Landesforstpräsidium
Bodenzustandserhebung (BZE) in den sächsischen Wäldern
Bodenzustandserhebung

Inhalt
Vorwort
2
1 Einleitung
3
2
Material und Methoden
5
2.1
Feldaufnahme
5
2.2
Probenahme
5
2.2.1
Organische Auflage und Mineralboden
6
2.2.2
Nadeln von Fichte und Kiefer
7
2.3 Probenvorbereitung 7
2.4
Analysen
8
2.4.1
pH-Wert
8
2.4.2
C
org
- und N-Gehalte von Nadeln, Humusauflage und
8
Mineralboden
2.4.3
Gehalte von K, Na, Mg, Ca, Mn, Al, Fe, S, P, Pb, Cu, Zn, Cd
8
in Humus- und Nadelproben
2.4.4
Effektive Kationenaustauschkapazität (AKe oder KAK)
8
des Mineralbodens
2.5 Datenverwaltung
9
2.6 Ergebnisdarstellung
9
3 Ergebnisse
9
3.1
Repräsentanz
9
3.2
Waldboden
10
3.2.1 Substratgruppen
10
3.2.2 Bodentypen
11
3.2.3 Organische Auflage
13
3.2.3.1 Humusformen
13
3.2.3.2
C/N- und C/P-Verhältnisse
14
3.2.3.3
Schwermetallgehalte (Blei, Kupfer, Cadmium, Zink)
16
3.2.4 Mineralboden
19
3.2.4.1 Bodenazidität
19
3.2.4.2
pH-Werte und Pufferbereiche
20
3.2.4.3
Effektive Kationenaustauschkapazität (AKe oder KAK)
27
3.2.4.4 Basensättigung
29
3.2.4.5
Sättigung austauschbarer Säure (Al- und Fe+H-Sättigung)
33
3.2.4.6 Basenneutralisierungskapazität (BNK)
37
3.2.4.7 Nährelementvorräte im Wurzelraum
38
3.2.4.8
Ca/Al- und Mg/Al-Verhältnisse in der Bodenlösung
40
(1 : 2-Extrakt)
3.2.4.9
Sulfat in der Bodenlösung
42
3.3
Ernährung von Fichten- und Kiefernbeständen
43
3.4
Kritische Belastungsraten (Critical Loads)
50
3.4.1
Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff
51
3.4.2
Critical Loads für die Säurebildner Schwefel und Stickstoff
52

4
Schlussfolgerungen und Ausblick
54
5
Zusammenfassung
55
6
Anhang
58
6.1
Verteilung und Kennziffern der BZE-Punkte in Sachsen
58
6.2 Bewertungskriterien
58
6.3
Profilweise Ergebniszusammenstellung zu den BZE-Punkten
auf CD-ROM
7
Literatur
60

Vorwort
1 Einleitung
Seit vielen Jahrhunderten bis Jahrtausenden greift
der Mensch auf vielfältige Weise in das ökologi-
sche Zusammenspiel von biologischen, chemischen
und physikalischen Prozessen der Waldökosysteme
ein. Hierdurch wurden schon in vorindustrieller
Zeit deren natürliche Entwicklungsabläufe aus
Stoff- und Energieflüssen teilweise erheblich über-
lagert bzw. beeinträchtigt. Spätestens seit dem
Übergang von der Nutzung des Waldes als Weide
für Rinder, Schweine und andere Nutztiere hin zur
Stallfütterung kam es in den nach großflächigen
Rodungen verbliebenen Wäldern im Zuge der
intensiven Nutzung von Nadeln und Blättern als
Stalleinstreu zu bedeutenden langfristigen Eingrif-
fen in den Stoffkreislauf der betreffenden Waldöko-
systeme. Dieses Vorgehen stellte einen massiven
Nährstoffentzug aus dem Waldökosystem dar und
induzierte eine Nährstoffverarmung der Böden mit
langfristigen Folgen, die teilweise bis heute nach-
wirken. Ähnliche Auswirkungen hatten die so
genannten Plaggenhiebe oder die übermäßige Holz-
nutzung, z. B. für Salinen und Bergwerksbetriebe.
