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Waldkalkung in der
Tschechischen Republik
Vápnění lesů
v České republice
Doz. Ing.
Vít Šrámek
, Ph.D.
Ing.
Radek Novotný
, Ph.D.
Dr. Ing.
Přemysl Fiala
Ing.
Kateřina Neudertová-Hellebrandová
, Ph.D.
Ing.
Dušan Reininger
, Ph.D.
Ing.
Tomáš Samek
, Ph.D.
Ing.
Tomáš Čihák
Ing.
Věra Fadrhonsová
Übersetzung aus dem Tschechischen
durch das Fremdspracheninstitut Dresden
im Auftrag des Staatsbetriebes Sachsenforst
(Juni 2016)

2
Inhaltsverzeichnis
Einleitung ................................................................................................................................ 3
1 Waldkalkung in der Tschechischen Republik - Ursachen und Geschichte .................. 4
1.1
Versauerung der Waldböden ..................................................................................... 4
1.2
Zustand der Waldböden in Tschechien .................................................................... 11
1.3
Geschichte der Waldkalkung in Tschechien............................................................. 20
1.4
Einfluss von Waldkalkungen auf Waldböden und Mineralstoffversorgung ............... 26
2 Methodik ............................................................................................................................ 31
2.1
Kontrolle der Kalkausbringung und des Kalkungserfolgs ......................................... 31
2.2
Entnahme von Bodenproben und Proben der Assimilationsorgane ......................... 34
2.3
Laboranalysen .......................................................................................................... 36
2.4
Statistische Auswertung ........................................................................................... 36
3 Waldkalkung im Westerzgebirge .................................................................................... 37
3.1
Geschichte der Waldkalkung im Westerzgebirge ..................................................... 38
3.2
Erfolg der Kalkungen im Westerzgebirge ................................................................. 40
4 Waldkalkung im Osterzgebirge ....................................................................................... 50
4.1
Geschichte der Waldkalkung im Osterzgebirge ....................................................... 52
4.2
Erfolg der Kalkungen im Osterzgebirge ................................................................... 53
5 Weitere seit dem Jahr 2000 gekalkte Waldgebiete ........................................................ 61
5.1
Adlergebirge ............................................................................................................. 62
5.2
Forstbezirk Plasy ...................................................................................................... 64
5.3
Isergebirge ............................................................................................................... 64
6 Perspektiven der Waldkalkung in Tschechien .............................................................. 68
Summary ............................................................................................................................ 70
Abkürzungsverzeichnis ....................................................................................................... 72
Literaturhinweise ................................................................................................................. 73

 
3
Einleitung
Die Kalkung von Wäldern hat in Mitteleuropa eine recht lange Tradition, die mindestens bis ins
neunzehnte Jahrhundert zurückreicht. Im Laufe dieser Zeit hat sich die Sicht auf chemische
Maßnahmen zur Verbesserung des Waldbodenzustandes gewandelt. Ebenso verändert haben sich
Ziele, Erforderlichkeit und Umfang der Eingriffe. Ihre größte Intensität erreichte die Kalkausbringung
Ende der 1970er/Anfang der 1980er Jahre, als die Gebirgsregionen im Norden unter enormen
Immissionsschäden zu leiden hatten. In den neunziger Jahren, als die Immissionsbelastung rasch
abnahm, verzichtete man darauf praktisch vollständig. Ein konzeptioneller Rahmen für Waldkalkungen
wurde erst wieder Anfang des neuen Jahrtausends eingeführt, als Fichtenwälder im Erzgebirge, im
Isergebirge und im Adlergebirge vergilbten. Man muss sich vor Augen halten, dass die tschechischen
Waldböden selbst auf ursprünglich günstigen Standorten noch immer durch einen niedrigen bis
kritischen Anteil basischer Kationen gekennzeichnet sind. Noch immer werden in großen Teilen
Tschechiens die Schwellenwerte für Säureeinträge (Critical Loads) überschritten und das
Ungleichgewicht zwischen der Versorgung mit Stickstoff auf der einen Seite und basischen
Nährelementen und Phosphor auf der anderen Seite nimmt weiter zu. Infolgedessen gibt es immer
mehr Standorte, an denen farbliche Veränderungen und Störungen im Gesundheitszustand der
Waldbestände zu beobachten sind, die durch einen Mangel an basischen Elementen - insbesondere
an Magnesium - hervorgerufen werden. Ernährungsungleichgewichte, Nährstoffmangel und der
Austrag von Nährstoffen aus den Waldökosystemen können in Verbindung mit der Nutzung von
Restholz für die Energiegewinnung sogar das langfristige Ziel der Erhöhung des Laubholzanteils in
den Wäldern gefährden.
In den ersten Kapiteln der vorliegenden Publikation werden die Geschichte der Waldkalkung, die
Gründe für deren Durchführung sowie die damit verfolgten Ziele beschrieben. Im zweiten Teil werden
Erhebungen der Bodeneigenschaften und des Ernährungszustands der Wälder ausgewertet, die an
den gekalkten Standorten und an Kontrollstandorten durchgeführt wurden, und es wird untersucht, ob
die Maßnahmen ihre Ziele erfüllt haben. Die Hauptmotivation des Autorenkollektivs bestand jedoch
darin, die verfügbaren Daten zu bündeln, um so dem Einsatz chemischer Meliorationsmaßnahmen
Vorschub zu leisten, welche in Kombination mit biologischen Maßnahmen bereits nach recht kurzer
Zeit eine Verbesserung des Waldbodenzustands bewirken können.
Wenngleich sowohl in Tschechien als auch im Ausland relativ gute Erfahrungen mit chemischen
Meliorationsmaßnahmen bzw. Waldkalkungen gemacht wurden, stoßen diese weder in Fachkreisen
noch in der breiten Öffentlichkeit auf uneingeschränkte Akzeptanz. Gleichzeitig wird immer
offensichtlicher, dass das Ziel eines gesunden Waldes, der seine ökonomischen, sozialen und
Umweltfunktionen erfüllt, ohne positive Beeinflussung der langfristig übersäuerten Böden zumindest
im Nutzwald nicht zu erreichen ist. Während man in der Landwirtschaft seit Jahrhunderten weiß, dass
der Mensch dem Boden das zurückgeben muss, was er ihm entnommen hat, steht der Forstwirtschaft
diese Debatte noch bevor. Die vorliegende Publikation soll als eine Diskussionsgrundlagen dienen.
Doz. RNDr. Bohumír Lomský, CSc.
Direktor des
Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.
(Forschungsinstitut für Forstwirtschaft und Jagdwesen,
öffentliche Forschungseinrichtung)

 
4
1 Waldkalkung in der Tschechischen
Republik - Ursachen und Geschichte
1.1 Versauerung der Waldböden
Das Gebiet der Tschechischen Republik besteht zu einem Drittel aus Wald. Wäldern kommt gleich
aus mehreren Gründen eine essentielle Bedeutung zu: sie bilden ein wichtiges Landschaftselement,
stellen wertvolle naturnahe Ökosysteme dar und besitzen nicht zuletzt wichtige wirtschaftliche und
soziale Funktionen. In der tschechischen Forstwirtschaft sind allein in Forstberufen an die 14 000
Menschen beschäftigt (MZe 2013). Der Zustand der Wälder wird sowohl von deren Eigentümern, den
Forstwirten als auch der breiten Öffentlichkeit genauestens beobachtet und wahrgenommen.
Der Boden stellt einen zentralen Bestandteil des Ökosystems Wald dar. Dennoch wird seine
Bedeutung bisweilen unterschätzt. Boden und Klima sind die beiden wichtigsten Einflussgrößen, wenn
es um die Entwicklung von Waldgesellschaften an bestimmten Standorten, ihre
Wachstumseigenschaften, ihre Vitalität und ihre Fähigkeit zur Überwindung störender Einflüsse geht.
Das Studium der Waldböden bildet die Grundlage der Forsttypologie
(PLÍVA und ŽLÁBEK 1986). In
einem Waldökosystem ist die biologische Komponente (hauptsächlich Flora, sekundär aber auch
Fauna) und im weiteren Sinne auch die Atmosphäre eng mit dem Boden verbunden. Jegliche
Veränderung in einer der drei Komponenten zieht Veränderungen im Gesamtsystem nach sich
(FISCHER und BINKLEY 2000). Veränderungen in der Zusammensetzung der Vegetation -
insbesondere in der Strauch- und Baumschicht - hinterlassen unmittelbare Folgen, ganz gleich, ob
diese Veränderungen durch den Menschen (z.B. durch die Holzernte), durch biotische Faktoren (z.B.
durch das Absterben von Bäumen nach Schädlingsbefall) oder durch extreme Wetterschwankungen
(z.B. durch Windbruch, durch das Vertrocknen von Anpflanzungen aufgrund von
Niederschlagsmangel) verursacht wurden. Voller Spannung wird erwartet, welche Risiken der
Klimawandel, der sich aller Wahrscheinlichkeit nach bereits jetzt durch ein vermehrtes Auftreten von
Extremwetterlagen wie etwa Trockenheitsperioden oder Starkregen (MINDÁŠ und ŠKVARENINA
2003, PRETEL 2011) bemerkbar macht, für unsere Wälder mit sich bringt. Neben diesen
offensichtlichen Ereignissen laufen in den Ökosystemen auch langsamere, weniger spürbare
Prozesse ab, die die ursprünglichen Eigenschaften der Waldökosysteme dauerhaft verändern können.
Ein typisches Beispiel hierfür sind Veränderungen in den chemischen und physikalischen
Bodeneigenschaften. Der Waldboden wird oftmals als stabil und unveränderlich wahrgenommen.
Unter anderem ist dies darauf zurückzuführen, dass die Forstwirtschaft traditionell auf dem Prinzip der
Nachhaltigkeit basiert. Im Gegensatz zur Landwirtschaft geht man nämlich bei der Forstwirtschaft
nicht von einem signifikanten Nährstoffentzug aus, der z.B. durch Düngen kompensiert werden sollte.
Tatsächlich können Veränderungen des Bodenzustands durch unterschiedliche Faktoren jedoch viel
rascher verursacht werden, als man normalerweise denkt.
Der stark beeinträchtigte Gesundheitszustand der Wälder in Tschechien und Mitteleuropa ist im
Allgemeinen auf die massive Immissionsbelastung zurückzuführen, die in den 1970er und 1980er
Jahren ihren Höhepunkt fand. Die schlimmsten Waldschäden waren damals im Erzgebirge zu
beobachten, wo Wälder auf nahezu 40 000 Hektar abstarben (KUBELKA 1992, ŠRÁMEK et al.
2008a). Doch auch das Isergebirge, das Adlergebirge, das Gesenke, die Mährisch-Schlesischen
Beskiden und weitere Gebirge litten erheblich unter den Immissionen. Insgesamt wurden mehr als
100 000 ha Wald stark geschädigt oder starben ab. Hauptursache dieser akuten Waldschäden waren
die hohen Schwefeldioxidkonzentrationen, die insbesondere durch die Verbrennung minderwertiger
Braunkohle entstanden (LOMSKÝ und PFANZ 2002). Die Produktion dieses Schadstoffes nahm im
Bei der Forsttypologie handelt es sich um eine forstwissenschaftliche Disziplin, in deren Mittelpunkt die Untersuchung von Waldhabitaten sowie deren Klassifizierung
und Typisierung steht. Sie ermöglicht die Planung und Durchführung angemessener forstwirtschaftlicher Maßnahmen unter der Berücksichtigung ökologischer
Gesichtspunkte.

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5
Laufe der 1990er Jahre deutlich ab (HŮNOVÁ et al. 2004), sodass der Holzeinschlag infolge
schadstoffbedingter Waldschäden (Abb. 1.3) zurückging und sich der Gesundheitszustand der Wälder
in den am stärksten betroffenen Gebieten allmählich wieder verbessern konnte.
Schaut man sich jedoch die Durchschnittswerte für die Tschechische Republik an, so lässt sich nicht
von einer deutlichen Verbesserung des Waldzustands ausgehen. Im Rahmen des internationalen
Programms für Waldzustandsmonitoring ICP Forests wurde vielmehr im Laufe des letzten Jahrzehnts
des zwanzigsten Jahrhunderts eine recht deutliche Zunahme des Nadelverlusts bei Nadelhölzern
festgestellt (FABIÁNEK et al. 2012), und auch heute kann der Zustand der Wälder nicht als
zufriedenstellend erachtet werden (UNECE 2011, 2012). Der direkte Eintrag von Schadstoffen in die
Waldbestände wurde nämlich von einem ernstzunehmenden aktuellen Problem abgelöst - der
Versauerung der Bodenschichten, die die Waldböden langfristig negativ beeinflusst (HRUŠKA und
CIENCALA 2002).
Abb. 1.1: Großflächiges Absterben der Gemeinen Fichte auf den Kämmen des Erzgebirges zur Zeit der größten
Immissionsbelastung
In den 1970er und 1980er Jahren kam es im Erzgebirge infolge hoher Schwefeldioxidkonzentrationen auf etwa 40 000 ha zu einem
flächendeckenden Waldsterben. Vielerorts wurde der Boden mit Bulldozern vorbereitet (rechts). Dabei wurden der Schlagabraum und
Teile der Humusschicht zu Streifen zusammengeschoben, zwischen denen anschließend neue Bäume gepflanzt wurden. Diese
Methode der Bodenvorbereitung ermöglichte den Einsatz schwerer Technik; die Humusdecke und die oberen Bodenschichten, in denen
die Schadstoffkonzentrationen am höchsten waren, konnten abgetragen werden. In der Folge erwies sich dieses Vorgehen jedoch als
ungeeignet, da ein wesentlicher Teil des Nährstoffvorrats von Gebirgsfichtenwäldern gerade in der Humusschicht gespeichert ist. Seit
etwa zehn Jahren werden die sog. „Wälle“ im Zuge des Umbaus der damals gepflanzten Ersatzbaumarten wieder aufgebrochen und
verteilt. (Foto: Archiv VÚLHM)
Versauerung ist ein Prozess, bei dem ein Ungleichgewicht zwischen sauren und basischen
Komponenten entsteht, die Konzentration von Wasserstoffionen steigt und der Boden reagiert
zunehmend sauer. Bis zu einem gewissen Grad ist Versauerung in Waldökosystemen ein natürlicher
Vorgang. Durch Zutun des Menschen hat sie jedoch in den letzten 200 Jahren deutlich zugenommen.
Am stärksten von ihr bedroht sind Gebiete, die aus geologischen, biologischen oder klimatischen
Gründen eine von Natur aus höhere Anfälligkeit aufweisen (KRUG und FRINK 1986).
Hauptverantwortlich für die Versauerung sind die gasförmigen Schadstoffe Schwefeldioxid und
Stickstoffdioxid. Diese schädigen den Waldboden insbesondere in Form von saurem Regen, welcher
einen hohen Gehalt an Schwefel (in Form von Sulfat-Ionen, SO
4
.
) und Stickstoff (in Form von Nitrat-
Ionen, NO
3
.
, und Ammonium-Ionen, NH
4+
) aufweist.

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6
Abb. 1.2: Letzte großflächige Schädigung durch Schwefeldioxid im Erzgebirge, 1996
Im Winter 1995/1996 kam es im Erzgebirge zur letzten großflächigen Fichtenwaldschädigung durch Schwefeldioxid. Die Produktion von
SO
2
war im Vergleich zu den 1970er und 1980er Jahren damals bereits deutlich zurückgefahren worden. Durch eine winterliche
Inversionswetterlage stieg die Schadstoffkonzentration jedoch auf regelrechte Extremwerte an. Die stündlichen SO
2
-Konzentrationen
lagen in manchen Fällen bei über 3 000
µ
g/m
3
. Im Frühling zeigten sich die Folgen der Schädigung dadurch, dass sich die jüngsten
Nadeljahrgänge rot färbten und die Nadeln anschließend abstarben und abfielen. Betroffen waren insbesondere die Bestandsränder,
und zwar auf einer Fläche von ung. 10 000 ha. Mit Ausnahme der am stärksten geschädigten Bereiche, in denen die Bäume abstarben,
konnten sich die Wälder in den Folgejahren allmählich regenerieren. (Foto: B. Lomský)
Diese Stoffe führen zu Veränderungen im Sorptionskomplex des Waldbodens, d.h. durch Einwirkung
von Wasserstoffionen werden basische Nährstoffe (Calcium, Magnesium und Kalium) aus den
Wurzeln der Pflanzen ausgewaschen und es kommt zur Freisetzung von Aluminium, das in hohen
Konzentrationen auf feine Pflanzenwurzeln toxisch wirken kann (ALEWELL et al. 2001).
Säureeinträge wirken jedoch nicht nur am Waldboden, sie können basische Kationen auch direkt aus
den Baumkronen auswaschen (MENGEL et al. 1987, KAUPENJOHANN 1989). Schwefeleinträge
hatten im 20. Jahrhundert einen entscheidenden Anteil an der Versauerung. Sie wurden
gleichmäßiger auf dem Gebiet der Tschechischen Republik verteilt als das Luftschadgas
Schwefeldioxid, da versauernde Stoffe in Niederschlägen über größere Entfernungen verteilt werden
als Gase. Auch bei den Schwefeleinträgen war in den 1990er Jahren ein Rückgang zu verzeichnen,
wenn auch nicht ein so starker wie bei der Schwefeldioxidproduktion (Abb. 1.4). Einen wesentlichen
Anteil an der Versauerung haben auch die Stickstoffeinträge, die in den letzten zwanzig Jahren
weniger deutlich zurückgegangen sind als die Schwefeleinträge (Abb. 1.5). Stickstoff wäscht nicht nur
basische Kationen aus, er spielt im Unterschied zu Schwefel auch eine wichtige Rolle für die
Nährstoffversorgung der Pflanzen und ist eines der wichtigsten biogenen Elemente. Ist Stickstoff in
verwertbarer Form vermehrt verfügbar (Eutrophierung), kann dies zu schnellerem Wachstum und
somit zu einer erhöhten Aufnahme basischer Kationen durch die Pflanzenwurzeln führen, wodurch die
Prozesse der natürlichen Versauerung beschleunigt werden. Zu diesen Prozessen gehören die
Abgabe von Wasserstoff-Ionen in den Waldboden beim Abbau organischer Substanz, die
Ausscheidung von Wasserstoff-Ionen durch die Baumwurzeln bei der Aufnahme basischer Nährstoffe
sowie Reaktionen bei Änderungen der Stickstoffformen im Boden (ULRICH et al. 1989, KHANNA und
ULRICH 1985). Ein erhöhter Biomassezuwachs bedeutet gleichzeitig höhere Ansprüche was die
Versorgung der Pflanzen mit weiteren Nährstoffen angeht, und er kann oftmals ein Ungleichgewicht in
der Baumernährung hervorrufen (TOMLINSON 2003).

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7
Exhalační těžby
Holzeinschlag infolge schadstoffbedingter Waldschäden
produkce
Produktion
Exhalační těžby [m
3
.10
3
]
Holzeinschlag infolge schadstoffbedingter Waldschäden [m
3
.10
3
]
Produkce SO2 [t.10
3
]
Schwefeldioxidproduktion [t.10
3
]
Abb. 1.3: Entwicklung der Schwefeldioxidproduktion und des Holzeinschlags infolge schadstoffbedingter
Waldschäden in Nordwestböhmen
In den 1970er und 1980er Jahren erreichten die Schwefeldioxidemissionen und die damit verbundene Immissionsbelastung ihren
Höhepunkt. An den Säulen ist erkennbar, wie der Holzeinschlag infolge schadstoffbedingter Waldschäden allmählich zunahm, während
er bereits ab Anfang der 1980er Jahre wieder sank. Der Rückgang bedeutet jedoch nicht, dass die Schädigungen bereits in dieser Zeit
wieder abnahmen. Vielmehr ist er allein dadurch bedingt, dass in dieser Zeit ein Großteil der ausgewachsenen Bäume im Kammbereich
des Erzgebirges bereits abgeholzt war und das Absterben der jüngeren und neu gepflanzten Bäume in dem Diagramm, das den
Holzeinschlag in Kubikmetern darstellt, nicht in Erscheinung tritt. (Quelle: VÚLHM)
Das Maß, in dem Waldökosysteme durch Säureeinträge beeinträchtigt werden, hängt von ihrer
Pufferkapazität ab (KRUG und FRINK 1986). Versauernd wirkende Einträge haben einen viel
größeren Einfluss auf Wälder, die auf armen, sauren Böden in Gegenden mit kaltem Klima wachsen
als auf Wälder auf basenreichen Standorten. Deshalb werden für die Bewertung des mit versauernden
Einträgen einhergehenden Risikos sog. Belastungsgrenzen (Critical Loads) herangezogen, die sowohl
den Umfang der Einträge selbst berücksichtigen als auch die Fähigkeit der Ökosysteme, Einträge
versauernder Stoffe auszugleichen (NILSSON und GRENNFELT 1998, DE VRIES et al. 2000). Der
„Critical Load“ wird definiert als die höchste Deposition von belastenden Stoffen, welche keine
chemischen Veränderungen bewirken, die zu einer langfristig schädlichen Beeinträchtigung der
Struktur von Ökosystemen und deren Funktionen führen (SKOŘEPOVÁ 2007). Während die
Belastungsgrenze für die Schwefeldeposition gegenwärtig nur auf einem kleinen Teil des Gebiets der
Tschechischen Republik überschritten wird, beeinträchtigt die Stickstoffdeposition das Bodenmilieu
der Waldökosysteme nach wie vor in bedeutendem Maße (Abb. 1.6).

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8
Moldava - volná plocha
Moldava - Offene Fläche
Moldava - lesní porost
Moldava - Waldbestand
Želivka - volná plocha
Želivka - Offene Fläche
Želivka - lesní porost
Želivka - Waldbestand
Depozice síry [kg.ha
-1
.rok
-1
]
Schwefeldeposition [kg/ha/Jahr]
Abb. 1.4: Entwicklung der Schwefeldeposition auf den Flächen Moldava und Želivka
Die Fläche Moldava liegt im stark immissionsbelasteten Erzgebirge, die Fläche Želivka hingegen im relativ gering belasteten
Mittelböhmischen Hügelland. Das Diagramm zeigt, dass die Schwefeldeposition in Wäldern viel höher ist als im Offenland. In Moldava
lag die Schwefeldeposition im Offenland in den Jahren 1978-1980 zwischen 22 und 38 kg pro Hektar und Jahr. Unter ausgewachsenen
Fichten lag sie hingegen zwischen 101 und 189 kg (die rote Kurve reicht über die Grenzen des Diagramms hinaus, deshalb werden die
für den Wald geltenden Depositionswerte mit roten Zahlen oberhalb des Diagramms dargestellt). Nachdem der ausgewachsene
Fichtenwald gefällt wurde und nach und nach durch junge Ebereschen ersetzt worden war, sank die Deposition im Bestand erheblich.
Sie war zwar immer noch höher als auf der offenen Fläche, gleichzeitig jedoch viel niedriger als im Fichtenbestand des weniger stark
belasteten Gebiets Želivka. Da die Verschmutzung insgesamt abnahm, verringerte sich auch der Unterschied zwischen der Deposition
im Waldbestand und der Deposition auf der offenen Fläche. (Quelle: VÚLHM)
Moldava - volná plocha
Moldava - Offene Fläche
Moldava - lesní porost
Moldava - Waldbestand
Želivka - volná plocha
Želivka - Offene Fläche
Želivka - lesní porost
Želivka - Waldbestand
Depozice dusíku [kg.ha
-1
.rok
-1
]
Stickstoffdeposition [kg/ha/Jahr]
Abb. 1.5: Entwicklung der Stickstoffdeposition auf den Flächen Moldava und Želivka
Die Fläche Moldava liegt im stark immissionsbelasteten Erzgebirge, die Fläche Želivka hingegen im relativ gering belasteten
Mittelböhmischen Hügelland. Das Diagramm zeigt, dass der Unterschied zwischen dem stärker und dem weniger stark belasteten
Gebiet bei Stickstoff weitaus weniger ausgeprägt ist. Selbiges gilt für den Rückgang der Deposition in den 1990er Jahren. Die
Deposition ist im Bestand in der Regel höher als auf der offenen Fläche, jedoch fällt dieser Unterschied wesentlich geringer aus als bei
der Schwefeldeposition. (Quelle: VÚLHM)

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9
(kg N ha
-1
rok
-1
)
(kg N/ha/Jahr)
(mol H
+
ha
-1
rok
-1
)
(mol H
+
/ha/Jahr)
nepřekročeno
keine Überschreitung
bez lesního pokryvu
keine Waldbedeckung
Abb. 1.6: Überschreitung der Belastungsgrenze für Stickstoff auf dem Gebiet der Tschechischen Republik
Lediglich die grün dargestellten Flächen sind nicht langfristig durch erhöhte Stickstoffeinträge bedroht. In den meisten Teilen der
Republik übersteigt die N-Deposition das Puffervermögen der Ökosysteme um bis zu 7 kg/ha/Jahr, in vielen Teilen sogar um 7-14
kg/ha/Jahr. (Quelle: VÚLHM, Ekotoxa, ČHMÚ, ČGS)
Der Versauerungsgrad wird jedoch nicht nur durch Luftschadstoffe bestimmt, sondern auch durch die
Art der forstlichen Bewirtschaftung. Ein wichtiger Faktor ist bspw. die Baumartenzusammensetzung
(AUGUSTO et al. 2002). Immergrüne Nadelbäume wie Fichte oder Kiefer fangen in ihren Kronen
größere Gesamtfrachten versauernder Stoffe auf als das Offenland oder Laubwälder. Somit tragen sie
auch zu einer höheren Belastung der Waldböden bei (BERGER et al. 2008). In der Humusschicht von
Nadelwäldern werden organische Stoffe nicht vollständig abgebaut, was eine weitere Ursache
erhöhter Acidität ist (MATZNER und ULRICH 1983). Der Einfluss des Baumartengefüges ist jedoch in
der Regel auf die oberflächlichen Waldbodenschichten beschränkt und kann an sich keine
Schädigung der Waldbestände bewirken (AUGUSTO et al. 2002). Neben dem Aufbau des
Waldbestandes tragen auch Ernteentnahmen zur Versauerung bei. Sie entziehen dem Ökosystem
Nährstoffe, die langfristig durch die Verwitterung von Mineralen im Waldboden ersetzt werden
müssen. Problematisch sind intensive Bewirtschaftungsverfahren. Bereits in relativ alten
wissenschaftlichen Arbeiten wird darauf hingewiesen, dass der Vorrat an basischen Kationen durch
die sog. Vollbaumnutzung, bei der ganze Bäume samt Ästen und Blättern aus dem Wald entnommen
werden, aufgebraucht werden kann (KREUTZER 1979, KRAPFENBAUER und BUCHLEITNER 1981,
BUBLINEC und ILAVSKÝ 1990). Derart intensive Bewirtschaftungsweisen - so auch die energetische
Restholznutzung oder der Anbau schnellwachsender Baumarten - dürfen nur zum Einsatz kommen,
wenn der Nährstoffvorrat durch die Ausbringung von Material zur Bodenverbesserung (etwa
Holzasche) wieder aufgefüllt wird (OLSSON et al. 1996). Auch mit der in der Vergangenheit
verbreiteten Streunutzung gingen große Verluste an basischen Nährstoffen einher. HOFFMEISTER et
al. (2008) gehen davon aus, dass ein Teil der Waldböden im 19. Jahrhundert durch Streunutzung im
selben Maße verarmte wie im 20. Jahrhundert durch Luftverschmutzung. In den Vereinigten Staaten

10
machen z.B. HUNTINGTON et al. (2000) auf Calciumverluste aufmerksam, indem sie belegen, dass
dem Wald in der Region Piedmont im Südosten der USA durchschnittlich 12,3 kg Ca/ha/Jahr durch
Bäume entzogen werden, 2,71 kg/ha/Jahr mit dem Oberflächenwasser abfließen, 2,24 kg/ha/Jahr
durch atmosphärische Deposition eingetragen werden und lediglich 0,12 kg/ha/Jahr durch
Verwitterung hinzukommen. In Mitteleuropa, wo die Waldböden seit langem unter dem Einfluss der
atmosphärischen Deposition versauernder Stoffe stehen, erscheint die Frage, wie sich die
Forstwirtschaft im Hinblick auf die Nährstoffbilanz nachhaltig gestalten lässt, auch bei traditionellen
Bewirtschaftungsmethoden als legitim.

