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Ergebnisse eines Forschungsvorhabens 2004
Im Auftrag des
Landesamt für Umwelt und Geologie
Aktualisierung und Präzisierung der Erfassung
und Kartierung von ökologischen
Belastungsgrenzen und ihrer Überschreitungen im
Freistaat Sachsen
Teil I: Berechnung der ökologischen Belastungsgrenzen für
naturnahe und halbnatürliche Rezeptoren
Teil II: Ermittlung der Überschreitung von ökologischen
Belastungsgrenzen und Analyse der Trends für
naturnahe und halbnatürliche Rezeptoren
Dr. H.-D. Nagel, Dr. A. Schlutow, Ph. Hübener
ÖKO-DATA GmbH, Strausberg

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
1
ÖKO-DATA Strausberg
INHALT
1 Einführung
2 Das Prinzip der Critical Loads
2.1 Modell-Ansätze zur Bestimmung von Critical Loads
2.2 Ermittlung der Critical Loads für Säureeinträge nach der Massenbilanzmethode
2.3 Ermittlung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge nach der
Massenbilanzmethode
3 Datengrundlagen
3.1 Übersicht über die verwendeten originären Datengrundlagen und Datenquellen
3.2 Ermittlung der Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung
3.2.1 Bestimmung der Verwitterungsrate der basischen Kationen Ca, K, Mg
und Na (BCw)
3.2.2 Bestimmung der Verwitterungsrate der pflanzenverfügbaren basischen
Kationen Ca, K und Mg (Bcw)
3.2.3 Bestimmung der Durchwurzelungstiefe
3.3 Ermittlung des Netto-Stoffaustrages durch Biomasseentzug
3.3.1 Hauptbaumarten der Wälder und Vegetationsgesellschaftsgruppen der
waldfreien halbnatürlichen Biotoptypen
3.3.2 Holz-Erträge in Wäldern und Forsten
3.3.3 Biomasseentzug in halbnatürlichen waldfreien Ökosystemen
3.3.4 Stoffgehalte in der Biomasse
3.3.5 Korrektur der ermittelten Stoffentzüge im Falle nährstofflimitierter
Standorte
3.4 Bestimmung der kritischen Austragsrate der Säureneutralisationskapazität mit
dem Sickerwasser
3.5 Ermittlung der Stickstoff-Immobilisierungsrate
3.6 Bestimmung der tolerierbaren Stickstoffaustragsrate mit dem Sickerwasser
3.7 Ermittlung der Stickstoff-Denitrifikationsrate
4 Ergebnisse der Critical Loads-Berechnung
4.1 Kritische Belastungsgrenzen für Säureeinträge durch Schwefel- und
Stickstoffverbindungen
4.1.1
Bewertung der Critical Loads für Säureeinträge in den Waldstandorten
Sachsens
4.1.2
Bewertung der Critical Loads für Säureeinträge in den naturnahen
waldfreien Standorten Sachsens
4.2 Kritische Belastungsgrenzen der eutrophierenden Stickstoffeinträge
4.2.1
Bewertung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge in den
Waldstandorten Sachsens
4.2.2
Bewertung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge in den
naturnahen waldfreien Standorten Sachsens
4.3 Verifizierung der Ergebnisse durch Vergleich mit den Ergebnissen an Level-II-
Beobachtungsflächen
3
9
9
11
22
25
25
31
31
35
38
41
41
43
54
56
57
60
69
70
72
76
76
78
80
81
83
84
86

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
2
ÖKO-DATA Strausberg
5 Ermittlung der Depositionen von Schwefel- und Stickstoffverbindungen sowie
von basischen Kationen
5.1 Bestimmung der Gesamtdeposition
5.2 Kartierung der Nassdeposition im Freistaat Sachsen
5.3 Bestimmung der trockenen Deposition
5.4 Ansatz zur Abschätzung der Nebel-Deposition
6 Die Überschreitung der Critical Loads durch die aktuellen Depositionen
6.1 Bestimmungsmethoden und Berechnungsmodelle
6.1.1 Bestimmung und Anwendung der Critical-Load-Funktion
6.1.2 Bestimmung der Immissions-Minderungsziele mit Hilfe der Critical-
Load-Funktion für Versauerung und Eutrophierung
6.1.3
Berechnung der aktuellen Überschreitungen der Depositionen von
Schwefel- und Stickstoffverbindungen auf Basis der Critical-Load-
Funktion
6.1.4
Berechnung der Überschreitungen der Critical Loads für versauernde
Einträge durch aktuelle Depositionen von Schwefel- und
Stickstoffeinträgen
6.1.5
Berechnung der aktuellen Überschreitungen der Critical Loads für
eutrophierende Einträge
6.2 Ergebnisse der Berechnung der Überschreitungsraten für die Jahre 1990 bis 2002
im Freistaat Sachsen
6.2.1
Darstellung der Belastungstypen nach der Critical Loads-Funktion
6.2.2 Regionalisierte Darstellung der Überschreitungsraten der Critical Loads
für versauernde Einträge durch aktuelle Depositionen von Schwefel- und
Stickstoffeinträgen
6.2.3 Regionalisierte Darstellung der Überschreitungsraten der Critical Loads
für eutrophierende Einträge durch aktuelle Depositionen von
Stickstoffeinträgen
6.3 Entwicklungen und Trends beim Vergleich der atmosphärischen
Schadstoffeinträge mit den Critical Loads in den Jahren 1990 bis 2002
7 Quellen
8 Tabellenverzeichnis
9 Abbildungsverzeichnis
87
87
89
94
98
106
106
106
110
116
117
118
119
119
121
126
130
144
150
152

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Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
3
ÖKO-DATA Strausberg
1 Einführung
Im Verlaufe der Jahre 1995-2000 hat das Sächsische Landesamt für Umwelt und Geologie
(LfUG) mit dem Projekt OMKAS verschiedenste Fachrichtungen der Umweltbeobachtung
und -analyse zusammengeführt, um die Ursachen und Auswirkungen der nahezu über ein
Jahrhundert andauernden hochgradigen Luftverschmutzungen im Dreiländereck von
Deutschland, Polen und Tschechien zu untersuchen. OMKAS steht für "
O
ptimierung
emissionsmindernder
M
aßnahmen bei gleichzeitiger Kontrolle der
A
ziditäts- und
Luftschadstoffentwicklung für die Grenzregionen des Freistaates
S
achsen" und fand mit der
Veröffentlichung der Ergebnisse am 16. März 2000 seinen Abschluss (LfUG 2000).
In die Zeit nach der Bearbeitung des Projektes OMKAS
fielen wichtige Maßnahmen zur Emissionsbegrenzung
von Luftschadstoffen und ein deutlicher Trend der Ver-
besserung von Luftqualität und Belastungssituation
konnte verzeichnet werden. Gleichzeitig wurde deutlich,
dass weiterhin viel zu tun bleibt für die Luftreinhaltung
im Freistaat Sachsen.
Die Richtlinie 1999/30/EG des Rates vom 22. April
1999 über Grenzwerte für Schwefeldioxid,
Stickstoffdioxid und Stickstoffoxide, Partikel und Blei in
der Luft, veröffentlicht am 29.06.1999 gibt die Grenz-
und Alarmwerte zum Schutz von Ökosystemen vor, die
zum Teil ab 19.07.2001, ab 01.01.2005 oder ab
01.01.2010 gelten werden. Diese Richtlinie gibt aber
auch einheitliche Messmethoden und Auswertekriterien
für die EU-Mitgliedsstaaten vor.
Die EU-Richtlinien 96/62/EG und die o. g. Richtlinie 1999/30/EG wurden mit der
Neufassung der 22. Bundes-Immissionsschutz-Verordnung in deutsches Recht umgesetzt
(BGBl I 2002, 3626).
Ebenso wichtige Impulse zur Fortsetzung der
Luftreinhaltepolitik gehen von der Wirtschafts-
kommission der Vereinten Nationen für Europa
(UN/ECE) aus. Im Jahre 1999, also 20 Jahre nach
Unterzeichnung der Konvention über weitreichende,
grenzüberschreitende Luftschadstoffe (Convention
on Long-range Transboundary Air Pollution,
LRTAP), wurde ein neues, wirkungsbezogenes
Protokoll auf den Weg gebracht. Die darin
enthaltenen Verpflichtungen zur Verminderung von
Versauerung, Eutrophierung und des bodennahen
Ozons (Protocol to Abate Acidification,
Eutrophication and Ground-level Ozone)
unterzeichneten im Dezember 1999 die Vertreter
von 27 Ländern, darunter Deutschland.
Ziel dieses Protokolls ist die weitere Senkung der
Emissionen von Schwefel, Stickoxiden, Ammonium

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
4
ÖKO-DATA Strausberg
und flüchtigen organischen Verbindungen (VOC), die eine Ursache der weiter zunehmenden
Versauerung, der ansteigenden Eutrophierung und des Entstehens von bodennahem Ozon
sind. Dieses Protokoll ist das erste seiner Art, das gleichzeitig mehrere Schadstoff-
komponenten und deren unterschiedliche Wirkungsbezüge behandelt, es wird daher auch als
Multi-Schadstoff/Multi-Effekt-Protokoll bezeichnet.
Ebenfalls erstmalig werden in diesem Protokoll auch Senkungsziele für den Bereich der
Landwirtschaft festgelegt. Insgesamt ist eine drastische Senkung des Schadstoffausstoßes in
die Atmosphäre vorgesehen, teilweise mit Reduzierungen um die 90 %. Bis zum Jahr 2010
sollen diese Zielstellungen erreicht werden, um die Gesundheit der Menschen und die
Stabilität der Ökosysteme nachhaltig zu schützen.
Bis Mai 2004 lagen die Unterschriften von 31 Staaten unter dieses Protokoll vor, davon haben
9 Länder bereits die Ratifizierungsurkunden hinterlegt. Weitere 7 Ratifikationen sind aller-
dings notwendig, damit auch dieses Protokoll in Kraft treten kann. Im Protokoll wurden
weitere, national differenzierte Minderungen der Emissionen von SO
2
, NO
y
, Ammoniak
(NH
3
) und von leicht flüchtigen Organika (VOC) beschlossen. Nach Umsetzung der
Vereinbarungen sollen bis zum Jahr 2010 in Europa und in Deutschland folgende
Minderungen, bezogen auf das Basisjahr 1990, erreicht sein:
Europa
Deutschland
Emissionen
von
Minderung
gegenüber 1990
Emissionen
von
Minderung
gegenüber 1990
SO
x
um 63 %
SO
x
um 90 %
NO
y
um 41 %
NO
y
um 60 %
NH
3
um 17 %
NH
3
um 28 %
VOC
um 40 %
VOC
um 69 %
Mit dem neuen Protokoll werden dann insgesamt 8 international verbindliche Dokumente die
Umsetzung der Konvention über weitreichende, grenzüberschreitende Luftschadstoffe, die
1983 in Kraft getreten und seitdem von 49 europäischen Ländern ratifiziert wurde (Stand vom
10.05.2004), unterstützen:
Stickstoffprotokoll
Das Protokoll zur Kontrolle der Stickoxidemissionen oder deren grenzüberschreitenden
Stoffströme wurde 1988 in Sofia unterzeichnet und ist von 28 Staaten ratifiziert, in
Deutschland siehe BGBl. II v. 24.09.1990 S. 1279, seit dem 14. Februar 1991 in Kraft;
Schwefelprotokoll
Das Protokoll zur weiteren Verminderung von Schwefelemissionen (zweites Schwefel-
protokoll, abgeschlossen 1994 in Oslo, wurde von 28 Ländern signiert sowie bisher von 25
Staaten ratifiziert, darunter Deutschland (siehe BGBl. II v. 04.03.1998 S. 130), es trat am
05. August 1998 in Kraft;
HM- Protokoll
Das Protokoll zu Schwermetallen (Heavy Metals), am 24.06.1998 in Aarhus (Dänemark)
unterzeichnet und von 36 Staaten signiert. Deutschland hat als 16. Land dieses Protokoll
ratifiziert, so dass es am 29. Dezember 2003 in Kraft treten konnte, inzwischen ist die Zahl der
hinterlegten Ratifikationsurkunden auf 21 gestiegen;

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
5
ÖKO-DATA Strausberg
POP-Protokoll
Das Protokoll über persistente organische Verbindungen (POP), von 36 Ländern ebenfalls in
Aarhus beschlossen und auch von Deutschland signiert sowie bisher von 19 Ländern
ratifiziert, es ist am 23. Oktober 2003 in Kraft getreten;
Multi-Komponenten-Protokoll
Dieses Protokoll, das am 01.12.1999 in Göteborg unterzeichnet und bisher von 31 Ländern
einschließlich Deutschland signiert sowie von 9 Staaten ratifiziert wurde, soll dem
Zusammenwirken der verschiedenen Luftschadstoffe Rechnung tragen;
das Protokoll zur Begründung des europäischen Mess- und Bewertungsprogramms für
Luftschadstoffe (European Monitoring and Evaluation Programme, EMEP), unterzeichnet
1984 und von 41 Ländern ratifiziert, in Kraft getreten am 28. Januar 1988;
das Helsinki-Protokoll von 1985 zur Reduzierung der Schwefelemissionen bzw. deren grenz-
überschreitender Stoffströme um mindestens 30 Prozent, ratifiziert von 22 Ländern und seit
dem 02. September 1987 in Kraft
sowie
das Protokoll von 1991 über die Emissionsbegrenzungen für flüchtige organische
Verbindungen (VOC) bzw. deren grenzüberschreitender Stoffströme, ratifiziert von 21 Staaten
und seit dem 29. September 1997 in Kraft.
Mit dem
Multi-Komponenten-Protokoll (Göteborg 1999)
wird eine Zusammenführung der
Protokollanforderungen zur Verminderung der Belastung durch einzelne Luftschadstoffe, die
Überprüfung der Wirksamkeit der Protokolle (Erreichen der Senkungsziele, Verminderung
der Critical-Load-Überschreitung, Auswirkungen in der Umwelt) sowie der Aufbau und die
Berechnung von Szenarien bezogen auf die Protokollzeiträume (Belastungssituation in den
Jahren 2005 und 2010) in den Mittelpunkt gerückt. Daraus abgeleitet werden sollen
Energie
Landwirtschaft
Schwefeldioxid
Schwefel-
deposition
Versauerung
Oberflächen-
gewässer
VOCs
Stickoxide
Ammoniak
Ozon-
konzentration
Stickstoffdioxid-
konzentration
Schwefeldioxid-
konzentration
Stickstoff-
deposition
Ertrags-
minderungen
Menschliche
Gesundheit
Materialien
Eutrophierung
Wälder
Nutzpflanzen
Terrestrische
Ökosysteme
Verkehr
Industrie
Ein umfassender Ansatz für die Luftreinhaltung:
Das Multi-Schadstoff-, Multi-Effekt-Protokoll
Quellen
Emittierte
Verbindungen
Wirkungs-
ursachen
Wirkungen
Rezeptoren
Marine-
Ökosysteme
/
Quelle: The Convention on Long-range Transboundary Air Pollution, UN/ECE, Århus, Dänemark, Juni 1998

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
6
ÖKO-DATA Strausberg
Vorschläge für Handlungserfordernisse, um durch geeignete Maßnahmen die Protokollziele
zu erreichen.
Seit 15 Jahren wird in der unter deutscher Leitung stehenden Sonderarbeitsgruppe
"Kartierung" (UN/ECE Task Force on Modelling and Mapping) daran gearbeitet, die
Zielstellungen der Protokolle wirkungsbezogen zu formulieren. Die dafür entwickelten
Methoden zur Ermittlung der ökologischen Belastungsgrenzen - Critical Loads und Levels -
wurden international abgestimmt und sind inzwischen zu einem Bewertungskriterium für die
Luftreinhaltung in Europa geworden, im EU Projekt „Clean Air for Europe“(CAFE) ebenso
wie in den International Co-operative Programme der UNECE (NAGEL und GREGOR 1999).
Die in den letzten Jahren entwickelten nationalen und regionalen Methodenansätze (vgl.
Kap. 2) sind auch für die Maßstabsebene eines Bundeslandes, wie den Freistaat Sachsen,
ausgezeichnet anwendbar.
In einem der größten Belastungsschwerpunktgebiete Deutschlands, der Grenzregion des
Freistaates Sachsens, wo schon seit fast 100 Jahren insbesondere Waldschäden durch
atmosphärische Belastungen registriert werden, ist es ein Erfordernis, unter Berücksichtigung
der lokalen lufthygienischen Situation die emissionsmindernden Maßnahmen auch räumlich
optimal zu planen.
Einen Beitrag hierzu ermöglicht die Regionalisierung der ökologischen Belastbarkeit, d. h. die
Bestimmung der standortspezifischen Empfindlichkeit von Wald- und anderen Ökosystemen
und ihr Vergleich mit den aktuellen Eintragsraten von Luftschadstoffen am jeweiligen
Standort.
Auf Grundlage der so ermittelten aktuellen Überschreitung von Belastbarkeiten lassen sich
Senkungsstrategien ableiten und Minderungsmaßnahmen so planen, dass ein möglichst hoher
ökologischer Effekt bei einem vertretbaren Aufwand garantiert wird. Auf dieser Basis kann
auch eingeschätzt werden, welcher Schadstoff in welchem Umfang reduziert werden muss,
um die empfindlichsten Ökosysteme zu schützen und eine nachhaltig umweltverträgliche
Entwicklung der Region zu sichern.
1997 wurde die Gesellschaft für Ökosystemforschung und Umweltdatenmanagement (ÖKO-
DATA) erstmals beauftragt, für diese Aufgabe als Teil des OMKAS-Projektes die Kritischen
Belastungsgrenzen für Säure- und Stickstoffeinträge in den Wäldern des Freistaates Sachsen
bzw. deren Überschreitungen durch die Deposition von Luftschadstoffen zu ermitteln (LfUG
2000). Das Projekt wurde Anfang 2000 mit methodische Grundlagen und Daten nach
Wissensstand 1999 abgeschlossen.
Die Fortsetzung, Aktualisierung und Präzisierung dieser Arbeiten wurde notwendig, um den
neuesten Wissens- und Datenfundus einbringen und dann eine langjährige Vergleichsreihe zur
Belastungssituation in der Umwelt auswerten zu können.
Mit einem für diesen Zeitraum einheitlichen methodischen Ansatz werden rezeptorbezogen
die Belastbarkeitsgrenzen (Säurebelastung und Eutrophierung) berechnet und kartiert, die
dann mit den aktuellen Belastungen der jeweiligen Jahre verglichen werden können. Über den
Betrachtungsraum von mehr als einer Dekade wird eine relativ gesicherte Trendanalyse
möglich, die die in diesem Zeitraum vollzogenen entscheidenden Änderungen bei der
Belastung durch Luftschadstoffe in Sachsen erfasst (vgl. Abb. 1, Abb. 2).

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Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
7
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 1: Entwicklung der SO
2
-Jahresmittelwerte an ausgewählten Stationen Sachsens,
Jahresbericht zur Immissionssituation 2001 (LfUG 2003)
Abb. 2: Entwicklung der NO
2
-Jahresmittelwerte an ausgewählten Stationen Sachsens,
Jahresbericht zur Immissionssituation 2001 (LfUG 2003)
Gegenstand des vorliegenden Ergebnisberichts sind die Leistungspakete I und II,
dabei Teil I „Ökologische Belastungsgrenzen – Critical Loads“ mit den Aufgaben
Berechnung und Kartierung der ökologischen Belastbarkeitsgrenzen für versauernde
und eutrophierende Luftschadstoffeinträge in naturnahe und halbnatürliche terrestri-
sche Ökosysteme des Freistaates Sachsen nach der Massenbilanz-Methode auf Basis
neuer Grunddaten im Maßstab 1 : 200 000 (bisher 1 : 400 000)
Jahr

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
8
ÖKO-DATA Strausberg
Aktualisierung und Präzisierung der bisherigen Datenbasis zu ökologischen
Belastungsgrenzen (aus dem Projekt OMKAS) unter Einbeziehung neuester
landesspezifischer Datengrundlagen, die durch Sächsische Landesbehörden zur
Verfügung gestellt werden, insbesondere
o
aktuelle Boden-Daten zur Sächsischen Bodenübersichtskarte im Maßstab
1 : 200 000 (BÜK 200),
o
aktuelle Landnutzungskartierung,
o
aktualisierte meteorologische Daten (langjähriger Durchschnitt der
Jahresmittel von Temperatur und Niederschlag 1971-2000),
o
Sickerwasserraten auf Basis der BÜK 200 und andere geeignete Parameter der
Bodendatenbank (Freisetzung basischer Kationen aus Verwitterung etc.),
o
Präzisierte Stoffentzüge durch Holzentnahme aus Wäldern und geeignete
Parameter anderer Forst-Datenbanken,
o
Verifizierung der Ergebnisse durch Vergleich mit aktuellen Ergebnissen der
Level-II-Beobachtungsflächen,
o
Verifizierung der Ergebnisse durch Vergleich mit naturschutzrelevanten
Kartierungen von Arten und Lebensgemeinschaften nach Schmidt et al.
(2000).
und Teil II – Überschreitung von ökologischen Belastungsgrenzen – mit den Schwerpunkten
Berechnung der aktuellen Überschreitungen der ökosystemaren Belastbarkeitsgrenzen
terrestrischer Ökosysteme für die Jahre 2001 und 2002 sowie rückwirkende
Neuberechnung der Überschreitungsraten in den Jahren 1990 bis 2002 unter
Einbeziehung der Nebeldepositionen
o
Ermittlung der Depositionsraten von Luftschadstoffen im Nebel in den Jahren
1990-2002
o
Ermittlung der Depositionsraten von Luftschadstoffen im Niederschlag und im
trockenen Aerosol
o
Trendanalysen der Überschreitungsraten von 1990-2002
o
Trendanalysen der schadstoffspezifischen Überschreitungstypen der Critical-
Loads-Funktion

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
9
ÖKO-DATA Strausberg
2
Das Prinzip der Critical Loads
2.1
Modell-Ansätze zur Bestimmung von Critical Loads
Unter dem Begriff Critical Loads sind naturwissenschaftlich begründete Belastungsgrenzen
zu verstehen, die für die Wirkung von Luftschadstoffen auf unsere Umwelt ermittelt werden.
Die Einhaltung oder Unterschreitung solcher Belastungsgrenzwerte gibt nach heutigem
Wissen Gewähr dafür, dass ein ausgewähltes Schutzgut, der ökologische Rezeptor, weder
akut noch langfristig geschädigt wird. Die Schutzgüter oder Rezeptoren können ganze
Ökosysteme sein, Teile davon oder Organismen, aber auch Baudenkmäler oder besondere
Materialien. Als Wert für die Critical Loads wird in quantitativer Abschätzung derjenige
Schadstoffeintrag bestimmt, bei dessen Unterschreitung nach derzeitigem Kenntnisstand
schädliche Effekte am ausgewählten Schutzgut nicht zu erwarten sind.
In Deutschland wurde, wie in vielen anderen europäischen Ländern auch, zunächst für den
Wald und andere naturnahe Ökosysteme der Critical Load Ansatz benutzt, um für den Eintrag
versauernder Luftschadstoffe und für die eutrophierende Wirkung (Überangebot von Nähr-
stoffen) der Stickstoffeinträge aus der Luft die ökologischen Belastungsgrenzen zu bestimmen
und zu kartieren. Dazu benutzt wird eine Massenbilanzmethode, bei der - wie auf einer
Waage - den meist anthropogenen Einträgen der betrachteten Stoffe auf der einen Seite die
Aufnahme oder Festlegung dieser Stoffe sowie ein unschädlicher oder tolerierbarer Austrag
auf der anderen Seite gegenübergestellt werden. Solange diese Waage ausgeglichen ist,
werden die ökologischen Belastungsgrenzen - die Critical Loads - nicht überschritten. Jeder
weitere Eintrag führt jedoch zu einer Schädigung des Rezeptors und zur Gefährdung der
Stabilität des Systems. Im Vergleich mit der aktuellen Luftbelastung durch diese Schadstoffe
zeigt sich dann, in welcher Größenordnung und in welchen Regionen weitere Maßnahmen
notwendig sind, um auf Dauer stabile Ökosysteme zu erhalten. Die Einhaltung ökologischer
Belastungsgrenzen wird damit Kriterium und Ziel der Maßnahmen im Umweltschutz.
Den Critical Loads müssen die tatsächlichen Depositionen atmosphärischer Schadstoffe
gegenübergestellt werden, da das Schädigungsrisiko durch Einwirkung von Luftschadstoffen
weder allein durch stoffspezifische kritische Schwellenwerte (Critical Loads) noch allein
durch die aktuellen Belastungen (Actual oder Deposition Loads) beschrieben wird. Dies kann
nur die Differenz der beiden Größen, also die Überschreitung (Exceedance) der Critical Loads
leisten.
Neben der exakten Definition der zu verrechnenden stofflichen Komponenten ist die
Vergleichbarkeit der räumlichen Bezugsbasis von Critical Loads und Deposition ein
wesentlicher Aspekt der Erfassung der Überschreitung. Damit ist gemeint, dass sie sich
sowohl auf dieselbe Fläche als auch auf denselben Rezeptor beziehen müssen.
Durch die Bestimmung und Kartierung von Wirkungsschwellen - Critical Loads - für den
indirekten Wirkungspfad (langfristige Depositionen) wird die Höhe der jeweils tolerierbaren,
weil unschädlichen Deposition ausgewiesen, die sich allein nach den Eigenschaften des
betrachteten Ökosystems/Rezeptors richtet. Damit gilt beispielsweise für einen Fichtenwald
ein anderer Wert als für einen Buchenwald auf dem gleichen Standort, und ein Ökosystem mit
einem sandigen Boden ist empfindlicher als eines mit einem kalkreichen Lehmboden. Die
Bestimmung von Critical Loads für wichtige ökologische Rezeptoren in Sachsen stellt damit
eine wesentliche Grundlage für die Anwendung des Vorsorgeprinzips im Umweltschutz dar.
Aufgrund der Verwendung von Steady-State-Modellen kann aber keine zeitliche Auflösung
angegeben werden, so dass weder eine retrospektive Analyse noch eine Prognose von
Waldschäden allein aus einer Critical Loads-Überschreitung herzuleiten ist.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
10
ÖKO-DATA Strausberg
Methodisch unterscheiden sich bei der Bestimmung der Critical Loads drei hierarchisch
verschiedene Ansätze:
Empirische Ansätze
Bei den empirischen Ansätzen werden auf Erfahrungen und Felduntersuchungen beruhende
Grenzwerte für einen Schadstoff einem bestimmten ökologischen Rezeptor bzw. einem
definierten Ökosystem zugewiesen. Die Zuweisung solcher Erfahrungswerte basiert in der
Regel auf langjährigen Beobachtungen. Auf dem Workshop 2002 in Bern wurde von den
europäischen Experten unter Federführung von BOBBINK U. ACHERMANN (2002) eine
empirische Zuweisungstabelle für verschiedene Ökosystemtypen Europas zusammengestellt,
die den gegenwärtigen Erkenntnisstand widerspiegelt.
Massenbilanzmethode
Mit einer einfachen Massenbilanz wird bei dieser Methode versucht, die Ein- und
Austragsberechnungen von Schadstoffen für ein Ökosystem vorzunehmen. Die
Grundannahme dabei ist, dass die langfristigen Stoffeinträge gerade noch so hoch sein dürfen,
wie diesen ökosysteminterne Prozesse gegenüberstehen, die den Eintrag puffern, speichern
oder aufnehmen können bzw. in unbedenklicher Größe aus dem System heraustragen. Es
werden also die Quellen und Senken der betrachteten (Schad-)Stoffe gegeneinander
aufgewogen. Versauernd wirkende Stoffeinträge z. B. dürfen danach höchstens der gesamten
Säureneutralisationskapazität des Systems entsprechen.
Den anthropogenen Stickstoffdepositionen werden die stickstoffspeichernden bzw. -
verbrauchenden Prozesse im Ökosystem gegenübergestellt. Zu diesen zählen die
Nettofestlegung von Stickstoff in der Holzbiomasse, die Nettoimmobilisierung in der
Humusschicht, die Denitrifikation und ein zu tolerierender bzw. unvermeidbarer Nitrataustrag
mit dem Sickerwasser.
Das Critical Load-Konzept beinhaltet somit als Grundgedanken einen langfristigen
Stabilitätsansatz. Das Ökosystem kann durch einen so genannten Steady-state-Zustand
charakterisiert werden. Heute wird dafür auch gerne der Begriff von der Nachhaltigkeit
verwendet.
dynamische Modelle
Bei den dynamischen Modellen ist der Zeitbezug gewährleistet. Damit können auch
Entwicklungsszenarien beschrieben und verschiedene Depositionsmengen in ihren
Auswirkungen dargestellt werden. Diese dynamischen Modelle stellen sehr hohe Ansprüche
an die Datenverfügbarkeit bzw. die modellhafte Abbildung ökosystemarer Zusammenhänge.
Deshalb werden dynamische Ansätze in erster Linie in räumlich abgegrenzten, kleineren und
wohldefinierten Untersuchungsgebieten angewendet.
Auf
allen drei Ebenen
werden jedoch räumlich differenzierte Critical Loads bestimmt bzw.
berechnet und das Ausmaß ihrer Überschreitungen bildet dann die Grundlage für Szenarien
zur Verminderung der atmosphärischen Schadstoffbelastung und für die Luftreinhaltepolitik
im lokalen oder regionalen Maßstab ebenso wie auf der Ebene der Bundesrepublik. So
konnten die Ergebnisse der europaweiten Critical Loads-Kartierung in die Verhandlung des
im Dezember 1999 unterzeichneten Multi-Schadstoff-Protokolls eingehen und als Grundlage
für wirkungsbezogene Minderungsvereinbarungen dienen.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
11
ÖKO-DATA Strausberg
2.2
Ermittlung der Critical Loads für Säureeinträge nach der Massenbilanz-
methode
In Anlehnung an die generelle Definition der Critical Loads nach dem Level-1-Ansatz
(ökologische Belastungsgrenzen für den Eintrag von Luftschadstoffen nach dem Prinzip der
Waage) wird hier als „Critical Load für Säureeinträge“ die höchste Deposition von säure-
bildenden Verbindungen verstanden, die langfristig keine schädlichen Effekte in Struktur und
Funktion der Ökosysteme infolge chemischer Veränderungen hervorruft. Die Höhe der
tolerierbaren Deposition richtet sich damit allein nach den Eigenschaften des betrachteten
Ökosystems. Dem Eintrag bzw. der Bildung von Protonen wird seitens des Bodens durch
diverse Puffermechanismen entgegengewirkt, die pH-Wert abhängig sind (vgl. Tab. 1). Reicht
die Wirkung einer Puffersubstanz nicht mehr aus, den Protoneneintrag zu kompensieren,
findet eine Absenkung des pH-Wertes statt und der im folgenden pH-Wertbereich befindliche
Puffer wird wirksam. Die Geschwindigkeit der pH-Wertabsenkung ist neben der Menge der
deponierten Protonen von diversen Faktoren wie der Bodenverwitterung, dem Klima, der
Vegetation u. a. abhängig.
Tab. 1: Puffersysteme in Böden (ULRICH 1985, verändert)
Puffersubstanz pH-Bereich bodenchemische Veränderung
Karbonat-Puffer (CaCO
3
) 8,6-6,2 Basenauswaschung
Silikat-Puffer (primäre Silikate)
>5,0
Vergrößerung der
Kationenaustauschkapazität
Austauscher-Puffer (Tonminerale)
5,0-4,5
Reduktion der Kationenaustauschkapazität
Mangan-Oxide 5,0-4,5 Reduktion der Basensättigung
Tonminerale
5,0-4,2
Reduktion der Basensättigung
n [Al(OH)
x
(3-x)+
] 4,5-4,2
Aluminium-Puffer (n [Al(OH)
x
(3-x)+
],
Aluminium-Hydroxosulfate)
<4,2 Aluminium-Auswaschung
Aluminium-Eisen-Puffer (wie Aluminium-
Puffer, „Boden-Fe(OH)
3
“)
<3,8 organische Fe-Komplexe
Eisen-Puffer (Eisenhydrit)
<3,2
Fe
3+
In der Critical Loads-Berechnung werden zwei verschiedene Definitionen für die Summe der
basischen Kationen verwendet, die deren differenzierter Wirkung auf Boden und Pflanze
Rechnung tragen: Im Boden liegen folgende basische Kationen vor, die als Summe in die
Critical Loads-Berechnung eingehen:
BC
=
Ca Mg
+
K
+
Na
+
Da Natrium nicht pflanzenphysiologisch wirksam ist, wird es bei der Bestimmung pflanzen-
relevanter basischer Kationen (Bc) nicht berücksichtigt und es gilt:
Bc
=
Ca Mg
+
K
+
Zu den maßgeblichen Prozessen, die den Säureeinträgen gegenüber stehen, gehören die
Verwitterung und die Deposition basischer Kationen, der Stickstoffentzug durch Biomasse
sowie die Auswaschung mit dem Sickerwasser.
Der Critical Load für den aktuellen Säureeintrag wird demnach in Anwendung der
Massenbilanz-Methode (vgl. UBA 1996) nach folgender Gleichung berechnet, die folgende
Quellen und Senken für Protonen berücksichtigt:

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
12
ÖKO-DATA Strausberg
CL(S+N) = CL(S)+ CL(N) = BC*
dep
–Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
+ N
i
+ N
u
+ N
de
– ANC
le(crit)
wobei:
CL
=
Critical Load (Belastungsgrenzwert) [eq/(ha a)]
S
= Schwefelverbindungen
N
= Stickstoffverbindungen
BC*
dep
=
seesalzkorrigierte Rate der Deposition basischer Kationen [eq/(ha a)]
Cl*
de
=
seesalzkorrigierte Rate der Deposition von Cloridionen [eq/(ha a)]
BC
w
=
Freisetzungsrate basischer Kationen durch Verwitterung [eq/(ha a)]
Bc
u
=
Netto-Aufnahmerate basischer Kationen durch die Vegetation
[eq/(ha a)]
N
i
=
Stickstoff-Immobilisierungsrate [eq/(ha a)]
N
u
= Netto-Stickstoff-Aufnahmerate durch die Vegetation [eq/(ha a)]
N
de
=
Stickstoff-Denitrifikationsrate [eq/(ha a)]
ANC
le(crit)
=
Kritische Austragsrate der Säureneutralisationskapazität mit dem
Sickerwasser [eq/(ha a)]
Da einige Senkenprozesse aus der Massenbilanz nur für den Stickstoff gelten
(Pflanzenaufnahme und Immobilisierung), muss die
maximal
zulässige Deposition von
Säurebildnern ohne diese formuliert werden, so dass der Grenzwert auch unter der Annahme
gültig bleibt, dass allein Schwefelverbindungen eingetragen werden [Cl
max
(S)]. Damit wird
gewährleistet, dass die ermittelten Grenzwerte für Säureeinträge unter allen möglichen
Depositionsbedingungen gelten und nicht die N-bezogenen Senkenprozesse für den Ausgleich
von S-Einträgen herangezogen werden können:
CL
max
(S) = BC*
dep
–Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
– ANC
le(crit).
Sind jedoch die Anteile von Schwefel- und Stickstoffverbindungen an der aktuellen
Gesamtdeposition von Säurebildnern z. B. eines Jahres bekannt – wie es aufgrund der
Methoden der Depositionserfassung für Sachsen der Fall ist (vgl. Kap. 5.1) – wird die
Critical Load-Funktion gebildet, um eine schadstoffspezifische Bilanz von aktuellem
Depositionswert (S
dep
;N
dep
) zu dem Wertepaar auf der Critical Load-Funktion (S
crit
, N
crit
) zu
ermitteln, die die kürzeste Distanz („Exceedance“) darstellt (vgl. Abb. Kap. 6.1) und somit die
Ableitung der effektivsten schadstoffspezifischen Minderungsmaßnahmen an den Emittenten
gewährleistet.
Für den Sächsischen Datensatz der Critical Loads und Exceedances 2002 gehen wir nach
beiden Methoden vor, d. h. wir ermitteln sowohl die schadstoffunabhängigen Critical Loads
für Säureeinträge
CL
max
(S),
als auch die schadstoffspezifischen Critical-Load-Funktionen
CL(S+N)
(vgl. Kap. 6.1.2).
Die Eingangsdaten für die Parameter
BC*
dep,
Cl*
dep,
BC
w,
Bc
u,
N
i,,
N
u
und N
de
werden
unmittelbar oder mittelbar aus Messungen gewonnen. Die hierfür genutzten Datengrundlagen
werden im Kap. 3.1 beschrieben.
Demgegenüber ist der Term ANC
le(crit)
nur bestimmbar, wenn man ein Modell zu seiner
Berechnung heranzieht, das in die o. g. Formeln für die Critical Loads integriert werden kann.
Eine weitere Modifizierung der o. g. Formeln für die Critical Loads ergibt sich aus der
Festlegung, dass bei der ANC
le(crit)
-Berechnung eine Fallentscheidung implementiert ist, die

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
13
ÖKO-DATA Strausberg
den besonderen Schutz wertvoller, seltener basenreicher Bodentypen garantieren soll. Die für
die Ermittlung dieser Parameter notwendigen Erweiterungen der o. g. Critical Loads-Formeln
durch Teilmodelle werden deshalb im folgenden Abschnitt erläutert:
Modellansätze zur Ermittlung der Kritischen Auswaschungsrate von Säureneutrali-
sationskapazität ANC
le(crit)
Eine vollständige Säureneutralisation findet im Boden statt, wenn ein Gleichgewicht
zwischen basischen Ionen und sauren Ionen in der Bodenlösung herrscht:
[H]
+
+ [Al]
3+
+ [Bc]
+
+ [NH
4
]
+
= [SO
4
]
-
+ [NO
3
]
-
+ [HCO
3
]
-
+ [RCOO]
-
wobei:
[
RCOO
]
-
= Konzentration organischer Anionen [eq/m
3
]
[
HCO
3
]
-
= Konzentration von Hydrogencarbonationen [eq/m
3
]
Als Maß für die Säureneutralisationskapazität kann die Konzentration der basischen
Reaktionsprodukte des Neutralisationsvorganges in der Bodenlösung saurer Böden
herangezogen werden:
[ANC]
le
= + [HCO
3
]
-
le
+ [RCOO]
-
le
- [H]
+
le
- [Al]
3+
le
Die Konzentration von Hydrogencarbonat und organischen Anionen kann vernachlässigt
werden (DEVRIES 1991). Somit ergibt sich die kritische Konzentration von ANC nach starker
Vereinfachung aus:
(
)
3
[
]
(
)
[
]
(
crit
)
[
]
crit
ANC
crit
=−
H
+
Al
+
wobei:
[
H
]
+
(crit)
= Kritische Konzentration H
+
-Ionen [eq/m]
[
Al
]
3+
(crit)
= Kritische Konzentration von Al
3+
-Ionen [eq/m]
Dementsprechend ist die kritische Auswaschung der ANC:
[ ] [] []
ANC
( )
H
( )
Al
( )
le crit
= −
le crit
le crit
++
3
wobei:
[
H
]
+
le(crit)
= Auswaschung der kritischen H
+
-Ionenkonzentration [eq/(ha a)]
[
Al
]
3+
le(crit)
= Auswaschung der kritischen Al
3+
-Ionenkonzentration [eq/(ha a)]
Um [
H
]
+
le(crit)
und [
Al
]
3+
le(crit)
zu berechnen, gibt es drei verschiedene Ansätze auf Basis der
Massenbilanz (SMB):

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
14
ÖKO-DATA Strausberg
Variante 1: Schutz der Pflanzen vor Intoxikation
Variante 1 a ( Kritisches Basen/Aluminium-Verhältnis):
Basenreiche Böden puffern eingetragene Protonen über die Freisetzung basischer Kationen
ab. Bei pH-Werten von pH 5,0 bis pH 4,2 findet eine Änderung der Ausstattung der Böden
mit Nährstoffen, insbesondere mit basischen Kationen, statt, da Al
3+
-Ionen die Boden-
Austauscher aufgrund ihrer hohen Ladung blockieren und freigesetzte basische Kationen
Auswaschungsprozessen unterliegen (MATZNER 1988, ULRICH 1985). Infolgedessen stehen
den Pflanzen weniger basische Kationen zur Aufnahme zur Verfügung, was insgesamt-
verstärkt durch hohe Depositionen eutrophierenden Stickstoffs - zu Nährstoffinbalancen und
den bekannten Mangelerscheinungen bis hin zu Nekrosen führt (hier ist insbesondere der Mg-
und K-Mangel zu nennen). Ein in der Critical-Load-Methodik hierzu eingesetzter Indikator ist
das Bc/Al-Verhältnis, da man in verschiedenen Untersuchungen ein Bc/Al-Verhältnis von 0,6
bis 1,2 (in wenigen Ausnahmefällen bis 5) als eine kritische Größe hinsichtlich der zu
erwartenden Schädigungen fand (vgl. Variante 1 im Folgenden). Ein gesunder Boden zeichnet
sich hingegen durch ein Bc/Al-Verhältnis zwischen 10 und 100 aus (ROST-SIEBERT 1985,
SVERDRUP und WARFVINGE 1993).
Eine zu hohe Al
3+
-Konzentration kann toxisch auf die Pflanzen des Ökosystems wirken, wenn
nicht gleichzeitig genügend basische Kationen als Alternative für die Aufnahme durch die
Pflanzen in der Bodenlösung zur Verfügung stehen. Grenzkriterium für den Verlust an Säure-
neutralisationskapazität ist deshalb das Verhältnis der durch Verwitterung freigesetzten pflan-
zenverfügbaren basischen Kationen Bc = Ca + Mg + K zu Al
3+
-Ionen. Diese Schwelle zur
Schadwirkung ist pflanzenartspezifisch unterschiedlich hoch. Untersuchungen an verschiede-
nen Baumarten, die in Deutschland aufgeforstet sind, ergaben in der Regel niedrigere Werte
bei grundwasserunabhängigen Laubbaumarten (Bc/Al
crit(phytotox)
= 0,6-0,8), aber höhere
Empfindlichkeiten bei Nadelbäumen (Bc/Al
crit(phytotox)
= 1,0-1,2).
Die kritische Aluminium-Auswaschungsrate, die sich ergibt, wenn ein kritisches (beginnend
toxisch zu wirkendes) Bc/Al-Verhältnis in der den Vegetationstyp beherrschenden
Pflanzenart erreicht ist, lässt sich wie folgt ermitteln:
Der Faktor 1,5 ergibt sich aus der Umrechnung von mol in eq unter Berücksichtigung dessen,
dass K im Gegensatz zu Ca und Mg nur einwertig ist, also nur mit dem halben Atomgewicht
in die Umrechnung eingeht.
Die Basenauswaschung Bc
le
ergibt sich aus der Massenbilanz:
Bc
le
= Bc
dep
+ Bc
w
- Bc
u
wobei:
Bc
le
=
Basenauswaschung [eq/(ha a)]
Bc
dep
=
nicht seesalzkorrigierte Rate der Deposition pflanzenphysiologisch wirksamer
basischer Kationen (Ca, Mg, K) [eq/(ha a)]
Bc
w
= Freisetzungsrate pflanzenphysiologisch wirksamer basischer Kationen durch
Verwitterung [eq/(ha a)]
Bc
u
= Netto-Aufnahmerate pflanzenphysiologisch wirksamer basischer Kationen
durch die Vegetation [eq/(ha a)]
(
)
(
)
(
/
)
1,5
crit phytotox
le
le crit
Bc Al
Bc
Al
=

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
15
ÖKO-DATA Strausberg
Die Ermittlung der Verwitterungsrate basischer Kationen wird in Kap. 3.2 erläutert, der
Entzug basischer Kationen in Kap. 3.3.
Durch Einsetzen in die Ausgangsgleichung:
ANC
le(crit)=
+
=
(
)
(
)
3
]
[
]
[
crit
le
Al
lecrit
H
-PS{[
]
3
[
]
}
crit
Al
crit
+
H
+
ergibt sich in Anwendung der Massenbilanz folgende allgemeine Gleichung zur Bestimmung
des kritischen Austrags von Protonen:
ANC
le(crit)= -
()
+
crit
w
dep
u
Bc Al
Bc
Bc
Bc
/
1,5
-
PS
[
H
]
crit
ANC
le(crit)= -
()
+
crit
w
dep
u
Bc Al
Bc
Bc
Bc
/
1,5
-
PS
1 / 3
]
3
[
+
gibb
crit
K
Al
ANC
le(crit)= -
()
+
crit
w
dep
u
Bc Al
Bc
Bc
Bc
/
1,5
-
PS
1/ 3
(
)
]
3
[
+
gibb
crit
le
PS K
Al
-ANC
le(crit)=
()
2 / 3
/
1,5
PS
Bc Al
Bc
Bc
Bc
crit
w
dep
u
+
+
()
1 / 3
/
1,5
+
crit
gibb
w
dep
u
Bc Al
K
Bc
Bc
Bc
Der Critical Load für den Säureeintrag berechnet sich nun unter Berücksichtigung des Bc/Al-
Verhältnisses als begrenzendes Kriterium für die Auswaschungsrate an Säureneutra-
lisationskapazität wie folgt:
CL
(1a)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
()
2 / 3
/
1,5
PS
Bc Al
Bc
Bc
Bc
crit
w
dep
u
+
+
+
()
1 / 3
/
1,5
+
crit
gibb
w
dep
u
Bc Al
K
Bc
Bc
Bc
wobei:
PS
=
Sickerwasserrate [m/(ha a)]
K
gibb
=
Gibbsitkonstante
Bei der Berechnung der kritischen Protonenkonzentration [
H
]
+
(crit)
fließt die kritische
Aluminiumkonzentration unter Verwendung des Gibbsitgleichgewichtes (negativer
Logarithmus der Lösungskonstante für die Löslichkeit von Gibbsit:
(Al(OH)
3
+ 3 H
+
Al
3+
+ 3 H
2
O) in die Gleichung ein. Für
K
gibb
(Gibbsitkonstante) wird ein
Wert von 3
10
2
(mol m
-3
)
-2
(vgl. UBA 1996) eingesetzt.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
16
ÖKO-DATA Strausberg
Variante 1b (Kritisches Basen/Protonen-Verhältnis)
In einigen wenigen Fällen, z. B. in Böden, die grundwasserbeeinflusst sind (Sümpfe, Moore)
und Böden mit einem sehr hohen Anteil organischer Substanz (gemessen als gelöster
organischer Kohlenstoffgehalt „Dissolved Organic Carbon“ = DOC >100mg/l), in denen
Aluminium so gut wie nicht vorhanden ist oder dessen Wirkung weitgehend abgeschwächt
wird, soll als kritische Schwelle für die Toxizität das Verhältnis basischer Kationen zu
Wasserstoff (Bc/H
+
)
crit
zur Bestimmung des Critical Load für Säure herangezogen werden.
Die kritische Auswaschungsrate von Protonen wird bestimmt durch:
wobei der Faktor 0,5 sich aus der Umrechnung der Maßeinheiten mol in eq ergibt.
Wenn man also in diesen Fällen davon ausgeht, dass kein Al ausgewaschen werden kann
[Al
le(crit)
= 0], ergibt sich folgende Formel für die Berechnung des Critical Load für den Säure-
eintrag:
CL
(1b)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
()
+
+
crit
w
dep
u
Bc H
Bc
Bc
Bc
/
0,5
Das kritische Bc/H-Verhältnis kann
für Laubbäume und Krautvegetation auf 0,3
Bc/Al und
für Nadelbäume auf 1⋅ Bc/Al (d. h. Bc/H = Bc/Al)
gesetzt werden (UBA 1996).
Die Anwendung der Variante 1b kommt in Sachsen bei den Bodenformengruppen Hochmoor
(HH), Niedermoor (HN), Anmoorgley (GM) und Moorgley (GH) in Frage. Alle anderen
terrestrischen Bodenformen mit überwiegend humusarmen mineralischen Horizonten wurden
nach Variante 1a berechnet (vgl. Kap. 3.4).
Variante 2: Erhaltung der Boden-Stabilität (kritischer Aluminium-Austrag)
Als Kriterium für die Bestimmung eines kritischen Aluminium-Austrages mit dem
Sickerwasser muss auch der notwendige Mindest-Gehalt an sekundären Aluminium-Phasen
und -Komplexen benutzt werden, da diese Komponenten wichtige Strukturelemente des
Bodens darstellen und die Bodenstabilität von der Stabilität dieses Reservoirs an Substanzen
abhängt. Eine Verminderung des Gehaltes an sekundären Aluminium-Komplexen durch
Auswaschung darf nicht zugelassen werden. Die Aluminium-Reduzierung hat eine Abnahme
des pH-Wertes zur Folge. Eine Verminderung des Aluminium-Gehaltes findet statt, wenn
Säureeinträge zu einer übermäßigen Auswaschung von Aluminium führen, das durch
Verwitterung primärer Mineralien freigesetzt wurde. Deshalb wird festgelegt, dass die
kritische Auswaschungsrate von Al mit dem Sickerwasser nicht höher sein darf als die
Verwitterungsrate von Al aus primären Mineralien, d. h. der Schwellenwert für die Ermittlung
des Critical Load wird festgesetzt mit:
Al
le(crit)
= Al
w
wobei: Al
w
= Verwitterungsrate von Al aus primären Mineralien [(eq/(ha a)]
crit
le
le crit
Bc H
Bc
H
(
/)
)
0,5
(
=

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
17
ÖKO-DATA Strausberg
Die Freisetzung von Al steht in einem mehr oder weniger konstanten Verhältnis zur Verwitte-
rungsrate basischer Kationen, so dass man unter Berücksichtigung der Stöchiometrie einen
Faktor p bestimmen kann, der dieses Verhältnis angibt:
Al
w
= p
BC
w
Der Critical Load für den Säureeintrag ergibt sich unter Berücksichtigung des notwendigen
sekundären Al-Komplex-Gehaltes im Boden als Voraussetzung für dessen Stabilität wie folgt:
CL
(2)
max
(S) = BC*
dep
– Cl*
dep
+ (1+p)BC
w
– Bc
u
1/ 3
2 / 3
+
⎛⋅
gibb
w
K
p Bc
PS
wobei:
p = Faktor als Verhältnis von Bc
w
zu Al
w
Untersuchungen an typischen Mineralien in Nord-Europa ergaben Relationen zwischen den
Messwerten der Verwitterungsraten basischer Kationen und den gemessenen
Verwitterungsraten von Aluminium in einer Spanne von 1,5-3 (UBA 1996). Für p wird
deshalb als beste Schätzung der Mittelwert der ermittelten Wertespanne festgesetzt:
P = 2.
Variante 3: Erhaltung des bodentypischen Basenpools (Kritische Basensättigung)
Alle Böden mit Basensättigungswerten (BS) <30 %, das entspricht ca. einem pH-Wert von
pH 4,0 können als stabil versauert angesehen werden. Diese befinden sich im Aluminium-
bzw. Eisenpufferbereich. Es findet keine Auswaschung basischer Kationen mehr statt.
Böden mit Basensättigungswerten >30 % verfügen über einen größeren Basenpool, der beson-
dere Bedeutung für die Entwicklung von Pflanzengesellschaften und damit von Biozönosen
hat, die auf den Basenreichtum angewiesen sind. Diese Böden und mit ihnen die
kalkabhängigen Biozönosen sind in Skandinavien nicht zu finden, sind aber in Deutschland
sowie in Österreich und der Schweiz auf großen Flächen noch vorhanden. Bei diesen Böden
würde aber nach der Bestimmungsmethode der Kritischen Auswaschungsrate von
Säureneutralisationskapazität nach den o. g. Methoden (Variante 1 und 2) eine relativ hohe
Auswaschungsrate tolerierbar sein, weil zunächst ein großer Basenvorrat zur Verfügung steht,
der für die Auswaschung freigegeben würde. Der Basenvorrat dürfte sich somit soweit
verringern, bis der pH-Wert auf pH <4,2 abgesunken ist und relevante Mengen an Aluminium
und Wasserstoff zur Intoxikation der Pflanzen führen würden. Nach den Gleichungen im
vorangehenden Abschnitt für den Critical Load, die eine Auswaschungsrate von
Säureneutralisationskapazität bis zu einem kritischen Grenzpunkt in Abhängigkeit vom
Aluminium-Gehalt in der Bodenlösung zulässt, würde somit der gesamte Basenvorrat für die
Pufferung von Säureeinträgen zur Verfügung gestellt werden. Letztendlich wäre damit eine
Degradierung basenreicher Böden zu basenärmeren gestattet, was zum Verlust wertvoller
Ökosysteme führen würde (Rückgang der Kalkbuchenwälder, Eschenwälder, mesotroph-
kalkreicher Moorwälder, Kalkschotterrasen, Kalktrockenrasen, Halbtrockenrasen,
Zwischenmoore, mesotroph kalkreicher Gewässer), die auf der Basis kalk- oder basenreicher
Substrate entstanden und auf diese angewiesen sind. Diese basen- und kalkreichen Böden sind
deshalb schutzwürdig und schutzbedürftig. Ein Austrag von Säureneutralisationskapazität
darf bei den basenreichen Böden nur zugelassen werden bis zur Erreichung der unteren
Grenze der Basensättigung des natürlichen Pufferbereiches, zu dem die Bodenform nach
Bodenart, Muttergestein und Horizontfolge im unbelasteten Zustand gehört (vgl. Tab. 2). Der

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
18
ÖKO-DATA Strausberg
pH-Wert lässt sich nach KA4 (AG BODENKUNDE 1994, S. 339) direkt in den entsprechenden
Basensättigungsgrad umrechnen.
Tab. 2: Untere Grenzen des pH-Werts bzw. der Basensättigung der natürlichen
Pufferbereiche deutscher Bodenformen (ULRICH 1985, angepasst)
Puffersubstanz niedrigster
pH-Wert des
Puffer-
bereiches
niedrigste
Basensättigung
(BS) des
Pufferbereiches
Karbonat-Puffer (CaCO
3
)
6,2 83
Silikat-Puffer (primäre Silikate)
5,0
56
Austauscher-Puffer
Mangan-Oxide
4,5 43
Tonminerale 4,2 35
Aluminium-Puffer (n [Al(OH)
x
(3-x)+
], Aluminium-
Hydroxosulfate
4,0 30
Aluminium-Eisen-Puffer (wie Aluminium-Puffer,
„Boden-Fe(OH)
3
“)
3,6 15
Eisen-Puffer (Eisenhydrit)
3,3
5
Die Berechnung dieser Variante basiert ebenfalls auf den Ausgangsgleichungen für die
Berechnung des kritischen ANC-leaching (nach Variante 1) wie folgt:
ANC
le(crit) =
+
=
(
)
(
)
3
]
[
]
[
crit
le
Al
lecrit
H
-PS{
[
]
3
[
]
}
crit
Al
crit
+
H
+
crit
le
le crit
Bc Al
Bc
Al
(
/
)
)
1.5
(
=
und :
Bc
le
= Bc
dep
+ Bc
w
- Bc
u
Bc = BC - Na mit: Na
+
= fNa
.
BC
Bc
dep
, Bc
w
, Bc
u
und f(Na) lassen sich modellgestützt ermitteln, wie in den folgenden Kapiteln
erläutert.
Nach Bodenkundlicher Kartieranleitung (AG B
ODENKUNDE 1994) ist der
Basensättigungsgrad BS in [%] am Sorptionskomplex wie folgt definiert:
3
100
(
[%])
(
)
in
Al
H
BC
BC
BS
crit
crit
crit
+
+
=
+
+
Im Weiteren wird BS
(crit)
[%], umgeformt in eine Verhältniszahl zwischen 0 und 1, als E
BC(crit)
ausgedrückt:
E
BC(crit)
= BS
(crit)
/100 [dimensionslos]

