen für wahr gehal- tenen Waldsterben, scheinen mir einige zusätzliche ge- schichtliche Ergänzungen angebracht. Der Weg, der zur Genfer Konvention und zum Konzept der Critical Loads führte (vgl. BLASER und BUCHER; ACHER- MANN), lässt erkennen, wie den Hypothesen die Theorien rasch folgten, und weist auf den nicht unbe- deutenden Einfluss von Forschern aus Schweden und des International Biological Programme hin.
* Literaturzitate ohne Jahreszahl beziehen sich auf in diesem Band publizierte Beiträge.
Anfangs der 40er Jahre begann sich der schwedi- sche Bodenkundler Hans Egner dafür zu interessie- ren, wie hoch ein allfälliger Nährstoffeintrag für die Vegetation aus der Luft sein könnte. In der Folge ent- wickelte sich aus seinen ersten systematischen Mes- sungen der Regenwasserqualität ein nationales und ab 1956 ein europäisches Messprogramm (vgl. PERSSON et al. 1982). Als sich in Skandinavien eine durch Schwefeldioxid-Emissionen aus West- und Mittel- europa verursachte zunehmende Versauerung des Re- gens und von Seen abzeichnete, schlug der schwedi- sche Bodenkundler Svante Oden 1967 in einem denkwürdigen Zeitungsartikel mit der Schlagzeile
«Europas Länder führen einen chemischen Krieg»
Alarm. In einem wissenschaftlichen Artikel formu- lierte er ein Jahr später Hypothesen zur Boden- und Gewässerversauerung sowie zu einem Aussterben von Tierarten und Absterben von Wäldern (vgl.
COWLING 1982). Nach TAMM (1995) war die Bedeu- tung von Odéns Hypothesen seinerzeit weniger in ihrer «Richtigkeit›> als in ihrer Testbarkeit zu sehen.
Biogeochemische Kreisläufe in Waldbeständen waren Forschungsgegenstand im International Bio- logical Programme (IBP). Dieses Programm, welches auf 117 Waldstandorten in 22 Ländern die biologische Basis der Pflanzenproduktion ergründen wollte, wurde anfangs der 60er Jahre von Heinz Ellenberg initiiert und 1964 gestartet (vgl. REICHLE 1981). Die Versauerung des Regens und Odéns Alarmruf liessen ab 1968 dem Immissionsaspekt von Schwefel- und Säureeinträgen auf einigen der IBP-Flächen zuneh- mende Bedeutung zukommen. Die immissionsbe- dingte Regen- und Bodenversauerung wurde zu Be- ginn der 70er Jahre zu einem Forschungsschwerpunkt im Solling in Deutschland und liess Ulrich - trotz feh-
lender sichtbarer Schäden an Fichten und Buchen - ein weiträumiges Waldsterben Vorhersagen (ULRICH et al. 1979). Das IBP erreichte aber bis Mitte der 80er Jahre keinen befriedigenden Abschluss, und über- schaubar gehaltene Zusammenhänge erwiesen sich stärker verwickelt als angenommen, manche vermeint- liche Gesetzmässigkeiten als nicht allgemein gültig und viele anfängliche Modellvorstellungen als unreali- stisch (ELLENBERG et al. 1986).
In vielen Wäldern Europas begann in den 50er Jahren ein Niedergang der Tannen. Für diese erneute Welle eines Tannensterbens wurden die verschieden- sten abiotischen und biotischen Ursachen verantwort- lich gemacht, ohne dass sich die Forschung über die Hauptursache einig wurde. Obwohl bereits zu Beginn der 70er Jahre ein Syntheseversuch von LEIB- UNDGUT (1974) vorlag, bahnte sich ein Konsens erst 1980 an der internationalen Tagung von Kelheim/D an. ULRICH (1981) sah im Sterben der Tannen seine Prognose bewiesen und formulierte seine vielbeach- tete ökosystemare Hypothese; allerdings vermisste SCHÜTT (1981) in seiner Tagungszwischenbilanz noch den experimentellen Nachweis und sah unbe- antwortete Fragen. Bereits ein Jahr nach der Kelhei- mer Tagung wurde die Situation in den Wäldern durch den deutschen Forstdienst und Forscher wie Ulrich und Schütt als' dermassen drastisch einge- schätzt, dass das Thema vom Nachrichtenmagazin
«Der Spiegel» (1981) aufgegriffen wurde. Mit dem Titelartikel «Saurer Regen über Deutschland - Der Wald stirbt» war das Thema des Waldsterbens lanciert, das in den 80er Jahren die biologische Forschung und die umweltbewusste Öffentlichkeit dominieren sollte.