 
11
1.2 Zustand der Waldböden in Tschechien
Nach dem taxonomischen Bodenklassifikationssystem der Tschechischen Republik (NĚMEČEK et al.
2001) werden anhand von diagnostischen Horizonten
und weiteren Merkmalen 22 Bodentypen
unterschieden, die in zwölf Bezugsklassen zusammengefasst sind (KOZÁK 2009). Der bei den
Waldböden überwiegende Bodentyp ist die Waldbraunerde (
Anm. d. Übers.:
nach der tschechischen
Einteilung eine Unterkategorie der Braunerde), die auf ca. zwei Dritteln des Gebiets der
Tschechischen Republik (67,3 %) vorhanden ist. Waldbraunerden bieten relativ günstige
Wachstumsbedingungen und sind für die meisten Wälder in mittleren Lagen typisch. Recht häufig
vertreten sind die jahreszeitlich von Staunässe geprägten Pseudogleye (8,5 %) und in höheren und
Berglagen ärmere und von Natur aus saure Semipodsole (6,3 %) und Podsole (4,9 %) (ÙHÚL, 2007).
Die systematische Erfassung der Bodeneigenschaften erweist sich in mehrerlei Hinsicht als
kompliziert. Wenngleich reihenweise Daten zu den Eigenschaften der Waldböden in Tschechien
existieren, beziehen sich diese größtenteils auf eine bestimmte Fläche, eine Region oder ein Gebiet.
Die Auswertung historischer Daten und die gemeinsame Verarbeitung unterschiedlicher Arten von
Untersuchungen gestaltet sich oft schwierig, da bei der Entnahme und Analyse von Bodenproben
verschiedene Methoden angewendet wurden. Die meisten Analyseverfahren haben in den letzten
fünfzig Jahren eine rasante Entwicklung durchgemacht und auch heute werden unterschiedliche
chemische Methoden verwendet, die nicht immer vergleichbar sind (z.B. ZÁHORNADSKÁ 2002). Eine
weitere Schwierigkeit besteht darin, dass chemische Analysen bei flächendeckenden Erhebungen mit
hohen finanziellen Kosten verbunden sind. Sehr oft werden deshalb nur ausgewählte Parameter der
oberen Bodenschichten bestimmt. Wichtige Informationsquellen für die Erforschung der Eigenschaften
von Waldböden sind u.a.:
Die Typologische Erhebung des
Ústav pro hospodářskou úpravu lesů
(Institut für Forsteinrichtung,
ÚHÚL). Die hieraus zur Verfügung stehenden Daten wurden seit den 1960er Jahren gesammelt.
Die Beschreibung der Böden und die Probennahme erfolgt nach den im Laufe der Bodengenese
entstandenen Bodenhorizonten. Nicht für alle Gebiete sind Ergebnisse verfügbar, und die
Erhebung ist räumlich nicht homogen. Die im Rahmen der Erhebung gesammelten historischen
Daten wurden bspw. in Bezug auf das Isergebirge für eine Publikation von SLODIČÁK (2005)
herangezogen. Für das Erzgebirge hingegen war es unmöglich, ältere Untersuchungsergebnisse
ausfindig zu machen. Die in älteren Untersuchungen verwendeten Methoden der Probenanalyse
kommen heute meist nicht mehr zum Einsatz.
Die Bodenzustandserhebung auf sog. Dauerversuchsflächen. Die Flächen werden vom ÚHÚL
verwaltet. Die Analysen werden derzeit vom
Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský
(Zentrales landwirtschaftliches Kontroll- und Prüfinstitut, ÚKZÚZ) durchgeführt.
Die Bodenzustandserhebung im Rahmen der Nationalen Waldinventur. Sie erfolgte auf einem
Raster von 2 x 2 km (ÚHÚL 2007) und lieferte das dichteste Datennetz. Bei der Inventur wurden
Profilgruben angelegt und Bodentypen und Humusformen bestimmt. Chemisch analysiert wurde
lediglich die oberste Mineralbodenschicht bis 10 cm Tiefe. Für die Herstellung der Extrakte zur
Bestimmung der verfügbaren Nährstoffe wurde mit 1 %-iger Zitronensäure gearbeitet.
Die Bodenzustandserhebung in den einzelnen natürlichen Waldgebieten. Sie wird auf der
Grundlage des Düngemittelgesetzes vom ÚKZÚZ durchgeführt. Es werden Proben des
organischen Auflagehorizonts und von zwei Mineralbodenschichten bis in ca. 40 cm Tiefe
entnommen. Für die Ermittlung des verfügbaren Nährstoffgehalts wird die Mehlich-3-Extraktion
verwendet. Der Gesamtnährstoffgehalt wird in einer Salpetersäure-Extraktionslösung bestimmt.
Eine ähnliche Erhebung führt das ÚKZÚZ auch an Standorten mit genetisch wertvollen
Ein Bodenhorizont ist eine Bodenschicht von unterschiedlicher Mächtigkeit, die durch Bodenbildungsprozesse unter bestimmten Entwicklungsbedingungen entstanden
ist. Ein Bodenhorizont kann anhand seiner physikalischen und chemischen Eigenschaften, seiner Farbe, seiner Struktur und weiterer morphologischer Merkmale von
anderen Horizonten unterschieden werden. Alle Bodenhorizonte zusammen bilden das Bodenprofil. Die Haupthorizonte werden mit großen Buchstaben benannt, kleine
Buchstaben stehen für die sog. Subhorizonte.

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12
Waldbaumarten durch. Die Ergebnisse dieser Erhebung werden in Berichten veröffentlicht (z.B.
FIALA et al. 2000, 2004), die auf der Website des ÚKZÚZ Brno abrufbar sind. Die im Zeitraum
1996-2011 gesammelten Erkenntnisse wurden in einer Publikation von Fiala et al. (2013)
zusammengefasst.
Die Bodenzustandserhebung im Rahmen der Vorbereitung von Bodenschutzkalkungen. Sie wird in
von Versauerung betroffenen Gebieten vom ÚKZÚZ und vom
Výzkumný ústav lesního
hospodářství a myslivosti, v.v.i.
(öffentliches Forschungsinstitut für Forstwirtschaft und Jagdwesen,
VÚLHM) durchgeführt. Die Probenahmen erfolgen auf die gleiche Weise wie bei den Erhebungen
des ÚKZÚZ, das VÚLHM verwendet jedoch andere Analysemethoden. Die Bestimmung der
pflanzenverfügbaren Elemente erfolgt beim VÚLHM durch die Extraktion mit Ammoniumchlorid, der
Gesamtgehalt (pseudototale Gehalt) an Elementen wird durch die Extraktion mit Königswasser
bestimmt (z.B. ŠRÁMEK et al. 2012). Auf die Ergebnisse dieser Erhebungen wird in Kapitel 2
eingegangen.
Die Bodenzustandserhebung im Rahmen der internationalen Waldzustandsbeobachtung. Sie wird
vom VÚLHM im Rahmen des Kooperationsprogramms ICP Forests durchgeführt (FABIÁNEK
2004, (ŠRÁMEK et al. 2011). Die Ergebnisse dieses Programms werden im Folgenden vorgestellt.
Als Beispiel für eine besondere Erhebung sei die Untersuchung zur Kontaminierung der
Waldböden mit bodenbelastenden Stoffen genannt, die im Rahmen des Projekts KOLEP
(Methoden zur Bewertung der Waldbodenbelastung mit Risikostoffen und Identifikation der mit
einer Kontamination der Waldböden einhergehenden ökologischen Risiken) auf 125 Flächen in der
Tschechischen Republik durchgeführt wird (ROTTER et al. 2013).
Abb. 1.7: Die wichtigsten diagnostischen Horizonte von Waldböden: O - Organischer Auflagehorizont; A -
mineralischer Oberboden mit Anreicherung von organischer Bodensubstanz; B - mineralischer
Unterboden; B/IIC - Übergang zum bodenbildenden Substrat

13
Das internationale Programm zur Waldzustandsbeobachtung, ICP Forests, stellt Informationen über
Bodeneigenschaften aus einem Raster bereit, das sich über die gesamte Tschechische Republik
erstreckt. Die Analysen umfassen auch tiefere Bodenschichten bis in eine Tiefe von mindestens 80
cm. Die erste große Bodenzustandserhebung auf den Beobachtungsflächen wurde im Jahr 1995
durchgeführt (FABIÁNEK 2004). Die zweite Erhebung und Analyse der Waldböden in der
Tschechischen Republik erfolgte in den Jahren 2005-2008 auf 146 Flächen und fand im Rahmen des
EU-Projekts BioSoil statt (ŠRÁMEK et al. 2008b) statt. Wie der Name des Projekts vermuten lässt,
wurden auf den jeweiligen Beobachtungsflächen neben den Bodeneigenschaften auch ausgewählte
Biodiversitätsparameter untersucht. Die europaweiten Ergebnisse des bodenkundlichen Teils wurden
in dem Bericht von DE VOS und COOLS (2011) grundlegend analysiert. Für die Tschechische
Republik ergab die Untersuchung relativ saure Böden, die häufig unter einem Mangel an basischen
Nährstoffen leiden (Tab. 1.1).
Die Mehrheit der Waldböden in Tschechien ist stark bis mäßig sauer. Ihrem pH (H
2
O)-Wert nach
gehören nahezu drei Viertel aller entnommenen Proben des Auflagehumus (73 %) und praktisch
derselbe Anteil der Proben der oberen Mineralhorizonte bis in 20 cm Tiefe in den stark sauren Bereich
(3,5-4,5). Diese oberen Bodenschichten sind der langfristigen Versauerung durch sauren Regen am
stärksten ausgesetzt. Gleichzeitig stellen sie in Fichtenwäldern den wichtigsten
Durchwurzelungsbereich dar. Im tiefer gelegenen Mineralboden (20-40 cm) machen die stark sauren
Böden 40 % aus, mit ebenfalls 40 % sind mäßig saure Böden (ph (H
2
O)-Wert von 4,5-5,5) vertreten.
In 40-80 cm Tiefe sind 23 % der entnommenen Bodenproben stark und 43 % mäßig sauer. Beim Blick
auf die Säurebelastung der oberen Waldbodenschichten (Abb. 1.8) fällt auf, dass nicht nur die für
gewöhnlich als klassische Immissionsstandorte geltenden Grenzgebirge deutlich versauert sind.
Vielmehr lässt sich sogar behaupten, dass stark saure Böden auf dem Gebiet der Tschechischen
Republik - mit Ausnahme von Südmähren - absolut überwiegen. Für die Vitalität der Bäume
ausschlaggebend sind allerdings die im Waldboden vorhandenen Gehalte an Nährelementen und ggf.
an bodenbelastenden Stoffen.
Stickstoff ist ein Hauptnährstoff und eines der wichtigsten makrobiogenen Elemente. Im Gegensatz zu
den übrigen Nährelementen ist Stickstoff jedoch im Gestein nicht vorhanden und wird von den
Pflanzen praktisch ausschließlich in Form von Nitraten oder Ammonium-Ionen aufgenommen, die
durch den Abbau organischen Materials, durch atmosphärische Deposition oder mikrobielle Fixierung
in die Bodenlösung gelangen (GALLOWAY 1998). Aufgrund dieser Besonderheiten des
Stickstoffkreislaufs ist es nicht einfach, den Stickstoffgehalt von Waldböden mithilfe von chemischen
Analysen zu ermitteln. Für eine gründliche Beurteilung der Stickstoffernährung sind weitere
Informationen nötig - etwa zum Stickstoffvorrat in den Assimilationsorganen und der Biomasse des
Bestands, zum Verlauf der Ammonifikation und der Nitrifikation im Boden sowie zur chemischen
Zusammensetzung der Bodenlösung (SCHULZE 2000). Zur Bewertung der Stickstoffsituation im
Ökosystem kann die Stickstoffgesamtmenge (Stickstoffvorrat) im Auflageboden herangezogen
werden. Die Stickstoffverfügbarkeit wiederum lässt sich mit dem C/N-Verhältnis beschreiben.
Besondere Aufmerksamkeit wird einer möglichen Eutrophierung des Bodenwassers im Falle einer
Stickstoffsättigung der oberen Bodenschichten gewidmet.
Der durchschnittliche Stickstoffgehalt in der Humusschicht der Untersuchungsflächen lag bei 1,2
Tonnen pro Hektar. Auf ungefähr 65 % der Flächen betrug der Stickstoffgehalt in der Humusauflage
über 1 t/ha und auf 27 % der Flächen über 1,5 t/ha. Dies entspricht den Ergebnissen der vom ÚKZÚZ
durchgeführten Bodenzustandserhebung in natürlichen Waldgebieten, wonach der Stickstoffgehalt an
den meisten Standorten als hoch oder überdurchschnittlich hoch eingestuft wurde (FIALA et al. 2013).
Im Mineralboden nimmt der Stickstoffgehalt mit zunehmender Bodentiefe ab, was mit der geringer
werdenden Menge an organischer Substanz zusammenhängt.

14
Das C/N-Verhältnis wird in der Regel als Maßstab für die Humusqualität angesehen. Günstigere
Humusformen mit besserer Nährstoffdynamik (Mull
, Moder) besitzen ein engeres C/N-Verhältnis. Ein
optimales C/N-Verhältnis liegt bei 15-20. Andererseits wird das C/N-Verhältnis insbesondere in den
letzten 20 Jahren als Indikator für die Stickstoffsättigung herangezogen, mit dem sich das Risiko einer
Nitratauswaschung aus den Waldökosystemen anzeigen lässt. GUNDERSEN et al. (1998) zufolge
stehen C/N-Werte von <25 für eine hohe Stickstoffsättigung, bei der es zur Nitratfreisetzung in das
Grund- und Oberflächenwasser kommen kann. In Tschechien wurde allerdings auf 78 % der
untersuchten Flächen ein C/N-Wert von <25 festgestellt (Abb. 1.9). Das Maß, in dem ein Ökosystem
mit Stickstoff gesättigt ist, muss offenbar anhand von komplexeren Kriterien beurteilt werden (ABER
1992, DISE et al. 2009), und zwar im Optimalfall mit Kenntnis der chemischen Zusammensetzung der
Bodenlösung. Die Geschwindigkeit, bei der der Abbau organischer Substanz im organischen
Auflagehorizont (Humusschicht) mit einer Nitratfreisetzung einhergeht, hängt nämlich von einer
ganzen Reihe von Faktoren ab, unter anderem von den meteorologischen Bedingungen, dem
Verhältnis von Lignin und Hemicellulose sowie von der Verfügbarkeit weiterer für Mikroorganismen
lebensnotwendiger Stoffe, insbesondere von Phosphor (BERG, LASKOWSKI 2006).
Tab. 1.1:
Wichtigste chemische Bodeneigenschaften der Flächen des BioSoil-Programms nach einzelnen
untersuchten Schichten
medián
Median
25% kvantil
25%-Quantil
75% kvantil
75%-Quantil
FH
organischer Auflagehorizont
BS
Basensättigung des Sorptionskomplexes
In der Bodenkunde werden drei Humusformen unterschieden: die günstigste Humusform Mull mit einer Mächtigkeit von bis zu 2 cm und einer hohen biologischen
Aktivität, durch die organische Substanz schnell zersetzt wird; die Humusform Moder mit einer Mächtigkeit von bis zu 10 cm, in der sich ein Teil des halbhumifizierten
Materials ablagert; und die am wenigsten günstige Humusform Rohhumus mit einer Mächtigkeit von über 10 cm, bei der sich organisches Material aufgrund der geringen
biologischen Aktivität nur sehr langsam zersetzen kann. Die Mächtigkeit der Humusschicht kann bei der Bewertung der Humusformen natürlich nur orientierungshalber
verwendet werden.
FH
0-10 cm
10-20 cm
20-40 cm
40-80 cm
medián
4.27
4.20
4.39
4.56
4.77
25% kvantil
4.02
4.02
4.26
4.43
4.53
75% kvantil
4.54
4.45
4.58
4.82
5.14
medián
3.44
3.55
3.78
3.94
4.10
25% kvantil
3.15
3.37
3.64
3.82
3.93
75% kvantil
3.85
3.76
3.95
4.15
4.32
medián
1.41
0.18
0.10
0.06
0.04
25% kvantil
1.23
0.12
0.07
0.04
0.03
75% kvantil
1.65
0.27
0.14
0.10
0.07
medián
349
44
29
28
35
25% kvantil
270
31
20
18
18
75% kvantil
490
62
43
49
58
medián
1995
100
49
50
126
25% kvantil
1228
46
21
17
19
75% kvantil
3437
287
173
270
631
medián
234
24
14
14
29
25% kvantil
159
15
7
5
5
75% kvantil
370
48
37
55
136
medián
62
13
9
12
25
25% kvantil
52
8
6
6
8
75% kvantil
76
23
20
41
71
Ca
[mg.kg
-1
]
Mg
[mg.kg
-1
]
BS
[%]
pH(H
2
O)
pH(CaCl
2
)
N
tot
[%]
K
[mg.kg
-1
]

15
Auf keiner der elf Flächen, auf denen der Chemismus des Bodenwassers im Rahmen des
internationalen Programms für Waldzustandsmonitoring ICP Forests beobachtet wird, lag die
Nitratkonzentration unterhalb der Humusschicht in den Jahren 2006-2007 über einem Wert von
8 mg/l. Dies entspricht einer für Säuglinge geeigneten Trinkwasserqualität (Daten aus BOHÁČOVÁ et
al. 2009). Auch der Oberflächenabfluss aus den Waldökosystemen weist trotz der langanhaltenden,
hohen Immissionsbelastungen der Vergangenheit keine deutlicheren Nitratkonzentrationen auf
(LOCHMAN et al. 2008, BÍBA et al. 2007). OULEHLE et al. (2008) weisen nach, dass in den
Einzugsgebieten des in Tschechien durchgeführten Programms GEOMON 44-98 % des deponierten
Stickstoffs akkumuliert oder denitrifiziert werden und nicht in den Abfluss aus den Einzugsgebieten
gelangen. Der Stickstoffgehalt der Waldböden kann also als relativ hoch eingeschätzt werden, jedoch
ist der Grenzwert, an dem die Ökosysteme mit Stickstoff gesättigt sind, noch nicht erreicht.
Calcium gehört zu den bedeutendsten Kationen im Boden und ist gleichzeitig ein wichtiger Nährstoff.
Es wirkt sich unmittelbar auf entscheidende Parameter der Bodenfruchtbarkeit aus, wie etwa
Säuregrad (pH-Wert), Basensättigung des Sorptionskomplexes oder Verhältnis zwischen basischen
Kationen und Aluminium. Der Calciumgehalt ist von entscheidender Bedeutung für die Bodenstruktur
und -konsistenz. MAŘAN und KAŠ (1948) erachten „Kalk“ als wichtigsten Faktor für die
physikalischen Eigenschaften, die chemische Beschaffenheit und die Dynamik des Bodens. Durch
Calcium bleibt die krümelige bis klumpige Struktur des Bodens erhalten. Es erschwert dem kolloidalen
Bodenanteil die Bewegung, da sich ausgefällte Kolloide in einem unbeweglichen Gelzustand befinden.
Der Anbau von Kiefern- und Fichtenmonokulturen - etwa in der Gegend um Karlštejn und Plasy - wird
von MAŘAN und KAŠ (1948) mit einer Entkalkung der Böden in Verbindung gebracht.
Während Calcium in den Böden als wichtiger Bestandteil der Bodenlösung recht gut beweglich ist,
wird es im Pflanzengewebe überwiegend in den Zellwänden bzw. als nicht lösliche kristalline
Verbindung in den Vakuolen der Zellen (Calciumoxalat) eingelagert. Wenn es einmal in diese
Strukturen eingebaut wurde, kann Calcium in den Pflanzen praktisch nicht mehr transportiert werden,
und im Unterschied zu Kalium und Magnesium wird es auch nicht aus dem Pflanzengewebe
ausgewaschen. Dies führt dazu, dass Calciummangel in den mineralischen Bodenhorizonten der
Wälder sehr oft, in den Assimilationsorganen dagegen nur in ganz wenigen Ausnahmefällen, zu
beobachten ist.
Die im Rahmen von BioSoil durchgeführten Analysen haben ergeben, dass in den mineralischen
Bodenschichten der meisten Flächen ein leichter bis deutlicher Calciummangel besteht (Abb. 1.10).
Als Indikator für einen deutlichen Ca-Mangel gilt ein Wert von <140 mg/kg. Diesen Wert weisen 61 %
der aus der oberen mineralischen Bodenschicht (0-10 cm) entnommenen Proben, 71 % der aus 10-
20 cm Tiefe entnommenen Proben, 67 % der aus 20-40 cm Tiefe entnommenen Proben und 53 % der
aus tieferen Schichten (40-80 cm) entnommenen Proben auf. In der Humusauflage, die aus
organischem Material, d.h. aus mehr oder weniger zersetzten Blättern, Nadeln und Zweigen besteht,
sind sämtliche Nährelemente in weitaus höheren Mengen vorhanden als im Mineralboden.

image
image
16
silně kyselé
stark sauer
středně kyselé
mittel sauer
mírně kyselé
schwach sauer
neutrální
neutral
Abb. 1.8: pH (H
2
O)-Werte in den oberen 40 cm des Mineralbodens auf den BioSoil-Flächen in Tschechien
Abb. 1.9: C/N-Verhältnisse im organischen Auflagehorizont (Humusschicht) auf den BioSoil-Flächen in Tschechien

image
17
Die in den Waldböden festgestellte schwache Ca-Versorgung ist als ernst einzustufen, sie überrascht
jedoch nicht. Eine deutliche Unterversorgung mit diesem Nährelement wurde bereits in etlichen
regionalen und lokalen Studien dokumentiert. In ihrer Studie zum Erzgebirge belegen KULHAVÝ et al.
(2008), dass ein Drittel der aus dem durch Humus beeinflussten mineralischen Bodenhorizont A
entnommenen Proben und nahezu 70 % des Mineralbodens bis in 30 cm Tiefe sehr niedrige
Calciumgehalte aufweisen. SLODIČÁK et. al. (2005) konstatieren, dass der Versorgungsgrad des
Mineralbodens mit Calcium im Isergebirge sehr gering bis gering ist. In einer vom ÚKZÚZ an 64
Standorten im Forstbezirk Vyšší Brod durchgeführten Untersuchung (FIALA et al. 2004) wurde
festgestellt, dass der Ca-Gehalt an fast allen Entnahmestellen unter dem ein „normales“ Wachstum
sichernden Wert von 200 mg/kg lag. FIALA et al. (2003) weisen an 137 Entnahmestellen in der
Böhmisch-Mährischen Höhe einen Rückgang des verfügbaren Calciumgehalts von 340 mg/kg im Jahr
1994 auf 125 mg/kg im Jahr 2003 nach.
Kalium ist ein Nährelement, das in den Pflanzenkörpern vor allem in Form freier Ionen vorliegt und
deshalb leicht aus dem Pflanzengewebe ausgewaschen werden kann. Im Boden wird Kalium
hauptsächlich durch die Verwitterung des Ausgangsmaterials verfügbar, in welchem es selbst auf
sauren Böden meist in reichlichem Maße vorhanden ist.
< 50
kriticky nízký
kritisch
50 - 140
velmi nízký
sehr niedrig
140 - 350
nízký
niedrig
350 - 700
střední
mittel
700 - 1400
dobrý
gut
> 1400
velmi dobrý
sehr gut
Abb. 1.10: Verfügbare Ca-Gehalte in den oberen 40 cm des Mineralbodens (Angaben in mg/kg)
Die im Rahmen des Projekts BioSoil gewonnenen Erkenntnisse weisen darauf hin, dass Kalium in
Mineralböden nur in sehr geringen Mengen verfügbar ist (Abb. 1.11). Die Ergebnisse der einzelnen
Bodenhorizonte reichen von wenigen, mit den Analysemethoden kaum feststellbaren mg/kg bis zu
Höchstgehalten von 200-320 mg/kg. Wenn man einmal davon ausgeht, dass Kaliummangel ab einem
Wert von <30 mg/kg besteht, dann leiden etwa ein Viertel der aus der oberen Mineralschicht (0-10 cm
Tiefe), mehr als die Hälfte der aus 20-40 cm Tiefe und über 40 % der aus den tieferen
Bodenschichten (40-80 cm Tiefe) entnommenen Proben unter einem Mangel an diesem Nährelement.