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
19
ÖKO-DATA Strausberg
Der nächste Schritt muss die Umformung des Basensättigungsgrades BS, d. h. des Gehaltes
an basischen Kationen am Austauscher-Komplex der Bodenkolloide in die Konzentration der
basischen Kationen in der Bodenlösung mit Hilfe der GAPON-Gleichgewichts-Koeffizienten
sein.
gibb
HBc
Albc
gap
Bc crit
crit
Gap
k
k
K
mit
K
E
H
K
Bc
3
1
(
)
1
1
1
[]
[]
+
=
=
wobei:
k
AlBc
= GAPON-Austausch-Koeffizient Al zu Ca + Mg + K
k
HBc
= GAPON- Austausch-Koeffizient H zu Ca + Mg + K
[Bc]
= Konzentration basischer Kationen Ca + Mg + K in der Bodenlösung, wird ermittelt
nach:
[
Bc
]
=
Bc
le
/
PS
Das Gleichgewichtsverhältnis zwischen [H] und [Al] wird beschrieben durch die Gibbsit-
Gleichgewichts-Konstante wie folgt:
3
(
/
)
1/3
[
]
[
]
[
]
[
]
gibb
Al
=
K
gibb
H
oder
H
=
Al
K
K
gibb
wird auf 300 m
6
/eq
2
gesetzt (UBA 1996).
Es folgt:
3
(
)
2
3
3
1
1
[]
[]
=
Bc crit
crit
gibb
Gap
E
Al
K
K
Bc
Nach Einsetzen und Umformen der obigen Formeln ergibt sich:
3
(
)
3
2
3
1
1
[]
[]
=
Bc crit
gibb
Gap
crit
E
K
K
Bc
Al
1
[]
1
1
[]
[]
3
(
)
3
Bc
E
K
K
Al
Bc
Bc crit
gibb
Gap
crit
⎟⋅
=
DE VRIES UND POSCH (2003) veröffentlichten Ergebnisse der Ermittlung von Koeffizienten
für die GAPON-Gleichung in holländischen Böden, die das Lösungs-Gleichgewicht basischer
Kationen zwischen Festphase und Bodenlösung beschreibt (vgl. Tab. 3).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
20
ÖKO-DATA Strausberg
Tab 3:
GAPON-Austausch-Koeffizienten von Al bzw. H zu Ca + Mg + K
für die
Bodentiefen zwischen 0 cm und 100 cm
(DE VRIES U. POSCH 2003)
kAlBc [eq/m
3
]
1/6
0-10 cm
10-30 cm
30-60 cm
60-100 cm
Sand
6,2729898 15,292362 20,439703 40,315735
Löss
4,8025797 7,4726489 7,5417925 7,6115759
Ton
1,5117312 1,0677623 0,1036274 0,0497135
Torf
1,3136346 1,1155129 0,5642539 0,4211866
kHBc [eq/m
3
]
1/2
0-10 cm
10-30 cm
30-60 cm
60-100 cm
Sand
67,377516 150,49255 205,35959 328,48459
Löss
61,449025 77,716816 77,004304 76,298324
Ton
216,03046 86,599423 148,42771 212,08746
Torf
29,411353 24,519691 39,311082 47,589923
Hinweis: Diese Koeffizienten wurden empirisch an niederländischen Standorten ermittelt. In
Sachsen wäre eine Überprüfung dieser Koeffizienten erforderlich. Solange eine entsprechende
Untersuchung sächsischer Böden nicht vorliegt, werden die o. g. Koeffizienten vorläufig unter
dem gegebenen Vorbehalt angewendet.
Für den kritischen BS lässt sich nun das Bc/Al
crit(BS)
in der Bodenlösung berechnen und dieses
in die Formel der Variante 1a zur Bestimmung des Critical Loads einsetzen.
Humusreiche Böden, die nach Variante 1 b berechnet werden, unterliegen einer sehr starken
räumlichen und zeitlichen Variabilität im Basensättigungsgrad, die nirgends in Kartierungen
erfasst wurden. Deshalb können keine räumlich differenzierten Aussagen zum natürlichen Ba-
sensättigungsgrad der Bodenformengruppen HH, HN, GH und GM gemacht werden. Die
Variante 3 wird deshalb nur für die mineralischen Böden berechnet.
Variantenvergleich:
Um die jeweils empfindlichste Komponente des Ökosystems wirksam mit Hilfe des Critical
Loads zu schützen, ist nun ein Vergleich der Ergebnisse der Varianten notwendig. Der
niedrigste Wert, der sich für ein Ökosystem aus den Variantenrechnungen ergibt, soll als
Critical Load gelten:
CL
max
(S) = min{ CL
(1a)
max
(S), CL
(2)
max
(S), CL
(3)
max
(S)}
Weitere Varianten, wie sie bei der Revision des Mapping Manual (ICP MODELLING AND
MAPPING 2004) vorgeschlagen werden, sind für Länder vorgesehen, die über keine
ausreichende Datenbasis zur Anwendung der o. g. Variante verfügen oder die für andere
Rezeptoren Critical Loads berechnen, z. B. für Gewässer. Daher erübrigen sich diese
Varianten, da ihre Ergebnisse keinen Erkenntniszugewinn für die sächsischen Wälder, Moore,
Heiden und natürliches Grünland und bringen würden.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
21
ÖKO-DATA Strausberg
Zusammenfassung
Zusammenfassend ergeben sich folgende Formeln für die Berechnung der Critical Loads für
maximal zulässige Säureeinträge:
CL
max
(S) = min{
CL
(1a)
max
(S),
CL
(2)
max
(S),
CL
(3)
max
(S)}
wenn DOC <100 mg/l
wobei:
CL
(1a)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
()
2/3
/
(
)
1,5
PS
Bc Al
Bc
Bc
Bc
crit phytotox
w
dep
u
+
+
+
()
1/3
/
(
)
1,5
+
crit phytotox
gibb
w
dep
u
Bc Al
K
Bc
Bc
Bc
CL
(2)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ (1+p)BC
w
– Bc
u
1/ 3
2 / 3
+
⎛⋅
gibb
w
K
p Bc
PS
CL
(3)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
()
2/3
/
(
)
1,5
PS
Bc Al
Bc
Bc
Bc
crit BS
w
dep
u
+
+
+
()
1/3
/
(
)
1,5
+
crit BS
gibb
w
dep
u
Bc Al
K
Bc
Bc
Bc
CL
(1b)
max
(S)
=
BC*
dep
– Cl*
dep
+ BC
w
– Bc
u
()
+
+
crit
w
dep
u
Bc H
Bc
Bc
Bc
/
0,5
wenn DOC
≥100
mg/l

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
22
ÖKO-DATA Strausberg
2.3
Ermittlung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge nach der
Massenbilanzmethode
Die nach Mapping Manual Revision (ICP M
ODELLING AND MAPPING 2004) zur Anwendung
kommende Massenbilanz-Methode geht von folgendem Gleichgewicht der Ein- und Austräge
aus:
N
dep
= N
u
+ N
i
+ N
le
+ N
de
wobei:
N
dep
=
Depositionsrate von Stickstoff [kg/(ha a)]
N
u
=
Netto-Stickstoff-Aufnahmerate mit der Vegetation [kg/(ha a)]
N
i
=
Immobilisierungsrate von Stickstoff [kg/(ha a)]
N
le
=
Tolerierbare Austragsrate von Stickstoff mit dem Sickerwasser [kg/(ha a)]
N
de
=
Denitrifikationsrate von Stickstoff [kg/(ha a)]
Für alle Prozesse wird von vornherein angenommen, dass sie depositionsunabhängig
formuliert werden können (N
AGEL und GREGOR 1999). Andernfalls wäre eine iterative
Berechnung des Critical Load-Wertes bei sich ändernden Depositionen notwendig. Unter
diesen Voraussetzungen entspricht N
dep
dem Critical Load für den eutrophierenden
Stickstoffeintrag, d. h. dem Stickstoffdepositionswert, bei dem für das System keine
schädlichen Veränderungen in Struktur und Funktion und keine Stickstoffübersättigung zu
erwarten sind.
Die Höhe der Critical Loads wird demzufolge bestimmt von den natürlichen Eigenschaften
der betrachteten Ökosysteme. Die zulässige Stickstoffdeposition N
dep(acc)
kann dabei als die
Einstellung des Gleichgewichts zwischen Stoffein- und -austrägen beschrieben werden.
Zeitweilige Abweichungen vom Gleichgewichtszustand sind nur tolerierbar, solange das
System aus sich selbst heraus regenerationsfähig bleibt (quasi-stationärer Zustand):
N
dep
N
dep(acc)
= CL
nut
(N)
wobei:
N
dep(acc)
= akzeptable Deposition von N, bei der keine Veränderungen in Struktur und
Funktion des Ökosystems und keine Übersättigung stattfindet.
Eine modellhafte Beschreibung des Stickstoffhaushalts von Ökosystemen unter diesen
Bedingungen stellt die folgende Gleichung dar:
CL
nut
(
N
)
=
N
u
+
N
i
+
N
le
(
acc
)
+
N
de
wobei:
CL
nut
(N)
=
Critical Load für eutrophierenden Stickstoffeintrag [kg/(ha a)]
N
u
=
Netto-Stickstoff-Aufnahmerate durch die Vegetation [kg/(ha a)]
N
i
=
Stickstoff-Immobilisierungsrate [kg/(ha a)]
N
le(acc)
=
tolerierbare Austragsrate von Stickstoff mit dem Sickerwasser [kg/(ha a)]
N
de
=
Denitrifikation von Stickstoff [kg/(ha a)]

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
23
ÖKO-DATA Strausberg
Die Datengrundlagen für die flächenbezogene Ermittlung von N
u
, N
i
und N
le(acc)
werden aus
Referenzdaten abgeleitet. Die Datenbasis hierfür wird im Kap. 3.1 beschrieben.
Der Parameter N
de
muss jedoch mit Hilfe eines Berechnungsmodells bestimmt werden.
Modellansatz zur Ermittlung der Denitrifikationsrate N
de
Für die modellhafte flächendeckende Ermittlung der Denitrifikationsrate im Zusammenhang
mit der Bestimmung der Critical Loads-Funktion für Säure CL (S+N) und eutrophierenden
Stickstoff CL
nut
(N) empfiehlt das Manual (UBA 1996) den folgenden Ansatz:
>
+
=
andernfalls
f
N
N
N
wenn
N
N
N
N
de
dep
u
i
dep
u
i
de
0
(
)
wobei:
f
de
=
Denitrifikationsfaktor (Funktion der Bodentypen mit einem Wert zwischen 0
und 1)
N
dep
=
atmosphärische Stickstoffdeposition [eq/(ha a)]
N
i
=
Stickstoff-Immobilisierung [eq/(ha a)]
N
u
= Stickstoff-Aufnahme durch die Vegetation [eq/(ha a)]
Dieser einfache Ansatz von
DEVRIES et al. (1990) geht von einem linearen Zusammenhang
zwischen Denitrifikationsrate und dem N-Eintrag unter Berücksichtigung der Immobilisie-
rungsrate und dem N-Entzug durch die Vegetation aus.
Durch Einsetzung in die Gleichung:
(
)
(
acc
)
CL
nut
N
=
N
i
+
N
u
+
N
de
+
N
le
folgt:
(
)
(
)
(
acc
)
CL
nut
N
=
N
i
+
N
u
+
f
de
N
dep
N
i
N
u
+
N
le
()()( )
(
)
1
1
(
acc
)
CL
nut
N
=
f
de
N
i
+
f
de
N
u
+
f
de
N
dep
+
N
le
Da gelten soll, dass die Kritische Belastungsgrenze (Critical Loads) diejenige Deposition von
N ist, bis zu deren Erreichen sich keine Veränderungen im Ökosystem ergeben, gilt für die
Belastungsgrenze:
N
dep
= N
dep(acc)
mit N
dep(acc)
= CL
nut
(N).
wobei:
N
dep
=
aktuelle tatsächliche Depositionsrate von eutrophierendem Stickstoff [kg N/(ha a)]
N
dep(acc)
=
akzeptable Depositionsrate von eutrophierendem Stickstoff [kg N/(ha a)]

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
24
ÖKO-DATA Strausberg
Daraus folgt:
( )
()
1
()
1
(
( )
)
(
acc
)
CL
nut
N
=
f
de
N
i
+
f
de
N
u
+
f
de
CL
nut
N
+
N
le
durch Umwandlung erhält man über:
() ( ) ()
1
( )
1
1
(
acc
)
f
de
CL
nut
N
=
f
de
N
i
+
f
de
N
u
+
N
le
die folgende Formel für den Critical Load für eutrophierenden Stickstoff:
Zusammenfassung
CL
nut
kann nun nach folgender Formel berechnet werden:
de
le acc
nut
u
i
f
N
CL
N
N
N
=
+
+
1
()
()
de
le acc
nut
u
i
f
N
CL
N
N
N
=
+
+
1
()
()

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
25
ÖKO-DATA Strausberg
3 Datengrundlagen
3.1 Übersicht über die verwendeten originären Datengrundlagen und
Datenquellen
Für die Bestimmung der ökologischen Belastungsgrenzen kamen ausschließlich die
aktuellsten Daten zur Anwendung, die spezifisch für den Freistaat und durch die zuständigen
Landesämter Sachsens ermittelt wurden. Folgende Daten-Grundlagen (vgl. Tab. 4) wurden
vom Sächsischen Landesamt für Umwelt und Geologie (LfUG) sowie vom Sächsischen
Landes-Forstpräsidium (LFP) an ÖKO-DATA zur Verwendung in diesem Projekt übergeben:
Tab. 4: Übersicht über die vom LfUG für das Projekt übergegebenen originären Daten
Daten Quelle
LfUG Ref. 51: CIR Biotoptypen- und Landnutzungskartierung,
(1 : 10 000, digital);
LfUG, Ref. 52: selektive Biotopkartierung der § 26-Biotope und der
sonstigen naturschutzfachlich bedeutenden Biotoptypen (1 : 10 000,
digital);
räumliche Verteilung der natürlichen und
halbnatürlichen Ökosysteme
LFP, Ref. 25: selektive Waldbiotopkartierung (1 : 10 000, digital)
bodenchemische Parameter
LfUG, Ref. 45/44: BÜK 200-Polygon-Cover + ausgewählte
UBODEN-Datenfelder für jedes Polygon
Langjähriges Mittel von Temperatur und
Niederschlag (1971-2000)
LfUG Ref. 41: DWD-Daten der Stationen Sachsens
Sickerwasserrate
LfUG, Ref. 45/44: Sickerwasser-Raten zu den Polygonen der
BÜK 200 für Sachsen
LFP, Ref. 31: Hilfstafel zur sächsischen Forsteinrichtungs-
Dienstanweisung
Datensammlung BMFEL;
Stoffentzüge durch Biomasseentnahme
für Grünland: Landwirtschaft-Statistik regional des Statistischen
Bundesamtes
Verifizierung der Ergebnisse an Level II-
Waldstandorten
LFP, Ref. 31:
Level II-Dateien
Verifizierung der räumlichen Verteilung
von natürlichen und halbnatürlichen
Ökosystemen
LfUG, Ref. 52: Karte der pot. nat. Veg. 1 : 50 000 (S
CHMIDT,
HEMPEL et al. 2003)
CIR Biotoptypen- und Landnutzungskartierung (1 : 10 000, digital)
Die CIR-Biotoptypen-Kartierung wurde am 07.10.2003 vom LfUG übergeben. Für die
Ermittlung der Critical Loads wurden aus diesem Polygon-shape alle Polygone mit einem
Biotoptyp der Hauptgruppe 7 (Wälder) ausgeschnitten und als Rezeptorflächen in die Critical
Loads-Berechnungen eingestellt. Da die Luftbilder, die der CIR-Biotoptypenkartierung
zugrunde liegen, aber in den Jahren 1992-1993 aufgenommen wurden, ist diese Kartierung
nicht überall mehr aktuell. Eine neuere
flächendeckende
Kartierung der Wald-Biotope liegt
jedoch nicht vor.
Die selektive Waldbiotopkartierung (1 : 10 000, digital)
auf der Basis von Luftbildaufnahmen aus dem Jahr 2002 ist zwar aktuell, aber nicht
flächendeckend für alle Waldstandorte, sondern nur für ausgewählte, naturschutzfachlich
bedeutsame Flächen aufgenommen worden. Um diese aktuelleren Informationen aber
dennoch zu nutzen, wird das Polygon-shape der selektiven Waldbiotope über das CIR-
Polygon-shape darüber gelegt, so dass die CIR-Polygone darunter ausgeschnitten und durch
die selektiven Waldbiotope ersetzt werden. Diese Verfahrensweise ist einvernehmlich mit
dem LFP, Ref. 31 abgestimmt. Es wurden folgende Biotoptypen (B
UDER 1998) der selektiven
Waldbiotopkarte übernommen:

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
26
ÖKO-DATA Strausberg
in Abb. 3
Code
Biotoptyp
Weidengebüsche WB
Bruchwald
Weidengebüsche WM
Moorwald
Laubwald WMB Birkenmoorwald
Nadelwald WMK Kiefernmoorwald
Nadelwald WMF Fichtenmoorwald
Laubwald WP Sumpfwald
Laubwald WA Auwald
Laubwald WAW Weichholz-Auwald
Laubwald WAH Hartholz-Auwald
Laubwald
WAE
Erlen-Eschenwald der Auen und Quellbereiche
Laubwald
WS
Schlucht- und Blockschuttwald
Laubwald WSE Ahorn-Eschenwald felsiger Schatthänge und
Schluchten
Laubwald WSL Ahorn-Linden-Schutthaldenwald
Laubwald WL mesophiler Laubwald
Laubwald WLB mesophiler Buchen(misch-)wald
Laubwald WLE Eichen-Hainbuchenwald
Laubwald WC bodensaurer Laubwald
Laubwald WCB bodensaurer Buchen(misch-)wald
Laubwald WCE bodensaurer Eichen(misch-)wald
Laubwald
WT
Laubwald trockenwarmer Standorte
Mischwald WK Kiefernwald
Mischwald WKT Kiefernwald trockenwarmer Standorte
Mischwald
WKK
sonstiger naturnaher Kiefernwald
Mischwald WF Fichtenwald
Nadelwald WFB Bergland-Fichtenwald
Mischwald WFT Tiefland-Fichtenwald
Laubwald WH Höhlenreiche Altholzinsel
Laubwald BF Feuchtgebüsch
Laubwald
BFS
Moor- und Sumpfgebüsch
Laubwald BFA Auengebüsch
Selektive Biotoptypenkartierung (1 : 10 000, digital)
Die selektive Biotoptypenkarte wurde am 15.10.2003 digital übergeben. Der Polygon-shape
der selektiven Biotoptypenkartierung der § 26-Biotope und der sonstigen naturschutzfachlich
bedeutenden Biotoptypen enthält alle halbnatürlichen Biotoptypen, die für die Berechnung
von Critical Loads üblicherweise herangezogen werden.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
27
ÖKO-DATA Strausberg
Es sind dies die Biotoptypen (BUDER 1998):
in Abb. 3
Code
Biotoptyp
Nass- und Feuchtwiese
MH
Hoch- und Zwischenmoor
Nass- und Feuchtwiese
MHH
Hochmoor
Nass- und Feuchtwiese
MHZ
Zwischenmoor
Nass- und Feuchtwiese
MT
Torfstich in Regeneration
Nass- und Feuchtwiese
MN
Niedermoor/Sumpf
Nass- und Feuchtwiese MNK Kleinseggenried
Nass- und Feuchtwiese
MNG
Großseggenried
Nass- und Feuchtwiese
MNB
Binsen-, Waldsimsen- und Schachtelhalm-Sumpf
Nass- und Feuchtwiese
MNR
Röhricht
Nass- und Feuchtwiese
GFS
Nasswiese
Nass- und Feuchtwiese
GFP
Pfeiffengras-Wiese
Flutrasen
GFF
Seggen- und binsenreiche Feuchtweiden und Flutrasen
Nass- und Feuchtwiese
GFY
sonstiges Feuchtgrünland
Frischwiese/-weide GM Grünland frischer Standorte (extensiv)
Frischwiese/-weide GMM Magere Frischwiese
Frischwiese/-weide
GMY
sonstige, extensiv genutzte Frischwiese
Frischwiese/-weide GB Bergwiese
Nass- und Feuchtwiese
LF
Staudenflur feuchter Standorte
Nass- und Feuchtwiese
LFS
Hochstaudenflur sumpfiger Standorte
Nass- und Feuchtwiese
LFU
Uferstaudenflur
Magerrasen LT Staudenflur trockenwarmer Standorte
Frischwiese/-weide LR Ruderalflur
Heide HZ Zwergstrauchheide
Heide HZF Feuchtheide
Heide HZS trockene Heide
Heide
HZB
Berg- und Felsheide
Heide HG Besenginsterheide
Heide RB Borstgrasrasen
Magerrasen RT Trockenrasen
Kalktrockenrasen RTH Halbtrockenrasen
Magerrasen YF offene Felsbildung
Magerrasen
YG
offene Block- und Geröllhalde
Magerrasen YB offene Binnendüne
Damit sind
alle
Flächen der Biotop-Hauptgruppen Wälder, Moore und Sümpfe, Grünland,
Staudenflure und Säume, Heiden und Magerrasen erfasst und als Rezeptorflächen in die
Critical Loads-Berechnung einbezogen (vgl. Abb. 3).

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
28
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 3: Regionale Verteilung der Wälder und halbnatürlichen Ökosysteme Sachsens,
die als empfindliche Rezeptoren in die Critical Loads-Berechnung einbezogen
werden
Daraus ergibt sich ein Anteil der Rezeptorflächen an der Gesamtfläche Sachsens wie folgt:
Rezeptor/Ökosystemtyp: Flächenanteil in Sachsen: Flächenanteil an der
Gesamt-Rezeptorfläche:
Magerrasen
0,36 %
1,27 %
Heiden
0,25 %
0,88 %
Kalktrocken-/Halbtrockenrasen
0,01 %
0,01 %
Nass- und Feuchtwiesen
0,56 %
1,97 %
Flutrasen
0,04 %
0,13 %
Frischwiesen/-weiden
0,60 %
2,11 %
Weidengebüsche
0,03 %
0,1 %
Laubwald
6,00 %
21,24 %
Nadelwald
16,77 %
59,27 %
Mischwald
3,68 %
13,02 %
Summe:
28,30 %
100,00 %
BÜK 200 mit UBODEN-Datenbank
Die BÜK 200 liegt im Maßstab 1 : 200 000 vor, wurde jedoch in einer Bodenauflösung von
1 : 100 000 aufgenommen. Für jedes der 10.051 Polygone der BÜK 200 Sachsen wurden vom
LfUG am 07.10.2003 aus der Datenbank UBODEN Angaben zu folgenden Parametern (vgl.
Tab. 5) übergeben:

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
29
ÖKO-DATA Strausberg
Tab 5: UBODEN-Datenfelder zur BÜK 200 Sachsen
Datenfeld
Bedeutung (soweit in UBODEN erläutert)
POLYGON_NR
BUEK_IDENT
PRONUM_LFU Bodenprofil-/Bohrungsnummer
LBF
LEG_NR
LEG_NR_NUT
RECHTS Koordinate nach Gauß-Krüger (Rechtswert)
HOCH Koordinate nach Gauß-Krüger (Hochwert)
HOEHE
Höhe des Aufnahmepunktes
RLFORM Reliefform
NEIG_ST Hangneigungs-Stufe
NEIG Hangneigung
NUTZUNG
Aktuelle Nutzungsart und Kulturzustand
VZAUFLH
Vorzeichen für Auflagehumus- bzw. Mineralboden-,
Torf- und subhydrische Horizonte
OTIEF UTIEF
Tiefe der Horizontunterkante bzw. Höhe der
Horizontoberkante (bei Auflagehumus-Horizonten)
MAE
Mächtigkeit des Horizonts/der Schicht
HOR_NR
HORIZ Horizontbezeichnung
MIN_NR
GEOL
HORFORM Horizontform
HORIZ_SYM
TON Tongehalt
SCHLUFF Schluffgehalt
SAND Sandgehalt
BOART
Bodenart des Feinbodens
FS
Feinskelettgehalt des Grobbodens
FS_ST
GS
Grobskelettgehalt des Grobbodens
GS_ST
Z
Zersetzungsgrad für Festgestein bzw. Torf
GENESE Genese (Geogenese)
STRAT Stratigraphie
HUMUS
Humus, organische Substanz
HUMUS_ST
CARBON Carbonatgehalt
CARBON_ST

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
30
ÖKO-DATA Strausberg
Datenfeld
Bedeutung (soweit in UBODEN erläutert)
LD
Effektive Lagerungsdichte von Mineralböden bzw. Sub-
stanzvolumen bei Moorböden
LD_ST
SFEUCH Bodenfeuchte
nFKWe Effektive nutzbare Feldkapazität (Werte)
nFKWe_KL Effektive nutzbare Feldkapazität (Klasse)
BOTYP Bodentyp
SSTRTYP Substrattyp
VERNAS Vernässung
MGW Mittlerer Grundwasserstand
HUFORM Humusform
Sickerwasserrate
DWD-Daten Niederschlag und Temperatur 1971-2000 der Stationen Sachsens
Aus den Jahren 1971-2000 wurden die Monatsmittelwerte der Temperaturmessungen an den
Meteorologischen Stationen in Sachsen sowie die Monatssummen der Niederschläge
1971-2000 der Meteorologischen Stationen (digital) am 20.10.2003 im Auftrag des LFUG,
Ref. 41 (Herrn Küchler) an ÖKO-DATA übergeben.
Hilfstafeln zur sächsischen Forsteinrichtungs-Dienstanweisung
Das LFP stellte am 05.10.2003 die sächsische Forsteinrichtungs-Dienstanweisung zur
Verfügung. Aus den Hilfstafeln zur sächsischen Forsteinrichtungs-Dienstanweisung werden
die Ertragstafeln (Laufender Zuwachs) der Baumarten Fichte, Kiefer, Europäische und
Japanische Lärche, Douglasie, Buche, Eiche, Roteiche, Birke, Esche, Robinie, Erle, Pappel
und Winterlinde benutzt im Zusammenhang mit Tab. 3.5.2 und Tab. 3.11 der Dienst-
anweisung (vgl. Kap. 3.2).
Karte der potenziell natürlichen Vegetation 1 : 50 000 (
SCHMIDT, HEMPEL et al. 2003)
in
Verbindung mit der Karte der Forstlichen Klimastufen 1 : 300 000
Die Karte der potenziell natürlichen Vegetation 1 : 50 000 (S
CHMIDT, HEMPEL et al. 2003), die
vom LfUG am 07.10.2003 zur Verfügung gestellt wurde, wird in Verbindung mit dem
Textband zur Beschreibung der Kartengrundlagen genutzt, um die Hauptbaumarten des
naturnahen Waldes und die Vegetationsgesellschaften der Waldersatzgesellschaften, d. h. der
extensiven halbnatürlichen Grünlandgesellschaften, zu bestimmen.
Die Ableitung der Stoffentzüge durch Holzernte in Wäldern und Forsten bzw. durch Mahd
oder Beweidung im Grünland erfolgt (neben der Nutzung der BÜK 200) auch auf der Basis
der Karte der Forstlichen Klimastufen 1 : 300 000, die in die Karte der potenziell natürlichen
Vegetation 1 : 50 000 (S
CHMIDT, HEMPEL et al. 2003) integriert ist.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
31
ÖKO-DATA Strausberg
Verwendbarkeit der Eingangsdaten
Die Kartengrundlage mit dem kleinsten Maßstab ist die BÜK 200, die im Fachmaßstab
1 : 100 000 aufgenommen wurde. Obwohl alle anderen Daten in einer größeren räumlichen
Auflösung verfügbar sind, kann damit die Maßstabsebene 1 : 200 000 nicht vergrößert
werden, so dass die Ergebnisse der CL-Berechnungen auch nur auf dieser Maßstabsebene
gültig sind. Sie können für Landes- und Regionalplanungen verwendet werden, für eine
größermaßstäbige Auswertung z. B. für die Landschaftsrahmenplanung ist jedoch auch eine
Bodenkarte z. B. 1 : 50 000 als Grundlage notwendig.
3.2
Ermittlung der Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung
3.2.1
Bestimmung der Verwitterungsrate der basischen Kationen Ca, K, Mg und Na
(BCw)
Die Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung (im Folgenden auch kurz als
„Verwitterungsrate“ bezeichnet) wird entsprechend Manual (UBA 1996) im ersten Schritt
anhand der Verknüpfung von Ausgangssubstrat (Muttergesteinsklasse) und Tongehalt
(Texturklasse) bestimmt (vgl. Tab. 7). Die Zuordnung der Muttergesteinsklasse erfolgt dabei
aus den beschreibenden Angaben der BÜK-200/UBODEN-Datei durch Zuordnung der
Substrattypen, die auch die Angaben zum Ausgangsgestein enthalten wie folgt (vgl. Tab. 6).
Tab. 6:
Zuordnung der Substrattypen der BÜK 200 zu den Muttergesteinsklassen
Muttergesteinsklasse
0 (Torfe)
1 (Saure Gesteine)
2 (Neutrale Gesteine)
3 (Basische Gesteine)
og-H\f-s a-s(Sa)
f-(k)l//f-sk p-sö//a-sö fo-t
og-Hn a-s//fg-(k)s ff-kl//c-ln(*M,+Kr,^fe) p-sö//c-ln(^fe,*caf,+Kr) fo-u
og-Hn/fg-ks a-s//f-s
fg-(k)s/g-(k)l p-sö//c-ns(+Pla,+Pli) fo-u(Tf)//f-ks
og-Hn/f-s c-sn\n-^s
f-l//f-s
p-sö//fg-(k)s fo-u//fo-l
f-(k)s fo-l p-sö//g-(k)l fo-u//g-l
fg-ks fo-s//fo-(k)s(Lhf) p-sö//g-(k)l(Lg,Gf) fo-u/ff-ks
fg-s oj-(k)l p-sö//g-kl oj-(k)(x)s(T)
fo-s oj-(z)l p-sö//g-l(Lg,Mg) oj-t
fo-s//f-s oj-ln(+Kr,+V,*M,^fe,Yiv) p-sö/f-(k)s p-(n)l/c-ln(+Vb,*Mb)
f-s oj-sn\oj-n(*M,+Kr,Ysm) p-sö/fg-(k)s p-(n)ö(+B)//c-n(^sa)
f-s//fg-(k)s oy-ln//fo-l(Lf) p-sö/f-l p-(n)ö/c-
ln(+Vb,*Mb,*car,^car)
oj-(k)s p-(k)l/g-(k)l p-zl/c-ln(*M,+Kr) p-ö//p-sn(^sa,^mk)
oj-(k)s//fg-ks p-(k)ö//fg-(k)s p-zl/c-sn(^sa,^u) p-ö//p-zl(^mk,d,^s,d)
oj-(x)lz\oj-n(^c,^sa,^stk,Yit) p-(k)ö/fg-ks p-zl/p-lz(*caf,^fe) p-ö/s-t
oj-s p-(k)ö/fg-sk p-zl/p-sz(+Pli,+Pla) p-t/s-t
oj-u/oj-(k)s p-(k)ö/g-(k)l p-zö//p-
zl(*Mi,*Ma,*Pli,*Pla,^fe)
p-un/c-ln(+Ph,+B)
oy-s(Yab) p-(k)ö\c-sn(^c) p-zö/p-ln(*caf,+Kr,^fe) p-zl/p-ln(+B,+Ph)
p-(k)l//s-ks p-(k)ö\fg-ks p-zu//p-ln(^tsf,^g,+D) u-(n)t/cc-tn(^mk,^t)
p-(k)s(Sp)/f-(k)s p-(k)ös/fg-(k)s u-(n)ö/c-tn(^t)
p-(k)s(Sp)/fg-(k)s(Sg) p-(k)ös/g-(k)l u-(z)l//uz-zl(+Kr,Lg)
p-(k)s/fg-(k)s p-(k)sö//g-(k)l(Mg) u-(z)l/cc-zl(csa)
p-(k)s/fg-ks p-(k)sö/f-(k)s u-(z)l/p-zl(*caf,+Kr)
p-(k)s/f-ks p-(k)sö/fg-sk uk-ö
p-(n)l/c-
ln(+Vb,*car,+Kr,*Ma)
p-(k)sö/g-(k)l(Lg) u-l/nd(^t,^u)
p-(n)s/c-n(^g,*Q) p-(n)sö//c-ln(+Vi,+Va) uz-ö
p-(n)s/c-sn(^g) p-(z)l/c-nl(*caf,+Kr) uz-ö//fg-(k)s
p-(z)l,s/c-nl,t(^sa,^t) p-(z)l/p-ln(+Kr,*M)
p-(z)l/c-
sz(*Mi,*Ma,+Pli,+Pla)
p-(z)l/p-lz(^fe,*caf,+Kr)
p-(z)ös/p-ln(+R) p-(z)l\p-lz(*Gr)
p-(z)s/c-n(*Q,^g,^tsf) p-(z)ö//cc-zl(csa,*Se)