Der umweltpolitische Erwartungsdruck löste in Deutschland und mit ein- bis dreijähriger Verzöge- rung im ganzen Raum der UN-ECE eine enorme wis- senschaftliche Tätigkeit und Hypothesenbildung aus.
Rasch folgten sich u.a. die «Saure Regen››- (ULRICH 1981, 1982), die «OZon››- (PRINZ et al. 1982, siehe auch BUCHER 1982), die «Stress››- (SCHÜTT 1984) und schliesslich die «Ammonium››- (NIHLGARD 1985) bzw. «Stickstoff››-Hypothese (MOHR 1986) des Waldsterbens.
2 Starke und schwache Argumente für Risiko durch Säure- und Stickstoff- belastungen im Schweizer Wald
Starke Argumente für ein Konzept der kritischen Be- lastungsgrenzen zum Schutze von Ökosystemen erge- ben sich aus den seit Mitte dieses Jahrhunderts dra- stisch gestiegenen Schadstoffemissionen (Tab. 1) und den damit verbundenen hohen Konzentrationen und Einträgen von Luftschadstoffen (z.B. BUWAL 1996a, 1996b). Als Beispiel seien die Stickstoffeinträge in einen Wald im Mittelland und den Voralpen heraus- gegriffen (Abb. 1). Die Verhältnisse sind im umlie- genden Ausland sicher nicht gleich. Die Grössenord- nung ist aber wie weitherum in Mitteleuropa ähnlich, was bei dem über die Landesgrenzen hinausreichen- den Import bzw. Export auch nicht erstaunt (vgl.
ACI-IERMANN).
Für das Konzept bzw. einen Handlungsbedarf sprechen die Modellrechnungen und Risikokarten der Schweiz, die für gut 60% der Waldflächen eine Über- schreitung der kritischen Säurebelastung und sogar für 90% eine Überschreitung der kritischen Grenze für eutrophierenden Stickstoff angeben (KURZ und RIHM). Gestützt wird diese Risikoeinschätzung durch einige der in Fallstudien und Dauerbeobachtungs- flächen durchgeführten Messungen und Beobachtun- gen. Aufgrund der Geologie und der Belastungssitua- tion wurden Tessiner Böden als besonders gefährdet betrachtet. In der Fallstudie bei Copera liess sich denn auch bei aktuellen Säureeinträgen von 1.94 keq ha'1 a'1 eine zunehmende Bodenversauerung feststellen (ZYSSET et al.). Das Konzentrations-Verhältnis von basischen Kationen zu Aluminium (Bc/Al) zeigte zwar im Oberboden keinen Trend, nahm aber im immer noch mässig durchwurzelten Unterboden in den Jahren 1987 bis 1995 kontinuierlich ab. Allerdings wurde der kritische Wert von 1 für das Bc/Al-Verhält- nis noch nicht unterschritten und es ist - gestützt durch einen Gewächshausversuch - am Standort mit keiner unmittelbaren Gefahr für den Kastanienwald zu rechnen. Diese Befunde stimmen mit dem einfa- chen Massenbilanz-Modell (SMB), das einen Critical Tab. 1. Entwicklung und Progno- J h SO
se der Schadstoff-Emissionen von a r 2 t/a
HCl HF NO X NH 3
tla tla t/a tla
NMVOC CO2klima tla Mio. tla 1900 bis 2010 in der Schweiz. Für
den Prognosebereich sind die vom Bund bis Mitte 1995 be- schlossenen Luftreinhaltemass- nahmen schon berücksichtigt (Auswahl aus BUWAL 1995).