Erst ab Mitte des 18. Jahrhunderts wurde mit
Beginn einer nachhaltigen Forstwirtschaft auf diese
ökologisch nachteiligen Eingriffe in Waldökosyste-
me weitgehend verzichtet, was insbesondere auch
dem Schutz der Waldböden zugute kam. Waldbö-
den konnten sich wieder mehr oder weniger unge-
stört von menschlichen Eingriffen entwickeln und
waren damit – im Gegensatz zu den regelmäßig
bearbeiteten und gedüngten Ackerböden – relativ
naturnah. Die Situation änderte sich jedoch dras-
tisch ab etwa der Mitte des vorigen Jahrhunderts,
im Zuge der zunehmenden Industrialisierung, durch
die großräumige Veränderung der chemischen
Zusammensetzung in der Atmosphäre. Sie ist
gekennzeichnet durch die Freisetzung bzw. Emis-
sion von Luftverunreinigungen und deren Eintrag
mit dem so genannten „Sauren Regen“ auch in ent-
legene Waldökosysteme. Es ist unumstritten, dass
infolge dieser Stoffbelastungen besonders in den
letzten Jahrzehnten – lokal und regional unter-
schiedlich – eine beschleunigte Veränderung
sowohl der chemischen, der biologischen als auch
der physikalischen Bodeneigenschaften stattgefun-
den hat (U
LRICH et al. 1979, ULRICH und MEYER
1987, ULRICH et al. 1989, V. ZEZSCHWITZ 1985,
H
ILDEBRAND 1986, ROST-SIEBERT 1986, MATZNER
1987, VEERHOFF et al. 1996, REHFUESS 2000). Dies
wiederum führte zu teilweise nachhaltigen Störun-
gen im Ökosystem mit dem Verlust wesentlicher
Standortseigenschaften und vielfach zu einer Verla-
gerung der Schadstoffbelastung bis in das Quell-
und Grundwasser (B
ENECKE 1987, BEIERKUHNLEIN
und DURKA 1993, RIEDEL 1999, HILDEBRAND 1987,
B
ILLETT et al. 1990, PAHLKE 1992, BUBERL et al.
1994). Der Versauerungsdruck vieler Standorte
wird zudem durch eine oft nicht standortsgerechte
und in der Vergangenheit übermäßig ausgedehnte
Nadelholzwirtschaft mit gegenüber strukturreichen
Mischbeständen deutlich höheren Eintragsraten an
Schadstoffen sowie stärkeren Belastungen aus
bodeninternen Versauerungsprozessen unnötig
erhöht. Demzufolge ist es das Ziel der sächsischen
Landesforstverwaltung, im Rahmen eines umfang-
reichen und langfristigen Waldumbauprogramms
einen großen Teil der Nadelwälder, die etwa 80 %
der gesamten Waldfläche Sachsens einnehmen,
überwiegend in Kombination mit bodenmeliorati-
ven Maßnahmen (B
ARTELT et al. 1999, MEYER-
H
EISIG 1996) in strukturreiche Mischbestände zu
überführen und verstärkt naturgemäß zu bewirt-
schaften (SML 1998, SMUL 1999).
Die Ergebnisse zahlreicher interdisziplinärer For-
schungsprogramme bestätigen die Tatsache, dass
funktionsfähige Waldböden eine Grundvoraus-
setzung für vitale Wälder und stabile Waldöko-
systeme sowie für die Bereitstellung qualitativ
hochwertigen Grund- und Quellwassers sind.
Ergänzend zu den Maßnahmen, die Belastungen der
Waldökosysteme durch anthropogene Luftverunrei-
nigungen zu verringern, ist es deshalb auch das Ziel
einer ordnungsgemäß betriebenen nachhaltigen
Forstwirtschaft, die Waldböden als Naturkörper und
Lebensgrundlage für Pflanzen, Tiere und Menschen
zu schützen, nach ökologischen Gesichtspunkten
pfleglich und sachkundig zu bewirtschaften und so
ihre Fruchtbarkeit zu erhalten bzw. im Rahmen der
natürlichen Standortsausstattung zu restaurieren
(W
ALDGESETZ FÜR DEN FREISTAAT SACHSEN § 1,
6–8, 16–18).