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
32
ÖKO-DATA Strausberg
Muttergesteinsklasse
0 (Torfe)
1 (Saure Gesteine)
2 (Neutrale Gesteine)
3 (Basische Gesteine)
p-(z)s/c-sn(^s) p-(z)ö//c-sn(^sa)
p-(z)s/c-zs(+G) p-(z)ö//p-lz(+Pli,+Pla)
p-(z)sö//p-nl(*Gn,^g) p-(z)ö/cc-(z)l(+R,csa)
p-(z)sö/c-ln(+Dr,*Gn,^g) p-(z)ö/c-ln(+B,+Ph)
p-(z)sö/c-n(^g) p-(z)ö/c-n(^c,^g)
p-(z)u//p-ln(*Ph,*Q,^tsf,+D) p-(z)ö/p-(z)l(^tbl,^sa,^tsf)
p-(z)u//p-lz(*caf,^fe) p-(z)ö/p-ln(*M,+Kr,^fe)
p-(z)u/cc-(z)l
(^tsf,*Ph,^g,csa)
p-(z)ö/p-ln(+Vi,+Va)
p-kl/s-ks p-(z)ö/p-lz(*caf,^fe,+K)
p-ks(Sp)/fg-ks p-(z)ö/p-lz(^c,^s,^to)
p-ks(Sp)/f-ks p-(z)ö/p-lz(^tsf,*Ph)
p-ns/c-sn(^c) p-(z)ö/p-nl(*M,+Kr,^fe)
p-s(Sg)/fg-(k)s(Ggf) p-(z)ö/p-sz(*Gr)
p-s(Sg)/fg-s p-(z)ö/p-sz(+Pli)
p-s(Sp)/fg-(k)s p-(z)ö/p-zl(*Gr)
p-s(Sp)/fg-s p-(z)s/c-ln(^g,*Q)
p-s(Sp)/fg-u(b) p-(z)s/c-ln(+Va,+Vi)
p-s/fg-s p-l/g-l(Lg)
p-s/f-s p-nl/c-ln(+D)
p-zl/c-sz(+G) p-nl\n-*M,+Kr
p-zs/c-sn(^sa) p-nu\c-n(*M,+Kr)
p-zs/c-sz(+Pla) p-ö
p-zs\c-sn(+G) p-ö//a-ö
s-(k)s p-ö//g-(k)l
u-(k)s/f-(k)s p-ö//p-ln
u-(z)l/nd(^c,^s) p-ö//p-zl(*caf,^fe,+Kr)
u-(z)s//uz-zl(+Kr) p-ö/c-n(^fe,*M)
u-(z)s/c-sn(^g) p-ö/f-(k)s
uhg-n(+G) p-ö/g-kl(Lg)
uhg-ns(^sa) p-ös//c-sn(+Pli,+Pla)
uhg-zl/c-lz(*Ma) p-ös/ff-ks
uk-s p-ös/g-(k)l
u-ls/f-s p-ös/s-t
u-n(*M,+Kr) p-s(Sp)//g-(k)l(Lg)
u-s(Sp,sdr)//fg-s p-s(Sp)/g-(k)l(Lg)
u-s//fg-(k)s p-s(Sp)/g-l(Lg)
u-s/fg-(k)s p-s(Sp)/g-l(Mg)
u-s\p-sz(+Pla,+Pli) p-sö
Neben dem Ausgangssubstrat wird die Höhe der Verwitterung basischer Kationen
entscheidend durch die Textur des Bodens bestimmt, die die verwitterungswirksame
Oberfläche des Ausgangsmaterials charakterisiert. So ermittelten S
VERDRUP et al. (1990)
einen linearen Zusammenhang zwischen dem Tongehalt eines Bodens, welcher als Indikator
für dessen Textur dient, und der Verwitterungsrate.
Die Tongehalte, die in der Datenbank zur BÜK 200 horizontweise für das polygonbezogene
Bodenprofil angegeben sind, beziehen sich auf den Gesamtboden. Maßgebend für die
Bestimmung der Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung ist jedoch der Tongehalt,
der im Feinboden enthalten ist. Die hierzu notwendigen Angaben zum Skelettgehalt, der mit
dem Feinboden den Gesamtboden bildet, können ebenfalls der Datenbank der BÜK 200
entnommen werden.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
33
ÖKO-DATA Strausberg
Der effektiv dem Verwitterungsprozess unterzogene Feinbodenanteil lässt sich in jedem Hori-
zont vom Grobbodenanteil differenzieren, wenn man den Skelettanteil, wie er in der BÜK-
Datenbank angegeben wird, bei der Angabe des Horizont-Tongehaltes wie folgt umrechnet:
=
⋅−
100
1
S
T
T
ges
eff
wobei:
T
eff
=
effektiver Tongehalt [%]
T
ges
=
Gesamttongehalt [%]
S
=
Skelettgehalt [%]
Die in der BÜK-Datenbank horizontweisen Angaben der Grobskelett-Gehalt-Klasse (GS_ST)
lassen sich entsprechend der Bodenkundlichen Kartieranleitung, 4. Auflage (A
RBEITSGRUPPE
BODENKUNDE 1994) den absoluten Skelettgehalten (Klassenmittelwerte) zuordnen:
Grobskelett-Gehalt-Klasse 1 entspricht mittlerem Skelettanteil von
1 %,
Grobskelett-Gehalt-Klasse 2 entspricht mittlerem Skelettanteil von
9 %,
Grobskelett-Gehalt-Klasse 3 entspricht mittlerem Skelettanteil von 26 %,
Grobskelett-Gehalt-Klasse 4 entspricht mittlerem Skelettanteil von 50 %,
Grobskelett-Gehalt-Klasse 5 entspricht mittlerem Skelettanteil von 72 %,
Grobskelett-Gehalt-Klasse 6 entspricht mittlerem Skelettanteil von 92 %.
Je höher also der Grobskelett-Gehalt ist, desto geringer ist der effektive Tongehalt und somit
die Texturklasse sowie die über die Verknüpfung von Muttergestein und Textur abgeleitete
Verwitterungsrate. Für jedes Polygon der BÜK 200 wurde nun horizontweise aus dem
effektiven Tongehalt die entsprechende Texturklasse des Horizonts abgeleitet (vgl. Tab. 7).
Tab. 7:
Matrix zum Zusammenhang zwischen Texturklassen und Tongehalten
(abgeleitet nach
DEVRIES 1991)
Texturklasse
Mittlerer Tonanteil [%]
1 <10,5
1/2
≥10,5
bis <20,0
1/3
≥25,0
bis <30,0
1/4
≥30,0
bis <37,5
2
≥20,0
bis <25,0
2/3
≥37,5
bis <45,0
2/4
≥52,5
bis <57,5
3
≥45,0
bis <52,5
3/4
≥57,5
bis <62,5
4
≥62,5
bis <70,0
5
≥70,0
Die Zuordnung des effektiven Tongehalts der einzelnen Horizonte zu den Texturklassen
erfolgte über eine Fuzzyfizierung der Zugehörigkeit von Tongehalt zu Texturklassen. Damit
werden die sprunghaften Übergänge von einer Klasse in die nächste vermieden und „weiche“
Klassenübergänge erzeugt. Es wird der Zugehörigkeitsgrad eines Tongehaltes zu einer sowie
zur benachbarten Texturklasse ermittelt, wobei sich die Klassenspannen jeweils zur Hälfte
überlappen.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
34
ÖKO-DATA Strausberg
Die Bestimmung der Freisetzung basischer Kationen durch Verwitterung erfolgte nun anhand
der Verknüpfung von Ausgangssubstrat (Muttergesteinsklasse, vgl. Tab. 6) und effektivem
Tongehalt (Texturklasse, vgl. Tab. 7)
durch Zuordnung zu einer Verwitterungsklasse.
Ausgehend von lokalen Untersuchungen haben
DEVRIES (1991), DEVRIES et al. (1993) sowie
S
VERDRUP u. WARFVINGE (1988) auf der Basis von Modellierungen Matrizen zur
Bestimmung der Verwitterungsrate bzw. -klasse aus den zuvor erläuterten Parametern
Muttergesteinsklasse und Texturklasse erstellt (vgl. Tab. 8).
Tab. 8: Bestimmung der Verwitterungsklasse (DEVRIES 1991, DEVRIES et al. 1993, ICP
MODELLING AND MAPPING 2004)
Verwitterungs-
klasse
Texturklasse
Muttergesteins-
klasse
1
1/2
1/3
1/4
2
2/3
2/4
3
3/4
4
5
0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
1 1 2 3 3 3 4 4 5 5 6 6
2 2 3 4 4 4 5 5 6 6 6 6
3 2 3 4 4 5 6 6 6 6 6 6
4 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20
Laut Mapping Manual Revision (ICP
MODELLING AND MAPPING 2004.) ist die Texturklasse
für die Muttergesteinsklasse 4 verdoppelt worden gegenüber dem Klassenwert, der im
Mapping Manual (UBA 1996) angegeben wurde. Dies resultiert aus neueren Studien (B
UTZ-
B
RAUN 1996), aus denen hervorging, dass die Verwitterungsrate von kalkreichen Böden
bisher weit unterschätzt wurde.
Für jede Horizont-Schicht wird nun aus dem mittleren effektiven Tongehalt dieser Schicht die
Zugehörigkeitsgrade zu zwei Texturklassen und aus dieser die Zugehörigkeitsgrade zu
Verwitterungsklassen (unter Berücksichtigung der Muttergesteinsklasse) abgeleitet. Jetzt
müssen die Klassenzugehörigkeitsgrade wieder defuzzyfiziert werden, um einen konkreten
Wert für eine Verwitterungsrate zu ermitteln. Dann erfolgt eine tiefenstufengewichtete
Mittelwertbildung über die Verwitterungsklassenmittelwerte (vgl. Tab. 9) jeder Horizont-
schicht. Damit ergibt sich eine präzise Widerspiegelung der tatsächlichen Verhältnisse, wie
eine Studie zur Ermittlung von Critical Loads auf Basis der Daten der Bodenzustands-
erhebung für Nordrhein-Westfalen ergab (B
ECKER 1998).
Tab. 9:
Klassen der Verwitterungsrate
Verwitterungs-
klasse
Verwitterungsrate (BC
w
) nach
DEVRIES et al. (1993), bezogen auf
0,5 m Schichtmächtigkeit
[eq/(ha a)]
0-1 250
>1-2 500
>2-3 750
>3-4 1.000
>4-5 1.250
>5-6 1.500
>6-10 2.500

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
35
ÖKO-DATA Strausberg
Die Temperaturabhängigkeit der Verwitterung basischer Kationen wird mittels der Arrhenius-
gleichung korrigiert (S
VERDRUP 1990). Den jeweiligen Verwitterungsraten BC
w
werden aus
Literaturangaben Referenztemperaturen zugeordnet (
DEVRIES 1991). Für Mitteleuropa
schwanken diese Referenztemperaturen um 7,5 °C (in Deutschland: 8 °C). Die temperatur-
korrigierte Verwitterungsrate wird nach folgender Gleichung berechnet:
AT
AT
BC
w
T
BC
w
T
e
/
/
0
)
0
()=
(
wobei:
BC
w
=
Verwitterungsrate [eq/(ha a)]
T
0
=
Referenztemperatur [K]
T
=
lokale Temperatur im 30-jährigen Mittel 1971-2000 nach DWD [K]
A
=
Quotient aus Aktivierungsenergie und idealer Gaskonstante
Die BÜK-Polygone mit den Bodentypen Hoch- und Niedermoor-Torf weisen bis in die
durchwurzelbare Tiefe einen Tongehalt von 0 aus. Dies trifft auf die intakten Moore mit
Torfmächtigkeiten über 1,20 m in der Regel auch zu. Werden aber wie in dem vorliegenden
Fall Waldökosysteme und extensives Grünland betrachtet, so muss davon ausgegangen
werden, dass Wald nicht auf langzeitig überschwemmten Mooren stocken kann und auch
Grünland nicht nutzbar wäre. Wenn im CIR-Biotopen-Cover bzw. im selektiven Biotoptypen-
Cover Wald oder natürliches Grünland und in der BÜK 200 die Bodentypen HH... oder HN...
auf derselben Fläche ausgewiesen sind, so muss davon ausgegangen werden, dass das Moor
hier mindestens bis auf einen Wasserstand entwässert wurde, bei dem bereits die
Mineralisierung des Torfes unter Sauerstoffeinfluss einsetzt.
Auf unbeeinflussten Mooren könnten Bäume und Gräser aufgrund von Nährstoffmangel nicht
existieren. Die Torfmächtigkeit hat abgenommen und der Anteil an Mineralstoffen hat durch
den vegetativen Umsatz aus tieferen Bodenschichten, die nun nach Torfschrumpfung
durchwurzelt werden, zugenommen. Man kann also nicht mehr davon ausgehen, dass der
Tongehalt auf bewaldeten bzw. grasbewachsenen Mooren gleich Null ist. Dies bestätigt auch
S
UCCOW (1988) in seiner Analyse des Zustandes der Moore in Mitteleuropa. Er schätzt ein,
dass 95 % der Moorflächen in Deutschland degradiert sind.
Aus diesen Gründen wird bei der Berechnung der Verwitterungsraten für die Critical Load-
Ermittlung im Falle der Bodentypen HH... und HN... von der in diesem Kapitel oben
beschriebenen Methode abgewichen und die Verwitterungsrate in Abweichung von der BÜK
abgeschätzt. Dafür wird die niedrigste Klasse angesetzt (250 eq/(ha a)), da verlässliche
Messwerte nicht vorliegen.
3.2.2 Bestimmung der Verwitterungsrate der pflanzenverfügbaren basischen
Kationen Ca, K und Mg (Bc
w
)
Dem Manual (UBA 1996) entsprechend, wurde die Verwitterungsrate basischer Kationen zu-
nächst als Summe über alle vorkommenden basischen Kationen bestimmt (BC
w
). Die
konkrete Ausweisung der einzelnen Anteile der Ionen des Kalziums, des Magnesiums, des
Kaliums und des Natriums ist nach dieser Methode nicht möglich und auch anderweitig nicht
verfügbar. Deshalb muss der Anteil der pflanzenverfügbaren Kationen Ca, Mg und K an der

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
36
ÖKO-DATA Strausberg
Gesamtsumme der Verwitterungsrate abgeschätzt werden als Voraussetzung für die
Berechnung der Kritischen Austragsrate von Säureneutralisationskapazität mit Hilfe des
Bc/Al- bzw. Bc/H-Verhältnisses (vgl. Kap. 3.4).
Der Anteil der pflanzenverfügbaren basischen Kationen Ca + Mg + K (Bc
w
) beträgt laut
Manual ca. 70 % bei nährstoffarmen Böden und bis zu 85 % bei nährstoffreichen Böden. Um
die Verwitterungsrate für Ca + Mg + K regional zuordnen zu können, wurde eine Abschät-
zung des natriumfreien Anteils in Abhängigkeit von der Nährkraft des Bodens durchgeführt.
Der Anteil der pflanzenverfügbaren Ca + Mg + K-Ionen an der Gesamtmenge verwitternder
basischer Kationen, der sich aus
Bc
w
= x
CaMgK
BC
w
ergibt und dessen Berechnungsfaktor x
CaMgK
im Manual (UBA 1996) mit 0,7-0,85 angegeben
wird, wurde nun mit Hilfe der Nährkraftstufen (abgeleitet von S
CHLUTOW 2001) aufgeschlüs-
selt in:
Nährkraftstufe
xCaMgK
>0-1 0,70
>1-2 0,74
>2-3 0,78
>3-4 0,82
>4-5 0,86
Bestimmung der Nährkraftstufe
Verschiedene Bodeneigenschaften wurden hinsichtlich ihres Einflusses auf den Nähr-
stoffhaushalt basischer Kationen abgeschätzt. Dabei wurde eine Klassifikation für im
Hinblick auf den Nährstoffhaushalt basischer Kationen jeweils sehr ungünstige (Wert 1) bis
sehr günstige Eigenschaften (Wert 5) erarbeitet, wobei als Kriterien die nutzbare Feld-
kapazität und die Kationenaustauschkapazität zugrunde gelegt wurden. Diese Kennzahlen
beziehen sich zunächst auf die einzelnen Horizonte bis zur Durchwurzelungstiefe bzw. die
darin entsprechend der Angaben der BÜK-Bodenprofile vorkommenden Bodenarten. Die
Nährkationen sind erst im gelösten Zustand pflanzenverfügbar, so dass die natürliche
Nährkraft nur in einem Boden mit genügend nutzbarer Feuchte wirksam wird (verfügbares
Adsorptions- und Kapillarwasser). Die Nährkraft basischer Kationen ist also umso höher, je
größer die verfügbare Feldkapazität ist. Aus der Verknüpfung von potenzieller Kationenaus-
tauschkapazität und nutzbarer Feldkapazität wurde ein Kennwert für das standorteigene
rezente Stammpotenzial zur Nährstoffversorgung mit basischen Kationen zunächst für jeden
Horizont aus der jeweiligen Bodenart abgeleitet.
Die natürliche Nährkraft wird durch Mittelwertbildung über die beiden genannten Kriterien
zuerst innerhalb jedes Horizonts, anschließend gemittelt über die Horizonte bis zur effektiven
Durchwurzelungstiefe, berechnet. Dabei gilt in Anlehnung an die forstwirtschaftliche
Nährkraftdefinition:
arm
sehr ungünstig
Stufe 1
ziemlich arm
ungünstig
Stufe 2
mittlere Nährkraft
mäßig günstig
Stufe 3
nährkräftig günstig Stufe 4
reich
sehr günstig
Stufe 5

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
37
ÖKO-DATA Strausberg
Die für die Abschätzung des Nährstoffpotenzials verwendeten Bodeneigenschaften werden im
Folgenden kurz charakterisiert und die Klassifizierung erläutert. Zur Einstufung der BÜK-
Polygone mit ihren in der Datenbank angegebenen Profildaten hinsichtlich ihres Nährstoff-
potenzials werden in einem weiteren Bearbeitungsschritt die horizontbezogenen Angaben
entsprechend der Mächtigkeit der Horizonte gewichtet und über das Profil bis zur effektiven
Durchwurzelungstiefe gemittelt.
Bodenarten:
die Nomenklatur der Bodenarten richtet sich nach der Bodenkundlichen
Kartierungsanleitung (A
RBEITSGRUPPE BODENKUNDE 1994) und wurde der Datenbank zur
BÜK 200 (Datenfeld: BOART) entnommen.
Nutzbare Feldkapazität:
Die Volumenanteile und Durchmesser von wasser- und
luftgefüllten Poren sowie die Saugspannung der verschiedenen Bodenarten wurden der
Bodenkundlichen Kartieranleitung 4. Aufl. (A
RBEITSGRUPPE BODENKUNDE 1994, S. 297)
entnommen (vgl. Tab. 10).
Der Anteil an pflanzenverfügbarem Haftwasser (Spalte 2 = nutzbare Feldkapazität) ist bei den
verschiedenen Lagerungsdichten im Mittel mit 26 Vol % in Schluffen und sandigen Schluffen
am höchsten, mit ca. 10 Vol % in reinen Sanden am niedrigsten. Die Klassifizierung ergibt
sich aus folgender Einteilung:
≥22
Vol % = 5 (sehr günstig),
20 - <22 Vol % = 4 (günstig),
17 - <20 Vol % = 3 (mäßig günstig),
13 - <17 Vol % = 2 (ungünstig),
<13 Vol % = 1 (sehr ungünstig).
Kationenaustauschkapazität:
Die Kationenaustauschkapazität stellt die Menge an
austauschbaren Kationen im Bodenkomplex dar, die für die Pflanzenernährung notwendig
sind (Kalzium-, Magnesium-, Kaliumionen). Art und Mengenanteile der Tonminerale
bestimmen im Wesentlichen die Kationenaustauschkapazität. Die Kationenaustauschkapazität
der Tonminerale ist im Wesentlichen permanent vorhanden. Die bodenartenspezifischen
potenziellen Kationenaustauschkapazitäten sind bei hohen Ton- und Schluffgehalten in den
oberen Horizonten am höchsten (30 cmol
c
/kg bei lehmigen, schluffigen und reinen Tonen),
am niedrigsten (2 cmol
c
/kg bei Grus und reinen Sanden) (ARBEITSGRUPPE BODENKUNDE
1994). Es soll gelten (vgl. Tab. 10):
≥20
cmol
c
/kg = 5 (sehr günstig),
15 - <20 cmol
c
/kg = 4 (günstig),
10 - <15 cmol
c
/kg = 3 (mäßig günstig),
<10 cmol
c
/kg = 2 (ungünstig),
<5 cmol
c
/kg = 1 (sehr ungünstig).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
38
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 10: Klassifizierung bodenartabhängiger Bodeneigenschaften bezüglich des Ein-
flusses auf die Nährkraft basischer Kationen (abgeleitet von SCHLUTOW 2001)
Bodenart nach
bodenkundlicher
Kartieranleitung, 4. Aufl.
nutzbare Feldkapazität (Porenanteil
0,2-50 μm mit pflanzenverfügbarem
Haftwasser pF 4,2-1,8)
Kationenaustausch-
kapazität
Ss 1 1
Su2, Sl2, Sl3, St
2
2
Su3, Su4
4
2
Slu, Sl4,
4
3
Ls2-4, Lt2, Lts, Ts4, Ts3
2
4
Uu, Us, Ut2-4, Uls, Lu
5
3
Lt3, Tu2-4, Ts2, Tl, Tt
2
5
Auf der Grundlage der bodenartenspezifischen Wertung der Nährkraft basischer Kationen für
jeden einzelnen Horizont wurde anschließend ein tiefenstufengewichtetes Mittel bis zur
Durchwurzelungstiefe für jedes BÜK-Polygon berechnet.
3.2.3
Bestimmung der Durchwurzelungstiefe
Die tatsächlich von Pflanzen durchwurzelte Tiefe hängt zum einen von der durchwurzelbaren
Tiefe des Bodens, zum anderen von der potenziellen Wurzellänge der dominanten
Pflanzenarten im Vegetationstyp ab.
Geht man zunächst von der potenziellen Länge der Hauptwurzeltracht (80 % der Gesamt-
wurzelmasse) der Hauptbaumart bzw. der dominanten Grasart im Grünland aus, kann man
folgende Durchwurzelungstiefen für die Haupt- und Nebenbestände angeben (vgl. Tab. 11):
Tab. 11: Bestimmung der Hauptdurchwurzelungstiefe aus Länge der
Hauptwurzeltracht und durchwurzelbarer Tiefe
Hauptbestand/Nebenbestand Potenzielle Durch-
wurzelungstiefe [cm]
Schnitt der
Durchwurzelungstiefe durch
Horizont-Oberkante
Magerrasen 40 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Heiden 20 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Kalktrockenrasen 40 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Salzrasen 40 C;P;Gr;Y;Fr;Sr;Sd;Sg
Nass- und Feuchtwiesen
110
C;P;Gr;Y;Fr;Sr;Sd;Sg
Flutrasen 90 C;P;Gr;Y;Fr;Sr;Sd;Sg
Frischwiesen/Frischweiden 60 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Kiefer 180 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Fichte 80 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Europäische Lärche
100
C;P;Gr;Y;F;Go;S
Japanische Lärche 100 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Douglasie 100 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Rotbuche 80 C;P;Gr;Y;F;Go;Sr;Sd;Sg
Stiel- und Trauben-Eiche 180 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Roteiche 180 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Erle 80 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
39
ÖKO-DATA Strausberg
Hauptbestand/Nebenbestand Potenzielle Durch-
wurzelungstiefe [cm]
Schnitt der
Durchwurzelungstiefe durch
Horizont-Oberkante
Esche 80 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Robinie 100 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Winterlinde 100 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Ulme 60 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Ahorn 90 C;P;Gr;Y;F;Go;S
Pappeln 120
Hainbuche 100 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Birke 100
Weiden, alle Arten
60
C;P;Gr;Y;Fr;Sr;Sd;Sg
Tanne 180 C;P;Gr;Y;F;Sr;Sd;Sg
Diese potenziellen Wurzellängen werden bei den meisten Vegetationstypen (außer bei
Pionierbaumarten) eingeschränkt durch den oberen Rand des terrestrischen Unterboden-
horizontes (C-Horizonte), durch den oberen Rand des sauerstofffreien (reduzierten)
Grundwasser- bzw. Stauwasserhorizontes (Gr/Sr-Horizonte) oder durch den oberen Rand des
durch Reduktgase geprägten Horizontes (Y-Horizonte). Das bedeutet, die vegetationstypische
potenzielle Wurzellänge wird entsprechend den Angaben der Spalte 3 in Tab. 11 durch das
standortspezifische Bodenprofil abgeschnitten in den Fällen, bei denen die potenzielle
Wurzellänge größer ist als die obere Tiefe des obersten nicht durchwurzelbaren Horizontes.
Die obere Tiefe der anstehenden schneidenden Horizonte wird der Datenbank zu den
Polygonen der BÜK 200 (Datenfeld: HORIZ-SYM in Verbindung mit Datenfeld: OTIEF)
entnommen.
Das Ergebnis der Berechnungen der Verwitterungsraten pflanzenverfügbarer basischer
Kationen für die Rezeptorflächen Sachsens zeigt Abb. 4.

image
image
image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
40
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 4:
Räumliche Verteilung der Verwitterungsraten basischer Kationen
Demgegenüber zeigt Abb. 5 die Verwitterungsrate von Natrium.
Abb. 5: Räumliche Verteilung der Verwitterungsrate von Natrium im Freistaat
Sachsen