Zur Einschätzung der zukünftigen Luftbelastung beachte man auch die Emissionen von NO, und flüchtigen organischen Verbin- dungen ohne Methan (NMVOC) als Primärprodukte von Ozon, sowie dem klimarelevanten Koh- lendioxid (CO2klima).
1900 1910 1920 1930 1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010
28'000 34'600 28'800 39'700 35'700 46'200 83'100 106'000 116'000 42'500 29'700 29'700
2'010 2'550 2'140 2'370 1'900 1'720 2'050 4'530 10'200 8'190 665 456
15'100 19'000 18'300 23'900 21'300 31'300 64'000 134'000 170'000 166'000 117'000 113'000
42'700 45'800 43'500 50'400 53'400 50'200 56'500 60'500 71'200 62'100 59'200 58'200
20'100 22'300 25'300 41'100 48'000 69'900 145'000 285'000 323'000 292'000 172'000 173'000
6.69 7.96 6.63 9.76 8.33 10.80 20.00 40.00 43.50 44.20 44.90 46.60
FORUM für Wissen 1997 87 Konzentrationen bei Gerlafingen Konzentrationen im Alptal
10 ~ - 200 10 - - 200
s- -160 s- -160
μg/ms
4%
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15:3:
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Nassdepositionen im Alptal
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-40
Distanz von Autostrasse (m)
I N03- NH4* NS
Abb. 1. Stickstoffbelastung im Schweizer Fichtenwald. Dargestellt an einem Bestand im Mittelland entlang der stark befahrenen Autobahn bei Gerlafingen (BRUNOLD und AMMANN 1995) und einem Bestand in den relativ wenig belasteten Voralpen im Alptal (FISCHER-RIEDMANN 1995). Für NO, N02 und Niederschlags (NS)-Einträge gilt jeweils die rechte y-Achse;
im Alptal beeinhaltet die Distanz zur Autostrasse von 500 m auch eine Höhendistanz von +100 m. Man beachte, dass bei Gerlafingen die verkehrsbedingten Einträge von NO und N02 mit der Distanz zur Autobahn relativ rasch abnehmen und im Alptal die Einträge infolge grosser Niederschlagsmengen trotz geringer Schadstoffkonzentrationen hoch sind.
Load von 2.2 keq ha'1 a'1 errechnete, überein. In der Fallstudie im Alptal (Kt. SZ) war bei bekannten Ein- trägen von ca. 17 kg N ha"1 a'1 (FISCHER-RIEDMANN 1995) und den Vorgaben der empirischen Methode zur Bestimmung des Critical Load für Stickstoff (vgl.
KURZ und RIHM) mit einem Grenzfall zu rechnen, d.h. die Waldökosysteme sollten dort bei Nährstoff- ungleichgewichten in Bäumen und einer veränderten Bodenvegetation nahe einer Stickstoffsättigung sein.
SCHLEPPI und BUCHER konnten denn auch bereits nach einer einjährigen, experimentell verdreifachten Stickstoffdeposition eine erhöhte Nitratauswaschung messen, was der Definition einer Stickstoffsättigung entspräche. Auswirkungen auf Bäume oder Bodenve- getation lassen sich im bisherigen (kurzen) Versuchs- verlauf aber weder in der Kontroll- noch der Behand- lungsfläche erkennen. Eine Stickstoffüberversorgung zeichnet sich hingegen in vielen Dauerbeobachtungs- flächen des Institutes für Angewandte Pflanzenbiolo- gie (IAP) ab (FLÜCKIGER er al.). Die Autoren muss- ten in den letzten 11 Jahren bei den von ihnen unter- suchten Buchen zunehmende Stickstoff- und abneh- mende Phosphorgehalte sowie abnehmende Phos- phorgehalte bei Fichten feststellen, was bei den betrof- fenen Bäumen zu einem zunehmenden Nährstoff- ungleichgewicht führte. In Anbetracht der von ihnen gefundenen positiven Korrelation zwischen den mo- dellierten Stickstoffdepositionen und den bei Fichten gemessenen Nadelstickstoffgehalten sowie der eben- falls positiven Korrelation zum Stammzuwachs der letzten Jahre, könnte man auf ein Indiz zu dem in der Schweiz gefundenen gesteigerten Wachstum der letz- ten 10 bis 20 Jahre schliessen (vgl. KÖI-IL et al. 1996, ZINGG 1996). In einem durch Stickstoffeinträge ge- steigerten Wachstum sehen FLÜCKIGER et al. ein langfristig schwer abschätzbares Risiko, räumen aber ein, dass in einer Wachstumssteigerung allgemein eine Vitalitätszunahme gesehen wird. Nicht zu den Stick- stoff-, aber zu den Schwefeldepositionen zeigte sich auf dem 8 x 8-km-Raster der Schweiz bei INNES et al.