2
Vorwort
3
Einleitung
Durch die Bodenzustandserhebung (BZE) werden auf
dem Stichprobenraster der Waldzustandserhebung
(WZE) bundesweit vergleichbare Daten über den
Zustand der Waldböden in Sachsen gewonnen. Ziel
der vorliegenden, überarbeiteten Broschüre ist es,
über die Ergebnisse der BZE möglichst zeitnah und
flächenrepräsentativ zu informieren.
Die Ausführungen zu Material, Methoden sowie
Ergebnissen der Untersuchung werden ergänzt durch
eine CD, die aktualisierte Datendokumentationen für
die einzelnen BZE-Erhebungspunkte enthält. Sie
umfasst auch Standorte, die aufgrund einer Veren-
gung des Stichprobennetzes vom anfänglichen 8x8-
km-Raster auf ein 4x4-km-Raster hinzugekommen
sind. Daten, wie Lagebeschreibungen, standortkund-
liche Angaben zur Einordnung der einzelnen Punkte
sowie wichtige Intensitäts- und Kapazitätsparameter,
sollen dem Leser eine ökologische Bewertung bzw.
Einordnung der Standorte ermöglichen.
Seit Beginn der Industrialisierung sind Waldökosys-
teme mehr oder weniger von Schadstoff-Emissionen
betroffen und in ihrer Vitalität beeinträchtigt. In der
Anfangsphase kam es zunächst in Verbindung mit
punktförmigen Quellen einer hohen SO
2
-Emission
und entsprechend hohen SO
2
-Konzentrationen der
Luft besonders zu direkten Schäden an Bäumen auf
lokaler Ebene („Rauchschäden“) bis hin zum Abster-
ben ganzer Waldkomplexe in den Hochlagen des Erz-
gebirges ab etwa 1960.
Erst im Verlauf der Waldschadensdiskussion
während der 80er-Jahre des vorigen Jahrhunderts und
seit dem großflächigen Auftreten der so genannten
„neuartigen Waldschäden“ setzte sich die Erkenntnis
durch, dass unter dem Einfluss der jahrzehntelangen
Schadstoffeinträge auch gravierende Veränderungen
und Schädigungen der Waldböden stattgefunden
haben. Die kontinuierliche Belastung durch den so
genannten „Sauren Regen“ und die Versickerung
eines sauren Niederschlagswassers hat eine schlei-
chende Nährstoffauswaschung und Versauerung der
Waldböden induziert, die wiederum zu teilweise
erheblichen Veränderungen der natürlichen Stoff-
kreisläufe der Ökosysteme führte. Diese Veränderun-
gen der Bodeneigenschaften sind im Gegensatz zur
äußerlichen Schädigung der Bäume unsichtbar und
äußern sich im Allgemeinen nicht in der Ausbildung
morphologischer Bodenmerkmale. Störungen der
Bodenfunktion können deshalb nur durch spezielle
chemische Analysen erfasst werden. Funktionsfähige
Waldböden sind aber eine Voraussetzung für vitale
und langfristig stabile Wälder. Im Zuge einer nach-
haltigen Waldwirtschaft sind daher die Erhaltung der
Fruchtbarkeit und ein entsprechendes chemisches
Milieu der Waldböden von großer Bedeutung.
Angesichts regional hoher Belastungen durch Stoff-
einträge, umfangreicher Waldschäden und des Zieles
sächsischer Forstpolitik, reine Nadelholzbestände in
standortgerechte, stabile Mischwälder umzubauen,
stellte sich im Jahre 1991 mit der Gründung der ehe-
maligen Sächsischen Landesanstalt für Forsten (LAF)
am Standort des heutigen Landesforstpräsidiums
(LFP) die dringende Aufgabe, ein System der Zu-
standserfassung und Umweltkontrolle in den sächsi-
schen Wäldern zu installieren. Vor allem sollte der
Zustand des Waldbodens landesweit erfasst werden.