image
18
Mittlere bis gute Kaliumgehalte (50 mg/kg und höher) weisen hingegen lediglich etwa 40 % der aus
dem oberen Mineralboden, etwa 20 % der aus 10-40 cm Tiefe und 30 % der aus tieferen
Bodenschichten entnommenen Proben auf.
Magnesium ist ein weiteres wichtiges basisches Nährelement. In den Pflanzen ist Magnesium zwar
weniger beweglich als Kalium, doch mobiler als Calcium. Es wurde schon oft der Nachweis erbracht,
dass Magnesiummangel als ernstzunehmende Ursache für das Verkümmern von Waldbeständen
erachtet werden kann (z.B. KANDLER et al. 1990, LOMSKÝ, ŠRÁMEK 2004). Eine mangelnde
Magnesiumversorgung kann bspw. bei Trockenheit oder Calciummangel in der Biomasse oder im
Oberflächenhumus zur Gefahr werden (SAMEC et al. 2007). Ähnlich wie Kalium ist auch Magnesium
für gewöhnlich selbst auf sauren Böden im Ausgangsmaterial vertreten.
In den untersuchten Mineralbodenproben waren auch die verfügbaren Magnesiumgehalte sehr niedrig
(Abb. 1.12). Sie reichten von kaum nachweisbaren Werten unter 1 mg/kg bis zu Höchstgehalten von
600-840 mg/kg. In 40-80 cm Tiefe wurden sogar 1.711 mg/kg
erreicht. Mehr als 40 % der aus dem
oberen Mineralboden (0-10 cm Tiefe) und aus den unteren Bodenschichten (40-80 cm Tiefe)
entnommenen Proben weise Werte unterhalb des für einen deutlichen Mg-Mangel stehenden
Grenzwerts (20 mg/kg) auf. Mittlere, gute und sehr gute Mg-Gehalte (von über 40 mg/kg) konnten
lediglich bei 30 % der aus Mineralböden in 0-10 cm und 20-40 cm Tiefe entnommenen Proben, nicht
ganz einem Viertel der Proben aus der oberen Bodenschicht (10-20 cm) und 46 % der Proben aus
dem unteren mineralischen Bodenhorizont (40-80 cm) festgestellt werden.
< 15
kriticky nízký
kritisch
15 - 30
velmi nízký
sehr niedrig
30 - 50
nízký
niedrig
50 - 100
střední
mittel
100 - 200
dobrý
gut
> 200
velmi dobrý
sehr gut
Abb. 1.11: Verfügbare K-Gehalte in den oberen 40 cm des Mineralbodens (Angaben in mg/kg)

image
19
Es lässt sich also die Aussage treffen, dass die in den Waldböden vorhandenen Hauptnährstoffvorräte
der langfristigen Säurebelastung Mitteleuropas entsprechen. Stickstoff ist als Säurebildner und
gleichzeitig Hauptnährelement in relativ hohen Gehalten vorhanden, wenngleich offenbar noch keine
Sättigung der Waldökosysteme mit diesem Element erreicht ist. Durch die vom erhöhten
Stickstoffangebot bewirkte positive Wachstumsreaktion der Bäume steigt der Bedarf an basischen
Elementen, die aus dem Boden aufgenommen werden. Diese sind jedoch in ihren verfügbaren
Formen nicht ausreichend vorhanden. Die niedrigen Ca-, K- und Mg-Gehalte in den Waldböden
schlagen sich nieder in einer geringen Basensättigung des Sorptionskomplexes, welche ein wichtiger
Faktor für die Bodenqualität und die Nährstoffversorgung der Bestände ist (ZIRLEWAGEN und
WILPERT 2004). Während im Falle von Magnesium und Kalium bei den meisten Böden die
Möglichkeit besteht, dass ihre Vorräte durch Verwitterung wieder aufgefüllt werden, weist bei Calcium
auch der im Boden vorhandene, durch die Extraktion mit Königswasser bestimmte Gesamtgehalt
(bzw. pseudototale Gehalt) sehr niedrige Werte auf. Niedrige Gehalte basischer Nährstoffe sind nicht
nur in den traditionell mit Luftschadstoffen belasteten Gebieten die Regel, sondern in den meisten
Teilen der Tschechischen Republik.
< 10
kriticky nízký
kritisch
10 - 20
velmi nízký
sehr niedrig
20 - 40
nízký
niedrig
40 - 90
střední
mittel
90 - 180
dobrý
gut
> 180
velmi dobrý
sehr gut
Abb. 1.12: Verfügbare Mg-Gehalte in den oberen 40 cm des Mineralbodens (Angaben in mg/kg)

 
20
1.3 Geschichte der Waldkalkung in Tschechien
Der Einsatz von Kalkdünger zur „Minderung des Ernterückgangs auf Feldern“, die unter
Schadstoffeinträgen aus einer nahe gelegenen Textilfabrik litten, wurde erstmals vermutlich bereits im
Jahre 1848 empfohlen (Nožička 1963 in PODRÁZSKÝ 1991a). Tatsächlich machte man in der
Forstwirtschaft jedoch erst ab Anfang des 20. Jahrhunderts von Waldkalkungen Gebrauch. 1938
schreibt Dr. Antonín Němec: „Die auf charakteristischen Symptomen beruhenden Erfahrungen der
Forstpraxis sowie die Ergebnisse von Studien zur Bodenzusammensetzung besagen, dass die
Waldböden einem allmählichen, mehr oder weniger intensiven Entkalkungsprozess unterliegen, da
Laubhölzer immer schwächer vertreten sind und nach und nach durch Nadelhölzer ersetzt werden“
(NĚMEC 1938). Gekalkt wurden damals vor allem arme Böden, etwa um die Zersetzung starker
Auflagehumusschichten in Kieferwäldern auf sandigen Böden zu beschleunigen (NĚMEC und
MAŘAN 1939, NĚMEC 1942) und um Fichtenbestände auf Ortsteinböden
(NĚMEC 1939) oder auf
Böden, die durch den Entzug organischer Substanz geschädigt waren (NĚMEC 1949), zu
revitalisieren. Die Eingriffe waren hauptsächlich auf hiebsreife Bestände gerichtet, die natürlich oder
künstlich verjüngt werden sollten. Außerdem wurden Kalkungen auch in Forstbaumschulen erprobt.
Die lokale Kalkausbringung zielte damals darauf ab, Calcium- bzw. Magnesiumvorräte aufzufüllen.
Insbesondere sollte jedoch die Acidität der Waldböden vermindert und die bodenbiologische Aktivität
in der Humusschicht angeregt werden. Neben Kalkungen wurde auch die Anwendung
unterschiedlicher basischer Gesteinsmehle getestet (NĚMEC 1956). Die bodenverbessernden Stoffe
wurden meist unmittelbar bei der Vorbereitung von Flächen für die Aufforstung in den Boden
eingearbeitet. 300-500 g fein gemahlener Dolomitkalk wurden in den Saatzellen mit Mineralboden und
Humus vermischt und sollten zur Freisetzung der in der organischen Substanz gebundenen
Nährstoffe führen. Kalkungsversuche zur Wachstumsverbesserung und Ertragssteigerung von
Waldbeständen blieben erfolglos, da sich entweder gar keine Wirkung einstellte oder diese nur von
kurzer Dauer war. Kalkung wurde als indirekte Düngung verstanden, deren Hauptziel in einer
umfassenden Beeinflussung der Bodeneigenschaften bestand. Die Düngung mit Kunstdüngern
hingegen zielte auf eine direkte Verbesserung des Nährstoffhaushalts und der
Wachstumsbedingungen von Waldbeständen ab (MATERNA 1963). Bereits damals wurden relativ
komplexe Kriterien festgelegt, mit denen die Auswahl geeigneter Standorte und Waldbestände
sichergestellt werden sollte. Laut MATERNA (1963) sollte die maximale Kalkdosis 8 Tonnen pro
Hektar nicht überschreiten. Gleichzeitig wurde eine wiederholte Ausbringung niedrigerer Dosierungen
von 2-2,5 Tonnen pro Hektar empfohlen.
Mit Beginn des Waldsterbens in den 1970er Jahren wurden Kalkungen als Mittel in Betracht gezogen,
um der Verschlechterung der Bodeneigenschaften und der dramatischen Versauerung der Waldböden
entgegenzuwirken (GUSSONE 1983, HÜTTL 1985, DEROME 1985). Die erste Kalkausbringung in
der rauchgeschädigten Erzgebirgsregion erfolgte bereits 1967 (KUBELKA 1988). Ab Mitte der 1970er
Jahre griff man häufiger auf Kalkungen zurück. In den Jahren 1978-1983 wurden im Erzgebirge
17.680 ha Wald gekalkt (KUBELKA 1992). Damals wurde Kalk hauptsächlich auf den durch
Rauchschäden entstandenen Kahlflächen und in den neu angelegten Ersatzpflanzungen ausgebracht.
Oft geschah dies im Zuge einer flächendeckenden Bodenvorbereitung (Abb. 1.1). Verwendet wurde
hauptsächlich pulverfein gemahlener Kalk, der mit von Traktoren getragenen Düngerstreuern und (auf
den von Bulldozern vorbereiteten Flächen) mit Tanklastwagen ausgebracht wurde. Ab 1984 wurden
Waldkalkungen noch flächendeckender eingesetzt. Von 1984-1991 wurden im Erzgebirge 44.400 ha
Wald gekalkt. Man begann mit dem Einsatz von Luftfahrzeugen (Helikopter und Starrflügler), die ein
schnelleres Arbeiten und zudem die Ausbringung sowohl über Jungwüchsen als auch Baumhölzern
ermöglichten (BOŠTÍK 1988). Für die aviotechnische Kalkapplikation, die auf etwa der Hälfte der
gekalkten Flächen zum Einsatz kam (KUBELKA 1992), wurde vor allem grob gemahlener Dolomitkalk
verwendet. Die Dosierung lag in der Regel zwischen 2 - 5 Tonnen Kalk pro Hektar. Die Eingriffe waren
Ortstein bezeichnet eine mit Eisen und ggf. Humus angereicherte Bodenschicht im Podsol, die aufgrund von chemischen Reaktionen und Feuchtigkeit in einer Tiefe
von 20-30 cm zu einer harten Bodenschicht verkittet wurde, welche von Wurzeln nicht durchdrungen werden kann und in der Regel auch wasserundurchlässig ist.
Bäumen steht somit für die Nährstoffgewinnung nur ein sehr geringer Teil des Bodenprofils zur Verfügung. (Vgl. Lesnický naučný
slovník,
MzE 1994)

21
allerdings nicht auf das Erzgebirge beschränkt - auch im Isergebirge, im Riesengebirge und im
Adlergebirge wurden ausgedehnte Waldflächen gekalkt. In den Beskiden wurden 1983 1.061 ha Wald
mit einer Dosierung von 3 t/ha gekalkt. Die Kalkung wurde in den Jahren 1985 und 1987 wiederholt,
insgesamt wurden also 9 t/ha ausgebracht (RAŠKA 1989, KLIMO, VAVŘÍČEK 1991). Alles in allem
wurden von 1975-1991 in der Tschechischen Republik über 80.000 ha Wald gekalkt (Tab. 1.2). Mitte
der 1980er Jahre fasste die tschechische Regierung einen Beschluss, mit dem für den 8.
Fünfjahresplan (1986-1990) die staatliche Aufgabe festgelegt wurde, in den Schadgebieten jährlich
durchschnittlich 100.000 Tonnen kalkhaltigen bzw. eventuell anderen Dünger auszubringen, was einer
jährlichen Fläche von ca. 30.000 ha entsprach (MATERNA und SKOBLÍK 1988). Ein solcher
Flächenumfang war, obwohl methodische Verfahren und Anweisungen für die Flächenauswahl
existierten, nicht machbar. Darüber hinaus erschienen Studien, die auf die mangelnde Effektivität der
Eingriffe, insbesondere der aviotechnischen Kalkung zur Bekämpfung der Bodenversauerung
(PEŘINA und PODRÁZSKÝ 1988) sowie auf das Risiko von Stickstoff- und Humusverlusten auf
älteren Kahlflächen hinwiesen (PODRÁZSKÝ 1989, 1990, 1991b). Diesen Studien zufolge war
größere Vorsicht bei der Auswahl der für bodenverbessernde Eingriffe geeigneten Standorte geboten.
Andere Autoren lieferten indessen Belege für die positiven Auswirkungen von Kalkungsmaßnahmen.
Sie machten darauf aufmerksam, dass eine gravierende Veränderung der Bodenreaktion nicht
wünschenswert sei und die erwähnten Verluste an organischer Substanz und Stickstoff nur bei hohen
Kalkdosierungen einträten (MATERNA und SKOBLÍK 1988, KLIMO und VAVŘÍČEK 1991). Zudem
wurde nachgewiesen, welch große Bedeutung die Bodenvegetation hat, die zwar die unmittelbare
Wirkung einer Kalkung abschwächt, die positiven Effekte jedoch auf mehrere Jahrzehnte ausdehnen
kann (LETTL 1992). Die Zeit intensiver Waldkalkungen endete jedenfalls gleich zu Beginn der 1990er
Jahre, als die Luftverschmutzung deutlich zurückging (s. Abb. 1.3) und sich die Ersatz- und
Zielbaumarten in den Immissionsschadgebieten allmählich zu erholen begannen.
Tab. 1.2: Umfang der in den Jahren 1975-1991 in der Tschechischen Republik gekalkten Flächen
Erzgebirge
62.080 ha
Isergebirge
8.000 ha
Riesengebirge
7.409 ha
Adlergebirge
2.800 ha
Beskiden
1.061 ha
Ein ähnlicher Rückgang war auch im benachbarten Sachsen zu beobachten, wo 1993 mit etwa 3 000
ha ein Tiefstand in puncto Waldkalkung erreicht wurde. Nach den enormen Immissionsschäden im
Jahr 1996 (s. Abb. 1.2) wuchs die Fläche der gekalkten Bestände wieder rasant an. 1996 wurden in
Sachsen an die 25 000 ha Wald gekalkt, in den Jahren 1997 und 1998 waren es über 30 000 ha. In
Summe wurden in Sachsen in den Jahren 1991-2001 ca. 183 000 ha Wald gekalkt. In Tschechien
begann man erst Ende der 1990er Jahre wieder, Kalk in größerem Maße zu applizieren (BADALÍK
2006). 1999 traten im Westerzgebirge Vergilbungen ausgedehnter Fichtenbestände auf. Als
Hauptursache wurde starker Magnesiummangel auf armen, langfristig unter der Einwirkung
anthropogener Säureeinträge stehenden Böden ausgemacht (BALEK et al. 2001, LOMSKÝ und
ŠRÁMEK 2004) (Abb. 1.13). Ein ähnlicher Schadenstyp wurde auch im Adlergebirge diagnostiziert
(ŠRÁMEK et al. 2000). Die Regierung der Tschechischen Republik reagierte im Mai 2000 auf den sich
verschlechternden Gesundheitszustand dieser Gebiete, indem sie dem Landwirtschaftsministerium
mit ihrem Beschluss 532/2000 die Aufgabe erteilte, in den Jahren 2000-2004 die Kalkung und
Düngung der Wälder des Erzgebirges und des Adlergebirges sicherzustellen. Die am stärksten
geschädigten Standorte wurden in den Jahren 1999-2001 mit Magnesium- und Flüssigdünger
gedüngt, um eine schnelle Versorgung mit basischen Nährelementen zu gewährleisten (ŠEBKOVÁ et
al. 2001, LOMSKÝ et al. 2006). Die wichtigste Abhilfemaßnahme bestand jedoch in der Kalkung der

image
image
image
22
Waldbestände. Im Januar 2004 wurde der Folgebeschluss 22 verabschiedet, mit dem die
tschechische Regierung den „Plan für eine umfassende und systematische Lösung zur Bekämpfung
der immissionsbedingten Verschlechterung des Waldbodenzustandes“ genehmigte. Zu diesem Plan
gehörte auch die Fortführung unerlässlicher chemischer Bodenverbesserungsmaßnahmen in den am
meisten exponierten Gebieten. Insgesamt wurden in Tschechischen von 1999 bis 2012 nahezu
50.000 ha Wald gekalkt. Diese Fläche ist eher klein im Vergleich zu den fast 160.000 ha Wald, die im
selben Zeitraum im Bundesland Sachsen gekalkt wurden (Abb. 1.14). In Tschechien beschränken sich
die Kalkungen zudem nicht auf das Erzgebirge, sondern werden auch in anderen Regionen, in denen
der Nährstoffhaushalt der Waldbestände gestört ist, durchgeführt (Tab. 1.3).
Abb. 1.13: Vergilbung von Fichtenbeständen im Westerzgebirge, 1999
In den Jahren 1998 und 1999 trat im Westerzgebirge eine sehr intensive Vergilbung von Fichtenbeständen auf. Betroffen waren sowohl
ausgewachsene Bestände als auch Jungwüchse. Ähnliche Schäden waren in diesem Gebiet seit den 1970er Jahren vorübergehend
immer wieder aufgetreten. Die Gelbfärbung war vor dem Knospenaustrieb im Frühjahr jeweils am stärksten, im Laufe der
Vegetationsperiode kam es dann für gewöhnlich zu einer Regenerierung. Ende der 1990er Jahre nahm das Schadensausmaß jedoch
zu. Ältere Nadeljahrgänge verbräunten und vertrockneten und es kam zu großen Nadelverlusten. Sowohl in jungen als auch in
ausgewachsenen Beständen starben einzelne Bäume ab. Auf den am stärksten geschädigten Standorten bestand sogar das Risiko
einer Auflösung ganzer Waldbestände. (Foto: V.Šrámek, B. Lomský, Forstbezirk Horní Blatná, Milíře).
Heute besteht das Hauptziel der Waldkalkung nicht nur darin, der Versauerung der Waldböden
entgegenzuwirken und fehlendes Calcium bereitzustellen, sondern auch darin, die
Magnesiumversorgung zu verbessern, die an versauerten Standorten oft äußerst mangelhaft ist.
Deshalb wird seit dem Jahr 2000 ausschließlich Dolomitkalk mit erhöhtem Magnesiumgehalt
(mindestens 17 % MgO) appliziert. Es wird eine Korngröße von bis 2 mm verwendet, die eine gezielte
mechanische Ausbringung (relativ geringe Staubentwicklung) ermöglicht und gleichzeitig einen hohen
Anteil an wirksamen Komponenten enthält, da mindestens 65 % des Materials eine Korngröße von bis
1 mm haben (MUSIL und PAVLÍČEK 2002, SCHÜLLER 1991). Im Rahmen der seit dem Jahr 2000
durchgeführten Projekte wird eine Dosierung von 3 Tonnen pro Hektar angewendet. Diese
gewährleistet bei Verwendung der erwähnten Korngröße und chemischen Zusammensetzung eine
annehmbare Initialwirkung und ruft gleichzeitig keine sprunghaften oder übermäßigen pH-Wert-
Veränderungen hervor, die bestimmte Bodenprozesse negativ beeinflussen könnten. Im sächsischen
Teil des Erzgebirges wird für Waldkalkungen im Grunde das gleiche Material verwendet. Die
Dosierung war bis 2011 nach Höhenstufen gestaffelt und lag zwischen 3 und 4,5 t/ha. Im festgeschrie-

image
image
23
benen 10-Jahres-Turnus erfolgt seit 2012 einheitlich die Ausbringung von 3 t/ha. Im Flächendurch-
schnitt der Jahre 1986-2010 wurde in der Kalkungskulisse 2 Mal mit insgesamt rd. sieben Tonnen
gekalkt (
Änderung des Staatsbetriebes Sachsenforst, 2016
).
Die Auswahl der Kalkungsflächen erfolgt anhand eines Leitfadens, der für aus dem Staatshaushalt
finanzierte Waldkalkungen verbindlich ist (ŠRÁMEK 2005). Bei der Flächenauswahl werden neben
dem Gesundheitszustand der Bestände auch die Standortbedingungen, der mithilfe chemischer
Analysen des Bodens und der Assimilationsorgane ermittelte Ernährungszustand der Bäume sowie
das Vorhandensein von Schutzgebieten berücksichtigt. Ziel ist es, den Zustand aller Faktoren zu
erfassen, die die Wirksamkeit der Kalkung beeinflussen können (SCHAAF und HÜTTL 2006). An der
Vorbereitung und Auswertung der Kalkungsprojekte sind neben den Eigentümern und dem
Landwirtschaftsministerium auch das
Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.
(Forschungsinstitut für Forstwirtschaft und Jagdwesen, öffentliche Forschungseinrichtung), das
Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský
(Zentrales landwirtschaftliches Kontroll- und
Prüfinstitut) und das
Ústav pro hospodářskou úpravu lesů
(Institut für Forsteinrichtung) beteiligt.
Sämtliche Behandlungsstandorte müssen von den Naturschutzbehörden genehmigt werden.
ostatní
sonstige Wälder
státní lesy
Staatswald
tis. ha
Tsd. ha
Sasko
Sachsen
ČR
Tschechische Republik
Abb. 1.14: Entwicklung der Kalkungsflächen in Tschechien und Sachsen, 1995-2010
Im Bundesland Sachsen wurde der Waldkalkung insbesondere in der zweiten Hälfte der 1990er Jahre große Aufmerksamkeit gewidmet,
was mit einer Serie von Immissionsschäden in den Jahren 1994 und 1996 zu tun hatte. Von 1991-2012 wurden in Sachsen über
320.000 Hektar Wald gekalkt. In Summe wurden 1.243.000 t Dolomitkalk ausgebracht. Die Kalkung war in niedrigeren Lagen mit 3,5
t/ha und in Kammgebieten mit 4,5 t/ha dosiert. Seit 2012 werden geringere Dosierungen von 3 t/ha angewendet. Die meisten Flächen in
den Erzgebirgskammlagen wurden dreimal, mitunter sogar fünfmal gekalkt. Ziel der Waldkalkungen im Erzgebirge ist es, die immer noch
hohen Einträge versauernder Stoffe zu kompensieren, die Basensättigung des Sorptionskomplexes zu verbessern und die
Revitalisierung der Böden zu erleichtern, die wiederum eine Veränderung des Baumartengefüges und die Einbringung wertvoller
Laubhölzer ermöglicht.

24
Tab. 1.3:
Kalkungsflächen in der Tschechischen Republik, 2000-2010
LS
Forstbezirk
LČR
Lesy České republiky (Tschechischer Staatsforst)
LČR celkem
Lesy České republiky (Tschechischer Staatsforst) insgesamt
ML
Stadtforst
OL
Gemeindeforst
KS
Kommanditgesellschaft
Ostatní vlastníci celkem
sonstige Eigentümer insgesamt
Krušné hory celkem
Erzgebirge insgesamt
Orlické hory
Adlergebirge
Jizerské hory
Isergebirge
ČM vrchovina
Böhmisch-Märische Höhe
Šumava
Böhmerwald
celkem vápněno
behandelte Gesamtfläche
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2010
LS Kraslice
1743
1821
1281
1279
148
LS H. Blatná
1577
1073
1262
1298
233
LS Klášterec n.O
949
1868
1807
55
666
LS Č. Hrádek
1109
LS Litvínov
1411
619
449
1075
1471
727
LS Děčín
613
200
434
LČR celkem
6789
5995
4998
0
3011
288
1889
1471
727
ML Kraslice
400
194
OL Boží dar
105
ML Jáchymov
428
544
807
ML Chomutov
94
99
OL Kryštofovy Hamry
440
ML Jirkov
393
554
286
137
OL Hora sv. Kateřiny
197
KS Jezeří
134
276
601
144
413
ML Most
1020
712
OL Krupka
74
44
OL Mikulov
6
Honik
3
Polesí Střekov a.s.
136
ostatní vlastníci celkem
1472
1535
2783
0
851
0
1088
99
413
Krušné hory celkem
8260
7530
7782
0
3862
288
2977
1570
1140
Orlické hory
1413
881
419
1006
1410
1179
640
251
LS Lanškroun
413
Jizerské hory
501
262
539
241
LS Jablunov
495
LS Plasy
1335
928
LS Č. Rudolec
103
LS Ruda n Moravou
134
197
LS Hanušovice
267
ČM vrchovina
135
Šumava
53
569
501
116
Celcem vápněno
9673
8411
8201
1507
5272
603
5758
2345
3973
1654

25
Was die verwendete Technik anbelangt, so wird die flächige Kalkung praktisch ausschließlich mit
aviotechnischen Ausbringegeräten, d.h. mit Starrflüglern oder Hubschreibern bewerkstelligt. Der
Vorteil dieser Variante besteht darin, dass sie eine gleichmäßige Ausbringung auf relativ großen
Flächen bei gleichzeitiger minimaler mechanischer Belastung der Waldböden ermöglicht. Eine
gewisse Einschränkung stellt die Tatsache dar, dass das Meliorationsmaterial nur auf die
Bodenoberfläche bzw. die Oberfläche der Humusauflage aufgebracht wird. Bei der terrestrischen
Ausbringung mit Streuern oder Verblasegeräten ist neben spezieller Technik auch ein gut befahrbares
Gelände erforderlich. Eine Anwendung in Dickungen und Stangenhölzern ist nicht möglich. In
Sachsen kommen bodengebundene Ausbringungsverfahren auf nur etwa 5 % der Kalkungsflächen
zum Einsatz. Die manuelle Ausbringung wurde 2001 im Forstbezirk Litvínov in größerem Umfang
getestet. Sie wurde jedoch weder unter wirtschaftlichen noch unter Qualitätsgesichtspunkten für
dienlich befunden. Beim Wiederaufbau oder der Erneuerung von Beständen kann die terrestrische
manuelle Ausbringung oder die Ausbringung mit bodengebundenen Streugeräten auf kleineren
Flächen jedoch durchaus nutzbringend sein. Mit der geeigneten Technik kann das
bodenverbessernde Material dann direkt furchen- oder streifenweise in den Boden eingearbeitet
werden (KULHAVÝ et al. 2000, 2001). Auch beim Umbau von auf Erdwällen wachsenden Beständen
und der damit verbundenen Abtragung der Erdwälle kann Dolomitkalk mechanisch in die
Mineralbodenschichten eingearbeitet werden. An Standorten mit weniger stark geschädigtem
Bodenumfeld besteht eine weitere Ausbringungsmöglichkeit darin, den Kalk bei der Aufforstung in die
Pflanzgruben zu geben.