eine Abhängigkeit zum Waldschadenzustand. Bei einem multiplen R2 von 0.176 ergaben sich bei den modellierten Schwefeldepositionen und Ozonwerten eine positive und bei den absoluten Minimumtempe- raturen, dem Carbonat- und dem Humusgehalt des Bodens eine negative Korrelation zu dem auf Nadel- bzw. Blattverlust der Bäume basierenden Trend des Standort-Indexes.
Trotz einer auf den ersten Blick plausiblen Risi- koabschätzung durch die Modelle, müssen diese auch als Schwachstellen gesehen werden. Einerseits beste- hen bei der Quantifizierung der für die Berechnung benötigten Inputgrössen noch z.T. beträchtliche Wis- senslücken, und anderseits können mit den derzeitig verwendeten «steady-state››-Modellen (SMB und PROFILE) nur stationäre Fliessgleichgewichts-Zu- ständezu einem unbestimmten Zeitpunkt beschrieben werden (vgl. KURZ und RIHM). Neuere, dynamische Modelle wie SAFE erlauben zeitliche Vorhersagen. In der Tessiner Fallstudie vermochte jedoch SAFE die
aktuellen, messbaren Tendenzen nicht nachzuvollzie- hen und sagte für die in den letzten 8 Jahren gemes- sene Bodenversauerung eine Erholung voraus (ZYSSET et al.). Dazu kommt, dass an jenem Stand- ort an sich keine Überschreitung des Critical Loads of Acidity gefunden werden konnte, für die 1 x 1-km- Planquadrate jener Gegend jedoch Überschreitungen von mehr als 1 keq ha'1 a'1 angegeben werden (vgl.
FOEFL 1994, map 9). Unklar bleibt ferner, wieso sich der am Bc/Al-Verhältnis gemessene Trend der Bo- denversauerung in Copera nicht sukzessive von oben nach unten verlagert. Es stellt sich allenfalls die Frage, ob ein direkter Durchfluss von Niederschlagswasser in den Unterboden mit im Spiel sein könnte; ein Um- stand, der vom verwendeten Modell SAFE, welches einheitliche physikalische Bodenparameter voraus- setzt, nicht erfasst werden könnte. Ein bevorzugter Durchfluss von Wasser über Makroporen war hinge- gen für die Böden der Fallstudie Alptal bekannt
(FLURY et al. 1994). SCHLEPPI und BUCHER führen deshalb die durch die Stickstoffzugabe induzierte ver- doppelte Nitratauswaschung weniger auf eine Stick- stoffsättigung des Bodens zurück als auf einen direk- ten Durchfluss des Beregnungswassers bzw. des Nie- derschlags, der das terrestrische Ökosystem kaum be- einflusst. Die Definition der Stickstoffsättigung und die davon abzuleitenden Auswirkungen auf Boden und Vegetation sind deshalb zu diskutieren. Dass sich Stickstoffdepositionen nicht immer direkt auf Bäume auswirken müssen, zeigen ebenfalls Resultate aus den Buchen-Dauerbeobachtungsflächen von FLÜCKIGER et al., wo sich im Gegensatz zu den Fichten keine Korrelation zwischen dem Stickstoffgehalt im Laub und der modellierten Stickstoffdeposition nachweisen liess. Auch fanden die Autoren bei den Buchen, trotz relativ hohen Stickstoffgehalten im Laub, keine Ab- hängigkeit zum Stammzuwachs. Die Beurteilung der Nährstoffversorgungs-Situation bzw. der sich in der Belaubung abzeichnenden