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
41
ÖKO-DATA Strausberg
3.3
Ermittlung des Netto-Stoffaustrages durch Biomasseentzug
Der Stoffentzug ergibt sich aus dem Produkt der Erntemasse und der Stoffgehalte im
Erntegut.
(
as
)
X
u
=
k
gr
ctX
st
+
f
ctX
wobei:
X
u
=
Aufnahme von Stoff X [eq/(ha a)]
k
gr
=
durchschnittliche jährliche Zuwachsrate an Trockensubstanz q bezogen auf Derbholz
[t/(ha a)]
ctX
st
=
Gehalt von Element X im Stamm [eq/kg]
ctX
as
=
Gehalt von Element X in der Rinde [eq/kg]
f
=
Verhältnis von Rinde zu Stamm [kg/kg]
3.3.1
Hauptbaumarten der Wälder und Vegetationsgesellschaftsgruppen der wald-
freien halbnatürlichen Biotoptypen
Die Hauptbaumarten der Wälder und Forsten lassen sich eindeutig aus dem Biotoptyp
ableiten. Insbesondere die Biotoptypen der CIR-Klassifizierung lassen eine direkte
Zuordnung zu (vgl. Tab. 12). Ebenso eindeutig lassen sich die Nebenbaumarten direkt
ableiten (vgl. Tab. 13).
Tab. 12: Hauptbaumart nach dem
CIR-Biotoptypen-Code des
Hauptbestandes
Tab. 13: Nebenbaumart nach dem CIR-
Biotoptypen-Code des
Nebenbestandes
Code hb Hauptbaumart
Code nb Nebenbaumart
60 Stiel- und Trauben-Eiche
14 Fichte
61 Rotbuche
15 Kiefer
62 Esche
16 Eur. Lärche
63 Robinie
17 Douglasie
65 Birke
19 Stiel- und Trauben-Eiche
66 Erle
20 Rotbuche
67 Hainbuche
21 Esche
68 Winterlinde
22 Robinie
69 Fichte
23 Pappeln
70 Kiefer
24 Birke
71 Eur. Lärche
25 Hainbuche
72 Douglasie
26 Weiden, alle Arten
27 Winterlinde
Da keine Daten vorhanden sind, die das Mischungsverhältnis von Haupt- zu Nebenbaumart
angibt, wird vereinfachend angenommen, dass die Hauptbaumart zu 60 % und die Neben-
baumart zu 40 % im Mischbestand vertreten sind.
Die naturnahen Biotoptypen, die aus der selektiven Biotoptypenkartierung entnommen
werden, sind die Haupt- und Nebenbaumarten bzw. die waldfreien Vegetationstypen aus der
im Biotopklassennamen enthaltenen Vegetationsgesellschaft bzw. aus der Beschreibung des
Biotoptyps in der Kartieranleitung (B
UDER 1998) abzuleiten (vgl. Tab. 14).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
42
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 14: Haupt- und Nebenbaumarten bzw. waldfreie Vegetationsgesellschaftsgruppen
aus der selektiven Biotoptypenkartierung
Code Haupttyp Nebentyp
BF
Weiden, alle Arten
Nass- und Feuchtwiesen
BFA Weiden, alle Arten Flutrasen
BFS
Weiden, alle Arten
Nass- und Feuchtwiesen
GB
reiche
Frischwiesen/Frischweiden
entfällt
GFF Flutrasen entfällt
GFP
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
GFS
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
GFY
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
GMM
reiche
Frischwiesen/Frischweiden
entfällt
GMY
reiche
Frischwiesen/Frischweiden entfällt
HG Heiden entfällt
HZB Heiden entfällt
HZF Heiden entfällt
HZS Heiden entfällt
MHH
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MHZ
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MN
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MNB
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MNG
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MNK
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
MNR
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
RB Magerrasen entfällt
RTH Kalktrockenrasen entfällt
RTS Magerrasen entfällt
WAE Erle Esche
WAH Esche Ulme
WAW Weiden, alle Arten Pappeln
WB Erle Weiden, alle Arten
WCB
Rotbuche
Stiel- und Trauben-Eiche
WCE
Stiel- und Trauben-Eiche
Birke
WFB Fichte entfällt
WFT Fichte Rotbuche
WH Rotbuche entfällt
WKK
Kiefer
Stiel- und Trauben-Eiche
WKT Kiefer Birke
WLB Rotbuche Tanne
WLE
Hainbuche
Stiel- und Trauben-Eiche
WMB Birke Kiefer
WMF Fichte Birke
WMK Kiefer Birke
WP Erle Hainbuche
WSE Ahorn Esche
WSL Ahorn Winterlinde

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
43
ÖKO-DATA Strausberg
Code Haupttyp Nebentyp
WT
Birke
Stiel- und Trauben-Eiche
YB Magerrasen entfällt
YF Magerrasen entfällt
YG Magerrasen entfällt
GF
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
GM Frischwiesen/Frischweiden entfällt
HZ Heiden entfällt
MH
Nass- und Feuchtwiesen
entfällt
RT Magerrasen entfällt
WA
Esche
Stiel- und Trauben-Eiche
WC
Stiel- und Trauben-Eiche
Rotbuche
WF Fichte Rotbuche
WK
Kiefer
Stiel- und Trauben-Eiche
WL
Rotbuche
Stiel- und Trauben-Eiche
WM Kiefer Birke
WS Ahorn Ulme
3.3.2
Holz-Erträge in Wäldern und Forsten
I Ertragspotenziale der Baumarten
Als Grundlage für die standorttypspezifische Abschätzung des potenziellen Holzertrages
dienten die in den Hilfstafeln zur Sächsischen Forsteinrichtungsdienstanweisung von der
S
ÄCHSISCHEN LANDESANSTALT FÜR FORSTEN (1999). Aus den Hilfstafeln werden die
Ertragstafeln des laufenden Zuwachses der Baumarten Fichte, Kiefer, Europäische und
Japanische Lärche, Douglasie, Buche, Eiche, Roteiche, Birke, Esche, Robinie, Erle, Pappel
und Winterlinde benutzt (ebenda). Über 100 Jahre wird der durchschnittliche Zuwachs pro
Jahr ermittelt für die Ertragsklasse I und die schlechteste Ertragsklasse der Baumart
entsprechend Tab. 3.5.2 der Forsteinrichtungsdienstanweisung (ebenda). Die so ermittelten
Festmaß-Zuwächse (DGZ 100) wurden unter Verwendung der Tab. 3.11 (ebenda) in
Gewichtsmaß-Zuwächse umgerechnet (vgl. Tab. 15).
Tab. 15: Ertragsspannen der Haupt- und Nebenbaumarten
durchschnittliche jährliche Zuwachsraten nach 100
Jahren [DGZ 100]
Ertragsklasse I
für Stammholz mit Rinde
schlechteste Ertragsklasse
für Stammholz mit Rinde
Baumart
[m³/(ha a)]
[t TS/(ha a)]
[m³/(ha a)]
[t TS/(ha a)]
Ertragstafel von:
Kiefer
7,8 3,2 1,8 0,8 LEMBCKE, KNAPP, DITTMAR
1975
Fichte 15,0 6,0 7,3 3,1 WENK, RÖMISCH, GEROLD
1984
Eur. Lärche 10,2 4,4 5,0 2,3 SCHOBER 1946
Jap. Lärche 10,3 4,4 5,3 2,4 SCHOBER 1953
Douglasie 17,2 7,4 9,9 4,5 BERGEL 1985
Tanne
16,3 7,0 11,5 5,2 HAUSSER 1956 IN SCHOBER
1987
Rotbuche 10,7 6,8 5,6 3,6 DITTMAR, KNAPP, LEMBCKE
1983
Stiel- und Trauben-Eiche
7,7
4,6
2,8
1,8
ERTELD 1961
Roteiche 9,2 6,2 5,8 4,0 BAUER 1953

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
44
ÖKO-DATA Strausberg
durchschnittliche jährliche Zuwachsraten nach 100
Jahren [DGZ 100]
Ertragsklasse I
für Stammholz mit Rinde
schlechteste Ertragsklasse
für Stammholz mit Rinde
Baumart
[m³/(ha a)]
[t TS/(ha a)]
[m³/(ha a)]
[t TS/(ha a)]
Ertragstafel von:
Erle 7,4 3,9 3,4 1,9 LOCKOW1994
Esche 6,2 3,7 4,1 2,5 WIMMENAUER 1919
Robinie 10,5 5,7 5,7 3,3 ERTELT 1952
Winterlinde 8,8 5,2 5,0 3,0 BÖCKMANN 1990
Ulme
4,0
2,8
SCHOBER 1987
Ahorn
3,5
2,5
SCHOBER 1987
Pappeln 13,2 4,5 3,0 1,1 KNAPP 1973
Hainbuche
5,6
2,5 SCHOBER 1987
Birke 4,8 2,5 1,3 0,8 LOCKOW 1996
Weiden, alle Arten
2,1
1,6
SCHOBER 1987
Für Tanne, Ulme, Ahorn, Hainbuche und Weiden liegen in den Hilfstafeln zur Sächsischen
Forsteinrichtungsdienstanweisung keine Ertragstafeln vor. Deshalb musste für diese Arten
auf die Ertragstafeln von S
CHOBER (1987), die nicht die spezifischen Wuchsbedingungen in
Sachsen berücksichtigen, zurückgegriffen werden.
Bei der Umrechnung von Festmaß [m³] in Gewichtsmaß war zu berücksichtigen, dass in
Tab. 3.11 (S
ÄCHSISCHE LANDESANSTALT FÜR FORSTEN 1999) die Dichteangaben sich nur auf
Derbholz ohne Rinde bezogen, die Ertragstafeln des laufenden Zuwachses aber Derbholz mit
Rinde angaben. Für die Berechnung der Stoffentzüge wird angenommen, dass grundsätzlich
die Rinde mit den Stämmen aus dem Bestand ausgetragen wird. Die Rinde wird erst am
Waldrand geschält, von wo sie abgefahren wird. Dies ist die derzeit überwiegend übliche
Praxis. Unter Verwendung der Tab. 3.8 der Hilfstafeln zur Sächsischen Forsteinrichtungs-
dienstanweisung (5. Spalte) (S
ÄCHSISCHE LANDESANSTALT FÜR FORSTEN - LAF 1999) wurde
der Anteil Rinde am Gesamtvorrat eines 100-jährigen Baumes bestimmt. Nun konnte unter
Beachtung der baumartenspezifischen Angaben zu Raumdichten von Rinde nach K
RAMER
(1988) der jährliche Gesamtzuwachs von Derbholz und Rinde im Durchschnitt über 100 Jahre
in Tonnen pro Hektar und Jahr umgerechnet werden (vgl. Tab. 16).
Tab. 16: Grunddaten für die Umrechnung der Zuwachsraten von Festmaß in Tonnen
Dichte von Stammholz
[m³/t atro]
Dichte von Rinde
[m³/t atro]
Verhältnis von Rinde zu
Stammholz
[t/t]
Baumart
LAF 1999
KRAMER
1988
LAF 1999
Kiefer 0,476 0,32 0,17
Fichte 0,455 0,275 0,17
Eur. Lärche
0,476
0,36
0,16
Jap. Lärche
0,476
0,36
0,16
Douglasie 0,476 0,36 0,17
Tanne 0,476 0,36 0,17
Rotbuche 0,667 0,43 0,08
Stiel- und Trauben-Eiche
0,714
0,44
0,2
Roteiche 0,714 0,44 0,08
Erle 0,625 0,33 0,2
Esche 0,625 0,435 0,08
Robinie 0,625 0,435 0,2

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
45
ÖKO-DATA Strausberg
Dichte von Stammholz
[m³/t atro]
Dichte von Rinde
[m³/t atro]
Verhältnis von Rinde zu
Stammholz
[t/t]
Baumart
LAF 1999
KRAMER
1988
LAF 1999
Winterlinde 0,625 0,33 0,08
Ulme 0,625 0,43 0,08
Ahorn 0,625 0,41 0,08
Pappeln 0,417 0,23 0,2
Hainbuche 0,625 0,43 0,08
Birke 0,625 0,42 0,2
Weiden, alle Arten
0,526
0,23
0,2
II. Ertragspotenziale der Standorte
Um baumartenspezifische Ertrags-Spannen unter Berücksichtigung der unterschiedlichen
Standortsbedingungen im UG auf die in der Bodenkarte BÜK 200 für Sachsen ausgewiesenen
Bodenprofile der Polygone aufgliedern zu können, war zunächst die bestmögliche
Abschätzung der Bodenfruchtbarkeit in Abhängigkeit von den Bodenarten der Horizonte
notwendig. Die Methode deckt sich partiell mit der im Kap. 3.2.2 beschriebenen Methode zur
Abschätzung des Anteils an pflanzenverfügbaren basischen Kationen aus der Verwitterung
des Muttergesteins, die Anzahl der Parameter für die Abschätzung der Ertragspotenziale geht
aber über die auf S. 32-33 beschriebenen Parameter hinaus, weshalb im Folgenden noch
einmal eine vollständige Übersicht über alle verwendeten Parameter gegeben wird (vgl.
S
CHLUTOW 2003):
Verschiedene Bodeneigenschaften werden im Hinblick auf die Ertragsbildung jeweils als sehr
ungünstig (Wert 1) bis sehr günstig (Wert 5) eingeschätzt. Diese Werte beziehen sich auf die
Horizonte (UBODEN-Datenbank). Zur Einstufung der Bodenprofile hinsichtlich ihres
Ertragspotenzials werden in einem weiteren Bearbeitungsschritt die horizontbezogenen
Angaben entsprechend der Mächtigkeit der Horizonte gewichtet und über das Profil bis zur
effektiven Durchwurzelungstiefe gemittelt.
Bodenarten und ihre Entstehungsgeschichte (vgl. Tab. 17)
: die Nomenklatur der
Bodenarten richtet sich nach der Bodenkundlichen Kartierungsanleitung (A
RBEITSGRUPPE
BODENKUNDE 1994) und entspricht (zusammengefasst) den Angaben der UBODEN zu den
BÜK-200-Polygonen (Datenfeld: BOART). Auf die Ausprägung der Kriterien Gründigkeit
kann in Ermangelung direkter Angaben vereinfachend indirekt aus der Entstehung (Datenfeld:
SSTRTYP) sowie direkt aus dem Grundwasserflurabstand (Datenfeld: MGW) geschlossen
werden. Deshalb wurden die Bodenarten weiter untergliedert in Entstehungsarten (Diluvial-,
Alluvial-, Verwitterungsböden).
Porenanteile mit Totwasser, potenziell pflanzenverfügbarem Haftwasser und mit Luft
:
Die Volumenanteile und Durchmesser von wasser- und luftgefüllten Poren sowie die
Saugspannung der verschiedenen Bodenarten wurden aus Ergebnissen von M
ÜLLER und
MÜCKENHAUSEN (in AMBERGER 1988, S. 76) entnommen.
Der Anteil an potenziell pflanzenverfügbarem Haftwasser (vgl. Tab. 17, Spalte 6 = nutzbare
Feldkapazität), d. h. der Anteil an Mittelporen, ist bei den verschiedenen Lagerungsdichten im
Mittel mit 26 Vol % in Schluffen und sandigen Schluffen am höchsten, mit ca. 10 Vol % in
reinen Sanden am niedrigsten. Die Klassifizierung ergibt sich aus folgender Einteilung:

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
46
ÖKO-DATA Strausberg
Anteil an potenziell pflanzenverfügbarem
Haftwasser (Anteil an Mittelporen)
Klasse Bedeutung
>22 Vol %
5
sehr günstig
20 - 22 Vo l %
4
günstig
17 - <20 Vol %
3
mäßig günstig
13 - <17 Vol %
2
ungünstig
<13 Vol %
1
sehr ungünstig
Die effektive nutzbare Feldkapazität nFKWe konnte polygonbezogen aus der vom LfUG
übergebenen Datenbank entnommen werden. Der Porenanteil durchwurzelbarer luftgefüllter
Poren (vgl. Tab. 17, Spalte 10) ist bei reinen Sanden mit 36 Vol % am höchsten, mit 4 Vol %
in Tonen am niedrigsten. Es gilt:
Anteil an durchwurzelbaren luftgefüllten
Poren
Klasse Bedeutung
>15 Vol %
5
sehr günstig
12 - 15 Vol %
4
günstig
9 - <12 Vol %
3
mäßig günstig
5 - <9 Vol %
2
ungünstig
<5 Vol %
1
sehr ungünstig
Bei einem Verhältnis der Poren mit verfügbarem Haftwasser zu luftgefüllten durchwurzel-
baren Poren von 1 : 1 ist ein optimales Pflanzenwachstum gegeben (A
MBERGER 1988).
Komplementär zu den Luftporenanteilen verhalten sich die Anteile wassergefüllter Poren, in
denen die Wasserspannung durch Adhäsion größer als die Saugspannung der Pflanzenwurzeln
ist (vgl. Tab. 17, Spalte 3, pF >4,2 = Totwasser). Der Anteil von sehr kleinen Poren mit hohen
Adhäsionskräften ist in Tonen besonders hoch (42 Vol %), in groben Sanden gleich Null.
Es bedeutet:
Porenanteil mit Totwasser
Klasse
Bedeutung
<5 Vol %
5
sehr günstig
5 - <10 Vo l %
4
günstig
10 - <15 Vol %
3
mäßig günstig
15 - 25 Vo l %
2
ungünstig
>25 Vol %
1
sehr ungünstig
Haftwasser führt in Böden mit hohem Anteil an Mittel- und Feinporen bei geringem Anteil an
Grobporen (Schluffe, Tone) zu Luftmangel und haftwasserbedingter Staunässe. Die Stau-
nässegefährdung kann demzufolge ebenfalls aus dem Totwasserporenanteil (pF >4,2)
abgeleitet werden.
Austrocknungsgefährdung
(vgl. Tab. 17, Spalte 4): Die Versorgung der Pflanzen mit
Wasser in anhydromorphen bzw. entwässerten Böden hängt unmittelbar von der nutzbaren
Feldkapazität ab. Während bei großen Bodenporen (z. B. in Böden, die überwiegend aus Sand
bestehen) die Adhäsions- und Adsorptionskräfte nicht zur Bildung einer Wassersäule in der
Pore ausreichen, das Niederschlagswasser also überwiegend als Sickerwasser in die tieferen
Bodenschichten abfließt und den Pflanzen nicht mehr zur Verfügung steht, stellt die sehr hohe
Haftspannung gegenüber Wasser in den engen Poren z. B. von Schluffen und Tonen ebenso
einen unwiederbringlichen Wasserverlust für die Pflanzen dar (permanenter Welkepunkt bei
pF >4,2). Beide Bodenarten sind also besonders austrocknungsgefährdet. Die Kombination
aus dem Totwasserporenanteil und dem des Luftporenanteils ergibt die Klassifizierung der
Austrocknungsgefährdung.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
47
ÖKO-DATA Strausberg
Summe aus Totwasser- und Luftporenanteil Klasse
Bedeutung
<20Vol %
5
sehr günstig
20 - <25Vol %
4
günstig
25 - <30Vol %
3
mäßig günstig
30 - 35Vol %
2
ungünstig
>35Vol %
1
sehr ungünstig
Grundwassereinfluss
(vgl. Tab. 17, Spalte 5): Dieses Kriterium gibt den Einfluss des Grund-
wassers auf das Pflanzenwachstum der nicht nässeabhängigen Pflanzenarten an. Dabei gilt,
dass bei einem Grundwasserflurabstand kleiner als die potenziell vorhandene Durch-
wurzelungstiefe das Pflanzenwachstum aufgrund von Luftmangel in den Bodenporen
beschränkt wird. Unmittelbarer Grundwassereinfluss (Grundnässe) kann also einen
ungünstigen Einfluss auf das Pflanzenwachstum haben. Günstigen Einfluss hat ein
Grundwasserflurabstand, bei dem die bodenartenspezifische kapillare Aufstiegskraft
[geschlossener Kapillarraum, vgl. K
UNTZE et al. (1988)] die effektive Durchwurzelungstiefe
erreicht und so für ständig ausreichende Bodenfeuchte sorgt. Erreicht der geschlossene
Kapillarraum über dem Grundwasserstand in der Regel nie die effektive Durchwurze-
lungstiefe, wird in dieser Bewertung der nicht vorhandene Einfluss des Grundwassers mit der
Klasse „sehr ungünstig“ belegt. Der Grundwasserflurabstand kann aus den Bodenprofilen der
BÜK-200-Polygone bzw. dem Datenfeld MGW der UBODEN-Datenbank abgeleitet werden.
Er hängt jedoch auch von der Entstehungsart der Böden ab. Es kann deshalb vereinfachend
davon ausgegangen werden, dass diluviale, Löss- und Verwitterungsböden nicht
grundwasserbeeinflusst sind, alluviale und Küstenböden dagegen in der Regel
grundwassernah sind, d. h. die effektive Durchwurzelungstiefe vom Kapillarraum erreicht
wird.
Humusspiegel
(vgl. Tab. 17, Spalte 7): Der Humusspiegel (Gehalt an organischer Substanz
im Mineral-Oberboden) ist wesentlich abhängig von den Klimaeinflüssen Jahresmittel-
temperatur und Niederschlag sowie vom Basen- und Stickstoffeinfluss (vgl. Tab. 18). Die
organische Substanz des Bodens ist von enormer Bedeutung z. B. für die Wasserspeicher-
fähigkeit, die Basensorptionskraft und damit für die Nährstoffspeicherung und -mobilität.
Deshalb wurde der Humusspiegel als Kriterium zur Bewertung des Nährstoffhaushaltes
herangezogen.
Kationenaustauschkapazität
(vgl. Tab. 17, Spalte 8): Die Kationenaustauschkapazität stellt
die potenzielle Menge an austauschbaren Kationen, die für die Pflanzenernährung notwendig
sind (Kalzium-, Magnesium-, Kalium-, Natrium-, Ammoniumionen), sowie anderer Ionen
(z. B. Wasserstoff- und Aluminiumionen) im Bodenkomplex dar. Art und Mengenanteile der
Tonminerale und organischen Stoffe bedingen die Kationenaustauschkapazität. Die
Kationenaustauschkapazität der Tonminerale ist im Wesentlichen permanent vorhanden. Die
bodenartenspezifischen potenziellen Kationenaustauschkapazitäten sind bei hohen Ton- und
Schluffgehalten in den oberen Horizonten am höchsten (30 cmol
c
/kg bei lehmigen,
schluffigen und reinen Tonen), am niedrigsten (2 cmol
c
/kg) bei Grus und reinen Sanden
(ARBEITSGRUPPE BODENKUNDE 1994). Es soll gelten:
Kationenaustauschkapazität Klasse Bedeutung
>20 cmol
c
/kg 5 sehr günstig
15 - 20 cmol
c
/kg 4 günstig
10 - <15 cmol
c
/kg 3 mäßig günstig
5 - <10 cmol
c
/kg 2 ungünstig
<5 cmol
c
/kg 1 sehr ungünstig

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
48
ÖKO-DATA Strausberg
Gründigkeit
(Spalte 9): Angaben zur Gründigkeit (flach-, mittel- oder tiefgründig) können
vereinfachend indirekt aus der Entstehung (Datenfeld: SSTRTYP) sowie direkt aus dem
Grundwasserflurabstand (Datenfeld: MGW) abgeleitet werden. Deshalb wurden die Boden-
arten weiter untergliedert in Entstehungsarten (Diluvial-, Alluvial-, Verwitterungsböden).
Dabei wurde der Einfluss der Gründigkeit auf das Pflanzenwachstum wie folgt klassifiziert:
Gründigkeit Klasse Bedeutung
tiefgründig 5 sehr günstig
mittel- bis tiefgründig
4
günstig
mittelgründig 3 mäßig günstig
mittel- bis flachgründig
2
ungünstig
flachgründig 1 sehr ungünstig
Verfestigungsneigung
(vgl. Tab. 17, Spalte 11): Dieses Kriterium gibt den Grad des inneren
Zusammenhaltes von Horizonten oder Schichten infolge der Einwirkung verkittender
Substanzen an. Die Verfestigungsneigung ist umso größer, je höher der Verkittungsgrad der
Bodenteilchen (z. B. durch Einlagerungen) ist. Nach H
ENNINGS (1994) neigen besonders nicht
bindige humusarme Böden zur Bildung von Kittgefügen mit hohem Verfestigungsgrad. Die
folgende Zuordnung nach Bodenarten wurde aus den Angaben in der Datenbank UBODEN
zur BÜK-200 abgeleitet. Es wurde eingeschätzt:
Bodentypen Klasse Bedeutung
Böden ohne Podsolierungsneigung
5
sehr günstig
Fahlerden 4 günstig
Bänder-Braunerden 3 mäßig günstig
podsolige Braunerden
2
ungünstig
Sand-Podsole 1 sehr ungünstig

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
49
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 17: Klassifizierung bodenart- und -geneseabhängiger Bodeneigenschaften bezüg-
lich des Einflusses auf potenzielle Holzerträge
Bodenart nach
boden-
kundlicher
Kartieranlei-
tung, 3. Aufl.
Ent-
steh-
ung
Porenanteil
<0,2 μm mit
Totwasser
(pF >4,2)/
Staunässebil-
dung
Austrock-
nungsge-
fährdung
Grund-
wasser-
einFluss
nutzbare
Feldkapazi-
tät (Poren-
anteil
0,2-50 μm
mit pflan-
zenverfüg-
barem Haft-
wasser
pF 4,2-1,8)
Humus-
spiegel in
Abhängig-
keit von der
Bodenart
(vgl.
Tab. 15)
Kationen-
austausch-
kapazität
Grün-
digkeit
Durch-
wurzel-
barkeit
(Poren-
anteil
>50 μm
mit Luft,
pF <1,8)
Verfesti-
gungsnei-
gung im B-
Horizont
(1) (2) (3) (4) (5) (6) (7) (8) (9) (10) (11)
Ss D 5 1 1 1 1 1 3 5 1
Al 4
4
K 3
3
V 1
2
Su2, Sl2, Sl3,
D
4
2
2
2
1
2
3
5
1
St Al 4
4
K 3
3
V 2
2
Su3, Su4
D
3
3
2
4
2
2
3
5
2
Lö 2
5
Al 4
4
V 2
2
Vg 1
1
Slu, Sl4, St3
D
3
4
2
4
2
3
3
4
3
Lö 2
5
Al 4
4
V 2
2
Vg 1
1
Ls2-4, Lt2,
D
3
4
3
2
3
4
3
3
4
Lts, Ts4, Ts3
2
5
Al 4
4
K 4
3
V 2
2
Vg 1
1
Uu, Us,
D
2
3
3
5
4
3
3
2
5
Ut2-4, Al
4
4
Uls, Lu
2
5
K 3
4
V 2
2
Vg 1
1
Lt3, Tu2-4,
D
1
1
2
2
5
5
3
1
5
Ts2, Tl, Tt
Al
3
4
K 1
1
V 2
2
Vg 1
1
Erläuterung:
1 = sehr ungünstig
2 = ungünstig
3 = mäßig günstig
4 = günstig
5 = sehr günstig
K = Böden der Küstenregionen
Al = alluviale Böden der breiten Flusstäler, einschließlich Terrassenflächen und Niederungen
D = diluviale Böden des wellig-hügeligen Flachlandes und der Hügelländer
Lö = Böden der Lössgebiete
V = Verwitterungsböden aus Festgesteinen und deren Umlagerungsdecken der Berg- und
Hügelländer sowie der Mittelgebirge
Vg = skelettreiche Verwitterungsböden des Hochgebirges