 
26
1.4 Einfluss von Waldkalkungen auf
Waldböden und Mineralstoffversorgung
Wie in Kapitel 1.2 beschrieben hat der durch Luftschadstoffe und weitere Faktoren in den letzten
Jahrhunderten hervorgerufene Versauerungsdruck zu einer deutlichen Verschlechterung der
Waldbodeneigenschaften geführt (z.B. MATERNA 1986, JONÁŠ et al. 1986, KULHAVÝ und KLIMO
1998, FIALA et al. 2001, LOCHMAN et al. 2001, 2006, 2008). Diese äußert sich in verschiedenen
Bereichen, insbesondere durch die:
steigende Säurebelastung des organischen Auflagehorizonts und der darunter liegenden
mineralischen Bodenschichten, in vielen Fällen auch des gesamten Bodenprofils;
Verarmung der Böden an basischen biogenen Elementen, insbesondere an Calcium, Magnesium
und Kalium, durch deren Auswaschung aus dem Boden;
Freisetzung potentiell toxischer Aluminium- und Manganionen in die Bodenlösung;
Erhöhung des Stickstoffgehalts des Bodens und anschließend gestörte Nährstoffversorgung der
Pflanzen.
Jüngere Untersuchungsergebnisse belegen, dass eine selbständige Regenerierung der Böden
gegenwärtig nicht möglich ist (LOCHMAN et al. 2006). Die Deposition versauernder Stoffe,
insbesondere von Stickstoff (Abb. 1.6), liegt noch immer über den Critical Loads. Zudem gibt es in den
Waldböden keine ausreichenden Ca-Vorräte, die durch Verwitterung nach und nach freigesetzt
werden könnten (ŠRÁMEK et al. 2013). Nicht zuletzt tritt vielerorts eine Schädigung von
Fichtenbeständen auf, die durch deren unzureichende Versorgung mit Magnesium und anderen
basischen Nährelementen induziert wird (NOVOTNÝ et al. 2008, ŠRÁMEK und NOVOTNÝ 2013).
Durch aktuelle Tendenzen zur maximalen Nutzung der in Wirtschaftswäldern vorhandenen Holzmasse
(einschließlich der Nutzung von Restholz und Biomasse) wächst die Gefahr, dass den Ökosystemen
mehr und mehr basische Nährstoffe entzogen werden (NOVOTNÝ et al. 2012). Auch der Waldumbau
zugunsten naturnaher und ökologisch stabiler Laub- oder Mischwälder gelingt oft nur im
Zusammenhang mit einer Anpassung der Bodeneigenschaften, da Laubhölzer im Allgemeinen einen
höheren Bedarf an basischen Nährstoffen haben (NĚMEC 1938, ŠRÁMEK et al. 2009).
Die Kalkung stellt nur ein Mittel der chemischen Melioration
von Waldböden dar. Im Gegensatz zur
Düngung handelt es sich bei ihr lediglich um eine indirekte Maßnahme (PODRÁZSKÝ 2003), die
hauptsächlich auf eine langfristige Beeinflussung des Bodenchemismus abzielt (MATERNA, SKOBLÍK
1988, PODRÁZSKÝ 1991):
Kompensation versauernd wirkender Einträge - Abschirmung gegen Deposition,
Verringerung der extremen Versauerung der Waldböden,
Verhinderung der Nährstoffauswaschung,
Absenkung der Verfügbarkeit von toxischem Aluminium und Mangan,
Auffüllen der Ca- und Mg-Vorräte im Waldboden,
Verbesserung der bodenbiologischen Aktivität.
Man geht davon aus, dass diese günstige Beeinflussung des Waldbodens die Nährstoffversorgung
der Waldbestände verbessert, die Walderneuerung erleichtert, Stabilität, Vitalität und Widerstandskraft
der Wälder erhöht und sich positiv auf die natürliche Verjüngung sowie die Einbringung und den Erhalt
Als forstliche Meliorationsmaßnahmen werden Maßnahmen bezeichnet, die zu einer Verbesserung des Bodenzustands führen, und zwar insbesondere auf Standorten,
deren Produktivität infolge des Einwirkens äußerer Faktoren geschwächt ist. Meliorationsmaßnahmen lassen sich grundsätzlich unterteilen in biologische Maßnahmen
(Verbesserung der Bodenbedingungen durch Anpflanzen geeigneter Baumarten), chemische Maßnahmen (Kalkung und Düngung des Waldbodens) und forsttechnische
Maßnahmen, bei denen der Wasserhaushalt des Bodens korrigiert wird, worunter auch die Wildbachverbauung und die Problematik des Hochwasserschutzes an kleinen
Flussläufen im Wald fallen.

27
wertvoller Laubhölzer auswirkt (BRESSEM und MÜNDEN 1998). Ungeachtet all ihrer möglichen
positiven Auswirkungen bleibt die Kalkung ein künstliches, technisches Verfahren, bei dessen
Vorbereitung mehrere Einschränkungen zu berücksichtigen sind. Wenngleich die Eingriffe auf die
Verbesserung des gesamten Bodenmilieus abzielen, sind wir technisch nur zur oberflächlichen
Kalkapplikation in der Lage. Auf der Bodenoberfläche kommt das ausgebrachte Material mit der
organischen Auflage, d.h. der Humusschicht in Kontakt, die über ein hohes Puffervermögen verfügt.
Aus diesem Grund treten die Veränderungen in tieferen Bodenschichten erst mit recht deutlicher
zeitlicher Verzögerung ein (KULHAVÝ 2002, MEIWES 2002). Gleichzeitig verbietet sich eine
Überdosierung von Kalkgestein oder schnell wirkendem Brandkalk, da diese einen sprunghaften
Anstieg des pH-Wertes und somit eine Störung der biologischen Prozesse in den oberen
Bodenschichten nach sich ziehen könnte. Bei der Kalkung sind also gute Kenntnisse der Boden- und
Waldbedingungen im Behandlungsgebiet sowie richtige Dosierungen gefragt. Wurde ein hoher
Kalkungsbedarf festgestellt, ist es ratsamer, mehrfach zu kalken, wobei zwischen den einzelnen
Kalkungen eine ausreichende Zeitspanne von etwa fünf Jahren liegen sollte (MATERNA und
SKOBLÍK 1988, MATERNA 1963). Die Wirkung einer Waldkalkung tritt in der Regel innerhalb von
zehn Jahren ein (PODRÁZSKÝ und ULBRICHOVÁ 2002), in den mineralischen Bodenhorizonten
innerhalb von 10-15 Jahren (KUNEŠ und PODRÁZSKÝ 2003a, PODRÁZSKÝ 2006). Manche Effekte
machen sich jedoch auch relativ rasch bemerkbar. Dies trifft insbesondere auf Gebiete zu, in denen
ein bedenklicher Mangel an basischen Nährelementen herrscht. ŠRÁMEK et al. (2003) belegen z. B.,
dass sich die Mg-Ernährung der Fichtenbestände in der Gegend um Horní Blatná bereits zwei Jahre
nach der Kalkung aus der Luft erheblich verbesserte.
Die möglichen Negativauswirkungen der oberflächlichen Kalkausbringung entfallen teilweise, wenn
das Material direkt in den Boden eingearbeitet wird. So liefert etwa KUNEŠ (2003) Belege dafür, dass
positive Wirkungen eintreten, wenn der Kalk bei der Aufforstung in die Pflanzgrube appliziert wird. In
solchen Fällen wird keine umfassende Revitalisierung des Bodens bezweckt. Vielmehr geht es primär
darum, dass die gepflanzten Bäume rasch über das Unkraut hinauswachsen und der
Bestandesschluss schneller erreicht wird (KUNEŠ et al. 2006). Auf ungünstigen Standorten kann es
jedoch passieren, dass die Wurzeln nicht aus der Pflanzgrube heraus in das umliegende ungünstige
Umfeld hineinwachsen. Dann kann es zu Deformationen der Wurzeln und bei Beständen der mittleren
Altersklasse zu Windwurf kommen (TESAŘ 1986). Eine weitere Möglichkeit besteht darin, Kalkgestein
unter Zuhilfenahme von Spezialtechnik streifenweise oder flächig in den Boden einzuarbeiten
(KULHAVÝ et al. 2000, 2001). Beide Verfahren lassen sich verständlicherweise nur im Rahmen der
Walderneuerung anwenden.
Abbau der Säuremengen im Boden
Der Abbau der Säuremengen im Boden ist eine Folge der Reaktion von Kalkstein (CaCO
3
) bzw.
Dolomit (CaMg(CO
3
)
2
) und freien Protonen (H
+
). KREUTZER (1995) zufolge wäre es nötig,
durchschnittlich 20 Tonnen Kalk pro Hektar auszubringen, wollte man die Versauerung neutralisieren,
die in Westdeutschland seit 1850 entstanden ist. Gleichzeitig ging Kreutzer in seinem Buch davon
aus, dass die übliche Dosis von 4 Tonnen pro Hektar - bei dem damaligen Säuregehalt der
Niederschläge - etwa sechs Jahre brauchte, um sich „aufzulösen“. Die tatsächliche Wirkung des
Eingriffs ist von dem verwendeten Material und seiner Korngröße abhängig (CZERNEY und MAI
1970, ERSTAD et al. 1993, MUSIL und PAVLÍČEK 2002). Wird auf stark sauren Böden Dolomitkalk in
Dosierungen von 2-5 t/ha ausgebracht, steigt der pH-Wert
in der Humusschicht für gewöhnlich
innerhalb kurzer Zeit - etwa zwei Jahre nach dem Eingriff - um 0,3 bis 0,7 Punkte (PODRÁZSKÝ
1991, KLIMO und VAVŘÍČEK 1991, WANNER et al. 1994, ŠRÁMEK et al. 2003, 2006). Die
Wirkungen einer Kalkung sind zunächst auf die Humusauflage beschränkt. Bereits nach Ablauf von
zwei bis fünf Jahren sind die pH-Wert-Änderungen in der Humusschicht weniger deutlich erkennbar,
Mit dem pH-Wert wird der saure oder basische Charakter von Stoffen zum Ausdruck gebracht. Er ist definiert als negativer Logarithmus der Wasserstoffionen-
Konzentration. Die Tatsache, dass es sich um ein logarithmisches Maß handelt, macht einen einfachen Vergleich von pH-Wert-Verschiebungen unmöglich. Für die
Bestimmung des Boden-pH-Werts werden zudem unterschiedliche Messlösungen verwendet (pH(H2O), pH(KCl), pH(CaCl2)), die zu unterschiedlichen Ergebnissen
führen. Die genannten pH-Wert-Änderungen sind also nur als grobe Orientierungswerte zu verstehen und betreffen nur den stark sauren Bereich (pH-Wert 3-4).

28
dafür machen sie sich allmählich im Mineralboden bemerkbar, jedoch nur in den oberen
Bodenschichten bis 10-30 cm Tiefe (SPELLMANN und MEIWES 1995, MEIWES 1995). Inwieweit der
Mineralboden beeinflusst wird und der Kalk in tiefer gelegene Bodenhorizonte verlagert werden kann,
hängt in erheblichem Maße von den Eigenschaften des organischen Auflagehorizonts ab (LOCHMAN
und ŠEBKOVÁ 1998). In manchen Fällen konnte gar keine kurzfristige Beeinflussung des
Mineralboden-pH-Werts nachgewiesen werden (PEŘINA und PODRÁZSKÝ 1988, KLIMO und
VAVŘÍČEK 1991, PODRÁZSKÝ 1993b). Oftmals lässt sich jedoch innerhalb von zehn oder mehr
Jahren feststellen, dass die Kalkung einen positiven Beitrag zum Abbau der Säuremengen in den
oberen Bodenschichten geleistet hat (BORŮVKA et al. 2005, SLODIČÁK 2005, LOMSKÝ et al. 2012).
Steigerung des Gehalts an basischen Nährelementen
Heutzutage wird für Waldkalkungen Dolomitkalk mit relativ hohem Magnesiumgehalt verwendet
(ŠRÁMEK 2005), da auch Magnesiummangel den Gesundheitszustand der Waldbestände erheblich
beeinträchtigen kann (ZÖTTL 1985, HÜTTL und SCHAAF 1997). Mit Calcium und Magnesium werden
dem Ökosystem zwei lebenswichtige basische Nährelemente zugeführt. Der Dolomit gibt diese nach
und nach ab, wodurch sich die Versorgung des Sorptionskomplexes mit basischen Kationen
verbessert (MATZNER 1985). Ähnlich wie beim pH-Wert tritt der Kalkungseffekt auch bei diesen
beiden Elementen zunächst in der Humusauflage ein und wird nur langsam in die tieferen
Bodenschichten transportiert. Das verfügbare Magnesium wird schneller freigesetzt und beeinflusst
die tieferen Bodenhorizonte in stärkerem Maße als Calcium (KREUTZER 1995, FIALA et al. 2011,
ŠRÁMEK et al. 2012). In älteren Publikationen zur Pflanzenernährung wird darauf aufmerksam
gemacht, dass die Versorgung mit anderen Nährelementen, insbesondere mit Kalium, nachteilig
beeinflusst werden kann, wenn dem Acker- oder Waldboden hohe Ca-Gehalte zugeführt werden
(NĚMEC 1938, 1956). Bei der Kalkung versauerter Böden mit den gängigen Dosierungen (3-5 t/ha)
wurde den uns zugänglichen Informationen zufolge kein Kalium-Calcium-Antagonismus festgestellt
(FIALA et al. 2011). In den ersten Jahren nach einer Kalkung verbessert sich vielmehr die
Verfügbarkeit von Kalium, da dieses besser aus der Humusschicht freigesetzt wird (MENŠÍK und
KULA 2011, ŠRÁMEK et al. 2012). Ein weiterer bedeutender Nährstoff ist Phosphor. In stark sauren
Böden ist Phosphor fest in Eisen- und Aluminiumverbindungen gebunden und für Pflanzen schlecht
verfügbar. Bei hohen pH-Werten (>6) kann es wiederum in Carbonatverbindungen blockiert sein
(BINKLEY 1986, HISINGER 2001, LOMSKÝ et al. 2011). Man geht deshalb davon aus, dass sich die
Phosphor-Ernährung auf versauerten Standorten bei einem Rückgang der Säuremengen im
Waldboden verbessert. In einigen Fällen konnte eine verbesserte Phosphor-Versorgung nach der
Ausbringung von Kalk nachgewiesen werden (PAMPE et al. 2004). Andere Autoren belegen jedoch,
dass sich die Verfügbarkeit dieses Nährelements verringerte (HUBER et al. 2006). Untersuchungen
des ÚKZÚZ (SAMEK et al. 2011) zufolge erreichte das Bodenwasser auf einem gekalkten Standort
pH-Werte von 5 bis 6, bei denen die Pflanzenverfügbarkeit von Phosphor eingeschränkt sein könnte.
Die durchschnittlichen Werte für Phosphatanionen in der Bodenlösung waren jedoch in Wirklichkeit
auf gekalkten Flächen viermal höher (PO
4
-3
= 0,40 mg/l) als auf den Kontrollflächen (PO
4-3
= 0,10
mg/l).
Bei wiederholten Kalkungen empfiehlt es sich also, regelmäßig zu überprüfen, ob die Versorgung mit
anderen Nährelementen negativ beeinflusst wird. In Risikofällen kann die Kalkung durch eine
Düngung mit langsam wirkendem Spezialdünger ergänzt oder ersetzt werden, oder es kann
Dolomitkalk verwendet werden, der mit den nötigen Nährstoffen angereichert wurde. Die positiven
Wirkungen der Ausbringung von mit Nährstoffen angereichertem Dolomitkalk auf den
Ernährungszustand der Waldbestände belegt z.B. eine Studie des Forstbezirks Kraslice aus dem Jahr
2003 (ŠRÁMEK et al. 2004).

29
Verringerung toxischer Aluminium-Konzentrationen
In stark sauren Waldböden werden basische Kationen im Sorptionskomplex durch Aluminiumionen
ersetzt, die für Pflanzenwurzeln potentiell toxisch sind (HUTTERMAN und ULRICH 1984, BOUDOT et
al. 1994). Daher lässt sich das in der Bodenlösung oder den Feinwurzeln von Bäumen vorhandene
Ca/Al-Verhältnis als Indikator für die Nachteiliigkeit eines Bodens heranziehen (CRONAN und
GRIGAL 1995, VANGUELOVA et al. 2005). Durch die bei einer Kalkung erfolgende
Zufuhr von
Calcium und Magnesium wird Aluminium aus dem Sorptionskomplex verdrängt und die Toxizität des
Bodens nimmt ab. Neben dem Gehalt an Aluminiumionen sinkt auch der Gehalt an verfügbarem
Mangan, welches ebenfalls toxische Wirkung entfalten kann. Ähnlich wie bei den bereits behandelten
Parametern werden auch in diesem Fall zunächst die oberen Bodenschichten beeinflusst. Der Effekt
im Mineralboden stellt sich jedoch schneller ein als wenn es allein um die Verringerung des
Säuregehalts geht, und die Qualität der Bodenlösung wird bis in tiefere Schichten hinein beeinflusst
als der Mineralboden selbst (SCHREFFLER und SHARPE 2003).
Mineralisierung der Humusschicht und Stickstoffdynamik
Wenngleich die letztendliche Wirkung der Kalkung saurer Böden von vielen weiteren Faktoren
abhängt (LORENZ et al. 2000), so verstärkt sich doch mit ihr in der Regel die bodenbiologische
Aktivität (SMOLANDER und MÄLKÖNEN 1994, BÄCKMAN und KLEMEDTSSON 2003,
ROSENBERG et al. 2003). Die Tätigkeit der in der Humusschicht lebenden Bakterien wird angeregt,
der Nährstoffkreislauf im Ökosystem wird aktiviert und Stickstoff und weitere Elemente können in gut
pflanzenverfügbarer Form leichter in die Bodenlösung gelangen (DE KEERSMAEKER et al. 2000,
KULHAVÝ 2000, KULHAVÝ und FORMÁNEK 2001). Werden jedoch zu hohe Dosierungen
angewendet oder ungeeignete Standorte gedüngt, so kann es passieren, dass in der Humusschicht
plötzliche pH-Wertverschiebungen eintreten, die Humusauflage schneller abgebaut wird und
Nährstoffe aus dem Boden ausgewaschen werden (McKIE et al. 2006). Einige Beispiele aus den
Beskiden mit Dosierungen von 26 t/ha werden z.B. von VAVŘÍČEK (2001) genannt. Das Risiko eines
beschleunigten Humusabbaus und der Freisetzung von Stickstoff ist auf entwaldeten Flächen und
noch nicht geschlossenen Beständen besonders hoch (PODRÁZSKÝ und ULBRICHOVÁ 2002,
SAARI et al. 2004, BÄCKMAN et al. 2003). Ein verstärkter Abbau der Humusschicht ist unter anderem
vom Stickstoffgehalt bzw. vom C/N-Verhältnis abhängig (BÄCKMAN und KLEMEDTSSON 2003). Bei
einem C/N-Verhältnis von unter 25 erhöht sich das Risiko einer beschleunigten Humusmineralisierung
und der Freisetzung von Nitrat, das bis ins Grundwasser eingetragen werden kann. Wie z.B. BAUHUS
et al. (2004), NILSSON et al. (2001) oder - mit Bezug auf das Isergebirge - BORŮVKA et al. (2005)
belegen, treten bei Kalkungen mit den „üblichen“ Dosierungen von 2-4 t/ha
und unter geschlossenen
Beständen eher qualitative als quantitative Veränderungen der Humusauflage ein. Die
Trinkwasserqualität in den Wasserläufen wird in der Regel nur kurzfristig beeinflusst (ARMBRUSTER
et al. 2000). Für das Erzgebirge liegen Ergebnisse von Messungen der Trinkwasserqualität im
Staubecken, im Zufluss und in den Quellen im Einzugsgebiet der Großen Pyra vor, die belegen, dass
der Nitratgehalt in den letzten fünfzehn Jahren deutlich zurückgegangen ist, und das obwohl das
Einzugsgebiet wiederholt mit Dosierungen von 2,5-4,5 t/ha
gekalkt wurde (FRANZ 2004). Auch die
Ergebnisse von VORTELOVÁ et al. (2007) lassen auf den gekalkten Standorten im Erzgebirge keinen
starken Nitrataustrag erkennen.

30
Wirkung auf die Bodenfauna
Mit dem Einfluss unterschiedlicher Kalkdosierungen auf die Bodenlebewesen im Erzgebirge hat sich
KULA (2009) eingehend befasst. Seine Ergebnisse haben gezeigt, dass selbst von einer
Verdoppelung der Dosierung gegenüber der heute gängigen Praxis (6 Tonnen pro Hektar) keine
Gefahr für die Bodenfauna und die epigäische Fauna ausgeht. Positive Reaktionen im Hinblick auf
Anzahl und Artenvielfalt waren bei Regenwürmern zu beobachten, was auch EHRMAN et al. (2006)
und POTTHOFF et al. (2008) bestätigen. Ein schwacher Rückgang zeigte sich hingegen bei
Drahtwürmern, die das Wurzelsystem anfressen, und bei Hornmilben. Zusammenfassend lässt sich
feststellen, dass sich Waldkalkungen zwar auf die Bodenfauna auswirken, jedoch eher
Verschiebungen in den einzelnen Gruppen verursachen als eine wesentliche Beeinflussung der
Gesamtzahlen oder der Biodiversität der Bodenlebewesen (JUDAS 2002).
Ernährungs- und Gesundheitszustand sowie Produktivität der Waldbestände
Die durch die Kalkung hervorgerufene Veränderung der chemischen Bodeneigenschaften -
insbesondere Minderung des Säuregehalts, Steigerung des Vorrats an basischen Nährelementen und
Erhöhung des Ca/Al-Verhältnisses - wirkt sich in der Regel positiv auf das Wurzelsystem aus (HAHN
und MARSCHNER 1998, KAKEI und CLIFFORD 2002). Bei Mykorrhizen kann es zu einer
Verschiebung der Artenzusammensetzung kommen, da säureliebende Arten nach und nach ersetzt
werden (RINEAU et al. 2010). Auf stark sauren Böden kann die oberflächliche Kalkausbringung
insbesondere bei Fichtenbeständen eine extrem oberflächennahe Zersetzung der Feinwurzeln zur
Folge haben. Diese Wurzeln sind dann in Trockenperioden anfälliger für Schädigungen. Andererseits
stellt sich ebendieser Effekt auch durch die Versauerung selbst ein, da die Feinwurzeln bei niedrigem
Ca/Al-Verhältnis praktisch nur am Übergang von der Humusschicht zum Mineralboden anzutreffen
sind. Auf lange Sicht kann die Kalkung oder Düngung der Bestände eher zur Lösung dieses Problems
beitragen.
Die Waldkalkung mit dolomitischem Kalk wirkt sich sehr günstig auf die Mg-Ernährung der
Waldbestände aus. Zudem wird aufgrund des verbesserten Bodenmilieus meist auch die Versorgung
mit weiteren basischen Nährelementen und zuweilen auch mit Phosphor verbessert (LJUNGSTRÖM
und NIHLGÅRD 1995, INGERSLEV und HALLBÄCKEN 1999, HUBER et al. 2004, KULHAVÝ et al.
2009). In Beständen, die nicht unter Nährstoffmangel leiden, muss sich diese Verbesserung jedoch
nicht unbedingt bemerkbar machen (VEJRE et al. 2001). Ähnlich verhält es sich mit dem
Gesundheitszustand, der sich hauptsächlich bei denjenigen Beständen deutlich verbessert, die zuvor
grundlegende Mangelerscheinungen bei der Aufnahme basischer Nährstoffe aufwiesen. Sehr deutlich
ist dies insbesondere bei Fichtenbeständen erkennbar, die von Vergilbung betroffen waren. Im
Allgemeinen verbessert sich mit einer optimaleren Nährstoffversorgung auch die Widerstandskraft der
Bäume gegenüber anderen Stressfaktoren.
Anders als beim Gesundheitszustand stellt sich beim Bestandswachstum und bei der
Biomasseproduktion in der Regel keine positive Wirkung ein (INGERSLEV und HALLBÄCKEN 1999,
SIKSTRÖM 2002, HUBER et al. 2004). An stark degradierten Standorten kann es zu einer Steigerung
oder eher Regeneration des Holzzuwachses kommen (VEJRE et al. 2001, JONRAD et al. 2010). In
anderen Studien wurde nach der Kalkung jedoch auch ein Rückgang des Holzzuwachses festgestellt
(BINKLEY und HÖGBERG 1977). Diese Ergebnisse bestätigen, was am Anfang dieses Kapitels
vorausgeschickt wurde: Bodenschutzkalkungen sind eine indirekte Art der Bodenverbesserung, deren
Hauptziel in der Wiederherstellung eines günstigen Bodenmilieus besteht, nicht jedoch in einer
Steigerung der Produktivität der Waldbestände.