Nährstoffungleichgewichte sollte nach LANDOLT nicht einseitig aus der Optik der Stickstoffbelastung interpretiert werden. Nach ihm führt in vielen Böden der Schweiz die (Über-) Versorgung an Calzium zu Nährstoffungleichgewich- ten, da das Calzium die Aufnahme von Kalium und Phosphor hemmen kann. Ein Mangel an Phosphor wiederum kann zu einer verhinderten Stickstoffauf- nahme und zu Nadelverlusten führen, was er in einem Gefässversuch mit Fichten (FIRSCHING 1995) und in einem Düngungsversuch zur Revitalisierung eines al- ten Fichtenbestandes bei Alvaneu (FLÜCKIGER und BRAUN 1995) belegt sieht. Da im Gegensatz zu den Niederlanden die Stickstoffgehalte mit dem Nadelalter in der Schweiz meistens abnehmen, ist für LANDOLT nicht anzunehmen, dass die Fichten allgemein mit Stickstoff überversorgt sind. Im Gegenteil könnte nach ihm bei der allgemein angespannten Nährstoffversor- gung mit Stickstoff und Phosphor und - bezugneh- mend auf LINDER (1987) - einer zeitweise limitierten Wasserversorgung ein Schlüssel zur Einschätzung des Waldgesundheitszustandes gefunden werden. Ein
FORUM für Wissen 1997
Indiz dazu fände sich bei den von INNES er al. und WEBSTER et al. (1996) gefundenen statistischen Be- ziehungen zwischen den Bodencarbonat- bzw. Bo- denwassergehalten und den Nadel-/Blattverlusten.
Eher gegen ein derzeit hohes Risiko durch Stickstoff- und Säurebelastungen für den Wald würde schliesslich auch die multivariate statistische Analyse der Sana- silva-Waldschadeninventur sprechen, da sich gesamt- schweizerisch keine Korrelation zwischen den model- lierten Depositionen bzw. deren Überschreitungen und dem auf Entlaubungsverlust basierenden Trend des Standort-Indexes zeigen liess (vgl. INNES et al.).
3 Folgerungen fiir die Forschung in der Schweiz
Das Konzept der Critical Loads für Säure- und Stick- stoffeinträge erbringt in der Anwendung auf schweize- rische Verhältnisse auf den ersten Blick plausible Er- gebnisse (KURZ und RIHM; FLÜCKIGER et al.).
Dennoch stellen sich in Fallbeispielen offene Fragen bezüglich der Definition und der Auswirkungen einer Stickstoffsättigung (SCHLEPPI und BUCHER) oder - wegen widersprüchlichen Vorhersagen - bezüglich der Modelle selbst (ZYSSET et_ al.). Angewandt auf die (neuartigen) Waldschäden der Schweiz, die bei den gegebenen Überschreitungen der Critical Loads sich eigentlich hätten einstellen sollen (Säure- bzw.
Stickstoff-Hypothese des Waldsterbens, ULRICH 1982 bzw. MOHR 1986), ergibt sich aber kein statistischer Zusammenhang zur Sanasilva-Waldschadeninventur (INNES et al.).
In einer Zwischenbilanz bleibt uns vorläufig nichts anderes übrig, als uns Schlussfolgerungen von KURZ und RIHM anzuschliessen, nach welchen sich Auswirkungen von Überschreitungen der Critical Loads in der Natur oft (noch) nicht zeigen. Ein sol- ches Fazit stellt uns bzw. der Forschung in der Schweiz aber auch eine Herausforderung: Modelle, Methoden und Kriterien sind zu überprüfen.