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
50
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 18: Einfluss von Klima-/Höhenstufen und Naturhaushaltskomponenten auf die
Ausbildung des pflanzenverfügbaren Humusspiegels
Bodenart mit mit
anhydromorph in der Klima-/Höhenstufe
mit
Grund-
wasser-
einfluss
Stau-
wasser-
einfluss
Kammlagen
höhere
Berglagen
(Kf, Hf)
mittlere
Berglage
(Mf,
Mm)
untere Berg-
lagen und
Hügelland
(Uff, Uf, Uk)
untere
Berglagen
und Hügel-
land (Um)
Tief-
land
(Tm)
untere Berglagen
und Hügelland
(Ut, Utt)
Tief-
land
(Tt)
mit feuchtem kühlen Klima
mit mäßig
trockenem Klima
mit trockenem warmen
Klima
ero-
sions-
be-
ding-
tem
Ab-
trag
Ss 3 3 1 1 2 2 2 2 2 1
Su2, Sl2,
Sl3, St
4 3 2 2 2 3 2 3 3 2
Su3, Su4 4 3 2 2 2 3 3 3 3 2
Slu, Sl4,
St3
4 4 2 2 3 3 3 3 3 3
Ls2-4,
Lt2, Lts,
Ts4, Ts3
5 4 3 3 4 3 3 4 4 3
Uu, Us,
Ut2-4,
Uls, Lu
5 4 2 2 3 4 4 3 4 4
Lt3, Tu2-
4, Ts2,
Tl, Tt
5 5 2 2 3 5 5 3 5 5
Erläuterung:
1 = sehr ungünstig
2 = ungünstig
3 = mäßig günstig
4 = günstig
5 = sehr günstig
Zusammenführung der Einzelparameter
Bei der Bewertung der Eigenschaften der Bodenarten besteht zwischen den einzelnen Spalten
kein direkter Zusammenhang. Teilweise bei flüchtiger Betrachtung widersprüchlich
erscheinende Kombinationen (z. B. Grundwassereinfluss „günstig“, Austrocknungsneigung
„sehr ungünstig“ bei einem alluvial entstandenen leichten Sandboden mit Grundwasser-
einfluss) sind hinfällig, weil die zugrundeliegenden Bodeneigenschaften unabhängig
voneinander in diese erste Aggregations- und Bewertungsstufe eingehen. Ein leichter Boden
kann Wasser nicht lange in seinen Poren halten und ist deshalb austrocknungsgefährdet.
Solange der Kapillarsaum des Grundwasserspiegels die Wurzelzone erreicht, ist die
Wasserversorgung gewährleistet. Aufgrund der größeren Poren ist aber der Kapillarsaum
weniger breit und reißt bei sinkendem Grundwasserstand leichter ab als bei einem Boden mit
feineren Poren. Daran wird deutlich, dass erst die Kombination der Eigenschaften, die in den
nächsten beiden Aggregationsstufen erfolgt, den Boden in seiner Komplexität erfasst und die
Ableitung des Ertragspotenzials ermöglicht.
Die hier zur Kennzeichnung des Ertragspotenzials beschriebenen einzelnen Kriterien können
nicht gleichgewichtet in die Abschätzung des Ertragspotenzials eingehen, weil einzelne Krite-
rien einen größeren Einfluss als andere auf das Pflanzenwachstum haben und mitunter auch
auf mehrere verschiedene physiologische Vorgänge einwirken. Aus diesem Grunde wurden
die einzelnen Parameter der Tab. 17 entsprechend der folgenden Übersicht zu Haupteinfluss-
faktoren der Ertragsbildung zusammengefasst, wobei ebenfalls eine Klassifizierung von 1
(sehr ungünstige Bedingungen) bis 5 (sehr günstige Bedingungen) das Ergebnis ist.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
51
ÖKO-DATA Strausberg
Einzelparameter
Synthese zu den Haupteinfluss-
faktoren:
Nutzbare Feldkapazität
Porenanteil mit Totwasser (Staunässeneigung)
Austrocknungsgefährdung
Grundwassereinfluss
Humusspiegel
Wasserhaushalt
Kationenaustauschkapazität
Humusspiegel
Nutzbare Feldkapazität
Nährstoffhaushalt
Gründigkeit
Durchwurzelbarkeit der Poren
Verfestigungsneigung
Wurzelverteilung
Bei diesem Schritt werden für jedes Polygon BÜK 200 unter Berücksichtigung der
Mächtigkeit der Horizonte (Wichtung) je ein Kennwert für die drei Haupteinflussfaktoren auf
die Ertragsbildung berechnet.
Wasserhaushalt:
Aus der Verknüpfung der Kriterien Porenanteile mit potenziell
pflanzenverfügbarem Wasser und Totwasser, Austrocknungsgefährdung, Grundwasser-
einfluss und Wasserspeicherung im Humus wird eine Bewertungszahl für die
Wasserversorgung der Pflanzen abgeleitet. Die Verknüpfung erfolgt mit Hilfe eines
Diagramms (A
RBEITSGRUPPE BODENKUNDE 1994, S. 312) anhand der Ganglinien der
nutzbaren Feldkapazität, des permanenten Welkepunktes und des Mindestwassergehaltes im
Herbst eines Trockenjahres unter Berücksichtigung der Horizontfolgen der Bodentypen. Als
Ergebnis der Verknüpfung wird die effektive Durchwurzelungstiefe [cm] bestimmt. Die
effektive Durchwurzelungstiefe gibt die potenzielle Ausschöpfungstiefe von pflanzenverfüg-
barem Bodenwasser an, das durch die Wurzeln der Pflanzen in Trockenjahren dem Boden
maximal entzogen werden kann. Bei grundwasserbeeinflussten Böden endet die
Durchwurzelungstiefe der nässemeidenden Pflanzenarten an der Obergrenze des mittleren
Grundwassertiefstandes, bei Podsolen wird sie durch den Verfestigungsgrad des Bhs-
Horizontes, bei Verwitterungsböden durch das anstehende Festgestein begrenzt (vgl.
Kap. 3.2.3). Der Einfluss der Bodenwasserversorgung auf das Ertragspotenzial wurde auf der
Basis der Durchwurzelungstiefe wie folgt klassifiziert:
effektive Durchwurzelungstiefe
Klasse
Bedeutung
>100 cm
5
sehr günstig
75–100 cm
4
günstig
50–75 cm
3
mäßig günstig
25–50 cm
2
ungünstig
0–25 cm
1
sehr ungünstig
Nährstoffhaushalt:
Aus der Verknüpfung von Kationenaustauschkapazität, Humusspiegel
und nutzbarer Feldkapazität soll ein Kennwert für das standorteigene Potenzial zur
Nährstoffversorgung im natürlichen (Steady state) Zustand hergeleitet werden. Er gibt das
Vermögen des Bodens zur Speicherung und bedarfsgerechten Freisetzung von Pflanzen-
nährstoffen an. Die Nährkationen sind erst im gelösten Zustand pflanzenverfügbar, so dass die
natürliche Nährkraft nur in einem Boden mit genügend nutzbarer Feuchte wirksam wird
(verfügbares Adsorptions- und Kapillarwasser). Die Nährkraft ist also umso höher, je größer
die verfügbare Feldkapazität, einschließlich Kapillarwasser aus Grundwasser ist. Der Anteil
an reduzierten Stickstoffverbindungen (Ammoniumionen) ist im wassergesättigten Milieu

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
52
ÖKO-DATA Strausberg
wesentlich höher als der Anteil der oxidierten Stickstoffverbindungen, der im luftgesättigten
Milieu höher ist. Da Ammoniumionen nicht so schnell mit dem fließenden Wasser
ausgewaschen werden wie Nitrationen, stehen sie der Pflanzenversorgung länger zur
Verfügung. Das heißt, Böden mit einem hohen Feuchtegrad im durchwurzelbaren Raum
haben insbesondere auch hinsichtlich der Stickstoffspeicherung und Pflanzenverfügbarkeit
des Stickstoffs einen höheren Stellenwert als trockene Böden.
Die natürliche Nährkraft wird für jedes Polygon der BÜK 200 ermittelt, indem zunächst
jedem Horizont des Bodenprofils der bodenartspezifische semiquantitative Wert aus Tab. 17
für die potenzielle Kationenaustauschkapazität zugeordnet wird. Es werden alle Horizonte,
die innerhalb der Durchwurzelungstiefe liegen, berücksichtigt. Im 2. Schritt werden die Werte
der einzelnen Horizonte tiefenstufengewichtet gemittelt. Analog werden die tiefenstu-
fengewichteten Mittelwerte über die Horizonte bis zur Durchwurzelungstiefe für die Kriterien
‚Humusspiegel‘ und ‚nutzbare Feldkapazität‘ berechnet. Im 3. Schritt wird der Mittelwert aus
den drei Kriterienwerten gebildet. Dieser Mittelwert wird wie in vorangegangenen
Arbeitsschritten den Klassen 1 bis 5 zugeordnet, wobei die natürliche Nährkraft nach der
forstwirtschaftlichen Definition folgendermaßen beschrieben wird:
berechneter
Mittelwert
Klasse natürliche Nährkraft Bedeutung
4,5...5
5
reich mit hohem
Kalkgehalt
sehr günstig
3,5...4,4 4 reich günstig
2,5...3,4 3 nährkräftig mäßig günstig
1,5...2,4 2 mittlere Nährkraft ungünstig
1...1,4
1
ziemlich arme Nährkraft
sehr ungünstig
(Arme Nährkraft kommt im Untersuchungsgebiet nicht mehr vor.)
Die Wurzelverteilung im Profil
wird aus der Kombination der Gründigkeit, der
Durchwurzelbarkeit der Bodenporen und dem Verfestigungsgrad im Unterboden bestimmt.
Die Wurzelverteilung gibt Aufschluss über die Durchwurzelungsintensität und damit über die
Zugänglichkeit der Wasser- und Nährstoffvorräte im Boden für die Pflanze. Analog zur
Berechnung der Nährkraft wird auch für das Kriterium ‚Wurzelverteilung‘ in 3 Schritten
vorgegangen: Für jedes der 3 Teilkriterien ‚Gründigkeit‘ Durchwurzelbarkeit der
Bodenporen‘ und ‚Verfestigungsgrad im Unterboden‘ wird zunächst getrennt voneinander aus
dem Bodenprofil in der BÜK-200-Polygone jedem Horizont entsprechend Tab. 17 ein Wert
zugeordnet. Dann wird jeweils ein tiefenstufengewichteter Mittelwert über alle Horizonte bis
zur Durchwurzelungstiefe berechnet. Die Profil-Mittelwerte der drei Kriterien werden
anschließend miteinander gemittelt. Der so entstandene semiquantative Wert wird einer
Klasse zugeordnet:
berechneter
Mittelwert
Klasse potenzielle
Wurzelverteilung
Bedeutung
4,5...5 5 ungehemmt sehr günstig
3,5...4,4 4 wenig gehemmt günstig
2,5...3,4
3
mäßig gehemmt
mäßig günstig
1,5...2,4 2 stark gehemmt ungünstig
1...1,4
1
sehr stark gehemmt
sehr ungünstig

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
53
ÖKO-DATA Strausberg
Das
Ertragspotenzial
wird nun für jedes Polygon der BÜK 200 durch einfache Mittelwertbil-
dung aus den relativen Klassenwerten des Wasserhaushaltes, der Nährkraft und der
Wurzelverteilung abgeleitet. Die Differenz aus Minimum und Maximum der Erträge laut
Ertragstafeln (vgl. Tab. 15) wird nun in 4 äquidistante Teile geteilt und diesen Teilgrößen
werden die Ertragspotenzial-Stufen wie folgt zugeordnet:
Stufe 5: Ertrag der Ertragsklasse I (E
max
)
Stufe 1: Ertrag der schlechtesten ausgewiesenen Ertragsklasse (E
min
)
Stufe 2:
2
min
max
min
4
E
E
E
E
+
=
Stufe 3:
3
min
max
min
4
2
E
E
E
E
+
=
Stufe 4:
4
min
max
min
4
3
E
E
E
E
+
=

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
54
ÖKO-DATA Strausberg
3.3.3
Biomasseentzug in halbnatürlichen waldfreien Ökosystemen
Die Abschätzung der Erträge erfolgt auf der Grundlage der Ertragserwartungen in
Abhängigkeit von der Biomasse-Produktivität der zu erwartenden extensiv genutzten
Grünland-Pflanzengesellschaft (nach K
LAPP 1965) und von der Fruchtbarkeit des Standortes.
Deshalb war es zunächst notwendig, die zu erwartende Pflanzengesellschaft bei extensiver
Nutzung (als Mähwiese und/oder Weide ohne oder bei minimaler mineralischer Düngung) in
Abhängigkeit von den Standortfaktoren Klima-/Höhenstufe, Bodenform/Muttergestein,
Bodentyp, Säure-/Basenstatus und Stickstoffstatus abzuleiten (vgl. Tab. 19). Wichtigste
Grundlage hierzu war die Karte der potenziell natürlichen Vegetation 1 : 50 000, insbesondere
der Erläuterungsband S
CHMIDT, HEMPEL et al. (2000) mit Aussagen über die Grünland-
Ersatzgesellschaften naturnaher Wälder.
Tab. 19: Typische Vegetationsgesellschaften des halbnatürlichen Grünlandes, der
Heiden und Moore in den Stamm-Standortstypen
Vegetati-
onstyp
Code
Biotop
Pflanzengesellschaft Ertrag
[t TS/
(ha a)]
Klima-/Höhenstufe Bodenformen-Gruppe Nährstoffstatus Bodentypen der
BÜK 200 Sachsen
RTS Spergulo vernalis-
Corynephoretum canescentis
1,3 Tiefland, trocken (Tt)
Regosol aus trockenen, nährstoffarmen Sanden acidophil/oligotroph
OL-RQ
RQn
RTS
Thymo-Festucetum ovinae
1,8 Tiefland, trocken (Tt)
Eisenhumuspodsol aus nährstoffarmen
Sanden;
Braunerde-Podsol aus trockenen,
nährstoffarmen Sanden
acidophil/oligotroph PPn
BB-PP
Podsolige Braunerde aus sauren
magmatischen und metamorphen Gesteinen
pBB/LFn
Braunerde-Podsol aus basenarmen
Sandsteinen und Quarziten
PPe
GB
Avenetum pratensis
2 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Podsolige Braunerde aus lösshaltigen
Deckschichten über Sandstein und Quarziten
acidophil/oligotroph
p3BBn
RTS
Koelerietum glaucae
2,5 Tiefland, trocken (Tt)
Fahlerde aus sandigen Deckschichten über
Geschiebelehm
acidophil/mesotroph BBn/LFn PPn/LFn
RTS
Koelerietum glaucae
2,5 azonal anthropogen
Pararendzinen aus anthropogenen
Ablagerungen der Großstädte
acidophil/mesotroph YO
Magerrasen
RTS
Agrostidetum tenuis
2,7 Tiefland, trocken (Tt)
Braunerde aus nährstoffreichen Sanden
acidophil/oligotroph
BBn
RB
Eriophoro-Nardetum strictae
1 Azonale Fluss-Niederung Hochmoor
acidophil/oligotroph
Hnu
Braunerde-Podsol aus trockenen,
nährstoffarmen Sanden
HZS
BB-PP
Cladonio-Callunetum
1
Tiefland, trocken (Tt)
Regosol aus trockenen, nährstoffarmen Sanden
acidophil/mesotroph
OL-RQ RQn
HZS
Cytiso-Callunetum
1 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Podsolige Braunerde aus sauren
magmatischen und metamorphen Gesteinen
acidophil/mesotroph pBB/LFn
HZS
Genisto anglicae-Callunetum
1,1 Tiefland, trocken (Tt)
Eisenhumuspodsol aus nährstoffarmen Sanden acidophil/mesotroph PPn
HZS
Genisto pilosae-Callunetum
1,2 Tiefland, trocken (Tt)
Braunerde aus nährstoffreichen Sanden
acidophil/mesotroph BBn
HZB
Cytiso-Callunetum
1,4 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Braunerde aus sauren magmatischen und
metamorphen Gesteinen
acidophil/mesotroph RNn
HZB
Vaccinio-Callunetum
1,4 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Braunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten saurer bis
intermediärer Gesteine
acidophil/mesotroph BBh
BBp-PP
HZS
Genisto pilosae-Callunetum
1,5 Tiefland, trocken (Tt)
Fahlerde aus sandigen Deckschichten über
Geschiebelehm
acidophil/mesotroph BBn/LFn PPn/LFn
Parabraunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten von Silikatgesteinen
HZS Euphorbio cyparissiae-
SS-LL
Callunetum
1,6
Untere Berglagen und
Hügelland, feucht (Uff, Uf,
Uk, Um)
Braunerde aus sandvermischtem Löss
acidophil/mesotroph
BB-LF
HZF
Salici-Ericetum tetralicis
1,7 Azonale Fluss-Niederung Niedermoor
acidophil/mesotroph HNv
HZF Trichophoro-Ericetum
tetralicis
1,8 Tiefland, trocken (Tt)
Braunerde-Pseudogley aus Deckschichten über
Geschiebelehm
acidophil/mesotroph BB-SS
HZF
Genisto anglicae-Callunetum
2 Azonale Fluss-Niederung Gley-Podsol aus sandigen Flussablagerungen acidophil/mesotroph GG-PP
GN
Heiden
RB
Genisto-Juncetum squarrosi
2,1 Tiefland, trocken (Tt)
Pseudogley aus Geschiebedecksand über
Geschiebelehm
acidophil/mesotroph SHn
RTH Seslerietum variae
1,1 mitteleuropäische
subalpine und alpine
Hochgebirge
Syrosem aus Kalk- und Dolomitgesteinen
calciphil/mesotroph-
eutroph
FSn OOn
RTH
Mesobrometetum
1,5 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Rendzina aus Verwitterungsprodukten von
Kalk-, Mergel- u. Dolomitgesteinen
calciphil/mesotroph-
eutroph
RRn RR-BB
RTH
Xerobrometum
2,6 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Braunerde-Terra fusca aus lehmig-tonigen
Verwitterungsprodukten von Kalk-, Mergel- u.
Dolomitgesteinen
calciphil/eutroph BB-CF
RTH Gentiano-Koelerietum
pyramedatae
2,8 Tiefland, mäßig trocken
(Tm)
Parabraunerde aus lehmig-sandigen,
kalkhaltigen Moränenablagerungen
calciphil/mesotroph-
eutroph
LL-BB BB-RZ
Kalktrockenrasen
RTH
Stipetum capillatae
2,8 Tiefland, trocken (Tt)
Pararendzina aus Löss
calciphil/eutroph
RZn
BB-TC
MHH
Sphagno-Juncetum effusi
0,5 Azonale Fluss-Niederung Hochmoor
acidophil/oligotroph
HHn
MHZ Sphagno-Caricetum
lasiocarpae
0,5 Azonale Fluss-Niederung Hochmoor
acidophil/mesotroph HHv
MNK
Caricetum canescentis
3,1 Azonale Fluss-Niederung Niedermoor
acidophil/mesotroph HNn
GFP
Junco-Molinietum
3,3 Azonale Fluss-Niederung Braunerde aus lehmigen und sandig-lehmigen
Flussablagerungen
acidophil/mesotroph PP-BB
Nasswiesen
GFP
Junco-Molinietum
3,5 Tiefland, mäßig trocken
(Tm)
Gley-Pseudogley aus lehmig-sandigem
Geschiebemergel
acidophil/mesotroph GG-BBp GG-RQ

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
55
ÖKO-DATA Strausberg
Vegetati-
onstyp
Code
Biotop
Pflanzengesellschaft Ertrag
[t TS/
(ha a)]
Klima-/Höhenstufe Bodenformen-Gruppe Nährstoffstatus Bodentypen der
BÜK 200 Sachsen
GFP
Eu-Molinietum
3,7 Tiefland, trocken (Tt)
Pseudogley aus Geschiebedecksand über
Geschiebelehm
subneutral/eutroph SSh SSn
MNG Caricetum gracilis
4 Azonale Fluss-Niederung Niedermoor
basiphil/eutroph
GGh
MNG Caricetum gracilis
4 Tiefland, trocken (Tt) Pseudogley aus Geschiebedecksand über
Geschiebelehm
basiphil/eutroph SGn SSm
MNB
Scirpetum sylvatici
4,2 Tiefland, mäßig trocken
(Tm)
Gley-Pseudogley aus lehmig-sandigem
Geschiebemergel
basiphil/eutroph GG-BB GG-
SS
GGn SS-
GG
GFS
Holcetum lanati
5 untere Berglagen und
Hügelland, trocken (Utt, Ut)
Parabraunerde-Pseudogley aus Löss
subneutral/mesotroph LL-SS
GFS
Brometum racemosae
5,2 untere Berglagen und
Hügelland, feucht (Uff, Uf,
Uk, Um)
Pseudogley-Tschernosem aus Löss
subneutral/mesotroph SS-TT
GFS
Brometum racemosae
5,2 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Pseudogley-Braunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten von Schluff- und
Tonstein
subneutral/mesotroph SS-BB
GFS
Polygonetum bistortae
5,5 Azonale Fluss-Niederung Gley aus sandig-lehmigen Sedimenten der
Urstromtäler und Niederungen
subneutral/
mesotroph-eutroph
YKn
Feuchtwiesen
GFS
Cirsietum oleracei
6 Azonale Fluss-Niederung Niedermoor
subneutral-
calciphil/eutroph
HN-GH
GFF
Caricetum vulpinae
3 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Vega) aus kalkhaltigen,
tonig-schluffigen Ablagerungen
calciphil/mesotroph-
eutroph
AT
GFF
Agrostidetum stoloniferae
3,4 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Auenbraunerde) aus
lehmig-tonigen Flusssedimenten
calciphil/mesotroph-
eutroph
ABn
GFF
Juncetum subnudolosi
3,6 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Vega) aus lehmig-
tonigen Auensedimenten
calciphil/mesotroph-
eutroph
aSS
GFF
Glycerietum maximae
4,5 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Vega) aus lehmig-
tonigen Auensedimenten
subneutral/eutroph GGa
MNR
Phalaridetum arundinacae
7 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Vega) aus lehmig-
tonigen Auensedimenten
subneutral/eutroph SSg
Flutrasen
MNR
Phalaridetum arundinacae
10,5 Azonale Fluss-Niederung Auenboden (Auengley-Vega) aus kalkhaltigen,
tonig-schluffigen Ablagerungen
calciphil/eutroph GG-AB
Braunerde aus sauren magmatischen und
metamorphen Gesteinen
GB
RNn
Crepido-Festucetum
commutatae
3,4
Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Podsol-Braunerde aus Verwitterungsmaterial
von harten Ton- und Schluffschiefer
acidophil/oligotroph
YY
Braunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten von harten Ton- und
Schluffsteinen
GB
BB-RN
Meo-Trisetum flavescentis/
Festucetum commutatae
4 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Braunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten saurer bis
intermediärer Gesteine
acidophil/mesotroph
BBh BBp-PP
GB Geranio-Trisetum
flavescentis/Festuco
commutatae-Cynosuretum
4,2 Mittlere und höhere
Berglagen (Kf, Hf, Mf, Mm)
Rotplastosol der tertiären Bodenbildung
subneutral/mesotroph SSn/VV
Parabraunerde aus lössvermischten
Verwitterungsprodukten von Silikatgesteinen;
SS-LL
GMM Alchemillo-Arrhenatheretum
elatioris/Lolio-Cynosuretum
4,7 Untere Berglagen und
Hügelland, feucht (Uff, Uf,
Uk, Um)
Tschernosem-Parabraunerde aus Löss
subneutral/eutroph
TT-LL
Braunerde aus sandvermischtem Löss;
BB-LF
Fahlerde aus Löss;
LFn
GMM Dauco-Arrhenatheretum
elatioris/Lolio-Cynosuretum
4,8 Untere Berglagen und
Hügelland, trocken (Utt, Ut)
Tschernosem aus Löss
subneutral/eutroph
TTn
Parabraunerde-Tschernosem aus
Geschiebemergel;
GMM Dauco-Arrhenatheretum
LL-TT
elatioris/Lolio-Cynosuretum
4,9 Tiefland, trocken (Tt)
Parabraunerde aus Geschiebelehm
subneutral/eutroph
LLn
GMM Heracleo-Arrhenatheretum
elatioris/Lolio-Cynosuretum
5 Tiefland, mäßig trocken
(Tm)
Parabraunerde aus lössvermischten
Tertiärablagerungen
subneutral/eutroph BB-LL
Frischwiesen/-weiden
GMM Cnidio-Arrhenatheretum
elatioris/Lolio-Cynosuretum
5,9 Azonale Fluss-Niederung Braunerde aus lehmigen und sandig-lehmigen
Flussablagerungen
subneutral/eutroph YK-GG
Zusammenfassend ergeben sich folgende Spannen der Ertragspotenziale für die Vegetations-
Gruppen (vgl. Tab. 20):
Tab. 20: Spannen der Ertragspotenziale für die Grünland-Vegetationsgruppen (nach
KLAPP 1965)
Vegetationsgruppe
oberes Ertragsniveau
[t TS/(ha a)]
unteres Ertragsniveau
[t TS/(ha a)]
Magerrasen 2,7 1,3
Heiden 2,1 1
Kalktrockenrasen 2,8 1,1
Nasswiesen 4,2 0,5
Feuchtwiesen 6 5
Flutrasen 10,5 3
Frischwiesen/Frischweiden 5,9 3,4

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
56
ÖKO-DATA Strausberg
3.3.4
Stoffgehalte in der Biomasse
Die in Blättern, Nadeln und Ästen inkorporierten basischen Kationen und Stickstoffionen
wurden bei der Bestimmung der Critical Loads nicht berücksichtigt, da sie Bestandteil mehr
oder weniger langfristiger Nährstoff-Kreisläufe sind und über Blattfall oder als Ernte-
rückstände dem Boden bzw. der Bodenlösung wieder zur Verfügung stehen. Da ein großer
Teil der Nährstoffe in der Rinde gespeichert wird, ist es von Bedeutung, ob das Derbholz
entrindet und das Material wieder im Bestand verteilt wird. Es wird hier verallgemeinernd
angenommen, dass das Stammholz generell erst außerhalb des Waldes geschält wird, wie es
überwiegend üblich ist. Die Nettostoffaufnahme der Makronährstoffe, die mit der Holzernte
ausgetragen werden, wird abgeleitet aus Grunddaten nach J
ACOBSON et al. (2002), jedoch
ergänzt um weitere Baumarten nach
DEVRIES et al. (1990), wie folgt (vgl. Tab. 21):
Tab. 21: Stoffgehalte der Hauptbaumarten in Derbholz mit Rinde [eq/t TS] (JACOBSON
et al. 2002, DEVRIES et al. 1990)
Baumart
Stoffgehalte Derbholz mit Rinde [eq/t TS]
Ca Mg K N
Kiefer 53,9 19,8 16,6 77,8
Fichte 70,4 14,8 19,7 87,1
Eur. Lärche
36,9 21,4 18,7 86,4
Jap. Lärche
36,9 21,4 18,7 86,4
Douglasie
37,4 9,9 22,3 72,1
Rotbuche 89,8 21,4 35,8 110,0
Stiel- und Trauben-Eiche
123,3
14,8
26,9
149,9
Roteiche 123,3 14,8 26,9 149,9
Erle 84,8 24,7 33,3 100,0
Esche 84,8 24,7 33,3 100,0
Robinie 84,8 24,7 33,3 100,0
Winterlinde 84,8 24,7 33,3 100,0
Ulme 84,8 24,7 33,3 100,0
Ahorn 84,8 24,7 33,3 100,0
Pappeln
47,9 18,1 15,6 82,1
Hainbuche 89,8 21,4 35,8 110,0
Birke 59,9 16,5 19,2 121,4
Weiden, alle Arten
149,7
19,8
25,6
100,0
Tanne
57,4 10,7 17,9 144,2
Die Ableitung der stofflichen Entzüge durch Grünland-Mahd bzw. Beweidung beruht
überwiegend auf empirischen Daten. Die angegebenen Quellen enthalten Angaben zu
Stoffentzügen, die z. T. relativ weit voneinander abweichen. Die in Tab. 22 angegebenen
Werte können deshalb nur als vorläufige grobe Schätzung betrachtet werden. Eine
umfassende Validierung durch statistisch abzusichernde Laboruntersuchungen ist noch
durchzuführen, um die Werte zu überprüfen und ggf. zu verifizieren.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
57
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 22: Stoffentzüge der Vegetationsgesellschaftsgruppen des Grünlandes (abgeleitet
von SCHLUTOW nach AMBERGER 1988, PETERSEN 1981, WEYMAR 1972,
SAUERBREY et al. 1993, ROWINSKI 1993, SUCCOW 1988, MÜLLER 1980)
Vegetationstyp
Ca-Entzug Mg-Entzug K-Entzug N-Entzug
[eq/t TS]
Magerrasen 109,8 41,1 26,2 360
Heiden 109,8 41,1 26,2 285
Kalktrockenrasen 185,3 82,3 33,3 430
Salzrasen 185,3 82,3 33,3 430
Nass- und Feuchtwiesen
169,7
82,3
33,3
500
Flutrasen und Auenwiesen
179,6
82,3
33,3
500
Frischwiesen/Frischweiden 169,7 82,3 33,3 465
3.3.5
Korrektur der ermittelten Stoffentzüge im Falle nährstofflimitierter Standorte
An einem Standort können natürlich nicht mehr basische Kationen aufgenommen werden, als
durch Verwitterung und Deposition zur Verfügung stehen. Weiterhin ist zu berücksichtigen,
dass Pflanzen Nährstoffe nur ab einer bestimmten Mindest-Konzentration in der Bodenlösung
aufnehmen können. Das heißt:
Bc
u
= max{Bc
dep
+ Bc
w
– PS [Bc
min
] , 0} für Bc = Ca + K + Mg
Für [Bc
min
] geben WARFVINGE UND SVERDRUP (1992) ermittelte Werte in der Spanne von
0,002-0,005 eq/m³ an.
Die wie in Kap. 3.3.4 nach der beschriebenen Methode ermittelten Entzugsmengen basischer
Kationen werden unter Berücksichtigung eventuell vorhandener nährstofflimitierter Standorte
nun wie folgt korrigiert:
Wenn
Bc
dep
+ Bc
w
– PS [Bc
min
] < Bc
u
dann ergibt sich
u
Bc
u
*
=
Bc
u
f
Bc
mit
u
dep
w
Bc
Bc
Bc
Bc
PS
f
u
+
⋅0
,005
=
Für Bc
dep
werden in Ermangelung regionalisierbarer Hintergrunddepositionen aus der Zeit vor
einem anthropogenen Einfluss die flächendeckend ermittelten Werte des Jahres 1998
verwendet, dem Jahr mit dem niedrigsten bekannten Depositionsgeschehen in Sachsen. Der
Term 0,005 eq/m³ ist dasjenige Minimum an Konzentration basischer Kationen in der