 
31
2 Methodik
2.1 Kontrolle der Kalkausbringung und des
Kalkungserfolgs
Für die vom Landwirtschaftsministerium durchgeführten Waldkalkungen wurde ein mehrstufiges
Kontrollsystem erarbeitet. Bereits die Auswahl der Kalkungsflächen unterliegt der Kontrolle. Im
gegenwärtig verwendeten Leitfaden für die Flächenauswahl (ŠRÁMEK 2005) werden nicht nur der
Gesundheitszustand der Bestände und der Zustand der Waldböden berücksichtigt, sondern auch
Naturschutzinteressen, wasserwirtschaftliche Waldfunktionen und Meliorationsmaßnahmen der
Vergangenheit. Die Typisierung der Standorte bildet eine wichtige Grundlage, wenn es darum geht,
Behandlungsstandorte auszuwählen und deren Eignung einzuschätzen. Von der Kalkung
ausgeschlossen sind Torfböden und von innerer Erosion bedrohte Böden. Auch die Kalkung
vernässter oder nahrhafter Standorte ist nur eingeschränkt erlaubt. Als weitere
Entscheidungsgrundlagen für die Durchführung von Waldkalkungen dienen chemische
Bodenanalysen und Untersuchungen der Assimilationsorgane der Bäume. Beim Boden werden pH-
Wert, Basensättigung des Sorptionskomplexes, verfügbare Ca- und Mg-Gehalte und C-/N-Verhältnis
in der Humusschicht beurteilt. Bei den Assimilationsorganen sind die Ca- und Mg-Gehalte das
ausschlaggebende Kriterium. Außerdem werden Bestandesdichte und Alter der Bestände beurteilt.
Bei den einzelnen Kalkungen werden die chemischen Eigenschaften des Dolomitkalks, die Einhaltung
der Gesamtdosis, die Gleichmäßigkeit und die Vollflächigkeit der Ausbringung auf der
Behandlungsfläche kontrolliert. Die Kontrollprinzipien sind in der Kontrollordnung festgehalten. Diese
ist Bestandteil sämtlicher Verträge, die mit den Auftragnehmern, die die Kalkungen ausführen,
abgeschlossen werden. Um die Eigenschaften des verwendeten Dolomitkalks beurteilen zu können,
werden von den Vertretern des VÚLHM oder des Ministeriums für Landwirtschaft im Beisein des
Auftragnehmers regelmäßig Proben von dem an den Flugplätzen gelagerten Schüttgut entnommen.
Eine Probe repräsentiert in der Regel 300 Tonnen Material. Jede Probe wird in zwei Teile aufgeteilt,
von denen ein Teil beim Auftragnehmer in einer versiegelten Tüte gelagert wird (Abb. 2.1). In den
Prüflabors des VÚLHM wird anschließend die Korngrößenzusammensetzung der Dolomitkalkproben
sowie ihr Gehalt an Mg, Ca und Schwermetallen bestimmt. Die bei Dolomit normalerweise verlangten
Eigenschaften sind in den Tabellen 2.1 und 2.2 aufgeführt.
Die Gleichmäßigkeit der Ausbringung wird durch das Auffangen von Dolomitkalk in
Probenahmebehältern beurteilt. Die Behälter mit einer Fläche von ca. 0,2 m
2
werden innerhalb der
Kalkungsflächen an offenen Stellen aufgestellt, an denen der Fall des Kalkmaterials nicht durch
Baumkronen behindert wird. Für gewöhnlich werden neun Auffangschalen in Form eines Kreuzes im
Abstand von je ca. 5 m zueinander aufgestellt. Der Auftragnehmer wird im Voraus nicht über die
Aufstellung der Schalen informiert. Unmittelbar nach dem Eingriff werden die Kalkmengen aus den
Schalen entnommen und in „t/ha“ umgerechnet (Abb. 2.2). Die Vollflächigkeit der Ausbringung wird
durch Begehung kontrolliert. Einige Tage nach der Kalkung lassen sich Kalkkörner auf den Straßen,
den Blättern der Bodenvegetation, Baumstümpfen und ähnlichem erkennen. Für eine
stichprobenartige Kontrolle der Vollständigkeit der Flächenbehandlung können zudem die gleichen
Probenahmebehälter benutzt werden wie bei der Kontrolle der Gleichmäßigkeit. Diese werden dann
jedoch einzeln, etwa auf kleineren Lichtungen, aufgestellt. Wenn die Begehung mit größerem
zeitlichen Abstand durchgeführt wird, lässt sich die Kalkmenge pro Hektar zwar nicht mehr ermitteln,
man kann jedoch noch gut erkennen, ob die Fläche gekalkt wurde oder nicht. In besonderen Fällen,
z.B. wenn sich die behandelten Flächen in der Nähe eines von der Kalkung ausgeschlossenen
Schutzgebietes befinden, kann mithilfe derselben Probenahmebehälter auch überprüft werden, dass
das betreffende Gebiet nicht gekalkt wurde.

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32
Tab. 2.1:
Für die Ausbringung in Waldbeständen vorgeschriebene Korngrößenzusammensetzung von getrocknetem
Dolomitkalk
Maximaler Anteil der Fraktion
[% der Trockenmasse]
> 3.15 mm
> 2.0 mm
> 1.0 mm
< 0.09 mm
1
5
35
35
Tab. 2.2:
CaCO
3
- und MgCO
3
-Mindestgehalte und maximale Schwermetallgehalte in für die Ausbringung in
Waldbeständen bestimmtem Dolomitkalk
Mindestgehalt an Nährstoffen
[%]
Maximal zulässiger Schwermetallgehalt
[mg/kg]
MgCO
3
CaCO
3
+ MgCO
3
As
Cd
Cr/tot
Pb
35
87
10
1,5
50
30
Abb. 2.1: Versiegelte Dolomitkalkprobe für Zweitanalysen der Korngrößenzusammensetzung sowie des Wirkstoff-
und Schwermetallgehalts
(Foto: R. Novotný)

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33
Abb. 2.2: Kontrolle der Gleichmäßigkeit der Ausbringung
Die Schalen werden in der Regel in Form eines Kreuzes von 20 x 20 m Größe aufgestellt. Um die Kalkmenge in den einzelnen Schalen
zu bestimmen, muss die Entnahme unmittelbar nach dem Eingriff erfolgen, damit nicht ein Teil des Kalks durch Regen ausgewaschen
wird. Um die Vollständigkeit der Behandlung zu überprüfen, kann hingegen auch mehrere Wochen nach dem Eingriff eine visuelle
Kontrolle durchgeführt werden, da ein Teil des aufgefangenen Dolomitkalks auch länger in den Schalen verbleibt. (Foto: R. Novotný, V.
Šrámek)
Sollte es zu Streitigkeiten darüber kommen, ob ein bestimmtes Gebiet gekalkt wurde oder nicht, kann
auch auf Analysen des Gesamtgehalts an Calcium und Magnesium im organischen Auflagehorizont
des Waldbodens zurückgegriffen werden (ÚKZÚZ 2009). Damit die Analyseergebnisse als
gerichtsfest gelten können, muss jedoch gleichzeitig die chemische Zusammensetzung von
Vergleichsproben analysiert worden sein, die vor dem Eingriff entnommen wurden. Ist dies nicht der
Fall, können die Ergebnisse lediglich als Orientierung dienen.
Die mittelfristige Wirksamkeit einer Kalkung wird mithilfe mehrmaliger Analysen des Bodens und der
Assimilationsorgane bewertet. Die entsprechenden Proben werden im Abstand von zwei, fünf und
zehn Jahren nach der erfolgten Behandlung an denselben Stellen entnommen, von denen Daten aus
der Zeit unmittelbar vor der Kalkung vorliegen. Darauf, welche Ergebnisse diese Kontrollen im
Erzgebirge lieferten, wird in den Kapiteln 3 und 4 eingegangen.

 
34
2.2 Entnahme von Bodenproben und Proben
der Assimilationsorgane
An der Entnahme und Analyse von Proben für die Kalkungsplanung und mittelfristige Kontrolle des
Kalkungserfolgs sind das
Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.
(öffentliches
Forschungsinstitut für Forstwirtschaft und Jagdwesen, VÚLHM), das
Ústřední kontrolní a zkušební
ústav zemědělský
(Zentrales landwirtschaftliches Kontroll- und Prüfinstitut, ÚKZÚZ) und das
Ústav pro
hospodářskou úpravu lesů
(Institut für Forsteinrichtung, ÚHÚL) beteiligt. Was die Beprobung des
Waldbodens anbetrifft, liegt die übliche Untersuchungsdichte bei einer Entnahmestelle pro ca. 100 ha
der für chemische Meliorationsmaßnahmen in Betracht kommenden Fläche. Bei den
Assimilationsorganen beträgt die Zahl der Entnahmestellen etwa nur ein Drittel dessen, da
Nadelentnahmen von stehenden Bäumen mit großem Aufwand verbunden sind. Doch nicht nur die
geplanten Kalkungsflächen werden wiederholt beprobt, sondern auch die Kontrollfächen. Sie wurden
in den meisten Forstbezirken, in denen Kalkungen durchgeführt werden, in einer Größe von einer bis
mehreren Abteilungen
(≈70
ha) ausgewiesen. Die Kontrollflächen sind von jeglicher Form der
chemischen Bodenverbesserung ausgeschlossen.
Innerhalb eines Bestandes werden an drei Entnahmestellen jeweils Oberflächenhumus- und
Mineralbodenproben entnommen. Aus den Einzelproben der jeweiligen Horizonte werden
anschließend Mischproben hergestellt. Folgende Horizonte werden beprobt (Abb. 2.3):
organischer Auflagehorizont FH ohne frische Streu
(fermentierte und humifizierte organische
Auflage);
organisch-mineralischer Horizont A - mineralischer Oberbodenhorizont mit Akkumulation von
Substanz aus dem organischen Auflagehorizont (Humusschicht). Der Horizont unterscheidet sich
durch seine dunkle Farbe und ist unter den Rohhumusschichten normalerweise 1-5 cm stark;
mineralischer Horizont B - bei den Probenahmen geht es nicht um den im Laufe der
Bodengenese entstandenen Bodenhorizont, sondern um die unter dem Horizont A liegende, bis
in ca. 30 cm Tiefe reichende mineralische Schicht.
Der organische Auflagehorizont (Humushorizont) wird in drei eigenständige Schichten unterteilt. Der Unterhorizont L besteht aus pflanzlicher Streu (Blätter, Nadeln,
Zweige), die keine deutlichen Zeichen der Zersetzung aufweisen. Der Fermentationshorizont F enthält mehr oder weniger zersetzte organische Reste, deren
ursprüngliche Struktur bis zu einem gewissen Grad erhalten geblieben ist. Der Unterhorizont H, bei dem die Humusbildung überwiegt, setzt sich aus Pflanzenresten
zusammen, die bereits stark zersetzt sind und deren Struktur bereits völlig umgewandelt wurde (Abb. 2.4).

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35
Abb. 2.3: Zur Kontrolle des mittelfristigen Kalkungserfolgs beprobte Bodenhorizonte
Abb. 2.4: Unterhorizonte der organischen Auflageschicht des Bodens: L - Streu, F - fermentierte organische Auflage,
H - humifizierte organische Auflage
Die Proben der Assimilationsorgane werden meist in Fichtenbeständen entnommen. Hierfür gibt es
mehrere Gründe:
in den Gebieten, die unter einem Mangel an basischen Nährstoffen leiden, wird die
Baumartenzusammensetzung in der Regel voll und ganz von Fichten dominiert;
bei der Fichte sind die Grenzwerte der Nährstoffgehalte in den Nadeln gut bekannt und wurden
hinreichend überprüft;
von den immergrünen Nadelbäumen können Nadeln auch im Spätherbst entnommen werden,
während die für die Blattentnahme geeignete Zeit bei den Bäumen, die ihre Blätter verlieren,
relativ kurz ist.

 
36
Die Entnahme der Nadelproben erfolgt üblicherweise an denselben Stellen wie die
Bodenprobennahme, oder aber in deren Nähe. Bevorzugt werden dabei Bestände der mittleren
Altersklasse und Jungwüchse, da die Baumkronen hier leichter zu erreichen sind als in
ausgewachsenen Beständen. Die Zweige werden aus dem oberen, besonnten Teil der Krone,
möglichst aus dem vierten bis sechsten Wirtel, entnommen. Für die chemische Analyse werden
Mischproben erstellt, und zwar vom ersten (jüngsten) und vom zweiten Nadeljahrgang. Für jede Probe
müssen Zweige von mindestens fünf Bäumen aus Beständen der mittleren Altersklasse oder von zehn
Bäumen aus Jungwüchsen entnommen werden.
2.3 Laboranalysen
Die entnommenen Bodenproben werden in den Labors des VÚLHM und des ÚKZÚZ analysiert. In
den Bodenproben werden die Bodenreaktion (pH-Wert in Wasser oder in 1 molarer KCl-Lösung)
sowie mittels Elementaranalyse die Gesamtgehalte an Kohlenstoff, Stickstoff und Schwefel bestimmt.
Bis 2005 wurden die Stickstoffgehalte mithilfe der Kjehldahlschen Stickstoffbestimmung
spektrometrisch und die Gehalte an oxidierbarem Kohlenstoff mittels Iodometrie nach Oxidation mit
Chromschwefelsäure bestimmt. Beide Bestimmungsmethoden dürften - von Karbonatböden einmal
abgesehen - miteinander vergleichbar sein. Die Gehalte der verfügbaren Elemente werden beim
VÚLHM in Ammoniumchlorid-Auszügen und die Gesamtgehalte der Elemente in Königswasser-
Auszügen mit anschließender spektralphotometrischer Bestimmung in einem ICP-OES-Gerät
festgestellt. Beim ÚKZÚZ wird zur Ermittlung des verfügbaren Nährstoffgehalts die Mehlich-3-
Extraktion verwendet und der Gesamtnährstoffgehalt wird in einer Salpetersäure-Extraktionslösung
bestimmt. Die Wirksamkeit dieser Extraktionen wurde in der Vergangenheit von ZÁHORNADSKÁ
(2000) verglichen. Sie gelangte zu dem Fazit, dass die Ergebnisse beider Methoden in Bezug auf
basische Kationen als vergleichbar erachtet werden können.
Die in den Nadeln enthaltenen Nährstoffe werden analysiert, indem die Nadeln in einem
Mikrowellenofen mineralisiert und die Nährstoffgehalte anschließend mittels ICP-OES
spektralphotometrisch bestimmt werden.
2.4 Statistische Auswertung
Die in die Auswertung einbezogenen Daten wurden in der ersten Phase einer statistischen Analyse
unterzogen. Wichtige Schritte waren die Überprüfung der Normalverteilung und die Suche nach
Extremwerten. Bei letzteren wurde überprüft, ob es sich um reale Werte handelt. Da die
Normalverteilungshypothese in den meisten Fällen mittels Kolmogorov-Smirnov-Test abgelehnt
wurde, wurden für die weitere Arbeit mit den Daten nichtparametrische Tests angewandt. Aus diesem
Grund werden für die grundlegende Beschreibung der Daten auch robuste Lagemaße (Median,
Quartile) verwendet, die die unsymmetrische Verteilung der Daten berücksichtigen und genauere
Auskunft über den Mittelwert und weitere Eigenschaften der Datensätze geben.
Für die Auswertung der Unterschiede zwischen dem westlichen und dem östlichen Teil des
Erzgebirges wurde als parameterfreier statistischer Test der Mann-Whitney-U-Test herangezogen.
Um die Unterschiede zwischen den Probenahmen vor der Kalkung und zwei, fünf und zehn Jahre
danach zu überprüfen, wurden der Kruskal-Wallis-Test und der Median-Test einschließlich eines
mehrfachen beidseitigen Vergleichs der
p
- und
z
-Werte angewendet. Grafisch werden die Daten
anhand von Boxplots dargestellt.

 
37
3 Waldkalkung im Westerzgebirge
Das Erzgebirge bildet ein zusammenhängendes natürliches Waldgebiet (
Anm. d. Übers.:
In Tschechischen
wurden für die Zwecke der Waldzustandserhebung 41 natürliche Waldgebiete („přírodní lesní oblasti“,
abgekürzt PLO) festgelegt. Das Erzgebirge ist das natürliche Waldgebiet PLO 01). Mit seiner
charakteristischen länglichen Form und mit einer Längenausdehnung von 180 km und einer Breite von 6 bis
20 km erstreckt es sich vom Südwesten bis in den Nordosten. Aufgrund unterschiedlicher natürlicher
Gegebenheiten - insbesondere geologischer Unterschiede -, der unterschiedlichen Luftschadstoffbelastung
in der Vergangenheit und des unterschiedlichen Zustands der Waldbestände wird das Gebirge traditionell in
einen westlichen und einen östlichen Teil untergliedert. Die natürliche Grenze zwischen diesen beiden
Gebieten markiert der höchste Berg des Erzgebirges - der Klínovec (Keilberg) mit einer Höhe von 1.243 m
ü. NN. Der Westteil des Erzgebirges ist wesentlich stärker gegliedert als sein Ostteil. Die meisten
Erhebungen erreichen Höhen von 600 bis 700 m ü. NN. Häufig sind auch Höhen über 900 m ü. NN
anzutreffen (29 %). Höhen unter 700 m ü. NN nehmen 48 % der Fläche ein.
Geologisch wird der Westteil des Erzgebirges als Erzgebirgspluton bezeichnet. Der Pluton durchzieht im
Untergrund das gesamte Gebirge, tritt jedoch gerade in dessen Westteil als sog. Nejdek- oder
Plattenbergmassiv sichtbar an die Oberfläche. Dieses besteht hauptsächlich aus Granit, wobei Biotit- und
Zweiglimmergranit am weitesten verbreitet sind. Eine weitere wichtige Gesteinsgruppe des
Westerzgebirges ist die Phyllitgruppe. Dabei handelt es sich um Phyllite mit unterschiedlicher
mineralogischer Zusammensetzung in unterschiedlichen Metamorphosestadien, bei denen Albit- und
Graphitphyllite überwiegen. In der Umgebung von Kraslice (Graslitz) und Horní Blatná (Platten) treten
stellenweise vererzte Gangporphyre auf. Die Gegend um Rýžovna (Seifen) und Rotava (Rothau) ist durch
Reste tertiärer Beckensedimente gekennzeichnet. Den Übergang zwischen Ost- und Westerzgebirge bildet
die Klínovec-Gruppe. Typische Gesteinsarten sind Zweiglimmer- und Muskovitschiefer, die an einigen
Stellen in Quarzitschiefer bis Quarzit übergehen. In der Joachimsthaler Serie kommen auch stark vererzte
Gangporphyre und weitere daran anschließende Gesteinsarten und Minerale vor.
Auf dem von Natur aus basenarmen Gesteinsuntergrund haben sich im Westerzgebirge saure und arme
Böden entwickelt. In den Gipfellagen zwischen Kraslice und Klínovec überwiegen Semipodsole und
Podsole, in den niedrigeren Lagen wiederum dystrophe, oligotrophe und podsolierte Waldbraunerden
(KOZÁK 2009). In der Nähe von Boží Dar (Gottesgab), Rýžovna (
Anm. d. Übers.:
Ortsteil von Boží Dar)
und Přebuz (Frühbuß) gibt es bedeutende Torfstandorte. Diese gehören zu den Naturschutzgebieten NPR
Božídarské rašeliniště, PR Rýžovna und NPR Rolavská vrchoviště. Was die Versauerung und den
Nährstoffgehalt anbelangt, sind die Böden im Westerzgebirge ungünstiger als die Böden im östlichen
Erzgebirgsteil. Dies ist einerseits auf den geologischen Untergrund zurückzuführen, andererseits jedoch
auch darauf, dass zur Zeit der größten Luftverschmutzung in den meisten Teilen des Westerzgebirges
ausgewachsene Fichtenbestände erhalten blieben. Unter ihnen war die Deposition versauernder Stoffe
wesentlich höher als auf den durch Immissionsschäden entstandenen Kahlflächen oder in den neu
gepflanzten Ersatzbeständen (s. Kapitel 1.1, Abb. 1.4). In forsttypologischer Hinsicht überwiegt in höheren
Waldvegetationsstufen die saure ökologische Reihe
(
Anm. d. Übers.:
In der tschechischen Forsttypologie
werden zehn Waldvegetationsstufen unterschieden. Außerdem gibt es sog. ökologische Reihen, die die
Bodeneigenschaften beschreiben.) Die auf den Hochebenen vorherrschende Waldvegetationsstufe ist die
Buchten-Fichten-Stufe (7. Waldvegetationsstufe). Auf den Hängen überwiegt die Fichten-Buchen-Stufe (6.
Waldvegetationsstufe) und in niedrigeren Lagen die Tannen-Buchen-Stufe (5. Waldvegetationsstufe). In
engeren, geschlossenen Tälern findet eine Umkehrung der Vegetationsstufen statt (PLÍVA und ŽLÁBEK
1986). Das Baumartengefüge wird eindeutig von der Gemeinen Fichte dominiert. Stärker vertretene
Laubbaumarten sind Birke und Erle. Ein wesentlicher Teil des Westerzgebirges mit der Bezeichnung
„Krušnohorské plató“ (11 780 ha) ist Teil des europäischen Schutzgebietsnetzes NATURA 2000.
In einer ökologischen Reihe werden Standorte zusammengefasst, die durch ähnliche Bodenbedingungen gekennzeichnet sind. In der Forsttypologie definiert sind die
Reihen nährhaft, sauer, extrem, humusreich, wasserreich, vergleyt, sumpfig und torfig. In einer weiteren Untergliederung werden die Standorte in einzelne edaphische
Kategorien unterteilt, die ähnliche Bodeneigenschaften in Bezug auf die Pflanzenernährung aufweisen.

 
38
3.1 Geschichte der Waldkalkung im
Westerzgebirge
Der westliche Teil des Erzgebirges war in der Vergangenheit keiner ganz so starken
Immissionsbelastung ausgesetzt wie die Kammlagen nordöstlich des Klínovec. Deshalb zeigten sich
in den Waldbeständen auch keine ganz so schweren Schwefeldioxidschäden. In den 1970er und
1980er Jahren mussten infolge schadstoffbedingter Waldschäden nur manche Standorte flächig
gerodet werden und es entstanden nur wenige Kahlflächen. Chemische Maßnahmen der
Bodenverbesserung wurden ebenfalls nur in begrenztem Maße eingesetzt. In den 1980er Jahren
wurde ein Teil der Bestände in den Gipfellagen der Forstbezirke Kraslice und Horní Blatná mit einer
Dosierung von ca. 2,5 t/ha gekalkt.
Ende der 1990er Jahre trat wiederholt eine deutliche Gelbfärbung der Fichtenbestände auf (Abb. 3.1).
Derartige Waldschäden waren hier bereits aus der Vergangenheit bekannt. 1999 konnte jedoch im
Gegensatz zu früheren Jahren während der Vegetationsperiode keine Regeneration der betroffenen
Bestände beobachtet werden. Vielmehr vertrockneten die älteren Nadeljahrgänge allmählich und
fielen ab. An den am stärksten betroffenen Standorten im Revier Milíř u Přebuzi und in der Nähe von
Jelení (Forstbezirk Horní Blatná) starben einzelne Bäume, mitunter auch ganze Baumgruppen und
Bestandsränder ab. Eine Untersuchung des Ernährungszustands der Bestände ergab bei 80 % der
entnommenen Proben eine extrem niedrige Mg-Ernährung. In manchen Fällen wurden bei älteren
Nadeln Mg-Gehalte an der Grenze des physiologischen Minimums festgestellt
(≈350
mg/kg). Die
ernste Lage im Westerzgebirge und im Adlergebirge gab Anlass zum Regierungsbeschluss 532/2000,
mit dem u.a. dem Landwirtschaftsministerium auferlegt wurde, Finanzmittel für die Kalkung und
Düngung dieser Gebiete bereitzustellen. Noch 1999 begann der staatliche Forstbetrieb Lesy České
republiky s.p. unter Ausnutzung von Fördermitteln aus dem Programm Phare (1999-2000), erste
Kalkungen durchzuführen. Ab dem Jahr 2000 wurden dann auch vom Landwirtschaftsministerium
finanzierte Kalkungsmaßnahmen realisiert (BALEK et al. 2001). Die Auswahl der Kalkungsflächen
erfolgte anhand eines neuen Leitfadens, der auf chemischen Analysen des Bodens und der
Assimilationsorgane (d.h. der Nadeln) sowie auf dem System der Forsttypologie beruhte. Verwendet
wurde ausschließlich Dolomitkalk mit hohem Magnesiumgehalt, welcher in einer Dosierung von 3
Tonnen pro Hektar ausgebracht wurde. Die Ausbringung erfolgte aus der Luft mithilfe von Starrflüglern
und Helikoptern. In den Jahren 2000-2002 wurden in den am stärksten betroffenen Beständen auch
flüssige Düngemittel ausgebracht, um den Bäumen die Nährstoffe schnell über die Nadeln zuführen
zu können (Tab. 3.1, Abb. 3.2). Da die Nährstoffvorräte in den Nadeln auf diese Weise viel rascher
aufgefüllt werden können als durch Kalkung, wurden die Düngungen hauptsächlich in Beständen der
jüngeren und mittleren Altersklasse durchgeführt, und zwar an Stellen, an denen eine allmähliche
Auflösung der Bestände drohte (ŠEBKOVÁ et al. 2001, LOMSKÝ et al. 2006). Die Flüssigdüngung an
sich ist allerdings technisch anspruchsvoll und recht kostenintensiv. Die entsprechende Dosis muss
zwei- bis dreimal hintereinander im Abstand von mehreren Wochen bei günstigem Wetter auf noch
nicht austreibende oder aber bereits zum Teil ausgereifte Jahrestriebe ausgebracht werden. Die
Gesamtmenge der zugeführten basischen Nährstoffe ist dabei um ein Vielfaches geringer als bei der
Kalkung. Bei den Behandlungen wurden die Flüssigdünger MgNsol, MgSsol, LamagMo, MgFol-Quick
und MgFol-Retard von unterschiedlichen Herstellern verwendet. In den Folgejahren wurde die
flächenhafte Ausbringung von Düngemitteln der Marke Silvamix getestet. Hierbei handelte es sich
um rieselfähige Langzeitdünger ohne Stickstoff und mit unterschiedlichen Gehalten an basischen
Nährstoffen und Phosphor. Die Dosierung betrug 300 kg/ha. Auch auf kleineren Versuchsflächen
wurden dieselben Düngemittel erfolgreich getestet (PODRÁZSKÝ et al. 2002). Nachdem das
unmittelbare Risiko eines schnellen Waldsterbens gebannt war, wurde seit 2003 nur noch gekalkt
(Tab. 3.2). Lediglich im Forstbezirk Kraslice wurde 2003 noch Dolomitkalk ausgebracht, der mit
weiteren Nährstoffen angereichert war (ŠRÁMEK et al. 2004).