Im Rahmen dieses Monitorings wird einerseits auf
mittlerweile 8 Forstlichen Dauerbeobachtungsflächen
in typischen Waldökosystemen Sachsens eine laufen-
de Überwachung der Stoffbelastung durchgeführt,
während andererseits die landesweite periodische
Kontrolle des Bodenzustandes und seiner Verände-
rung durch die Bodenzustandserhebung auf dem
Stichprobenraster der Waldzustandserhebung erfolgt.
Sämtliche Untersuchungen im Rahmen dieses
Umweltmonitorings werden nach international abge-
stimmten Methoden durchgeführt und durch die
Europäische Union (EU) gefördert.
Dr. B. Klein
Leiter des Landesforstpräsidiums

Um landesweit nicht nur Informationen über den
aktuellen Zustand der sächsischen Waldböden zu
erhalten, sondern um vielmehr aus zukünftigen
periodischen Wiederholungen des Untersuchungs-
programmes umfangreiche Erkenntnisse über die
Veränderung und Dynamik insbesondere der
chemischen Standortsparameter zu gewinnen, wur-
de in den Jahren 1992 bis 1997 durch die Sächsi-
sche Landesanstalt für Forsten (LAF), Graupa – in
Ergänzung zur jährlichen Waldschadenserhebung
(WSE) – eine Bodenzustandserhebung im Walde
(BZE) durchgeführt. Die dabei angewandten
Methoden der Geländeaufnahme und chemischen
Analyse erfolgten streng nach der in den 80er-Jah-
ren von den Mitgliedern der Bund-/Länder-Arbeits-
gruppe „BZE“ ausgearbeiteten Arbeitsanleitung,
um dadurch einerseits überregional vergleichbare
und hochwertige Daten zu erhalten und andererseits
eine europaweit akzeptierte Methode des forstli-
chen Bodenmonitorings in den sächsischen Wäl-
dern zu etablieren.
Die Ziele der Bodenzustandserhebung (BZE) fin-
den sich zusammengefasst in der Arbeitsanleitung
der Bund-/Länder-Arbeitsgruppe „BZE“ (B
ML
1990). Danach soll die BZE in Ergänzung zur
Waldschadenserhebung relevante und bundesweit
vergleichbare Informationen liefern
über den aktuellen Zustand der Waldböden und
deren Veränderung im Laufe der Zeit in Verbin-
dung mit dem aktuellen Kronenzustand der Wald-
bäume (Anbindung an das Waldschadenserhe-
bungsnetz)
für eine bessere Übertragbarkeit der Ergebnisse
der Waldökosystemforschung auf größere Wald-
flächen
als Beitrag zur Identifizierung von Ursachen der
Veränderungen des Bodenzustandes sowie des Ein-
flusses von Depositionen
zur Einschätzung von Gefahren, die sich für den
derzeitigen Waldbestand und für die nächste Wald-
generation aus dem Bodenzustand ergeben
zur Einschätzung von Risiken für die Qualität
von Grund-, Quell- und Oberflächenwasser
zur Planung und Durchführung von notwendi-
gen Maßnahmen zur Erhaltung und Verbesserung
des Bodenzustandes sowie des Nährstoffangebotes
im Boden und der Nährstoffaufnahme durch die
Baumwurzeln.
Die Bodenzustandserhebung im Wald wird durch
Blatt- und Nadelanalysen ergänzt, um
den aktuellen Ernährungszustand der Wald-
bäume und dessen Veränderung sowie
die Schadstoffbelastungen und deren Verände-
rungen im Laufe der Zeit zu charakterisieren.
Da auch zeitliche Veränderungen durch die BZE
dokumentiert werden sollen, wurde gemeinsam mit
den anderen Bundesländern eine Wiederholung der
BZE auf dem 8x8-km-Raster für die Jahre 2006 bis
2008 beschlossen.