Zur verbesserten Parametrisierung und Validie- rung der Modelle sind die begonnenen Fallstudien in Copera und im Alptal fortzusetzen, mit vertieften Pro- zessstudien zu ergänzen und mit den neusten Modell- ansätzen zu erweitern. Die Untersuchungen sind an diesen Standorten auch flächenmässig auszuweiten, um der Heterogenität der Böden und der Variabilität in der Bestockung bzw. Bewirtschaftung sowie dem Problem der Aufskalierung auf grössere Gebiete (z.B.
1 x 1-km-Planquadrate) Rechnung tragen zu können.
Des weiteren sollte auch vermehrt das Netz der Dau- erbeobachtungsflächen der WSL und anderer Institu- tionen in die Modellvalidierung einbezogen werden.
Da Nährstoffungleichgewichten und Nadel-/Blatt- verlusten bei der Einschätzung der «Vitalität›› eines Baumes nur eine beschränkte Aussagekraft zukommt
(vgl. LANDOLT; INNES et al.) und zudem die
«Norm›› unter normalen, nicht immissionsbeeinfluss- ten Verhältnissen zu wenig bekannt ist (vgl. BUCHER 1989), sollten zu dieser Problematik dringendst Unter- suchungen aufgenommen werden. Dazu könnten sich Düngungsversuche zu optimal ernährten Beständen eignen, wie sie die schwedische Schule um Ingestad und Linder (LINDER 1987) vorgeschlagen hat. Bei diesen «optimum nutrition››-Versuchen werden den Bäumen während der Vegetationsperiode kontinuier- lich gerade jene Nährstoff- und Wassermengen zuge- führt, die sie zu ihrem momentanen Wachstum brau- chen. D.h. die Bäume geraten in einen ernährungs- physiologischen «steady-state» und können bezüglich Wachstum, Nährstoffaufnahme und Belaubung (Blatt- flächenindex bzw. Leaf Area Index, LAI) ihren Opti- malwert erreichen, womitgewissermassen die 100%- Bäume definiert wären. Im Vergleich mit den norma- lerweise bezüglich Nährstoffen und Wasser nur knapp genügend versorgten Bäumen liesse sich dann eine
«Norm›› ableiten (Abb. 2). Mit dem LAI hätte man nach BUCHER (1989) vermutlich ein brauchbareres Mass zur Einschätzung der «Waldschäden››. Da sich aus den Daten von BURGER (1953) für die Fichten des gleichaltrigen Hochwaldes der Schweiz ein LAI des Einzelbaumes ausrechnen lässt, hätte man mit diesem Mass sogar einen Bezug zur Kronentrans- parenz bzw. zum Nadel-/Blattverlust der Bäume für die Zeit vor dem starken Anstieg der Luftbelastung (Abb. 3).
Abschliessend darf festgehalten werden, dass kein Referent dieses Forums für Wissen 1997 das Konzept der Critical Loads und Levels oder das durch die Luftbelastung bestehende Risiko für den Schweizer Wald in Frage gestellt hat. Auf mögliche und beobach- tete Wirkungen wurde vor allem von FLÜCKIGER et al. hingewiesen (siehe auch UN-ECE Workshop Reports von GRENNFELT und TI-IÖRNELÖF 1992, KÄRENLAMPI und SKÄRBY 1996 oder Review von SVERDRUP und WARFVINGE 1993). Es ist deshalb, gut zu wissen (Abb. 4, Vgl. auch ACHERMANN;
BLASER und BUCHER; POSCH et al. 1995), dass im Rahmen der Genfer Konvention mehr als 50 Staaten Europas, Nordamerikas und der früheren Sowjet- union
° die Luftverschmutzung als ein Hauptproblem an- erkennen, und
0 sich verpflichtet haben, die Schadstoffemissionen - wirkungsbezogen und dem Stand der Wissenschaft entsprechend - auf kritische Belastungsgrenzen zu reduzieren.