image
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39
Abb. 3.1: Vergilbung junger und ausgewachsener Fichtenbestände im Westerzgebirge, 1999
(Foto: V. Šrámek)
Tab. 3.1:
Kalkungsflächen im Westerzgebirge, 2000-2002 [ha]
2000
2001
2002
Fläche
523
446
725
Gekalkt wurden lediglich vom staatlichen Forstbetrieb
LČR bewirtschaftete Wälder.
Tab. 3.2:
Kalkungsflächen im Westerzgebirge ab 2002 [ha]
LS
Forstbezirk
LČR celkem
Lesy České republiky (Tschechischer Staatsforst) insgesamt
ML
Stadtforst
OL
Gemeindeforst
ostatní vlastníci celkem
sonstige Eigentümer insgesamt
západní Krušnohoří celkem
Westerzgebirge insgesamt
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2010
LS Kraslice
1743
1821
1281
1279
148
LS H. Blatná
1577
1073
1262
1298
233
LČR celkem
3320
2894
2543
2577
233
148
ML Kraslice
400
194
OL Boží dar
105
ML Jáchymov
428
544
807
ostatní vlastníci celkem
505
623
544
807
západní Krušnohoří celkem
3825
3517
3086
3384
233
148

image
 
40
Abb. 3.2: Düngung geschädigter Bestände mit dem Flüssigdünger LamagMo - Horní Blatná, Bučinská cesta,
12.7.2001
(Foto: R. Novotný)
3.2 Erfolg der Kalkungen im Westerzgebirge
Im Rahmen der Vorbereitung von Maßnahmen zur chemischen Bodenverbesserung und deren
Kontrolle wurden Bodenproben aus 497 Waldbeständen entnommen (Abb. 3.4). Wiederholte
Probenahmen erfolgten nicht nur auf den gekalkten Flächen, sondern auch auf den ungekalkten
Kontrollstandorten, die in den Forstbezirken Kraslice und Horní Blatná (Abb. 3.3) eingerichtet worden
waren. Die im Westerzgebirge nach Ablauf von zwei, fünf und zehn Jahren nach der Waldkalkung
eingetretenen Veränderungen im Chemismus der Waldböden wurden in mehreren Publikationen
aufbereitet (FIALA et al. 2005, ŠRÁMEK et al. 2003, 2006a, 2006b, 2012).
Die Waldböden im Westerzgebirge sind stark versauert. Vor der Kalkung lag der pH-Wert (H
2
O) der
meisten Kalkungs- und Kontrollflächen zwischen 3,6 und 4,3 - also im Bereich stark sauer (einen pH-
Wert von 3,5 hat z.B. Orangensaft). Der höchste Säuregehalt wurde im A-Horizont, am Übergang vom
organischen in den mineralischen Teil des Bodens festgestellt (3,6-3,8). Bei der Kalkung aus der Luft
werden die Wirkstoffe über die Oberfläche des Waldbodens zugeführt, weshalb die deutlichsten
Veränderungen im organischen Auflagehorizont eintreten. Die mit Kalkungen und chemischen
Maßnahmen der Bodenverbesserung einhergehenden Risiken bestehen im Allgemeinen darin, dass
bei Verwendung von ungeeignetem, stark reaktivem Material wie etwa reinem Kalk oder bei einer
Überdosierung (>9 t/ha) sprunghafte Veränderungen in Form einer deutlichen Beeinflussung der
bodenbiologischen Aktivität, eines schnellen Abbaus des organischen Auflagematerials, einer
Freisetzung von Stickstoff und weiteren Nährstoffen sowie einer Auswaschung dieser Nährstoffe aus
dem Bodenprofil eintreten können. Auf armen und versauerten Standorten ist im organischen
Auflagehorizont jedoch das Gros an Nährstoffen für die Bäume gespeichert, weshalb schnelle
Veränderungen der Bodenreaktion nicht wünschenswert sind. Wie aus Abb. 3.5 ersichtlich ist, hatte
sich der Mittelwert des pH (H
2
O)-Werts des organischen Auflagehorizonts (FH) zwei Jahre nach der
Kalkung von 3,8 auf knapp 4,5 verschoben, also an die Grenze zwischen den Bereichen stark sauer
und mäßig sauer. Von einer sprunghaften Veränderung kann somit nicht die Rede sein, und auch die
Variabilität der Schwankungsbreite des Humus-pH-Werts hat insgesamt nicht zugenommen. Letzterer
wird übrigens in erheblichem Maße durch die räumliche und zeitliche Veränderlichkeit dieser Größe
bestimmt, d.h. die Säurestärke des Bodens kann bis zu einem gewissen Grad davon abhängen, wo
genau und in welcher Jahreszeit die Bodenprobe genommen wurde. Nach Ablauf von etwa fünf

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41
Jahren nach einer Kalkung steigt der Säuregehalt wieder leicht an und der mittlere pH-Wert liegt bei
4,3. Der organische Auflagehorizont hat fünf Jahre nach der Kalkung noch immer einen signifikant
höheren pH-Wert als zuvor. Nach weiteren fünf Jahren sinkt der pH-Wert weiter auf einen mittleren
Wert von etwa 4,0. Dieser Wert ist zwar immer noch höher als der Wert vor der Kalkung, statistisch ist
der Unterschied jedoch nicht mehr signifikant (
p = 0,0998
). Im organisch-mineralischen A-Horizont
sind die Veränderungen im Säuregehalt weniger deutlich. Zwei Jahre nach der Kalkung steigt der pH-
Wert von durchschnittlich 3,75 auf 3,8. Diese Veränderung ist statistisch nicht signifikant. Fünf Jahre
nach der Kalkung ist der Mittelwert immer noch unverändert, doch wenn man die Veränderungen in
der Variabilität der entnommenen Proben betrachtet, lässt sich die Verschiebung als bedeutend
einstufen. Ein weiterer Rückgang der Bodenversauerung mit einem Anstieg des mittleren pH-Werts
auf 3,9 lässt sich zehn Jahre nach der Kalkung beobachten. Es ist somit offensichtlich, dass die
Wirkung des Eingriffs mit der Zeit auch im Mineralboden ankommt. Im tieferen B-Horizont, der bis in
ca. 30 cm Bodentiefe reicht, ist eine statistisch nachweisbare Senkung der Bodenacidität erst zehn
Jahre nach der Kalkung feststellbar. Die Veränderung ist jedoch keinesfalls bedeutend, es handelt
sich um einen pH-Wert-Anstieg von lediglich 0,2 Punkten von 4,0 auf 4,2.
Rok vápnění
Kalkungsjahr
Kontrolní plocha
Kontrollfläche
Abb. 3.3: Kalkungsflächen im Westerzgebirge in der Übersicht

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42
Abb. 3.4: Bodenproben-Entnahmestellen im Westerzgebirge
Calcium und Magnesium sind Nährelemente, die dem Boden bei einer Kalkung zugeführt werden. Es
kann also davon ausgegangen werden, dass ihre Konzentration zumindest in den oberen
Bodenschichten zunimmt. Bei den derzeitigen Anforderungen, die an den verwendeten Dolomitkalk
gestellt werden, und einer Gesamtdosierung von 3 t/ha gelangen durchschnittlich 30 g Magnesium
und 75 g Calcium auf jeden Quadratmeter gekalkte Fläche. Die tatsächlichen Werte sind natürlich
variabel, da der Fall des Kalkmaterials nicht nur von der verwendeten Streutechnik abhängt, sondern
bei aviotechnischer Ausbringung auch davon, wie gut das Material die Kronenschicht der Bestände
und die Bodenvegetation durchdringen kann. Die erwähnten Nährelemente werden darüber hinaus
langsam in das Bodenmilieu abgegeben. Wie schnell sie in pflanzenverfügbarer Form vorliegen, hängt
maßgeblich von der Korngrößenzusammensetzung und den mechanischen Eigenschaften des
Dolomitkalks ab (MUSIL und PAVLÍČEK 2002). Die verfügbaren Mg-Gehalte und ihre Entwicklung
über einen Zeitraum von zwei, fünf und zehn Jahren nach der Kalkung werden in Abbildung 3.6
veranschaulicht.
Anfangs sei erwähnt, dass in der Humussubstanz des organischen Auflagehorizonts FH viel mehr
Nährstoffe enthalten sind als im Mineralboden. Dies rührt daher, dass die Nährstoffe aus
Pflanzenmaterial freigesetzt werden, d.h. aus Blättern, Nadeln und sonstigen, in unterschiedlichen
Umwandlungsstufen vorliegenden Pflanzenresten. Aus dem Abbau dieses Materials resultieren also
die hohen Nährstoffgehalte in diesem Bodenhorizont und auch deren ausgeprägte Variabilität. In
Bezug auf das verfügbare Calcium lässt sich feststellen, dass im Humus vor der Kalkung im Mittel
etwa 700 mg/kg Calcium vorhanden waren. Bei einem Viertel der Proben lag dieser Wert jedoch bei
über 2000 mg/kg. Zwei Jahre nach der Kalkung waren die Calciumgehalte deutlich gestiegen, der
Mittelwert hatte sich nahezu verdreifacht. Bei den darauffolgenden Probenahmen, die im Abstand von
fünf und zehn Jahren nach der Behandlung durchgeführt wurden, sank der Wert wieder allmählich.
Zehn Jahre nach der Kalkung lag der Median des in der Humusschicht verfügbaren Ca-Gehalts bei
2000 mg/kg, wobei dieser Wert immer noch signifikant höher ist als vor der Ausbringung. Auch der
mineralische Oberboden (A-Horizont) wird in gewissem Umfang durch die organische Substanz aus
dem organischen Auflagehorizont beeinflusst. Dennoch sind in ihm weitaus weniger verfügbare
Nährstoffe enthalten. Der Ca-Gehalt lag in den meisten vor der Kalkung genommenen Proben
unterhalb der Mangelgrenze (140 mg/kg). Zwei Jahre und auch noch fünf Jahre nach der Kalkung war
die Situation erheblich besser - die Mittelwerte des Ca-Gehalts näherten sich 200 mg/kg (was immer
noch einem niedrigen Ca-Gehalt entspricht). Nach Ablauf von zehn Jahren ähnelte die Situation
bereits wieder dem Zustand vor der Kalkung. In der tiefer liegenden Mineralbodenschicht B wurden
nach der Kalkung keine Veränderungen im Hinblick auf den verfügbaren Ca-Gehalt festgestellt.

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43
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 3.5: pH-Wert (H2O) in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten mineralischen
Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung (_0) und zwei
(_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach

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44
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 3.6: Verfügbarer Ca-Gehalt in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten
mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung
(_0) und zwei (_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach
Magnesium ist ein Nährelement, dessen Beeinflussung durch die Kalkung für uns von großem
Interesse ist, da die Vergilbung der Bestände insbesondere auf einen kritischen Mg-Mangel in den
Nadeln zurückzuführen war. Magnesium bildet das Zentralatom des Chlorophylls, des grünen
Farbstoffs in den Pflanzen. Magnesium ist im Pflanzengewebe und im Ökosystem in der Regel
wesentlich besser beweglich als Calcium. Es kann in Pflanzen bis zu einem gewissen Grad zwischen
Vegetationsorganen verschiedenen Alters verlagert werden. Andererseits kann es jedoch auch durch
saure Niederschläge direkt aus den Blättern ausgewaschen werden. Die Veränderungen im
verfügbaren Mg-Gehalt der Humusauflage (Abb. 3.7) sind der bei Calcium zu beobachtenden
Entwicklung sehr ähnlich. Eine deutliche Zunahme des Mg-Gehalts ist sowohl zwei als auch fünf
Jahre nach der Kalkung feststellbar. Nach zehn Jahren gingen die Gehalte langsam zurück, waren
jedoch immer noch wesentlich höher als vor dem Eingriff. Im organisch-mineralischen A-Horizont lag
der Mg-Gehalt der meisten Proben vor der Kalkung unterhalb der Mangelgrenze (20 mg/kg). Zwei
Jahre nach der Kalkung hatte sich bei den verfügbaren Mg-Gehalten bereits eine deutliche
Verbesserung eingestellt, und die meisten Proben lagen im Bereich mittlerer Mg-Versorgung (40-
90 mg/kg). Zehn Jahre nach der Kalkung waren die Mg-Gehalte rückläufig, jedoch immer noch
deutlich höher als zuvor.

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45
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 3.7: Verfügbarer Mg-Gehalt in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten
mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung
(_0) und zwei (_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach
Anders als bei Calcium ist bei Magnesium auch in der tieferen Mineralbodenschicht B eine statistisch
signifikante Verbesserung der verfügbaren Vorräte zu beobachten. Zwar sind die absoluten Werte
immer noch relativ niedrig, doch liegt mehr als die Hälfte der entnommenen Proben nach Ablauf von
zwei, fünf und zehn Jahren nach der Kalkung immerhin noch über der Mangelgrenze.
Die positiven Veränderungen im Gehalt basischer Nährelemente treten im Vergleich zu den
Kontrollflächen, auf denen nicht in den Bodenchemismus eingegriffen wurde, deutlich hervor. Im
organischen Auflagehorizont lässt sich hier für den Zeitraum 2000-2010 keine Veränderung im Gehalt
verfügbarer Nährelemente feststellen. Die im Mineralboden verfügbaren Ca- und Mg-Gehalte sind in
Abb. 3.8 dargestellt. Hier setzt sich die negative Tendenz bei beiden Nährstoffen fort. Die bei
Probenahmen in den Jahren 2005 und 2010 festgestellten verfügbaren Ca- und Mg-Gehalte im
Mineralboden liegen unter denen der Jahre 2000 und 2002, wobei die Differenz statistisch signifikant
ist. Im tiefer liegenden mineralischen B-Horizont wiesen im Jahr 2005 zudem alle Proben einen akuten
Ca- und Mg-Mangel auf. Auch 2010 war dies bei der absoluten Mehrheit der analysierten Proben der
Fall.

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46
Vápník, půdní horizont A
Calcium, A-Horizont
Hořčík, půdní horizont A
Magnesium, A-Horizont
rok odběru
Jahr der Probenahme
Vápník, půdní horizont B
Calcium, B-Horizont
Hořčík, půdní horizont B
Magnesium, B-Horizont
Medián
Median
Abb. 3.8: Verfügbarer Ca- und Mg-Gehalt auf den ungekalkten Kontrollflächen, im mit organischer Substanz
angereicherten mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B),
Jahre 2000-2010
Neben der Entwicklung des Nährstoffhaushalts der Waldböden interessiert uns natürlich auch, wie
sich die Baumernährung auf den gekalkten Standorten entwickelt. Dies lässt sich anhand der
Ergebnisse von Nadel- und Blattanalysen herleiten. Bei immergrünen Nadelbäumen werden
standardmäßig mindestens zwei Nadeljahrgänge untersucht. Im jüngsten ersten Nadeljahrgang sind
in der Regel die höchsten Gehalte mobiler Nährelemente wie etwa Stickstoff, Kalium und Magnesium
festzustellen. In älteren Nadeln sind hingegen die Magnesiumgehalte höher. Darüber, wie es um die
Versorgung mit den meisten Nährstoffen und Mikroelementen bestellt ist, gibt die Analyse des ersten
Nadeljahrgangs Aufschluss. Ein Magnesiummangel kann jedoch oft erst anhand von Untersuchungen
des zweiten Jahrgangs festgestellt werden. Da Magnesium im Pflanzengewebe leicht beweglich und
darüber hinaus sehr wichtig ist, werden vorrangig die jüngsten Nadeln mit diesem Nährelement
versorgt. Ein ausgeprägter Mg-Mangel ist daran erkennbar, dass der erste Nadeljahrgang zwar grün
ist, die älteren Jahrgänge jedoch nach und nach gelb werden und abfallen (Abb. 3.9).
Die Mittelwerte des Ca- und Mg-Gehalts in den Nadeln waren in den Proben, die zwei und fünf Jahre
nach der Kalkung entnommen wurden, stark angestiegen. Zehn Jahre nach der Ausbringung war der
Ca-Gehalt wieder gesunken und sein Median unterschied sich nicht mehr signifikant vom
Ausgangszustand. Die Mg-Gehalte in den Nadeln waren hingegen auch nach zehn Jahren noch auf
hohem Niveau (höher als zwei Jahre nach der Kalkung) und unterschieden sich statistisch signifikant
von dem Zustand vor der Behandlung. Um die Wirkung der durchgeführten Maßnahmen beurteilen zu

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47
können, sind jedoch nicht nur Verschiebungen der Durchschnittswerte von Interesse, sondern auch
der Ernährungszustand der Bäume in den einzelnen Beständen. Abb. 3.10 zeigt - nach erstem und
zweitem Nadeljahrgang getrennt - die Entwicklung der Ca- und Mg-Ernährung der entnommenen
Proben. Am Ca-Gehalt im ersten Nadeljahrgang ist ersichtlich, dass zwei Drittel der bewerteten
Waldbestände vor der Kalkung eine unzureichende Versorgung mit diesem Nährelement aufwiesen.
Zwei Jahre nach der Kalkung waren es nur noch 20 % und fünf Jahre danach sank der Anteil der
unter Ca-Mangel leidenden Bestände auf lediglich 5 %. Zehn Jahre nach der Meliorationsmaßnahme
war der Anteil der unzureichend ernährten Waldbestände immer noch um ein Drittel geringer als
zuvor, wenngleich sich die Mittelwerte des Ca-Gehalts in den Nadeln nicht mehr statistisch signifikant
unterschieden. Im zweiten Nadeljahrgang lässt sich ein zunehmender Anteil von Beständen mit gutem
Ernährungszustand beobachten, der auch noch zehn Jahre nach der Kalkung stabil bleibt.
Vor der Behandlung waren 40 % der aus Fichtenbeständen entnommenen Proben auch im ersten,
normalerweise gut versorgten Nadeljahrgang unzureichend mit Magnesium ernährt. Dieser Zustand
änderte sich grundlegend. Fünf und zehn Jahre nach der Kalkung wurde bereits kein Mg-Mangel mehr
festgestellt. Zehn Jahre nach der Kalkung wies die absolute Mehrheit der Proben sogar eine gute Mg-
Ernährung auf. Eine ähnlich positive Entwicklung ließ sich auch im zweiten Nadeljahrgang
beobachten. Hier war die Hälfte der Proben vor der Kalkung von Mg-Mangel betroffen, wobei der Mg-
Gehalt in 10 % der Fälle unter 400 mg/kg und somit unterhalb der Grenze für eine kritische
Mangelerscheinung lag. Zehn Jahre nach der Maßnahme hingegen überwog eindeutig die Zahl der
Bestände mit guter Mg-Ernährung.
Abb. 3.9: Typisches Zeichen von Mg-Mangel - die jüngsten Triebe bleiben grün, die älteren Nadeln werden gelb und
fallen nach und nach ab
Bei der Untersuchung des ersten Nadeljahrgangs werden auch in solchen Fällen Mg-Werte im Übergangsbereich zwischen niedrigem
Mg-Gehalt und Mg-Mangel (700 mg/kg) festgestellt. Erst die Untersuchungsergebnisse des zweiten Jahrgangs sind maßgeblich. Sie
können auch nahe am physiologischen Minimum, also an der Grenze der Lebensfähigkeit der Nadeln liegen (
350 mg/kg). (Foto: R.
Novotný)

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48
vápník 1. r.
Calcium, 1. Jhg.
vápník 2. r.
Calcium, 2. Jhg.
hořčík 1. r.
Magnesium, 1. Jhg.
hořčík 2. r.
Magnesium, 2. Jhg.
velmi dobrý
sehr gut
dobrý
gut
dostatečný
ausreichend
nízký
niedrig
velmi nízký
sehr niedrig
Abb. 3.10: Ca- und Mg-Ernährung der Waldbestände nach einzelnen Ernährungsklassen bei Probenahmen vor der
Kalkung (0) und zwei (2), fünf (5) und zehn Jahre (10) später, gemessen im ersten (1. Jhg.) und zweiten (2.
Jhg.) Nadeljahrgang
In Kapitel 1 wurde das Risiko einer möglichen Verschlechterung der Stickstoffernährung infolge von
Kalkungsmaßnahmen erwähnt. Wenn ungeeignetes Material verwendet wird oder die Dosierung zu
hoch ist, wird Stickstoff zu schnell aus der Humusschicht abgegeben und in tiefere Bodenschichten
ausgewaschen, was zu einem N-Mangel bei den Bäumen führt. Die im Westerzgebirge
durchgeführten Nadelanalysen haben jedoch ergeben, dass sich die N-Ernährung zehn Jahre nach
der Kalkung wesentlich verbessert hatte (Abb. 3.11). Besonders deutlich erkennbar ist diese
Verbesserung am zweiten Nadeljahrgang, wo drei Viertel der Proben ursprünglich eine unzureichende
N-Ernährung aufwiesen. Innerhalb von zehn Jahren nach der Kalkung hatte sich die Situation in
beiden Nadeljahrgängen verbessert. Gegenwärtig ist die N-Ernährung in den allermeisten Proben des
ersten Nadeljahrgangs gut. Im zweiten Jahrgang ist dieser Zustand am stärksten ausgeprägt, lediglich
in annähernd 10 % der älteren Nadeln sind die Stickstoffgehalte nach wie vor gering. Stickstoff ist in
Dolomitkalk nicht enthalten. Die bei der Versorgung mit diesem Nährelement zu beobachtenden
positiven Veränderungen sind also auf eine verbesserte biologische Aktivität in den oberen
Bodenschichten, eine bessere Verfügbarkeit von Stickstoff aus der organischen Substanz der
Humusschicht und nicht zuletzt auf die Verbesserung des physiologischen Zustands der Bäume
zurückzuführen.

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49
dusík 1. r.
Stickstoff, 1. Jhg.
dusík 2. r.
Stickstoff, 2. Jhg.
velmi dobrý
sehr gut
dobrý
gut
dostatečný
ausreichend
nízký
niedrig
velmi nízký
sehr niedrig
Abb. 3.11: N-Ernährung der Waldbestände nach einzelnen Ernährungskategorien bei Probenahmen vor der Kalkung
(0) und zwei (2), fünf (5) und zehn Jahre (10) später, gemessen im ersten (1. Jhg.) und zweiten (2. Jhg.)
Nadeljahrgang

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50
4 Waldkalkung im Osterzgebirge
Im Osterzgebirge überwiegen Höhenlagen zwischen 700 und 900 m ü. NN. Niedrigere Lagen treten
lediglich auf 39 % des Gebietes, höhere nur auf 5 % des Gebietes auf. Dies liegt darin begründet,
dass die durch die Verwerfung verursachte Abdachung im Ostteil viel kürzer und steiler ist als im
Westen, und dass das Gelände mit Ausnahme kurzer, tief eingeschnittener Täler wesentlich weniger
stark gegliedert ist als im westlichen Teil. Geologisch gesehen besteht das Osterzgebirge vornehmlich
aus „dichten Gneisen“, also homogenen, quarz- und feldspatreichen Paragneisen. Eine weitere
bedeutende geologische Einheit im Osterzgebirge ist die sog. Preßnitz-Gruppe, ein geologisch
vielfältiges Gebiet, in dem sich feldspat- und quarzreiche Paragneise oft in schmalen Streifen mit
Zweiglimmer-Paragneisen oder -Schiefern abwechseln. An manchen Stellen der Kammregion treten
Basaltaufschlüsse zu Tage.
Abb. 4.1: Ersatzbestände im Osterzgebirge
(Foto: Archiv des VÚLHM, Jan Vondra)
Was den Nährstoffhaushalt betrifft, bieten die geologischen Gegebenheiten im östlichen Teil des
Erzgebirges günstigere Ausgangsbedingungen als im westlichen Teil. In der relativ ebenen
Kammregion kommen vorwiegend Podsole und Semipodsole vor. In den niedrigeren Lagen sind auch
Waldbraunerden häufig vertreten. Eutrophe Waldbraunerden kommen auch im Bereich der
Basaltaufschlüsse vor (KOZÀK 2009). Auf den Hochflächen in Kammnähe gibt es eine Reihe von
Standorten mit gehemmtem Wasserabfluss (oft in sog. Kältelöchern), auf denen vorübergehend oder
dauerhaft nasse Böden, d.h. Pseudogleye, Gleye und mitunter auch Torfböden, anzutreffen sind.
Bedeutende Moore gibt es in der Umgebung der Orte Hora Svatého Šebestiána (Sankt
Sebastiansberg) (z.B. NPR Novodomské rašeliniště) und Cínovec (Böhmisch Zinnwald) (PR
Cínovecké rašeliniště) sowie der Talsperre Fláje. Auch im Osterzgebirge überwiegt in
forsttypologischer Hinsicht die saure ökologische Reihe. Im Gegensatz zum Westteil sind hier jedoch
frische Standorte der edaphischen Übergangskategorie stärker vertreten. Das Baumartengefüge des

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51
Osterzgebirges hat sich aufgrund des Waldsterbens in den 1970er und 1980er Jahren komplett
verändert (Abb. 4.1). Die Gemeine Fichte ist hier nur mit 29,3 % vertreten. In den Ersatzbeständen auf
ehemaligen, durch Immissionsschäden entstandenen Kahlflächen kommen die Stech-Fichte und
andere exotische Fichten recht häufig vor (14,2 %). Ebenfalls hoch ist der Anteil der Lärche (7,9 %).
Von den Laubbäumen ist die Birke am meisten verbreitet (19,1 %), weitere wichtige Laubbäume sind
Buche und Eiche (9,7 % und 3,3 %). Was den Zustand der Ersatzbestände betrifft, so macht dieser
mitunter dramatische Entwicklungen durch. 1997 etwa kam es zu einer weitreichenden Schädigung
der bis dahin relativ vitalen Birkenbestände. In den letzten vier Jahren werden die Knospen der
bislang widerstandsfähigen Stech-Fichte von dem Schadpilz Gemmamyces piceae befallen
(Abb. 4.2). Gegenwärtig werden diese Bestände umgebaut, wodurch sich auch die
Baumartenzusammensetzung der Wälder in diesem Gebiet grundlegend verändert.
Abb. 4.2: Von
Gonyoderma piceae
befallene Stech-Fichten-Bestände
(Foto: V. Pešková)
Im Osterzgebirge wurden zwei Gebiete zu NATURA-2000-Vogelschutzgebieten erklärt, und zwar die
Gebiete „Východní Krušnohoří“ (16.368 ha) und „Novodomské rašeliniště - Kovářská“ (15.963 ha). An
den Hängen des Erzgebirges befindet sich das FFH-Gebiet „Východní Krušnohoří“ (14.635 ha). In der
Kammregion gibt es zudem weitere kleinere Schutzgebiete dieser Art, von den bedeutenderen seien
z.B. „Novodomské a Polské rašeliniště“ (2.510 ha) und „Klínovecké Krušnohoří“ (1.195 ha) erwähnt.