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
58
ÖKO-DATA Strausberg
Bodenlösung (Bc
min
), welches notwendig ist, damit an den Pflanzenwurzeln die Aufnahme
gewährleistet ist.
Gleichzeitig kann an einem Standort nicht mehr Stickstoff aufgenommen werden, als durch
den natürlichen ökosysteminternen Stoffkreislauf (hier nicht relevant) und durch Deposition,
abzüglich der Immobilisierungsrate, zur Verfügung stehen.
Das heißt:
N
u
= max{N
dep
– N
i
, 0}
Die nach oben beschriebener Methode ermittelten Stickstoffentzüge werden unter
Berücksichtigung eventuell vorhandener nährstofflimitierter Standorte nun wie folgt
korrigiert:
Wenn
N
dep
– N
i
< N
u
dann ergibt sich
u
N
u
*
=
N
u
f
N
mit
u
dep
i
N
N
N
N
f
u
=
.
Für N
dep
werden die Werte des Jahres 1998, einem typischen Durchschnittsjahr im
Depositionsgeschehen, eingesetzt.
Gleichzeitig ist es aber auch zu beachten, dass N
u
*
nur als annähernd reale Stickstoffaufnahme
angenommen werden kann, wenn das Pflanzenwachstum nicht durch andere Standortfaktoren
begrenzt wird (Durchschnittstemperatur in der Vegetationsperiode <5 °C; Jahresnieder-
schläge <200 mm usw.). Insbesondere muss auch das Dargebot an basischen Nährkationen
ausreichen für eine optimale Pflanzenversorgung. Basische Kationen und Stickstoff werden
immer in einem konstanten Verhältnis aufgenommen. Dieses Verhältnis ist pflanzenart-
spezifisch. So haben Untersuchungen von
DEVRIES et al. (1993) ergeben, dass
durchschnittliche Bc/N-Verhältnisse bei Fichte und bei Kiefer von 0,9 sowie bei den
Laubbaumarten von 0,7 notwendig sind.
Während die Wahrscheinlichkeit, dass die anderen o. g. Wachstumsfaktoren in Deutschland
signifikant unterschritten werden, sehr gering ist, kann das Dargebot an basischen Kationen
durchaus in relevantem Umfang unter das pflanzenphysiologisch erforderliche Minimum
fallen und dadurch gleichzeitig die Stickstoffaufnahme limitieren. Deshalb ist auch eine
Prüfung der berechneten N
u
*
und Bc
u*
notwendig hinsichtlich des Verhältnisses von Bc
u*
zu
N
u
*
in Bezug auf die Baumarten, die den jeweiligen Standort bestocken.
Im Ergebnis der Berechnungen der Stoffentzüge ergibt sich folgende regionale Verteilung der
Aufnahmeraten basischer Kationen durch das Erntegut (vgl. Abb. 6) und der Aufnahmeraten
von Stickstoff (vgl. Abb. 7).

image
image
image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
59
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 6: Regionale Verteilung des Basenentzuges durch das Erntegut
Abb. 7: Regionale Verteilung des Stickstoffentzuges durch das Erntegut

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
60
ÖKO-DATA Strausberg
3.4
Bestimmung der kritischen Austragsrate der Säureneutralisationskapazität mit
dem Sickerwasser
Die Bestimmung der
ANC
le(crit)
für jedes Polygon der BÜK 200 wird entsprechend Mapping
Manual Revision (ICP
MODELLING AND MAPPING 2004.) in folgenden Arbeitsschritten
abgeleitet:
Die Bestimmung der
ANC
le(crit)
für jedes Polygon der BÜK 200 wird für die humusarmen
mineralischen Bodenformen in 3 Varianten, von denen das Minimum gebildet wird, und für
die humusreichen Bodenformen in einer Variante berechnet. Die Eingangsdaten werden in
folgenden Arbeitsschritten abgeleitet (vgl. Kap. 2.2):
Ermittlung des Gehaltes von organischer Substanz im Boden
Es sind die Böden nach ihrem Gehalt an organischer Substanz zu differenzieren. Die Grenze
zwischen organischen und mineralischen Böden wurde bei DOC = 100 mg/l festgelegt (vgl.
UBA 1996). Angaben zum DOC-Gehalt (Konzentration gelösten organischen Kohlenstoffs)
sind in der BÜK 200 bzw. in der Datenbank U-Boden nicht enthalten, jedoch horizontweise
Angaben zum Humusgehalt (Datenfeld: HUMUS). Nach Manual für Schwermetall-Critical
Loads (
DEVRIES U. BAKKER 1998) besteht ein Zusammenhang zwischen Humusgehalt (OM)
und DOC in folgender Form:
log(DOC
ss
) = 1,629 + 0,38
log [% OM]
Die Bestimmung der Bodenformen mit DOC
≥100
mg/l erfolgt anhand der Horizont-
Datenbank der BÜK 200. Demzufolge werden die Flächen mit DOC <100 mg/l in den
folgenden Arbeitsschritten nach Variante 1a, 2 und 3 betrachtet, während die Flächen mit
DOC
≥100
mg/l nach Variante 1b berechnet werden.
Variante 1 a:
Bestimmung der ANC
le(crit)
für Flächen mit DOC <100 mg/l unter
Berücksichtigung des phytotoxisch kritischen Bc/Al-Verhältnisses
Dieses kritische (beginnend toxisch in der Pflanze zu wirkende) Bc/Al-Verhältnis ist
pflanzenartspezifisch. Untersuchungen von S
VERDRUP und INESON (1993) haben für die
üblichen Hauptbaumarten in Europa und Nordamerika Referenzdaten ergeben, von denen die
mittleren kritischen Werte abgeleitet wurden (vgl. Tab. 23).
Tab. 23: Kritische, physiologisch wirksame Bc/Al-Verhältnisse bzw. Bc/H-Verhältnisse
(nach S
VERDRUP und INESON (1993)
Hauptbestand/Nebenbestand Bc/Al
(crit)
Bc/H
(crit)
Magerrasen 0,8 0,24
Heiden 0,8 0,24
Kalktrockenrasen 0,8 0,24
Salzrasen 0,8 0,24
Nass- und Feuchtwiesen
0,8
0,24
Flutrasen 0,8 0,24
Frischwiesen/Frischweiden 0,8 0,24
Kiefer 1,2 1,2
Fichte 1,2 1,2
Eur. Lärche
2
2
Jap. Lärche
2
2
Douglasie 0,3 0,3

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
61
ÖKO-DATA Strausberg
Hauptbestand/Nebenbestand Bc/Al
(crit)
Bc/H
(crit)
Rotbuche 0,6 0,18
Stiel- und Trauben-Eiche
0,6
0,18
Roteiche 0,6 0,18
Erle 2 1,05
Esche 2 1,05
Robinie 1,2 0,36
Winterlinde 1,4 0,42
Ulme 0,6 0,18
Ahorn 0,6 0,18
Pappeln 6 1,8
Hainbuche 0,6 0,18
Birke 0,8 0,24
Weiden, alle Arten
5
1,5
Tanne 1,4 1,4
Variante 2: Bestimmung der ANC
le(crit)
für Flächen mit DOC <100 mg/l unter
Berücksichtigung eines kritischen Mindestgehaltes an Aluminium-Ionen
zum Aufbau sekundärer Aluminiumkomplexe
Der Austrag an Aluminium-Ionen sollte nicht größer als die Verwitterungsrate von
Aluminium sein, diese kann als linear proportional zur Verwitterungsrate von basischen
Kationen mit dem Faktor 2 (p = 2) angenommen werden.
Es wird für alle Flächen mit DOC <100 mg/l und BS <30 % der CL (2) max(S) entsprechend
der Formel in Kap. 2.2 berechnet.
Variante 3: Bestimmung der ANC
le(crit)
für Flächen mit DOC < 100 mg/l unter
Berücksichtigung eines akzeptablen minimalen Basensättigungsgrades
im Boden
Der Austrag von basischen Kationen sollte nicht zu einer Unterschreitung einer
bodenspezifischen Mindest-Basensättigung führen. Diese Mindest-Basensättigung ergibt sich
aus der unteren pH-Wert-Grenze des Pufferbereichs, in dem sich die standortspezifische
Bodenform natürlicherweise befindet. Eine Degradierung der Bodenform soll nicht zugelas-
sen werden. Die Ermittlung der rezent-natürlichen Basensättigung der Bodenformen in
Sachsen wurde wie folgt durchgeführt:
Auf der Basis der Bodenform als Kombination aus Substrattyp und Bodentyp entsprechend
BÜK 200 wird zunächst für alle Bodentypen die Spanne der rezent-natürlichen
Basensättigung aus veröffentlichten Messdaten aus der Zeit vor 1960 ermittelt.
Für die Bodentypen-Substrattypen-Kombinationen (Bodenformen), wie sie in der Bodenüber-
sichtskarte Sachsens (BÜK 200) für jedes Polygon enthalten sind, lassen sich rezent
natürliche Basensättigungsgrade im unbelasteten Zustand aus älteren Untersuchungen
ableiten. Dazu liegen von K
LAPP (1965) eine Vielzahl von Bodenuntersuchungen in West-,
Mittel- und Süddeutschland mit Angaben zum Basensättigungsgrad vor. Auch Untersuch-
ungsergebnisse von K
OPP u. KIRSCHNER (1992) zu einigen Bodenformen des
nordostdeutschen Tieflandes konnten zum Vergleich herangezogen werden. Auch W
ERNER
gibt empirisch ermittelte Richtwerte für verschiedene Bodenformen an (in: N
AGEL et al.
1995). Aus diesen Quellen konnten ausreichend übereinstimmende Angaben zu den nach der
BÜK 200 ausgewiesenen Bodenformen zusammengeführt werden (vgl. Tab. 24).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
62
ÖKO-DATA Strausberg
Die Spannen der Basensättigungsgrade eines Bodentyps ergeben sich aus der Zuordnung der
Substrattypen zu den Bodentypen in der BÜK 200. Für unterschiedliche Substrattypen bei
gleichem Bodentyp ergeben sich entsprechend der Muttergesteinsklasse Spannen des
Basensättigungsgrades für einen Bodentyp (vgl. Tab. 6).
Die Auswertung von BZE-Daten unter besonderer Berücksichtigung der Nadelwaldflächen
(S
CHMIDT, WOLFF U. BARITZ 1998) ergab, dass unter Jahrhunderte langer Nadelwaldnutzung
die Basensättigung nicht identisch mit der unter Grünland- oder Laubwaldnutzung ist. Bei
schnell versauernden Bodentypen müssen niedrigere Basensättigungsgrade angenommen
werden. Die Spannen wurden deshalb unter Berücksichtigung der Referenzdaten von
S
CHMIDT, WOLFF U. BARITZ (1998) angepasst.
Tab. 24: Zuordnung von Literaturangaben über Messergebnisse der natürlichen
Basensättigung in den verschiedenen Bodentypen der BÜK 200 unter
Nadelwald und auf waldfreien naturnahen Standorten bzw. unter Laubwald
(abgeleitet von SCHLUTOW nach KLAPP 1965, KOPP u. KIRSCHNER 1992,
WERNER in: NAGEL, KUNZE et al. 1995 und SCHMIDT, WOLFF U. BARITZ 1998)
Bodentyp aus
BÜK 200
Spanne BS Laubwald und
waldfrei
Spanne BS
Nadelwald
Kritisches BS-Minimum für
Laubwald und waldfrei
Kritisches BS-Minimum für
Nadelwald
ABn 74-84 60-80 74 60
aSS 80-90 60-85 80 60
AT 82-92 70-85 82 70
BBh 20-26 15-22,6 20 15
BB-LF 50-65 45-60 50 45
BB-LL 71-88 60-75 71 60
BBn 25-30 25-30 25 25
BBn/LFn 30-50 30-50 30 30
BB-PP 15-22,6 15-22,6 15 15
BBp-PP 15-22,6 15-22,6 15 15
BB-RN 20-30 15-20 20 15
FSn 35-80 35-70 35 35
GGa 75-90 60-85 75 60
GG-AB 83-98 83-90 83 83
GG-BB 75-85 56-78 75 56
GG-BBp 47-58 47-58 47 47
GGh 35-70 35-70 35 35
GGn 65-77 65-77 65 65
GG-PP 15-26,4 15-26,4 15 15
GG-RQ 15-26,4 15-26,4 15 15
GG-SS 73-77 73-77 73 73
GN 20-26,4 20-26,4 20 20
HHn 5-15 5-15 5 5
HHv 5-15 5-15 5 5
HN-GH 30-70 30-70 30 30
HNn 30-70 30-70 30 30
HNv 30-70 30-70 30 30
LFn 43-66 20-50 43 20
LLn 43-66 20-50 43 20
LL-SS 56-80 30-50 56 30

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
63
ÖKO-DATA Strausberg
Bodentyp aus
BÜK 200
Spanne BS Laubwald und
waldfrei
Spanne BS
Nadelwald
Kritisches BS-Minimum für
Laubwald und waldfrei
Kritisches BS-Minimum für
Nadelwald
LL-TT 56-80 30-50 56 30
OL-RQ 20-24 15-20 20 15
OOn 45-75 45-60 45 45
p3BBn 20-32 15-30 20 15
pBB/LFn 20-40 15-17 20 15
PP-BB 20-30 15-17 20 15
PPe 15-19 15-19 15 15
PPn 15-20 15-20 15 15
PPn/LFn 20-35 15-30 20 15
RN-BB 45-75 40-60 45 40
RNn 45-75 40-60 45 40
RQn 20-24 15-20 20 15
RZn 70-95 70-95 70 70
SGn 56-58 56-58 56 56
SHn 56-58 56-58 56 56
SS-BB 45-75 40-60 45 40
SSg 70-85 70-85 70 70
SS-GG 73-77 57-70 73 57
SSh 56-58 56-58 56 56
SS-LL 48-56 35-50 48 35
SSm 56-58 56-58 56 56
SSn 56-58 56-58 56 56
SSn/VV 56-57 35-55 56 35
SS-TT 60-78 60-78 60 60
TT-LL 60-90 60-90 60 60
TTn 56-93 56-93 56 56
YK-GG 15-30 15-17 15 15
YKn 15-30 15-17 15 15
YO 30-32,8 30-32,8 30 30
YY 30-45 30-45 30 30
Aus dieser Analyse ergeben sich die Zugehörigkeiten der in Sachsen vorkommenden
Bodenformen zu den Puffersystemen nach U
LLRICH (1985) (vgl. Tab. 25).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
64
ÖKO-DATA Strausberg
Tab. 25: Untere akzeptable Grenzen des pH-Werts bzw. der Basensättigung der
natürlichen Pufferbereiche sächsischer Bodenformen
Puffer-
substanz
nie-
drig-
ster
pH-
Wert
niedrigste
Basen-
sättigung
(BS)
BÜK-Bodenform
Laubwald und waldfreies Grasland
BÜK-Bodenform
Nadelwald
Karbonat-
Puffer
(CaCO
3
)
6,2 83 GG-AB
GG-AB
Silikat-Puffer
(primäre
Silikate)
5,0
56
ABn, aSS, AT, BB-LL, GGa, GG-BB,
GGn, GG-SS, LL-SS, LL-TT, RZn, SGn,
SHn, SSg, SS-GG, SSh, SSm, SSn,
SSn/VV, SS-TT, TT-LL, TTn
ABn, aSS, AT, BB-LL, GGa, GG-BB,
GGn, GG-SS, RZn, SGn, SHn, SSg,
SS-GG, SSh, SSm, SSn, SS-TT, TT-LL,
TTn
Austauscher-
Puffer
Mangan-Oxide
4,5
43
BB-LF, GG-BBp, LFn, LLn, OOn, RN-
BB, RNn, SS-BB, SS-LL
BB-LF, GG-BBp, OOn, SSn/VV
Tonminerale 4,2 35 FSn, GGh
FSn, GGh, RN-BB, RNn, SS-BB, SS-
LL
Aluminium-
Puffer (n
[Al(OH)
x
(3-x)+
],
Aluminium-
Hydroxosulfate
4,0
30
BBn/LFn, HN-GH, HNn, HNv, YO, YY
BBn/LFn, HN-GH, HNn, HNv, LL-SS,
LL-TT, YO, YY
Aluminium-
Eisen-Puffer
(wie Alumi-
nium-Puffer,
„Boden-
Fe(OH)
3
“)
3,6
15
BBh, BBn, BB-RN, GN, RQn,
OL-RQ, p3BBn, pBB/LFn, PP-BB,
PPn/LFn, BB-PP, BBp-PP, GG-PP,
GG-
RQ,
PPe, PPn, YK-GG, YKn
BBh, BBn, GN, LFn, LLn, BB-PP,
BBp-PP, BB-RN, GG-PP, GG-RQ, OL-
RQ, p3BBn, pBB/LFn, PP-BB, PPe,
PPn, PPn/LFn, RQn, YK-GG, YKn
Eisen-Puffer
(Eisenhydrit)
3,2
5
HHn, HHv
HHn, HHv
Variante 1 b: Bestimmung der ANC
le
für Flächen mit DOC
100 mg/l
In Böden mit hohen Gehalten an organischer Substanz (DOC
≥100
mg/l – vgl. UBA 1996)
wird die kritische Austragsrate von Säureneutralisationskapazität unter Berücksichtigung des
kritischen physiologisch toxisch wirksamen Bc/H-Verhältnisses bestimmt (vgl. Abb. 8).
Dieses kritische (beginnend toxisch in der Pflanze zu wirkende) Bc/H-Verhältnis wirkt
pflanzenartspezifisch. S
VERDRUP und INESON (1993) haben für die Hauptbaumarten in Europa
Referenzdaten erhoben (vgl. Tab. 24).

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
65
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 8: Regionale Verteilung der kritischen Austragsraten von ANC aus organischen
Böden unter Berücksichtigung der kritischen Bc/H-Verhältnisse als Schwellen-
wert der Pflanzentoxizität
Variantenvergleich für mineralische Böden
Zunächst werden für alle Rezeptorflächen auf mineralischen Böden alle 3 Varianten
berechnet.
nach Variante 1: unter Berücksichtigung der Toxizitäts-Schwellenwerte für Pflanzen
Die Flächen, die nach Variante 1 a oder 1 b berechnet werden, ergänzen sich zur
Gesamtsumme der Rezeptorflächen (mineralische + organische Böden) und können in einer
Karte gemeinsam dargestellt werden (vgl. Abb. 9).

image
image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
66
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 9: Regionale Verteilung der kritischen Austragsraten von ANC unter
Berücksichtigung der kritischen Bc/Al- bzw. Bc/H-Verhältnisse als
Schwellenwerte der Pflanzentoxizität
nach Variante 2: unter Berücksichtigung eines kritischen Mindestgehaltes an Aluminium-
Ionen zum Aufbau sekundärer Aluminiumkomplexe (vgl. Abb. 10)
Abb. 10: Regionale Verteilung der kritischen Austragsraten von ANC aus
Mineralböden unter Berücksichtigung der kritischen Aluminium-
Austragsrate

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
67
ÖKO-DATA Strausberg
nach Variante 3: unter Berücksichtigung der natürlichen Pufferbereiche der Böden (vgl.
Abb. 11)
Abb. 11: Regionale Verteilung der kritischen Austragsraten von ANC aus Mineral-
böden unter Berücksichtigung der kritischen Basensättigung
Variantenvergleich
Um die jeweils empfindlichste Komponente des Ökosystems wirksam mit Hilfe des Critical
Load zu schützen, ist nun ein Vergleich der Ergebnisse von
CL
(1a)
max
(S), CL
(2)
max
(S) und
CL
(3)
max
(S) notwendig. Der niedrigste Wert für CL
max
(S), der sich für ein Ökosystem aus den 3
Variantenrechnungen
CL
(1a)
max
(S); CL
(2)
max
(S) und CL
(3)
max
(S) ergibt, soll als Critical Load für
das berechnete Grid gelten (vgl. Abb. 12).

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
68
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 12: Regionale Verteilung der kritischen Austragsraten von ANC unter Berück-
sichtigung der höchsten Empfindlichkeit im Vergleich von ANC nach
Variante 1, 2 und 3
Die Variante 3 hat einen signifikanten Einfluss auf den Critical Load für Säureeinträge nur bei
6,6 % aller Rezeptorflächen. Die Limitierung der Auswaschung unter Beachtung eines
kritischen Mindestgehaltes an Basensättigung in den Böden betrifft einige natürlich
basenreichere Lössböden in der Leipziger Lössebene und die Aueböden. Aber die
überwiegend bereits im unbeeinflussten Zustand niedrigen bis maximal mittleren
Basensättigungen der meisten anderen sächsischen Böden puffern von Natur aus bereits im
Aluminium-Pufferbereich. Dieser Pufferbereich ist sehr weit und lässt demzufolge eine relativ
hohe Auswaschungsrate zu.
Das Ergebnis der Berechnungen der Kritischen Auswaschungsrate von Säureneutralisations-
kapazität nach Variante 2 zeigt, dass ein Teil der Rezeptorflächen (23 % Flächenanteil)
niedrigere zulässige Auswaschungsraten bei Berücksichtigung der Kritischen Verwitte-
rungsrate von Aluminium als limitierendes Kriterium für die Sicherung der Stabilität der
Bodenstruktur (Variante 2) aufweist. Der weit überwiegende Teil der Rezeptorflächen werden
nur unter Berücksichtigung des Bc/Al-bzw. des Bc/H-Verhältnisses zum Schutz der
Vegetation (Variante 1) als limitierendes Kriterium ausreichend geschützt. Der Flächenanteil,
bei dem dieses kritische Kriterium den Critical Load bestimmt, beträgt 70 % an der
Rezeptorfläche.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
69
ÖKO-DATA Strausberg
3.5
Ermittlung der Stickstoff-Immobilisierungsrate
Für die Critical-Load-Berechnung ist die Stickstoffimmobilisierung als die über einen
längeren Zeitraum vertretbare Stickstofffestlegung im Oberboden, d. h. zunächst in der
Humusschicht, nach Austauschvorgängen i. d. R. auch in der oberen Mineralbodenschicht,
einschließlich der Fixierung durch Mikroorganismen, definiert.
Der Grenzwert der Stickstoffimmobilisierung
N
i
wurde entsprechend dem europäischen
Ansatz aus Felduntersuchungen abgeleitet. Für den Steady state-Ansatz werden in
Auswertung der Ergebnisse internationaler Workshops (UN/ECE/CCE 1993) in Abhängigkeit
von der Jahresmitteltemperatur für Deutschland als langfristig natürliche Immobilisierung
(theoretische) Werte zwischen 1 kg N/(ha a) und 5 kg N/(ha a) angenommen. Die
Immobilisierungsrate der Böden wird erheblich von der Temperatur beeinflusst, wobei
Wärme die Immobilisierung hemmt. Niedrigere Temperaturen hingegen begünstigen die Im-
mobilisierung von Stickstoff (H
ORNUNG et al. 1995). Zur Ermittlung der Stickstoff-
immobilisierung wurde deshalb ein Wertebereich von 1-5 kg N/(ha a) den in Sachsen
gemessenen Jahresmitteltemperaturen zugeordnet (vgl. Tab. 26). Für diesen Zweck konnte die
Karte der langjährigen Jahresmitteltemperaturen von 1971-2000 (D
EUTSCHER WETTERDIENST
2001) verwendet werden.
Tab. 26: Matrix zur Ermittlung der Stickstoff-Immobilisierungsrate in Abhängigkeit
von der Jahresmitteltemperatur (UN/ECE/CCE 1993)
Mittlere Jahrestemperatur
N-Immobilisierung
[°C] [kg ha
-1
a
-1
] [eq/(ha
a)]
<5 5 357
5 4 286
6 3 214
7 2 143
8 1,5 107
>8 1 71
Da die mittleren Jahresmitteltemperaturen für die 1 x 1 km
2
-Rasterzellen mit ein oder mehr
Dezimalen angegeben sind, werden Zwischenwerte der Immobilisierungsraten zwischen den
Klassenmittelwerten durch Fuzzyfizierung der Klassenzugehörigkeitsgrenzen ermittelt.
Immobilisierungsraten von 27 kg/(ha a) bis 82 kg/(ha a), wie sie im Solling ermittelt wurden
(M
ATZNER 1988), weisen darauf hin, dass die natürlichen Immobilisierungsraten,
insbesondere im Humus, anthropogen beeinflusst werden können. Auch wenn diese aktuell
erhöhten Immobilisierungsraten zu einer Senke in der Massenbilanz führen, sollten diese
hohen Immobilisierungsraten nicht über längere Zeiträume toleriert werden, da sie einerseits
mit relativ starken Stickstoffausträgen mit dem Sickerwasser gekoppelt sein können und
andererseits eine Begrenzung dieser Entwicklung dann gegeben ist, wenn der Humusstatus
von mullartigem Moder in Mull übergeht (K
OPP U. KIRSCHNER 1992). Dann ist die
Humusschicht nicht mehr weiter aufnahmefähig und gibt schlagartig und langanhaltend eine
große Menge gelösten Stickstoffs an das Sickerwasser ab.
Daraus ergibt sich aber auch die Notwendigkeit, vom Steady state-Ansatz zukünftig auch in
Sachsen zu dynamischen Modellen überzugehen, um die zeitliche Entwicklung der
Waldböden bei sich ändernden Depositionsraten abschätzen zu können und um in die

image
image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
70
ÖKO-DATA Strausberg
Berechnung der Critical Loads die Ist-Ziel-Differenzentwicklung mit zeitlichen Gradienten
einbeziehen zu können.
Im Ergebnis der Ermittlung der Immobilisierungsraten nach dem Steady state-Ansatz ergab
sich in Sachsen folgende Verteilung (vgl. Abb. 13).
Abb. 13: Regionale Verteilung der Immobilisierungsraten in den Rezeptorflächen des
Freistaates Sachsen
3.6
Bestimmung der tolerierbaren Stickstoffaustragsrate mit dem Sickerwasser
Bei der Berechnung der Critical Loads für Stickstoffeinträge wurde davon ausgegangen, dass
in intakten, nicht stickstoffübersättigten Waldökosystemen und halbnatürlichen Ökosystemen
mit geschlossenem Kreislauf in der Regel kein Stickstoff-Austrag ins Grundwasser erfolgen
dürfte bzw. nicht mehr als 1 kg/(ha a) ausgewaschen wird (M
ATZNER 1988).
Aktuelle Feldergebnisse verschiedener Studien zeigen für Waldgebiete mit durchschnittlichen
anthropogenen Stickstoffeinträgen stark voneinander abweichende Austragsraten. Die in einer
Literaturrecherche ermittelten Angaben über Stickstoffausträge lagen zwischen
0,1 kg N/(ha a) und 70 kg N/(ha a). Erhebliche Schwankungen wurden dabei vor allem unter
Fichten-Forstökosystemen nachgewiesen. Differenzen traten nicht nur zwischen z. T.
benachbarten Untersuchungsgebieten auf, sondern wurden auch an einigen Standorten
innerhalb der mehrjährigen Messphasen nachgewiesen.
Das Risiko der Nitratauswaschung unter Laub- und Mischbaumbeständen kann aufgrund
mehrerer, die Tiefenverlagerung hemmender Einflussgrößen (tiefere Durchwurzelung, keine
erhöhte NH
4
+
-Aufnahme, Mineralbodenhumus statt Bildung einer Humusauflage) und der