Biomasse Produktion
A G Abb. 2. Schematisches Diagramm zur Beziehung zwischen
der Produktion von Biomasse und der aufgenommenen LAIM Strahlungsenergie in einem Waldökosystem. Die Steigung e LAI /4 entspricht der Umwandlungseffızıenz der aufgenommenen Energie in die Biomasse; E1 Steigung unter «normalen››, leicht nährstofflimitierten Verhältnissen, ez Steigung unter nährstoff- und wasserlimitierten Verhältnissen, E3 Steigung F G3 unter «optimalen››, nährstoff- und wasserunlimitierten Ver- / B hältnissen (mod. nach LINDER 1987). Unter «normalen››, / O leicht nährstofflimitierten Verhältnissen würde sich ein Be- // LAI'“'“ stand von A nach B unter Ausbildung eines für diesen / A 61 Standort «maximalen›› leaf area indexes (LAIm„„) ent- / LAI f wickeln. Bei einem kurzfristigen Wasserstress geht die Ent- / / E wicklung von A nach C und, falls de(r Wassersëesls aràhält,
/ H unter Abnahme des LAI nach D bzw. im n sta ium
/ unter diesen Verhältnissen nach H). Lässt der langfristige / C E2 Wasserstress nach, verbessert sich die Situation nach E und
// / LAI \ mit zunehmendem LAI wieder zum Ausgangspunkt A.
/ / / / D Wird dem Bestand experimentell eine unbegrenzte Nähr-
stoff- und Wasserversorgung zur Verfügung gestellt, so ent- wickelt er sich von A nach F und unter Zunahme des LAI
8 auf einen für die Art spezifischen Optimalwert (LAI°P,)
Auf enommene Strahlung nach G ///
///
›
zo- . A _zo- . B
is- , is- ,
16- , 16- ,
14 _ ° 14 °
12_ ;: i2_ ,o
2 1o_ 3°. 2 io_ _
*J 8_ ›-1 8- 0 Ü . :
6_ ° Q O 6 gg' 0
4 _ gg; 4: : 2 8 :Oi
š_ Q §3 :og . . . š_ 0.' 92,0' :
'l I I ı ı ı I 'W ı ı 1 ı I
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 300 600 900 1200 1500 1800
Kronentransparenz Höhenlage (m ü.M.)
Abb. 3. Leaf area index (LAI) und Kronentransparenz von Fichten im gleichaltrigen Hochwald von 1908 bis 1947 in der Schweiz (n = 167, 35 Standorte; Grunddaten aus BURGER 1953, vgl. BUCHER 1989). Man beachte die grosse Variabilität im LAI bzw. in der Kronentransparenz der Fichten, welche damals - wie aus Burgers Arbeit «Holz, Blattmenge und Zuwachs›› ge- schlossen werden darf - als «normal›› betrachtet wurden. A) Beziehung zwischen Kronentransparenz und Leaf Area Index (Kronentransparenz = Kronenaufriss dividiert durch die Summe der projizierten Nadeloberflächen eines Baumes (Analogon zum Nadel-/Blattverlust-%), LAI = Summe der projizierten Nadeloberflächen eines Baumes dividiert durch den Kronengrund- riss). B) Variation im LAI in bezug auf die Höhenlage.
91
Sdep
Nri
0 CL (N) ep
Abb. 4. Schwefel- und Stickstoffdepositionen in bezug auf ihre kritischen Belastungsgrenzen und den von UN-ECE- Staaten im Rahmen der Genfer Konvention eingegange- nen Verpflichtungen zur Emissionsreduktion. Je nachdem, in welches Feld aktuelle S- und N-Depositionen (Sdep, Ndep) einer Region (z.B. EMEP-Planquadrat 150 x 150 km) fallen, müssen die Vertragsstaaten Reduktionsmassnahmen treffen: 0 = keine Massnahmen, 1 = wahlweise S- oder N- Reduktionen, 2 = Verpflichtungen zu S-Reduktionen, 3 = Verpflichtungen zu N-Reduktionen, 4 = Verpflichtungen zu S- und N-Reduktionen. Die dicke Linie im Schema kenn- zeichnet die Funktion der Critical Loads für Säureeinträge, welche durch den Critical Load für Schwefel CL (S) und den Critical Load für Stickstoff CL(N) bestimmt wird.
Vereinfacht nach POSCH et al. (1995), weitere Erklärungen siehe dort.
4 Literatur
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