 
52
4.1 Geschichte der Waldkalkung im
Osterzgebirge
Wie bereits mehrfach erwähnt nahmen die in den 1970er und 1980er Jahren durch Immissionen
verursachten Waldschäden im Osterzgebirge ein weitaus verheerenderes Ausmaß an als in anderen
Regionen der Tschechischen Republik. Dies war einerseits auf die unmittelbare Nähe großer
Verschmutzungsquellen in den Becken im Erzgebirgsvorland zurückzuführen, andererseits auf das
Gebirgsrelief, welches in bedeutendem Maße für die Anhäufung der Schadstoffe im Kammbereich
mitverantwortlich war. Auf fast 40.000 ha Waldboden kam es damals zu einem raschen Absterben der
Waldbestände. Die beschädigten Bestände wurden vom Anfang der 1970er bis über die Hälfte der
1980er Jahre hinaus in mehreren Stufen flächenhaft gerodet. Auf einem Teil der Flächen wurde der
Boden vor dem Anlegen neuer Bestände mechanisch vorbereitet. Auf vernässten Standorten bestand
diese Vorbereitung in der Entwässerung, andernorts wurde der Schlagabraum zu Wällen
zusammengeschoben, zwischen denen Bäume angepflanzt wurden (Abb. 1.1). Auf manchen Flächen
wurde auch die obere Humusschicht zu Wällen zusammengeschoben, da man davon ausging, dass
sie am stärksten von Schadstoffen kontaminiert war. Hierdurch kam es jedoch zu einer Verarmung der
bewaldeten Standorte an organischen Stoffen und den meisten Nährelementen, insbesondere an
Stickstoff und Phosphor (PODRÁZSKÝ et al. 2003, KULHAVÝ et al. 2008). Später wurden Bulldozer
mit Rodungspflug eingesetzt, die den Großteil des organischen Materials an Ort und Stelle beließen.
Des Weiteren wurden im Erzgebirge für die Bodenvorbereitung auch Bagger verwendet, die Furchen
oder Gräben für die Pflanzung anlegten. Im gesamten Gebiet fanden in den Jahren 1978-1991
verhältnismäßig umfangreiche Kalkungen statt, die in Kapitel 1.3 näher beschrieben sind. Der größere
Teil dieses Abschnitts des Erzgebirgskamms wurde ein- bis zweimal gekalkt. Zusätzlich zur
bodengebundenen oder aviotechnischnen Ausbringung von Kalkung wurden die Anpflanzungen mit
unterschiedlichen Düngern behandelt, welche entweder flächenhaft oder als Beigabe in die
Pflanzgrube und später auch in Form von Düngetabletten appliziert wurden. In einigen Fällen wurden
überdies spezielle Düngeverfahren lokal getestet, wie etwa die Anwendung von Alginaten oder die
Einarbeitung von Düngern und organischer Substanz durch Einfräsen (KULHAVÝ et al. 2001).
Ende der 1990er Jahre zeigten sich im Osterzgebirge keine so markanten Gelbfärbungen und
Schädigungen der Waldbestände wie im westlichen Teil. Entsprechende Anzeichen waren vereinzelt
im Forstbezirk Klášterec nad Ohří in der Nähe des Klínovec sowie in den noch vorhandenen Resten
ausgewachsener Fichtenbestände zu beobachten. Die sich über weite Teile des Gebiets
erstreckenden Ersatzbestände befanden sich jedoch in relativ jungen Entwicklungsstadien, in denen
sich eine unzureichende Nährstoffversorgung meist noch nicht bemerkbar macht. 2002 wurden
lediglich 295 ha des Forstbezirks Klášterec aus der Luft gedüngt (ausgebracht wurde der
pulverförmige Langzeitdünger Silvamix F4). Kalkungen hingegen wurden in den nächsten Jahren
häufiger angewendet (Tab. 4.1, Abb. 4.3). Die Kalkungsparameter waren dieselben wie im
Westerzgebirge. 2003 wurde im Forstbezirk Litvínov die terrestrische Ausbringung von Kalk getestet.
Aufgrund der schlechten Zugänglichkeit der jungen Bestände erwies sich dieses Verfahren jedoch
nicht als praktikabel, sodass der größte Teil des Auftrags letztendlich mithilfe von Luftfahrzeugen
ausgeführt wurde.

 
53
Tab. 4.1:
Kalkungsflächen im Osterzgebirge seit 2002 [ha]
LS
Forstbezirk
LČR celkem
Lesy České republiky (Tschechischer Staatsforst) insgesamt
ML
Stadtforst
OL
Gemeindeforst
KS
Kommanditgesellschaft
Ostatní vlastníci celkem
sonstige Eigentümer insgesamt
východní Krušnohoří celkem
Westerzgebirge insgesamt
4.2 Erfolg der Kalkungen im Osterzgebirge
Im östlichen Teil des Erzgebirges wurden sowohl bei der Vorbereitung von Kalkungsmaßnahmen als
auch bei der anschließenden Kontrolle ihrer mittelfristigen Wirksamkeit Waldbodenproben genommen.
Insgesamt wurden 609 Bestände beprobt (Abb. 4.4). Auch im Osterzgebirge wurden zu
Vergleichszwecken sog. Kontrollstandorte festgelegt, in denen keine Behandlung stattfand (Abb. 4.3).
Die Ergebnisse der Kalkungen und Düngungen im Osterzgebirge sind sowohl im Rahmen großflächig
durchgeführter Kalkungen wie auch spezieller Versuche von etlichen Autoren untersucht worden (z.B.
FIALA et al. 2005, KOUBA und KLÁN 2006, KULHAVÝ et al. 2001, PODRÁZSKÝ 2001, PODRÁZSKÝ
et al. 2002, PODRÁZSKÝ und REMEŠ 2006, ŠRÁMEK et al. 2006b, 2012 u.a.).
Die im Osten des Erzgebirges vorherrschenden Bodenbedingungen sind besser als im Westen.
Bedingt ist dies einerseits durch die günstigeren Eigenschaften der Gesteine, auf denen sich die
Waldböden entwickelt haben. Andererseits liegt es aber auch daran, dass ein größerer Teil des
Erzgebirgskamms in der Zeit des schlimmsten Waldsterbens in den 1980er Jahren bereits keine
ausgewachsenen Bestände mehr vorzuweisen hatte, die saure Stoffe aus der Atmosphäre hätten
„auskämmen“ können. Die Waldböden mussten also vielerorts weitaus weniger Säureeinträge
aufnehmen als im westlichen Teil des Erzgebirges. Als weiterer Einflussfaktor sind die intensiveren
Kalkungen der 1970er und 1980er Jahre anzusehen. Sie führten zu besseren Ausgangsbedingungen
für die Kalkungen in den Jahren 2000-2008. Die Tatsache, dass im Osterzgebirge in der
Vergangenheit unterschiedliche Kalkmengen ausgebracht, unterschiedliche Düngungsarten
kombiniert und mehrere Arten der mechanischen Bodenvorbereitung verwendet wurden, führt zu einer
hohen Variabilität der vorhandenen Daten, welche die statistische Auswertung der Bodenerhebungen
sowie die Abbildung der Bodeneigenschaften in gewisser Weise erschwert (KULHAVÝ et al. 2008).
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2010
LS Klášterec n.O
949
1,868
1,807
55
666
LS Č. Hrádek
1,109
LS Litvínov
1,411
619
449
1,075
1,471
727
LS Děčín
613
200
434
LČR celkem
3,469 3,101 2,456
434
55
1,741 1,471
727
ML Chomutov
94
99
OL Kryštofovy Hamry
440
ML Jirkov
393
554
286
137
OL Hora sv. Kateřiny
197
-
KS Jezeří
134
276
601
144
413
ML Most
1,020
712
OL Krupka
74
44
OL Mikulov
6
Honik
3
Polesí Střekov a.s.
136
Ostatní vlastníci celkem
967
912
2,240
44
1,088
99
413
východní Krušnohoří
celkem
4,436
4,013
4,695
478
55
2,829
1,570
1,140

image
54
Rok vápnění
Kalkungsjahr
Kontrolní plocha
Kontrollfläche
Abb. 4.3: Kalkungsflächen im Osterzgebirge seit dem Jahr 2000
Abbildung 4.5 lässt erkennen, dass der Versauerungsgrad vor der Kalkung niedriger war als im
Westerzgebirge. Der Median des pH-Werts (H
2
O) im organischen Auflagehorizont erreichte vor der
Ausbringung einen Wert von 4,5. Eine Hälfte der entnommenen Proben fiel also in den Bereich stark
sauer und eine Hälfte in den Bereich mäßig sauer. Zwei Jahre nach der Kalkung war der mittlere pH-
Wert auf 4,8 gestiegen, somit war eine statistisch signifikante Veränderung eingetreten. Die meisten
Proben fielen jetzt in den Bereich mäßig sauer. Fünf und zehn Jahre nach der Kalkung konnte bereits
keine Veränderung gegenüber dem Ausgangszustand mehr festgestellt werden. Dem gegenüber
wurden weder im organisch-mineralischen A-Horizont noch im mineralischen B-Horizont
Veränderungen in der Säurestärke beobachtet.
Ähnlich verhält es sich auch in Bezug auf basische Kationen. Der Median des verfügbaren Ca-Gehalts
im organischen Auflagehorizont lag vor der Kalkung bei 2000 mg/kg, wobei die Werte extrem weit
auseinander lagen (Abb. 4.6). Man muss sich jedoch die besonderen Eigenschaften der organischen
Auflage in Ersatzbeständen und insbesondere auf mechanisch vorbereiteten Flächen vor Augen
halten. In aufgelockerten und verunkrauteten Beständen geraten Teile der Grasnarbe in die Proben,
und auf vertikutierten Standorten zwischen Wällen gibt es oftmals praktisch gar keine Humusauflage.
Zwei Jahre nach der Kalkung war es zu einem signifikanten Anstieg des Ca-Gehalts gekommen. Fünf
und zehn Jahre danach wurden keine statistisch signifikanten Abweichungen vom Zustand vor der
Kalkung mehr festgestellt. In den mineralischen Bodenschichten sind die Ca-Gehalte natürlich
wesentlich niedriger, wenngleich sie auch dort von einer sehr hohen Variabilität gekennzeichnet sind.
Beim B-Horizont überwiegen Proben mit sehr niedrigem und niedrigem Ca-Gehalt. Gravierende
Veränderungen im verfügbaren Ca-Gehalt konnten hier in den nach der Behandlung entnommenen
Proben nicht festgestellt werden.

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55
Abb. 4.4: Bodenproben-Entnahmestellen im Osterzgebirge
Auch die in der organischen Auflageschicht ermittelten Gehalte verfügbaren Magnesiums sind im
Osten des Erzgebirges sehr variabel (Abb. 4.7). Signifikant erhöht hatten sich diese lediglich in den
Proben, die zwei Jahre nach der Kalkung genommen wurden. Im organisch-mineralischen A-Horizont
am Übergang zwischen Humusschicht und Mineralboden stieg der Mg-Gehalt zwei Jahre nach der
Kalkung deutlich an. Auch in den fünf und zehn Jahre nach der Kalkung genommenen Proben waren
die Mittelwerte des verfügbaren Magnesiums höher als vor der Behandlung, die Unterschiede sind
jedoch nicht mehr beweiskräftig. Gleiches gilt für die Situation im mineralischen B-Horizont. In dieser
Bodenschicht weisen die meisten Standorte einen Mg-Mangel auf. Die Mittelwerte des Mg-Gehalts
stiegen in den zwei und fünf Jahre nach der Kalkung genommenen Proben an. Zehn Jahre nach der
Kalkung kam es zwar zu einem leichten Rückgang, der Median des verfügbaren Mg-Gehalts ist
jedoch immer noch höher als vorher. Aufgrund der hohen Variabilität der Daten war jedoch keine
dieser Veränderungen von statistischer Bedeutung.

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56
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 4.5: pH (H2O)-Wert in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten mineralischen
Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung (_0) und zwei
(_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach im Ostteil des Erzgebirges
Auf den beprobten Kontrollflächen im Osterzgebirge blieb der Gehalt verfügbaren Magnesiums in den
mineralischen Horizonten in Jahren 2000-2010 gleich. Bei Calcium gab es im mineralischen B-
Horizont und zwischen 2002 und 2010 im A-Horizont einen leichten Rückgang. Wie auch bei den
gekalkten Flächen ist diese Tendenz statistisch nicht signifikant (Abb. 4.8).
Die Bodenchemie wird angesichts der hohen Variabilität der Bodenbedingungen im Osterzgebirge
durch Kalkungen nicht so deutlich beeinflusst wie weiter westlich. In Abb. 4.9 und 4.10 sind die
Ergebnisse der chemischen Untersuchung von Nadeln dargestellt, die auf den bewerteten Flächen
entnommen wurden. Es zeigt sich eindeutig, dass Basenmangel trotz besserer Bodenbedingungen
hier ein relativ weit verbreitetes Phänomen ist. Beim ersten Nadeljahrgang wirkten sich die
durchgeführten Eingriffe kaum auf den Ca-Gehalt aus. Im fünften Jahr nach der Kalkung sank zwar
der Anteil der im Mangelbereich liegenden Proben, zehn Jahre nach der Kalkung gab es jedoch mehr
Bestände mit Ca-Mangel als vor der Behandlung. Eine deutlichere Wirkung zeigt sich beim zweiten
Nadeljahrgang, wo sich das Defizit allmählich reduziert. Zehn Jahre nach der Kalkung wiesen alle
entnommenen Nadelproben zumindest einen ausreichenden Ca-Gehalt auf.

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57
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 4.6: Verfügbarer Ca-Gehalt in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten
mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung
(_0) und zwei (_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach im Ostteil des Erzgebirges
Ähnlich wie im Westteil ist die Kalkungswirkung an den Mg-Gehalten deutlicher erkennbar. In den
jüngsten Nadeln nimmt der Anteil der Proben mit Mangelerscheinungen allmählich ab und zehn Jahre
nach der Kalkung ist bereits in keiner Probe mehr ein Mg-Mangel feststellbar. Im älteren
Nadeljahrgang wies ursprünglich mehr als die Hälfte der Proben eine mangelhafte Mg-Ernährung auf.
Die Zahl der Proben mit unzureichender Mg-Versorgung sank mit der Zeit auf ein Drittel. Bestände, in
denen ein kritischer Mangel an diesem Nährelement herrscht, kamen überhaupt nicht mehr vor.
Abgesehen von den Nährstoffen, die mit der Kalkung direkt zugeführt werden, lässt sich zudem in
beiden Nadeljahrgängen eine verbesserte Stickstoffernährung (Abb. 4.10) und im zweiten
Nadeljahrgang auch eine verbesserte Kaliumernährung beobachten. Diese positiven Effekte sind auf
die erhöhte bodenbiologische Aktivität im organischen Auflagehorizont zurückzuführen.

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58
Půdní horizont_interval odběru
Bodenhorizont_Entnahmeabstand
Medián
Median
Abb. 4.7: Verfügbarer Mg-Gehalt in der Humusschicht (FH), im mit organischer Substanz angereicherten
mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B) vor der Kalkung
(_0) und zwei (_02), fünf (_05) und zehn (_10) Jahre danach im Ostteil des Erzgebirges
Die Ergebnisse sind ein Indiz dafür, dass es sich beim Osten des Erzgebirges um ein besonderes
Gebiet handelt. Der Nährstoffhaushalt kann hier auch in Zukunft mithilfe von Kalkungen positiv
beeinflusst werden, und zwar insbesondere auf Böden, die in der Vergangenheit ihrer organischen
Auflageschicht beraubt wurden. Speziell auf diesen Standorten ist jedoch darauf zu achten, dass auf
den gekalkten Flächen funktionsfähige Waldbestände vorhanden sind, die die zugeführten Nährstoffe
mit der Zeit in die sich neu bildende organische Auflage weiterleiten. Sowohl der Zustand der
einzelnen Standorte als auch des gesamten Gebiets müssen weiterhin genauestens beobachtet
werden, da die Nährstoffansprüche der neu aufwachsenden Waldbestände in den kommenden
Jahrzehnten noch steigen werden.

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59
Vápník, půdní horizont A
Calcium, A-Horizont
Hořčík, půdní horizont A
Magnesium, A-Horizont
Rok odběru
Jahr der Probenahme
Vápník, půdní horizont B
Calcium, B-Horizont
Hořčík, půdní horizont B
Magnesium, B-Horizont
Medián
Median
Abb. 4.8: Verfügbarer Ca- und Mg-Gehalt auf den Kontrollflächen, im mit organischer Substanz angereicherten
mineralischen Horizont (A) und in der mineralischen Bodenschicht bis ca. 30 cm Tiefe (B), Jahre 2000-2010,
Osterzgebirge

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60
vápník 1. r.
Calcium, 1. Jhg.
vápník 2. r.
Calcium, 2. Jhg.
hořčík 1. r.
Magnesium, 1. Jhg.
hořčík 2. r.
Magnesium, 2. Jhg.
velmi dobrý
sehr gut
dobrý
gut
dostatečný
ausreichend
nízký
niedrig
velmi nízký
sehr niedrig
Abb. 4.9: Ca- und Mg-Ernährung der Waldbestände bei Probenahmen vor der Kalkung (0) und zwei (2), fünf (5) und
zehn Jahre (10) später, gemessen im ersten (1. Jhg.) und zweiten (2. Jhg.) Nadeljahrgang, Osterzgebirge
dusík 1. r.
Stickstoff, 1. Jhg.
dusík 2. r.
Stickstoff, 2. Jhg.
draslík 1. r.
Kalium, 1. Jhg.
draslík 2. r.
Kalium, 2. Jhg.
velmi dobrý
sehr gut
dobrý
gut
dostatečný
ausreichend
nízký
niedrig
velmi nízký
sehr niedrig
Abb. 4.10: N- und K-Ernährung der Waldbestände bei Probenahmen vor der Kalkung (0) und zwei (2), fünf (5) und zehn
Jahre (10) später, gemessen im ersten (1. Jhg.) und zweiten (2. Jhg.) Nadeljahrgang, Osterzgebirge

 
61
5 Weitere seit dem Jahr 2000 gekalkte
Waldgebiete
Neben dem Erzgebirge, wo in den Jahren 2000-2010 33408 ha Waldbestände gekalkt wurden,
erfolgten kleinere Eingriffe auch in anderen Gebieten (Tab. 5.1). Im Adlergebirge wurden mehr als
7000 ha Wald gekalkt, im Forstbezirk Plasy waren es über 2000 ha und im Isergebirge über 1500 ha.
In geringerem Umfang wurde Kalk auch im Ostteil des Böhmerwaldes, im Forstbezirk Jablunkov in
den Schlesischen Beskiden, in Nordostböhmen, in Nordmähren (Forstbezirke Lanškroun, Ruda na
Moravě, Hanušovice) und in der Böhmisch-Mährischen Höhe (Forstbezirk Český Rudolec, Stadtforst
Polička) ausgebracht.
Tab. 5.1: Weitere in den Jahren 2000-2010 gekalkte Waldgebiete in der Übersicht
celkem
insgesamt
Orlické hory
Adlergebirge
LS
Forstbezirk
Jizerské hory
Isergebirge
Šumava
Böhmerwald
ML
Stadtforst
celkem 2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2010
Orlické hory
7200
1413
881
419
1006
1410
-
1179
640
251
-
LS Plasy
2263
-
-
-
-
-
-
-
-
1335
928
Jizerské hory
1542
-
-
-
501
-
262
539
-
241
-
Šumava
1239
-
-
-
-
-
53
569
-
501
116
LS Jablunov
495
-
-
-
-
-
-
495
-
-
-
LS Lanškroun
413
-
-
-
-
-
-
-
-
-
413
LS Ruda n Moravou
331
-
-
-
-
-
-
-
-
134
197
LS Hanušovice
267
-
-
-
-
-
-
-
-
267
-
ML Polička
135
-
-
-
-
-
-
-
135
-
-
LS Č. Rudolec
103
-
-
-
-
-
-
-
-
103
-

 
62
5.1 Adlergebirge
Das Adlergebirge ist ein Teil der Mittelsudeten. Es besteht überwiegend aus kristallinem Gestein. Aus
geomorphologischer Sicht wird es unterteilt in die Untereinheiten Deštenská hornatina, Mladkovská
vrchovina und Bukovohorská hornatina. Die flächenmäßig größte Untereinheit ist das Hochland
Deštenská hornatina, welches vom Gebirgskamm Orličský hřbet mit Erhebungen zwischen 990 und
1.100 m ü. NN gebildet wird. Neben dem höchsten Gipfel Velká Deštná (Deschneyer Großkoppe)
(1.115 m ü. NN) gehören zu diesem Hochland auch noch andere ähnlich hohe Berge wie bspw. der
Anenský vrch (Ernestinenberg) (992 m ü. NN) und Vrchmezí (Hohe Mense) (1.084 m ü. NN).
Der geologische Untergrund der Kammregion des Adlergebirges wird bestimmt von Migmatiten und
Orthogneisen aus dem Proterozoikum. Der zusammenhängende Saum des Hauptkamms besteht aus
Glimmerschiefern, Glimmergneisen und Paragneisen. Am Übergang zum Vorgebirge kommen
Phyllite, Amphibolite und Grünschiefer vor. Vereinzelt sind auch vermutlich im Karbon entstandene
Intrusivgesteine anzutreffen, und zwar entweder basische wie am Berg Špičák oder saure und
neutrale wie in der Umgebung der Stadt Olešnice.
Die Zusammensetzung der häufigsten Bodentypen entspricht dem verhältnismäßig sauren
Grundgebirge. In der Kammregion überwiegen Semipodsole und Podsole, an den Gebirgshängen und
in den mittleren und niedrigeren Lagen dystrophe, oligotrophe und modale Waldbraunerden (KOZÁK
2009).
Die Kammregion liegt in der 7. Waldvegetationsstufe, während der Großteil des natürlichen
Waldgebiets Adlergebirge der 6. Waldvegetationsstufe zuzuordnen ist. Die saure ökologische Reihe
ist viel weiter verbreitet als die nährhafte Reihe, welche insbesondere mit der edaphischen
Übergangskategorie S vertreten ist (PLÍVA und ŹLÁBEK 1986). Das Baumartengefüge wird von der
Fichte (82,9 %) dominiert. Als weiterer Nadelbaum ist lediglich die Lärche (1,4 %) stärker vertreten.
Der am häufigsten vorkommende Laubbaum ist die Buche (4,9 %), gefolgt von Schwarz-Erle (2,4 %),
Birke (1,7 %) und Vogelbeere (1 %).
Vereinzelte Standorte in den Gipfelpartien wurden während des großen Waldsterbens der 1970er und
1980er Jahre stark in Mitleidenschaft gezogen. Hinsichtlich ihres Ausmaßes lassen sich die Schäden
zwar nicht mit denen im Erzgebirge oder im Isergebirge vergleichen, doch auch hier - z.B. in der
Gegend um den Berg Velká Deštná - entstanden infolge von Immissionschäden Kahlflächen.
Standortfremde Nadelbäume wie etwa die Stech-Fichte wurden bei der Wiederaufforstung nur minimal
eingesetzt, an einigen Standorten wurde stattdessen die Bergkiefer gepflanzt. In den 1980er Jahren
wurden knapp dreitausend Hektar im Kammbereich des Adlergebirges gekalkt. Das Adlergebirge ist
auch heute noch einer recht hohen Immissionsbelastung ausgesetzt. Die Luftschadstoffkonzentration
erreichte hier zwar nie so hohe Werte wie im Erzgebirge, doch die Säure- und insbesondere die
Stickstoffdeposition ist eine der höchsten innerhalb der Tschechischen Republik (LOCHMANN 2006,
BOHÁČOVÁ et al. 2009).
Ende der 1990er Jahre kam es im Adlergebirge zu einem Absterben von Fichtenbeständen. Betroffen
waren insbesondere Bestände der mittleren Altersklasse und Jungwüchse. Im Kammbereich wurden
Schäden beobachtet, die durch den direkten Einfluss von Immissionen in Kombination mit
ungünstigen meteorologischen Bedingungen induziert wurden. In den mittleren Lagen wiederum
traten deutliche Vergilbungen auf, die auf die unzureichende Versorgung mit basischen Nährstoffen
zurückzuführen waren. Die Situation im Adlergebirge war einer der Gründe, warum die
Waldkalkungen im Jahr 2000 wieder aufgenommen wurden. Zuerst konzentrierte man sich auf den
zentralen Teil des Hochlands Deštenská hornatina (Forstbezirk Opočno, Forstbezirk Rychnov n.
Kněžnou, Jan Kolowrat Krakowský, Lesy Janeček). Doch es wurde nicht nur gekalkt, 2001 wurden die
hiesigen Waldbestände auch mit Flüssigdünger gedüngt. Später wurden auch im südöstlichen Teil
des Adlergebirges, im Forstbezirk Lanškroun, Kalkungen durchgeführt. 2003 wurden im Bereich des
Berges Suchý vrch im Forstbezirk Lanškroun die pulverförmigen Düngemittel von Silvamix getestet.
In Abb. 5.1 sind die gekalkten Flächen in der Übersicht dargestellt.