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
71
ÖKO-DATA Strausberg
geringeren Interzeptionsdeposition generell als niedriger angesehen werden als unter
Nadelreinforsten.
In der auf europäischer Ebene vorgeschlagenen Methodik ist ein weiter Bereich von Werten
diskutiert worden (G
RENNFELT UND THÖRNELÖF 1992, HORNUNG et al. 1995, UBA 1996).
Dabei wurden für den tolerierbaren Austrag unter Critical Load-Bedingungen unter Nadel-
wäldern Werte zwischen 0,5 kg N/(ha a) und 3 kg N/(ha a) sowie 2-4 kg N/(ha a) unter Laub-
wäldern angenommen. Letztendlich spielt für eine realistische Abschätzung dieser Größe der
Massenbilanz die Sickerwasserrate eine entscheidende Rolle.
So können für die Begrenzung der Stickstoffauswaschung mit dem Sickerwasser
N
le(acc)
für
verschiedene Vegetationstypen bestimmte kritische Stickstoffkonzentrationen in der Boden-
lösung herangezogen werden. Bei einer Überschreitung dieser Werte sind Vegetations-
veränderungen bzw. ein erhöhter Stickstoffaustrag ins Grundwasser zu erwarten (Gefährdung
von Trinkwasser und Oberflächengewässern). Eine Zusammenstellung der kritischen
Stickstoffkonzentrationen in der Bodenlösung und die Strukturveränderungen verschiedener
Vegetationstypen bei Überschreitung zeigt Tab. 27.
Tab. 27: Grenzwerte der Stickstoffkonzentration in der Bodenlösung (UN/ECE/CCE
1993)
Vegetationstyp [N]
crit
[mg/l] [N]
crit
[eq/m
3
]
Nadelwald
→Nährstoffungleichgewicht
≤0,2
≤0,0143
Laubwald
→Nährstoffungleichgewicht
≤0,2-0,4
≤0,0143-0,0276
Flechten
→Moosbeeren
≤0,2-0,4
≤0,0143-0,0276
Heide
→Blaubeeren
≤0,4-0,6
≤0,0276-0,0429
Blaubeeren
→Gräser
≤1-2
≤0,0714-0,1429
Gräser
→Krautvegetation
≤3-5
≤0,2143-0,3571
Die kritische Stickstoffkonzentration in der Bodenlösung
[N]
crit
wird jedoch in Anlehnung
an Vorschläge des europäischen Koordinierungszentrums „Wirkungen“ (UN/ECE/CCE 1993)
flächendeckend und unabhängig vom Vegetationstyp mit 0,2 mg N/l, das entspricht
0,0143 eq/m
3
, angenommen. Mit dieser niedrigsten Grenzkonzentration wird gewährleistet,
dass der Grundwasseraustausch in verschieden empfindlichen benachbarten Ökosystemen
nicht zu einer Überbelastung des empfindlicheren Ökosystems führt. Die Berechnung des
tolerierbaren Stickstoffaustrages erfolgte demzufolge unter Verwendung der Sickerwasserrate
wie folgt:
N
le(acc)
= PS
[N]
crit
wobei:
N
le(acc)
= tolerierbare Stickstoffaustragsrate mit dem Sickerwasser [kg/(ha a)]
PS
= Sickerwasserrate [m
3
/(ha a)]
[N]
crit
= Grenzwert nach UN/ECE/CCE (1993) für die tolerierbare Stickstoffkonzen-
tration in der Bodenlösung [0,2 mg/l bzw. 0,0143 eq/m
3
]
Die Verwendung einer Grenzkonzentration für einen tolerierbaren Austrag von Stickstoff ins
Grundwasser ist insofern gerechtfertigt, als es auch unter unbeeinflussten Landschaften

image
image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
72
ÖKO-DATA Strausberg
immer schon zu einer Auswaschung von Stickstoff ins Grundwasser nach Austrocknung und
Wiedervernässung von hydromorphen Böden im jährlichen oder mehrjährigen Klimazyklus
kam. Die Nutzung des vom UN/ECE/CCE (1993) festgelegten Grenzwertes zur Kontrolle des
Erfolges bei Einhaltung der Critical Loads wäre sehr sinnvoll unter dem Gesichtspunkt, dass
es in Sachsen noch Regenarmmoore gibt, die in den westeuropäischen Ländern nicht mehr
vorkommen, und deshalb hinsichtlich einer Belastbarkeit mit (geringfügig) stickstoffbelaste-
tem Grundwasser nicht untersucht worden sind. Weitere Untersuchungen zu diesem Punkt
werden hiermit vorgeschlagen.
Flächendaten zur Sickerwasserrate in Sachsen standen in Form der UBODEN-Datenbank zur
BÜK 200 zur Verfügung. Die Datenbank enthält für jedes Polygon der Sächsischen
Bodenübersichtskarte eine Angabe zur durchschnittlichen Sickerwasserrate 1971-2000.
Im Ergebnis der Ermittlung der Kritischen Auswaschungsraten von Stickstoff ergab sich fol-
gende Verteilung in Sachsen (vgl. Abb. 14):
Abb. 14: Kritische Auswaschungsrate von Stickstoff mit dem Sickerwasser in Wäldern
und naturnahen waldfreien Ökosystemen Sachsens
3.7
Ermittlung der Stickstoff-Denitrifikationsrate
Die Stickstoff-Emission aus dem Boden ist in der Regel das Ergebnis mikrobieller Umset-
zungsprozesse im Boden, der Denitrifikation (F
OLORUNSO U. ROLSTON 1985). Das im Bo-
denwasser gelöste Nitrat (NO
3
-
) wird zu Nitrit (NO
2-
), weiter zu Stickstoffmonoxid (NO), zu
Distickstoffoxid (Lachgas = N
2
O) und letztendlich zu elementarem Stickstoff (N
2
) reduziert.
Dies wird von Mikroorganismen durchgeführt, die bei O
2
-Mangel fähig sind, Nitrit- und
Nitratsauerstoff anstelle von elementarem Sauerstoff zu verwerten. Als Energiequelle

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
73
ÖKO-DATA Strausberg
benötigen sie aber leicht verfügbaren organischen Kohlenstoff, wie er in Mineralböden nur in
den obersten Bodenschichten vorkommt, in Moorböden jedoch bis in Tiefen von mehreren
Metern anzutreffen ist. Die Denitrifikation findet überwiegend bei hoher Wassersättigung des
Bodens (60-70 %), d. h. bei Sauerstoffmangel statt. In Böden mit sehr hohem organischen
Kohlenstoffgehalt können die heterotrophen Bakterien aber auch bei niedrigeren
Wassergehalten (<60 %) eine hohe Denitrifikationsrate erreichen (S
CHACHTSCHABEL et al.
1998). Signifikanten Einfluss hat auch die Temperatur auf die Aktivität der denitrifizierenden
Bodenorganismen. So beginnen die Mikroorganismen erst bei 5 °C aktiv zu werden und
steigern ihre Aktivität mit zunehmender Temperatur. Bei pH-Werten unter pH 6 nimmt die
Aktivität der Mikroorganismen rapide ab. In sauren Böden kann aber auch eine rein
chemische Umwandlung von Nitrit in gasförmige Stickoxide (NO, N
2
O) erfolgen.
Der Ablauf der Denitrifikation ist also abhängig von den Zuständen der abiotischen Kompo-
nenten im komplexen Ökosystem und kann, insbesondere anhand der Bodeneigenschaften in
Verbindung mit den klimatischen Verhältnissen, abgeschätzt werden (S
VERDRUP U. INESON
1993).
Die Stickstoff-Gesamtemission hängt überwiegend vom Gehalt an Stickstoff im Boden ab,
indirekt also in hohem Maße von Stickstoffeinträgen, aber auch im hohen Maße vom
Bodenwassergehalt als Lebensmilieu und dem verfügbaren Dargebot an basischen Kationen
und Kohlenstoff als Nahrungsgrundlage für die Mikroorganismen. Die Abschätzung der
Stickstoff-Gesamtemission muss also sowohl nach nutzungsbedingten als auch nach
natürlichen Standortparametern differenziert erfolgen.
Für die modellhafte flächendeckende Ermittlung der Denitrifikationsrate im Zusammenhang
mit der Bestimmung von Critical Loads für Gesamt-Säure und eutrophierenden Stickstoff
empfiehlt das Manual (UBA 1996) folgenden Ansatz:
Bestimmung des Denitrifikations-Faktors f
de
DEVRIES (1991) schlagen die Parametrisierung von
f
de
entsprechend Tab. 28 vor.
Gemäß den Erkenntnissen über die die Denitrifikation bestimmenden Faktoren wurden zur
Abschätzung des Denitrifikationsfaktors
f
de
für die Ökosysteme Sachsens die Eigenschaften
der verschiedenen Bodentypen, die entsprechend BÜK 200 Sachsens vorkommen, v. a. hin-
sichtlich ihrer Durchlüftung herangezogen.
Je höher der Tonanteil im Boden ist, desto wahrscheinlicher ist eine hohe Denitrifikationsrate.
Da unter allen bisher beschriebenen Einflussfaktoren das Vorliegen von sauerstofffreien Ver-
hältnissen und hoher Bodenfeuchte die Denitrifikationsrate am stärksten beeinflussen, erfolgte
für die Critical-Load-Berechnung die Ableitung der Denitrifikationsfaktoren
f
de
mittels einer
Matrix nach den Tonanteilen der einzelnen Horizontschichten. Die Denitrifikation findet
unabhängig von der Vegetation statt. Deshalb ist in diesem Fall nicht die tatsächlich
pflanzenartspezifische Durchwurzelungstiefe der Bereich, wo Denitrifikation stattfindet,
sondern der gesamte Bereich des Lockergesteins über Festgestein bzw. über
Grundwassertiefststand. Die Berechnung des mittleren Tonanteils erfolgt hier also über die
Horizonte bis zur oberen Tiefe des obersten C- oder Gr-Horizontes.
Die Methode zur Bestimmung des effektiven Tonanteils eines Horizontes wurde in Kap. 3.2.1
beschrieben. Die Zuordnung der effektiven Tonanteile zu den Denitrifikationsfaktoren erfolgt
wieder mit Hilfe der Fuzzyfizierung der Zugehörigkeit, d. h. durch Bestimmung der

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
74
ÖKO-DATA Strausberg
Zugehörigkeitsgrade zu Klassen und anschließender Defuzzyfizierung auf der Grundlage der
BÜK 200, insbesondere auf der Grundlage der Bodenprofile der einzelnen Polygone (vgl.
Tab. 28).
Tab. 28: Matrix zur Ermittlung der Denitrifikationsfaktoren (DEVRIES 1991)
Mittlerer Tonanteil [%]
f
de
<10,5 0,1
≥10,5
bis <20,0
0,1
≥25,0
bis <30,0
0,2
≥30,0
bis <37,5
0,3
≥20,0
bis <25,0
0,2
≥37,5
bis <45,0
0,3
≥52,5
bis <57,5
0,3
≥45,0
bis <52,5
0,3
≥57,5
bis <62,5
0,3
≥62,5
bis <70,0
0,5
≥70,0
0,5
Wenn man nun zuerst für jeden Horizont eines BÜK-200-Polygons einen
Denitrifikationsfaktor entsprechend Tab. 28 durch Fuzzyfizierung zuordnet und diese
Faktoren anschließend über alle Horizonte bis zur oberen Tiefe des Festgesteins bzw. des
Grundwassertiefsstandes tiefenstufengewichtet mittelt, erhält man für jedes Boden-Polygon
der BÜK 200 einen mittleren f
de
-Wert.
Abweichend von der zuvor erläuterten Berechnungsvorschrift gibt es für folgende
Ausnahmen fixe Festlegungen:
Für Histosole gelten folgende Werte für die
f
de
-Faktoren:
HHn, HHv, HN-GH, HNn, HNv:
0,8
Für Podsole gelten folgende Werte für die
f
de
-Faktoren:
BB-PP, BBp-PP, GG-PP, p3BBn, pBB/LFn, PP-BB, PPe, PPn, PPn/LFn:
0,1
Die Regionalisierung der Berechnungsergebnisse zeigt Abb. 15.

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
75
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 15: Denitrifikationsfaktor für Wälder und naturnahe waldfreie Ökosysteme in
Sachsen (f
de
)

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
76
ÖKO-DATA Strausberg
4
Ergebnisse der Critical Loads-Berechnung
4.1 Kritische Belastungsgrenzen für Säureeinträge durch Schwefel- und
Stickstoffverbindungen
Im Ergebnis der Critical Loads-Berechnung für die Wald- und waldfreien naturnahen
Standorte in Sachsen, deren räumliche Verteilung Abb. 16 zeigt, ist festzustellen: Etwa drei
Viertel der Rezeptorflächen in Sachsen (78,2 %), das entspricht fast einem Viertel (22 %) der
Landesfläche des Freistaates, weisen besonders schutzbedürftige ökologische Rezeptoren mit
Belastbarkeitsgrenzen für Säureeinträge unter 3.000 eq/(ha a), d. h. besonders säureempfind-
liche Ökosysteme, die nur über ein geringes Puffervermögen verfügen.
Die statistische Flächenverteilung ist Tab. 29 zu entnehmen.
Tab. 29: Statistische Verteilung der Critical Loads für Säureeinträge
Critical Load [eq/(ha a)]
Flächenanteil an der Rezeptorfläche Sachsens [%]
<500 3,5
≥500
bis <1.000
16,3
≥1.000
bis <1.500
13,9
≥1.500
bis <2.000
15,8
≥2.000
bis <2.500
17,8
≥2.500
bis <3.000
11,4
≥3.000
bis <3.500
9,1
≥3.500
bis <4.000
1,8
≥4.000
bis <4.500
1,6
≥4.500
bis <5.000
2,5
≥5.000
bis <15.000
3,2
≥15.000
3,2
100,0

image
Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
77
ÖKO-DATA Strausberg
Abb. 16: Regionale Verteilung der Critical Loads für Säureeinträge
Zusammengefasst ergibt sich folgendes Bild der räumlichen Verteilung der Critical Loads
(vgl. Tab. 30):
Tab. 30: Regionale Verteilung der kritischen Belastbarkeitsgrenzen für Säureeinträge
in Sachsen
Belastbar-
keits-
grenzwert
im Bereich
Betroffene Region
Sachsens
Begründung durch die Haupteinflussfaktoren
sehr
niedrig
Niederlausitz (Muskauer
Heide-Hoyerswerda-
Bernsdorf)
Verwitterungsrate basischer Kationen: sehr gering auf Braunerde-Podsol
Ernteentzug basischer Kationen: mittel-hoch, da mittlere Bodenfruchtbarkeit bei
relativ guter Wasser- und Wärmeversorgung
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: gering bis mittel
Critical Limit: Al-Auswaschung für Bodenstabilität (sehr geringe Al-Auswaschung
zulässig)
sehr
niedrig
Dübener Altmoräne
(Dübener Heide,
Schildauer, Dahlener bis
Thiendorfer Heide)
Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Sandböden
Ernteentzug basischer Kationen: sehr gering, da geringe Bodenfruchtbarkeit
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: hoch-sehr hoch
Critical Limit: Al-Auswaschung für Bodenstabilität (sehr geringe Al-Auswaschung
zulässig)
niedrig Westerzgebirge Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Podsol-Braunerden
Ernteentzug basischer Kationen: sehr gering
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: gering-mittel
Critical Limit: Al-Auswaschung für Bodenstabilität (sehr geringe Al-Auswaschung
zulässig)
niedrig
oberes Vogtland, Zittauer
Gebirge, Sächsische
Schweiz
Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Podsol-Braunerden
Ernteentzug basischer Kationen: sehr gering
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: gering-mittel
Critical Limit: Al-Auswaschung für Bodenstabilität (sehr geringe Al-Auswaschung
zulässig)

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
78
ÖKO-DATA Strausberg
Belastbar-
keits-
grenzwert
im Bereich
Betroffene Region
Sachsens
Begründung durch die Haupteinflussfaktoren
mittel
Mittel- und Osterzgebirge
Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Podsol-Braunerden
Ernteentzug basischer Kationen: gering
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: mittel-hoch
Critical Limit: Bc/Al für Pflanzentoxizität (sehr empfindliche Nadelholzbstände)
mittel unteres Vogtland,
Erzgebirgsvorland
Verwitterungsrate basischer Kationen: mittel auf Braunerde
Ernteentzug basischer Kationen: mittel bei mittlerer Bodenfruchtbarkeit
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: gering
Critical Limit: Bc/Al für Pflanzentoxizität (überwiegend empfindliche Laub-Nadel-
Mischbestände mit niedrigem Bc/Al-Limit
hoch Niederlausitzer
Niederungen (Gürtel
zwischen Rothenburg-
Königswartha-Kamenz),
Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Sand-Gleyen
Ernteentzug basischer Kationen: mittel, da mittlere Bodenfruchtbarkeit
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: hoch
Critical Limit: Bc/Al für Pflanzentoxizität (überwiegend wenig empfindliche
Laubholzbestände und Frischwiesen mit niedrigem Bc/Al-Limit
hoch Lausitzer Löss-Hügelland,
Oberlausitzer Bergland, in
der Leipziger SandLöss-
Ebene, Sächsisches Löss-
Hügelland, Dresdner
Heide, Tharandter Wald,
Verwitterungsrate basischer Kationen: hoch auf Löss-Braunerden
Entzug basischer Kationen: hoch, da sehr hohe Bodenfruchtbarkeit
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: mittel-hoch
Critical Limit: Bc/Al für Pflanzentoxizität (überwiegend wenig empfindliche
Laubholzbestände und Frischwiesen mit niedrigem Bc/Al-Limit, breiter natürlicher
Pufferbereich für Löss- und Auenböden)
sehr hoch
Mühlroser und Kamenzer
Heide
Verwitterungsrate basischer Kationen: gering auf Sandböden
Ernteentzug basischer Kationen: sehr gering, da Heiden kaum genutzt werden
Langjährig durchschnittliche Deposition basischer Kationen: hoch-sehr hoch
Critical Limit: Bc/Al für Pflanzentoxizität (überwiegend sehr wenig empfindliche
Zwergstrauch-Heiden mit sehr niedrigem Bc/Al-Limit
Der Einflussfaktor mit der höchsten Sensitivität ist die Verwitterungsrate an basischen
Kationen aus dem Muttergestein. Aber auch die zulässige Auswaschungsrate kann einen
hohen Anteil am Critical Load annehmen.
4.1.1 Bewertung der Critical Loads für Säureeinträge in den Waldstandorten
Sachsens
Die regional differenzierte Interpretation der Kritischen Belastbarkeitsgrenzen ergibt in Sach-
sen folgendes Bild:
Die niedrigsten Belastbarkeitsgrenzen - und damit die höchste Empfindlichkeit gegenüber
säurebildenden anthropogenen Einträgen - finden sich in der Niederlausitz in dem Dünen-
Gürtel von der Muskauer Heide über Hoyerswerda bis Bernsdorf mit Belastbarkeitsgrenzen
unter 500 eq/(ha a). Sie resultieren aus sehr niedrigen Verwitterungsraten basischer Kationen
der entbasten podsoligen Sand-Braunerden bei gleichzeitig höheren Basenentzügen durch die
Bäume aufgrund relativ hoher Durchschnittstemperaturen in der Vegetationsperiode.
In der Thiendorfer Hochfläche ergeben sich aus der Kombination von niedrigen
Verwitterungsraten der sauren podsoligen Böden sowie armer Sandkippböden auf Rekulti-
vierungsflächen, sehr niedrigen Basen-Entzügen auf nährstoffarmen, trockenen Böden
niedrige Belastungsgrenzen zwischen 500 eq/(ha a) bis über 1.500 eq/(ha a). Auch in der
Dübener, der Schildauer und der Dahlener Heide treffen niedrige Verwitterungsraten der
Sande auf geringe Entzüge aufgrund der Trockenheit. Die Böden sind aber besonders
empfindlich gegenüber einer übermäßigen Aluminium-Auswaschung.
Niedrige Belastbarkeitsgrenzen zwischen 1.000 eq/(ha a) und 2.000 eq/(ha a) konzentrieren
sich auf das Westerzgebirge, das obere Vogtland, das Zittauer Gebirge und die Sächsische

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
79
ÖKO-DATA Strausberg
Schweiz. Sie resultieren aus niedrigen Verwitterungsraten basischer Kationen der entbasten
podsoligen Sand-Braunerden, Stau-Podsolen und Gley-Podsolen bei gleichzeitig geringen
Basenentzügen durch die Bäume aufgrund niedriger Temperaturen in der Vegetationsperiode.
Auch diese Böden sind empfindlich gegenüber einer übermäßigen Aluminium-Auswaschung
Die Böden des Mittel- und Ost-Erzgebirges sind gekennzeichnet von sehr niedrigen
Verwitterungsraten basischer Kationen. Braunerde-Podsole sind von Natur aus sauer und
nährstoffarm. Gleichzeitig wird aufgrund der niedrigen Jahresdurchschnittstemperaturen in
den Hochlagen und dadurch bedingter relativ geringer Holzerträge nur eine sehr geringe Rate
an basischen Kationen aus dem Boden durch die Bäume entzogen. Bei gleichzeitig mittleren
bis hohen Depositionsraten basischer Kationen (am höchsten im Osterzgebirge) stellt sich der
Kritische Belastbarkeitsgrenzwert im mittleren Bereich von 1.500 eq/(ha a) bis
2.000 eq/(ha a)
ein.
Im unteren Vogtland und Erzgebirgsvorland treffen mittlere Verwitterungsraten der
Braunerden auf einen mittleren Entzug bei guter Bodenfruchtbarkeit. Limitierend wirkt sich
bei diesen mittleren Standorten die hohe Empfindlichkeit der Nadelgehölze (auch in
Laub/Nadel-Mischbeständen) gegenüber dem Absinken des Bc/Al-Verhältnisses aus.
Insgesamt ergibt sich ein kritischer Belastbarkeitsgrenzwert im mittleren Bereich von
1.500 eq/(ha a) bis 2.000 eq/(ha a).
Große Flächen der Niederlausitzer (Krebaer und Königswarthaer) Niederung (Gürtel
zwischen Rothenburg-Königswartha-Kamenz) weisen hohe Belastbarkeitsgrenzen zwischen
2.500 eq/(ha a) und 3.000 eq/(ha a) aus. Hier finden sich grundwasserbeeinflusste sandige
Mineralböden (Sand-Gleye), die zwar aus basenarmen Gesteinen entstanden sind, aber deren
Basengehalt noch nicht so weit in den Untergrund ausgewaschen wurde (podsoliert) wie bei
den oben genannten Podsol-Böden.
Das Lausitzer Löss-Hügelland, Oberlausitzer Bergland, die Leipziger Sandlöss-Ebene,
die
Dresdener Heide, der Tharandter Wald und ein Teil der Dübener Altmoräne weisen ebenfalls
hohe Belastbarkeitsgrenzen zwischen 2.500 eq/(ha a) und 3.000 eq/(ha a) auf. Löss-
Braunerden und -Parabraunerden mit einer mittleren Basenverwitterungsrate sind vielfach
von wenig empfindlichen Laubholzbeständen bestockt. Gleichzeitig greift das
Basensättigungs-Limit des Pufferbereiches nicht, weil Lössböden einen sehr breiten
Pufferbereich aufweisen und wenig empfindlich gegenüber einer Basenauswaschung
reagieren.
Die Böden des östlichen Erzgebirges sind gekennzeichnet von sehr niedrigen
Verwitterungsraten basischer Kationen. Braunerde-Podsole sind von Natur aus sauer und
nährstoffarm. Gleichzeitig wird aufgrund der niedrigen Jahresdurchschnittstemperaturen in
den Hochlagen und dadurch bedingter relativ geringer Holzerträge nur eine sehr geringe Rate
an basischen Kationen aus dem Boden durch die Bäume entzogen. Bei gleichzeitig hohen
Depositionsraten basischer Kationen stellt sich der Kritische Belastbarkeitsgrenzwert im
niedrigen bis mittleren Bereich von 750 eq/(ha a) bis 1.250 eq/(ha a)
ein.
Sehr hohe Critical Loads weisen die tonreichen Auenböden in den Flusstälern von Elbe,
Elster und Mulde auf. Die sehr hohen Verwitterungsraten basischer Kationen ermöglichen
trotz hoher Ernteentzüge der stark wüchsigen Vegetation sehr hohe Critical Loads
>5.000 eq/( ha a).

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
80
ÖKO-DATA Strausberg
4.1.2
Bewertung der Critical Loads für Säureeinträge in den naturnahen waldfreien
Standorten Sachsens
Natürliches Grünland
Natürliches Grünland ist von unterschiedlicher Empfindlichkeit gegenüber Säureeinträgen:
Auf basenreichen anhydromorphen Böden entwickeln sich halbnatürliche Grünland-
Vegetationsgesellschaften, die in Sachsen zu den geschützten Biotopen gehören
(Kalktrockenrasen). Auch auf frischen und feuchten basenreichen Böden bis zu Kalk-
zwischenmooren bzw. Niedermooren auf Kalkmudde entwickeln sich z. B. schutzwürdige
Traubentrespen- und Kalkbinsenrasen. Diese wertvollen Vegetationstypen sind gegenüber
Säureeinträgen sehr empfindlich. Eine Degradierung dieser Standorte durch Verminderung
des Basengehaltes sollte zum Schutz der naturschutzfachlich wertvollen Vegetation nicht
zugelassen werden. Natürlich neutrale und saure Böden, deren potenzielle Basensättigung
zwischen 15 % und 50 % liegt, entwickeln spontan säureverträgliche Grünland-
Pflanzengesellschaften. Diese sind gegenüber weiteren Säureeinträgen relativ unempfindlich.
Wenn die Säureeinträge aber zu einem erheblichen Teil aus Stickstoffverbindungen bestehen
(wie es in Sachsen überwiegend der Fall ist) führt die gleichzeitig eutrophierende Wirkung zu
mehr oder weniger starken Veränderungen der Vegetationsstruktur, so dass Wirkungen
infolge von Versauerungen überlagert werden und nicht mehr eindeutig versauerungsbedingt
nachweisbar sind. Sehr niedrige Critical Loads von <500 eq/(ha a) bis 1.000 eq/(ha a) weisen
demzufolge die basenarmen Sandgley-Standorte der Tiefebene (Niederlausitz, Dübener
Heide) auf, die gleichzeitig eine niedrige Kationen-Verwitterungsrate des Substrats und einen
hohen Basen-Entzug durch die hochwüchsigen Feuchtwiesen-Pflanzen zu verzeichnen haben.
Heiden und Moorheiden
Zwergstrauchheiden und Borstgrasrasen, die bestimmenden Vegetationsgesellschaften in
Heiden und Moorheiden, kommen nur auf Böden vor, die im natürlichen Zustand sauer bis
subneutral sind. Da eine Heidevegetation an saure bis maximal subneutrale Böden angepasst
ist, vertragen die Arten dieser Gesellschaften weitere Säureeinträge ohne Probleme, die
Belastbarkeitsgrenzen zum Schutz der Vegetation können relativ hoch angesetzt werden, da
das kritische Bc/Al-Verhältnis niedrig ist. Der Critical Load wird in diesen Fällen in der
Regel von der Kritischen ANC-Auswaschungsrate in Abhängigkeit von der Mindest-
Verwitterungsrate des Aluminiums als notwendige Voraussetzung für die Erhaltung der
Bodenstruktur bestimmt. Da es sich bei Heiden um saure Böden handelt, ist dieses
Grenzkriterium allerdings relativ niedrig. Die Critical Loads der großen Heideflächen in der
Laußnitzer, der Elsterwerdaer und in der Muskauer Heide weisen Critical Loads von 750-
1.250 eq/(ha a) auf.
Sümpfe
Wie bei Grünland muss man hinsichtlich der Empfindlichkeit gegenüber Säureeinträgen auch
bei Sümpfen in natürlich basenreiche Kalkzwischenmoore bzw. Niedermoore auf Kalkmudde
und in natürlich subneutrale bis saure Sümpfe unterscheiden. Die basenreichen Sümpfe sind
besonders schützenswert. Deshalb greift hier meist das Basensättigungslimit für den
natürlichen Pufferbereich. Diese basenreichen Sümpfe finden wir insbesondere in den Auen
der Mulde und der Parthe und ihrer Zuflüsse in der Leipziger Tiefebene.
Höhere Belastungsgrenzen als für Wald kann man für schwach saure und subneutrale
waldfreie Sümpfe zulassen, deren Vegetation an saure Verhältnisse angepasst ist und auf
weitere Säureeinträge flexibel reagiert. Die Bodenstruktur hängt hier nicht vom Aluminium-
Gehalt ab. Die schwach sauren und subneutralen Sümpfe der höheren Lagen im Erzgebirge
weisen demzufolge mittlere Critical Loads im Bereich von 1.000-1.500 eq/(ha a) auf.

Critical Loads und deren Überschreitungen im Freistaat Sachsen
81
ÖKO-DATA Strausberg
Torfmoore
Torfmoore, auch Regenarmmoore genannt, entstehen grundsätzlich nur in sehr saurem, sehr
nährstoffarmem Milieu. Vegetationsgesellschaften der Torfmoore sind an ein saures Milieu
angepasst. Man kann sagen, je saurer ein Regenarmmoor wird, desto stabiler ist die
Vegetation gegenüber Säureeinträgen. Aluminium wird zur Stabilisierung des Bodens nicht
benötigt, da der Boden aus aluminiumfreiem Hochmoortorf besteht.
4.2
Kritische Belastungsgrenzen der eutrophierenden Stickstoffeinträge
Im Ergebnis der Critical Loads-Berechnung für die Wald- und waldfreien naturnahen
Standorte in Sachsen, deren räumliche Verteilung zeigt Abb. 17, ist festzustellen: Etwa drei
Viertel der Rezeptorfläche Sachsens (76 %), das entspricht mehr als einem Fünftel (21,5 %)
der Landesfläche des Freistaates, weisen besonders schutzbedürftige ökologische Rezeptoren
auf mit Belastbarkeitsgrenzen für Stickstoffeinträge unter 8 kg N/(ha a), d. h. besonders
eutrophierungsgefährdete Ökosysteme, die nur über ein geringes N-Bindungsvermögen
verfügen.
Die statistische Flächenverteilung ist Tab. 31 zu entnehmen.
Tab. 31: Statistische Verteilung der Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff
Critical Load [kg/(ha a)]
Flächenanteil an der Rezeptor-
fläche Sachsens [%]
<2 0,03
≥2
bis <3
22,44
≥3
bis <4
6,67
≥4
bis <5
8,00
≥5
bis <6
9,66
≥6