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63
Rok vápnění
Kalkungsjahr
Abb. 5.1: Kalkungsflächen im Adlergebirge in der Übersicht

 
64
5.2 Forstbezirk Plasy
Im Forstbezirk Plasy wurden erst in den Jahren 2008 und 2010 Kalkungen durchgeführt, und zwar im
Gebiet Manětínská vrchovina, dem westlichsten Ausläufer des Berglands Rakovnická pahorkatina.
Höchste Erhebung ist der Berg Lišák mit 677 m ü. NN. Das Hügelland Manětínská vrchovina erstreckt
sich über eine Gesamtfläche von ungefähr 120 km
2
und setzt sich überwiegend aus armen, stark
sauren Sedimenten wie Schluffsteinen, Sandsteinen, Arkosen und Konglomeraten aus dem Oberen
Perm und dem Karbon zusammen. Insbesondere im südlichen Teil sind vereinzelt vulkanische, aus
alkalischen Basalten bestehende Härtlinge anzutreffen. Der am häufigsten vorkommende Bodentyp ist
dystropher Pseudogley. Außerdem ausgeprägt sind dystrophe Waldbraunerden und Gley-Podsole. In
dem Gebiet überwiegen gemischte Kiefern- und Fichtenbestände. Diese werden ergänzt durch
weitere Nadelbäume (Lärche und Tanne) und Laubbäume (meist Eiche und Birke, weniger oft Buche).
Von den Nadelbäumen sind Kiefer (46 %) und Fichte (39 %) am stärksten vertreten, weniger zahlreich
sind Lärche (3 %) und Tanne (1 %). Zu nennenswerten Anteilen vertretene Laubbäume sind Eiche
(8 %) und Birke (2 %).
Das Gebiet Manětínská vrchovina war in der Vergangenheit keiner wesentlichen Belastung durch
Immissionen ausgesetzt. Auch eine mäßige Belastung durch sauren Regen führt jedoch auf den hier
vorhandenen sauren Böden zu einer deutlichen Überschreitung der Critical Loads und zu einer
Störung des Nährstoffhaushalts der Waldbestände, die sich in einem allmählichen Absterben und
Mangelerscheinungen äußern. Die im Forstbezirk Plasy gekalkten Flächen sind in Abb. 5.2
dargestellt.
5.3 Isergebirge
Ähnlich wie das Erzgebirge ist auch das Isergebirge ein Schollengebirge. An der Nordseite wird das
Isergebirge durch einen markanten, bis 500 m hohen, infolge einer Verwerfung entstandenen Hang
begrenzt. Gekennzeichnet ist das Isergebirge durch Plateaus, die oft durch Talsenken voneinander
getrennt sind. Typisch für den westlichen Gebirgsteil sind gewölbte Bergkuppen. In südöstlicher
Richtung verlaufen die Isergebirgskämme (Vlašský hřeben, Vysoký Jizerský hřeben und Střední
Jizerský hřeben). Die südliche Fortsetzung des Isergebirges bildet der Kamm Černostudniční hřeben,
dessen höchste Erhebung der Berg Černá Studnice (Schwarzbrunnberg) ist. Vom Hauptgebirge ist
dieser durch die zwischen Jablonec nad Nisou und Tanvald verlaufende Senke getrennt. Geologisch
wird das Gebiet in den Gneis-Komplex des Isergebirges und das flächenmäßig bedeutendere
Granitmassiv des Riesen- und Isergebirges unterteilt. Das typische Gestein des Isergebirges ist
porphyrischer, mittelkörniger Granit. Manche Gipfel wie etwa der Smrk (Tafelfichte) und der Kančí
vrch bestehen aus wabenartigem Zweiglimmergneis (
Anm. d. Übers.:
tsch. Bezeichnung für
Zweiglimmergneis, in dem die einzelnen Glimmerindividuen wabenförmig angeordnet sind). Der
Gebirgskamm um den Berg Černá Studnice wird von einer anderen Art von mittelkörnigem
Zweiglimmergneis gebildet, dem sog. „Tanvald-Gneis“. Beispielhaft für die Vulkantätigkeit im Tertiär ist
der aus Olivin-Nephelinen bestehende kegelförmige Bukovec (Buchberg).
Der geologische Untergrund und das kühle Klima sind bestimmend für die in dem Gebiet
vorkommenden Bodentypen. Bei den Waldböden am häufigsten zu finden sind Semipodsole, die
41,5 % der Gesamtfläche des natürlichen Waldgebietes einnehmen. Waldbraunerden liegen, was die
Häufigkeit des Vorkommens anbelangt, mit 33,1 % an zweiter Stelle. Podsole erreichen einen
Flächenanteil von fast 10 %. Ein relativ bedeutender Teil des Gebiets (8,2 %) besteht aus Gleyen und
Torfböden. Aus forsttypologischer Sicht überwiegen im Isergebirge saure Standorte. Die nährhafte
Reihe ist lediglich mit der Übergangskategorie S vertreten. Der Nadelbaumanteil beträgt 80 %. Dabei
dominiert die Fichte mit 67,9 %. An zweiter Stelle liegen andere Fichten mit 7,3 %. Bei den
Laubbäumen überwiegt die Buche mit 10,3 %. Andere Laubbäume kommen lediglich als Beimischung
vor. Der größte Teil des natürlichen Waldgebietes gehört zum Landschaftsschutzgebiet Isergebirge
und ist Teil eines europäischen Vogelschutzgebietes. FFH-Gebiete wurden an den Nordhängen des

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65
Isergebirges (Buchenbestand „Jizerskohorské bučiny“ mit 3 563 ha) sowie an einigen Standorten auf
dem Kammplateau (z.B. Moor „Rašeliniště Jizery“ mit 397 ha und Fichtenwald „Jizerské smrčiny“ mit
285 ha) eingerichtet.
Das Isergebirge war von den katastrophalen Waldschäden der 1970er und 1980er Jahre stark
betroffen. Ein Teil des Hochplateaus wurde bereits Ende der 1960er Jahre durch Stürme und
anschließenden Borkenkäferbefall entwaldet. Durch die Immissionen der 1970er Jahre
verschlimmerte sich die Lage unter diesen klimatisch anspruchsvollen Bedingungen noch weiter.
Große Teile der durch Immissionsschäden entstandenen Kahlflächen wurden mit der Stech-Fichte
aufgeforstet. Die Auswirkungen der Luftverschmutzung machten sich auch an der Qualität der Böden
im Isergebirge deutlich bemerkbar. In der zweiten Hälfte der 1950er Jahre bewegte sich der pH-Wert
der oberen Mineralbodenschichten zwischen 5 und 6, während er in den 1980er Jahren auf unter 4
gesunken war und gegenwärtig zwischen 4 und 5 liegt (SLODIČÁK 2005). Ein wesentlicher Teil der
Hochebene des Isergebirges (mit Ausnahme der Moore) wurde in den 1980er Jahren gekalkt. Die
Gesamtfläche betrug etwa 8 000 ha. Wenngleich die Wirksamkeit der Kalkung von Kammlagen später
in Zweifel gezogen wurde, weisen doch einige nach dem Jahr 2000 entstandene wissenschaftliche
Arbeiten darauf hin, dass sich die damals gekalkten Flächen auch heute noch durch höhere Gehalte
an basischen Kationen im Sorptionskomplex (SLODIČÁK 2005), niedrigere Gehalte an toxischem
Aluminium (BORŮVKA et al. 2005) sowie einen besseren Ernährungs- und Gesundheitszustand der
Waldbestände (LOMSKÝ et al. 2011) auszeichnen.
Rok vápnění
Kalkungsjahr
Abb. 5.2: Kalkungsflächen im Forstbezirk Plasy in der Übersicht

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66
Eine ursprünglich geplante Kalkung der Waldbestände in den Kammbereichen des Isergebirges
(Vlašský hřeben, Smědavská hora, Klínový vrch) konnte aufgrund entgegenstehender
Naturschutzinteressen nicht durchgeführt werden. 2003 und 2004 wurden lediglich ca. 500 ha stark
von Vergilbung und Nadelverlust betroffener Fichtenbestände im Bereich der Berge Klínový vrch und
Paličník im Forstbezirk Frýdlant aus der Luft gedüngt (Abb. 5.3). Kalkungsmaßnahmen fanden von
2003 bis 2008 im Bereich des Kančí vrch im Forstbezirk Frýdlant und des Černá studnice im
Forstbezirk Jablonec n. Nisou statt (Abb. 5.4).
Abb. 5.3: Düngung der Waldbestände im Isergebirge, Forstbezirk Frýdlant, Francouzská cesta (Franzosenstraße),
2003
(Foto: R. Novotný)

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67
Rok vápnění
Kalkungsjahr
Abb. 5.4: Seit dem Jahr 2000 im Isergebirge gekalkte Flächen in der Übersicht

 
68
6 Perspektiven der Waldkalkung in
Tschechien
Die Ergebnisse der Bodenzustandserhebungen zeigen, dass die Nährstoffsituation der Waldböden in
Tschechien nicht zufriedenstellend ist. In den mineralischen Bodenschichten ist der Gehalt basischer
Kationen oftmals sehr gering. Bei Calcium liegen in vielen Fällen auch die nach Extraktion mit
Königswasser bestimmten Gesamtgehalte im kritischen Bereich. Das bedeutet, dass der Ca-Vorrat im
Sorptionskomplex des Bodens nicht durch natürliche Verwitterungsprozesse aufgefüllt werden kann.
Derart ungünstige Bodeneigenschaften machen sich in nicht unerheblichem Maße etwa auch in den
edaphischen Kategorien B und S bemerkbar, also auf Standorten, die aus forsttypologischer Sicht als
hinsichtlich ihrer Produktivität günstig gelten. In den Nadelanalysen zeigt sich mancherorts auch ein
Mangel an Phosphor, dessen Verfügbarkeit u.a. durch die Säurestärke des Bodenmilieus beeinflusst
wird. Die Stickstoffgehalte nehmen hingegen zu und insbesondere das Verhältnis von Stickstoff zu
basischen Nährelementen in den Nadeln und Blättern steigt über die erwarteten Werte. Dieser
Zustand ist vor allem auf die langfristige, durch Immissionen verursachte Versauerung der
Waldökosysteme zurückzuführen. Besonders ausgeprägt ist er auf von Natur aus sauren Waldböden,
die auf basenarmem Gesteinsuntergrund entstanden sind. Auf einigen Standorten wird die Situation
auch maßgeblich durch intensive Bewirtschaftungsweisen verschlechtert, die den Waldbeständen zu
viele basische Nährstoffe entziehen. In der Vergangenheit waren dies die Streunutzung und später die
Ganzbaumnutzung, bei der ganze Bäume samt Ästen und Assimilationsorganen aus den
Waldbeständen gezogen wurden. Heute ist es der Abtransport von Waldrestholz, das den
Waldbeständen in Form von Hackschnitzeln entnommen wird, oder der Anbau schnellwachsender
Gehölze.
Es liegt auf der Hand, dass die Forstwirtschaft in naher Zukunft auf diesen Zustand reagieren muss.
Eine einfache Nährstoffbilanz zeigt, dass sich die Forstwirtschaft der Grenze der Nachhaltigkeit nähert
bzw. diese in vielen Fällen bereits überschritten hat. Man muss sich daher entscheiden: entweder man
nimmt in Kauf, dass sich die Produktivität der Waldbestände in den nächsten Jahrzehnten dramatisch
verschlechtert, oder man geht dazu über, den Waldböden die entzogenen Nährstoffe in
angemessenem Maße wieder zuzuführen, wie dies in der Landwirtschaft schon jetzt der Fall ist.
Als direkte Maßnahme bietet sich die Düngung an, die in einigen Gebieten bereits praktiziert wird. Die
Düngung kommt hauptsächlich bei der Anpflanzung von Baumsetzlingen in Gebirgsgegenden zur
Anwendung. Verwendet werden für die Forstwirtschaft geeignete Langzeitdünger in Tablettenform.
Alternativ werden Düngemittel auch mit der Erde in den Pflanzgruben vermischt. Der Effekt des
Düngens beim Anpflanzen ist jedoch meistens auf die Zeit des Anwurzelns und der regelmäßigen
Kontrolle beschränkt. Der größte Nährstoffbedarf herrscht jedoch in Phasen des schnellen Biomasse-
Zuwachses der Waldbestände, d.h. normalerweise zwischen ihrem zwanzigsten und fünfzigsten
Lebensjahr.
Die Kalkung versauerter Böden stellt die wichtigste Art der chemischen Bodenmelioration dar. Von der
Düngung, bei der Nährstoffe direkt zugeführt werden, unterscheidet sich die Waldkalkung u.a.
dadurch, dass sie den Einsatz größerer Materialmengen ermöglicht und langfristiger wirkt als das
Düngen. Nicht von der Hand zu weisen ist außerdem die Tatsache, dass sie mit geringeren Kosten
verbunden ist. In den letzten vierzig Jahren wurde der Waldkalkung viel Aufmerksamkeit zugewendet.
Mehrere Forschungsprojekte und Anwendungen belegen die sofortigen und langfristigeren
Wirkungen, die potentiellen Risiken und den allgemeinen Nutzen, der unter unterschiedlichen
Bedingungen mit Waldkalkungen erzielt werden kann:
Kompensation der aktuellen Säurezufuhr
Verbesserung der Mg- und Ca-Verfügbarkeit im organischen Auflagehorizont und in den
oberen Mineralbodenschichten

69
Verbesserung der bodenbiologischen Aktivität und der Verfügbarkeit der im Rohhumus
gebundenen Nährstoffe
anschließende Verbesserung der Ernährungssituation der Waldbestände
Verbesserung der Belegung des Sorptionskomplexes der Waldböden und Verringerung des
Gehalts an verfügbarem (und potentiell toxischem) Aluminium
allmählicher Abbau der im Bodenmilieu vorhandenen Säuremengen
Die Wirkung der Kalkung ist anfangs zwar nur in den oberen Bodenhorizonten feststellbar, doch mit
Wiederholungsmaßnahmen lassen sich über längere Zeit allmählich auch tiefere Bodenschichten
beeinflussen.
Gegenwärtig werden Waldkalkungen vor allem in Gebirgsregionen durchgeführt, die in der
Vergangenheit stark durch Immissionen geschädigt wurden. In naher Zukunft könnten sie jedoch auch
für mit basischen Nährelementen unterversorgte Wirtschaftswälder in mittleren und niederen Lagen
interessant werden. Die Einführung eines einheitlichen Systems zum Monitoring der Waldböden in
Tschechischen würde eine objektive Beurteilung des Bedarfs an chemischen
Meliorationsmaßnahmen, eine Priorisierung der einzelnen Maßnahmen und die Auswertung ihrer
Auswirkungen wesentlich erleichtern. Bei der Planung der operativen Eingriffe sind einige
grundsätzliche Kriterien zu beachten:
Einhaltung der Dosierung - um eine möglichst hohe Wirkung zu erzielen und Risiken
gleichzeitig auszuschließen, ist eine Dosierung von 3 t Kalk pro ha angebracht
Einhaltung der chemischen Zusammensetzung des Kalkmaterials - in der heutigen Situation
sollte lediglich Dolomitkalk mit hohem Mg-Gehalt verwendet werden
Einhaltung der Korngrößenzusammensetzung des Kalkmaterials - Kalk mit hohem Anteil der
Korngrößenfraktion bis 1 mm (>70 %)
fundierte Flächenauswahl - nicht nur auf Grundlage der typologischen Einteilung, sondern
auch unter Berücksichtigung der chemischen Bodeneigenschaften und der
Ernährungssituation der Waldbestände
systematische Kontrolle der Maßnahmen und ihres mittel- und langfristigen Erfolgs
Die Waldkalkung sollte nicht die einzige Maßnahme zur Revitalisierung des Bodenmilieus bleiben. In
Gebieten mit gestörter Nährstoffversorgung müssen Kalium, Phosphor, Stickstoff und weitere
Nährelemente und ihr Kreislauf in der Humusschicht, im Mineralboden und in den
Assimilationsorganen genau beobachtet werden. Gegebenenfalls können ihre Vorräte mit geeigneten
Düngemethoden wieder aufgefüllt werden. Es ist jedoch enorm wichtig, chemische Behandlungen mit
biologischen Maßnahmen der Bodenverbesserung zu kombinieren. Von größter Bedeutung ist hierbei
der Waldumbau. Eine geeignete Beimischung von Laubbäumen ermöglicht eine bessere Nutzung von
Wasser und Nährstoffen auch in tieferen Bodenschichten, fördert die Entstehung günstigerer
Humusformen und trägt insgesamt zu einem stabileren und günstigeren Nährstoffkreislauf innerhalb
des Ökosystems bei. Bis zu einem gewissen Grad können auch tiefer wurzelnde Nadelbäume wie
Lärche, Douglasie oder Tanne ähnliche Funktionen erfüllen. Ein ungünstiges Bodenmilieu kann auf
der anderen Seite eine erhebliche Einschränkung für den Anbau von produktiven Laubbaumarten
bedeuten, die höhere Ansprüche an die Nährstoffversorgung stellen als Fichte oder Kiefer.
Für die Zukunft der Forstwirtschaft stellen Waldkalkungen und chemische Maßnahmen zur
Verbesserung des Zustands der Waldböden ein wichtiges Mittel dar, wenn es darum geht, die
Produktivität, die Gesundheit und die Stabilität der Waldbestände langfristig zu erhalten. Die Planung
der Maßnahmen erfordert eine differenzierte Herangehensweise, genaue Kenntnisse der an den
einzelnen Standorten ablaufenden Prozesse sowie eine entsprechende Kontrolle, was Durchführung
und Wirksamkeit der Maßnahmen anbelangt. Parallel dazu sollten die Möglichkeiten der biologischen
Melioration von Waldböden genutzt und der Einfluss von Bewirtschaftungsverfahren auf die
Nährstoffbilanz von Waldökosystemen weiterhin erforscht werden.

 
70
Summary
The book summarizes reasons, history and effects of forest soil liming in the Czech Republic. The first
part is focused on forest soil acidification. Forests in the Czech Republic faced the extreme air
pollution load, which led to the ecosystem decay (fig. 1.1) in some areas in the 1970s and '80s. The
sulphur dioxide concentration in the air (fig 1.3) as well as sulphur bulk and throughfall deposition (fig
1.4) have decreased significantly since 1990; the nitrogen deposition, however, does not show similar
positive trend (fig 1.5). This corresponds with the fact that the critical load for nitrogen is still exceeded
at the majority of the area of the Czech Republic (fig. 1.6).
The main chemical properties of forest soils in the Czech Republic detected by the European BioSoil
project (De Vos and Cools 2011) are presented in table 1.1, geographical distribution of individual
parameters in maps, see figs. 1.7-1.11. Forest soils are in general quite acidic (median pH 4.2 4.8)
with low to very low content of calcium (140 mg.kg ’) and low base saturation (20%).
The history of liming in the Czech Republic started as early as in 19th century; the applications,
however, were quite unique until the 1970s when liming begun to be used in the areas damaged by air
pollution. The extent of liming in different region during the period 1975 1991 is presented in tab. 1.2.
In the beginning of the 1990s liming was abandoned due to clear decrease in air pollution and positive
development of forest health in the Krušné hory Mts. (Ore Mts.) as well as in other regions influenced
by pollution. Yellowing of Norway spruce stands in the western Ore Mts. and Orlické hory Mts. (Eagle
Mts.) (fig. 1.12) pointed out that forest soils influenced by long-term acidic deposition cannot easily
self- regenerate. The situation initiates a new period of liming, which is on legal base launched by the
government resolutions 532/2000 and 22/2004. The extent of liming is presented in fig. 1.13 and tab.
1.3. The common knowledge about (positive as well as adverse) effects on forest ecosystems are
presented in chapter 1.4.
Chapter 2 describes methods of liming and control system that have been used since 2000.
Parameters of dolomite lime are presented in tables 1.1 (grain size) and 1.2 (chemical composition).
Control samples of lime (fig. 1.2) are analysed on regular basis (ca 1 sample per 300 t); the quality of
aerial application is checked by control trays (fig. 1.3). The long¬term effectiveness of liming is
controlled by repeated analysis of forest soils. Samples of organic layer (FH), upper organic-mineral
horizon (A), and lower mineral layer down to ca 30 cm (B) (fig. 2.3) are taken before liming and then
two, five, and ten years after application. Results of this control are presented in chapter 3 and 4.
Chapter 3 summarizes information about chemical amelioration in the western Ore Mts. At small areas
with strongly damaged forest stands fertilizing was used (tab. 3.1, fig. 3.2);
extent of liming is shown in table 3.2 and in figure 3.3. Figure 3.4 shows the sampling points for soil
analyses. Results of pH, exchangeable Ca and exchangeable Mg for soil horizons FH, A and B, and
sampling before liming (_0), two years (_2), five years (_5) and ten years (_10) after application are
presented in figures 3.5-3.7. The development of exchangeable Ca and Mg at control plots without
liming is shown in fig. 3.8. In general there is a significant effect of liming in upper soil horizons (FH
and A) two and five years after liming. Ten years after liming the effect is decreasing and significant
only for magnesium. Deeper soil layer B is not influenced in exchangeable Ca, but there is a
significant increase in pH and magnesium ten years after application. Development of calcium and
magnesium nutrition in Norway spruce needles could be seen in fig. 3.10. The share of deficiency of
these elements in current year (1 .r) and one year old (2.r) needles displayed in red and orange
colours is significantly decreasing. Similar figure for nitrogen needle content can be seen in fig. 3.11.
Chapter 4 deals with the eastern part of the Ore Mts. This part was deforested during the air pollution
period 1970-1985, and non-native temporal stand of blue spruce, birch, larch, mountain ash and other
species were established as a passive protection against pollution (fig. 4.1). At some sites the
“bulldozer preparation” before reforestation was used, which led to removal of nutrient stored in upper
humus layer. Liming and fertilizers were used in more ordinary way than in the western Ore Mts.
during that time, making the soil patterns much more heterogeneous. Limed areas since 2000 are

71
summarized in table 4.1 and fig. 4.3; sampling sites are shown in fig. 4.4. The development of pH (fig.
4.5), exchangeable Ca (fig. 4.6), and exchangeable Mg (fig. 4.7) is less significant than it was in the
western Ore Mts., which could be connected to the extreme variability of soil conditions. The leaf
analyses, however, demonstrate improved nutrition of forest trees by calcium, magnesium, and
nitrogen (fig. 4.9-4.10).
Chapter 5 in brief presents lime application in other areas of the Czech Republic: Eagle Mts. (5.1),
forest administration Plasy (5.2), and the Jizerské hory Mts (Jizera Mts.).
In chapter 6 the perspectives of liming in the Czech Republic are presented. The current properties of
forest soils, nutrition state of forests, and still excessive deposition of nitrogen suggest the chemical
amelioration, in particular dolomite liming, as an important tool for ensuring the sustainability of forest
nutrition, forests production and their environmental and social functions for future generations.

 
72
Abkürzungsverzeichnis
A
organisch-mineralischer Horizont von Waldböden - mineralischer Oberboden mit
Anreicherung von Substanz aus der organischen Auflage
B
in dem vorliegenden Werk die Bezeichnung für die (nicht durch Humus beeinflusste)
Mineralbodenschicht unterhalb des A-Horizonts bis in 30 cm Tiefe
FH
Bezeichnung für den organischen Auflagehorizont von Waldböden, d.h. die fermentierte
und humifizierte organische Auflage ohne Streu (genauer definiert auf S. 34)
MZe
Ministerstvo zemědělství
(Ministerium für Landwirtschaft)
NPR
národní přírodní rezervace
(nationales Naturschutzgebiet)
PLO
přírodní lesní oblast
(natürliches Waldgebiet)
PR
přírodní rezervace
(Naturschutzgebiet)
ÚHÚL
Ùstav pro hospodářskou úpravu lesů
(Institut für Forsteinrichtung)
ÚKZUZ
Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský
(Zentrales landwirtschaftliches Kontroll-
und Prüfinstitut)
VÚLHM
Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.
(Forschungsinstitut für
Forstwirtschaft und Jagdwesen, öffentliche Forschungseinrichtung)

 
73
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Waldkalkung in der Tschechischen Republik
(Vápnění lesů v České republice)
Autoren:
Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.:
Vít Šrámek
Radek Novotný
Kateřina Neudertová-Hellebrandová
Tomáš Čihák
Věra Fadrhonsová
Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský:
Přemysl Fiala
Dušan Reininger
Tomáš Samek
Wissenschaftliches Lektorat:
Prof. Ing. Vilém Podrázský, CSc.
Prof. Ing. Jiří Kulhavý, CSc.
Herausgeber:
Ministerium für Landwirtschaft in Zusammenarbeit mit Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v.v.i.
Prag 2014
Die vorliegende Publikation wurde im Auftrag des Ministeriums für Landwirtschaft erstellt.
Die den Kalkungserfolg betreffenden Erkenntnisse wurden im Rahmen der Kontrolle von im Auftrag des Ministeriums für
Landwirtschaft durchgeführten Kalkungsmaßnahmen gewonnen. Die fortlaufende statistische Auswertung der Daten
erfolgte im Rahmen des Projekts Nr. 0002070203 des Ministeriums für Landwirtschaft.
ISBN 978-80-7434-150-2
Übersetzung aus dem Tschechischen durch das Fremdspracheninstitut Dresden
im Auftrag des Staatsbetriebes Sachsenforst (Juni 2016)
Bearbeitung der deutschen Fassung durch Dr. Henning Andreae, Frank Jacob und Josephine Patzelt (November 2016)