Naturgemäß befinden sich die Daten in einem kon-
tinuierlich aktualisierten Auswertungsprozess,
während gleichzeitig sowohl hausintern als auch im
Rahmen bundesweiter Aktivitäten Arbeiten zur
integrierenden Auswertung des Datenmaterials in
Verbindung mit Ergebnissen der Waldzustands-
erhebung (WZE) und den digitalen Karten der
Standortskartierung durchgeführt werden. Die Aus-
wertungen zu den kritischen Belastungsraten (Criti-
cal Loads) an den BZE-Punkten erfolgten in
Zusammenarbeit mit der Fa. ÖKO-DATA, Straus-
berg und werden periodisch nach dem neuesten
Stand des Wissens überarbeitet.
Die Kosten der Untersuchung für die Datenerhe-
bung und Analytik auf dem anfänglichen
8x8-km-Raster (68 Erhebungspunkte) wurden
dankenswerterweise zur Hälfte von der Europäi-
schen Union (EU) getragen, während die Finan-
zierung der Netzverdichtung auf den restlichen
Standorten im 4x4-km-Netz durch den Freistaat
Sachsen erfolgte.
2 Material und Methoden
2.1 Feldaufnahme
Grundlage für die Bodenzustandserhebung (BZE)
im Freistaat Sachsen waren die Vorgaben der
Arbeitsanleitung zur BZE (B
ML 1990 und 1994),
die sich in wesentlichen Punkten an die Forstliche
Standortsaufnahme (A
RBEITSKREIS STANDORTSKAR-
TIERUNG 1980, 1996), die Bodenkundliche Kartier-
anleitung (A
RBEITSKREIS BODENKUNDE 1982) und
den Datenschlüssel Bodenkunde (B
GR 1984)
anlehnt sowie das systematische Stichprobenraster
der Waldschadenserhebung (WSE).
Die Feldaufnahmen und Probenahmen auf dem
8x8-km-Raster in den Jahren 1992 und 1993 erfolg-
ten durch Standortskartierer der LAF. Bis zum
Abschluss der Arbeiten zur Netzverdichtung im
Jahre 1997 wurden 2 Forstunternehmen mit Erfah-
rungen in der forstlichen Standortskartierung Sach-
sens eingesetzt, die vor Beginn der Aufnahmen in
die Methodik eingewiesen und fortlaufend kontrol-
liert wurden.
2.2 Probenahme
Im zentralen Bereich des so genannten Kreuztraktes
zur jährlichen Kronenbonitur von 24 Bäumen bei der
Waldschadenserhebung (WSE) wurde zunächst
– häufig mit Unterstützung durch die örtlichen Forst-
ämter – eine Profilgrube ausgehoben
(vgl. Abb. 1, 2,
3a, 3b).
An der Stirnseite des Bodenprofils erfolgte
die Festlegung des Mittelpunktes der Probenahme-
fläche und dessen langfristige Markierung durch die
Versenkung einer elektronischen Unterflurmarke
(PINOKIO; System EBEX der Fa. INTERMAK,
Lüdenscheid) bis in ca. 60 cm Tiefe, der im Rahmen
zukünftiger Untersuchungen von einer Suchsonde
geortet werden kann. Die anschließende Entnahme
der Proben erfolgte in den Haupthimmelsrichtungen
an 8 Satellitenpunkten, die mithilfe von Bandmaß
und Taschenbussole im Radius von 10 m um das
Bodenprofil festgelegt wurden. Die standortsrelevan-
ten Profildaten sowie die Lage des Profils und der
Satelliten wurden in spezielle Formblätter übertragen
und eventuelle Abweichungen von den Normalvorga-
ben dokumentiert.
Abb. 1:
Schema zur Verteilung
der Entnahmestellen
von Humus- und Mine-
ralbodenproben bei
der Bodenzustandser-
hebung (BZE)
Abb. 2:
Schema zur Probenah-
me aus dem Bodenpro-
fil und an Satelliten-
punkten
6-Baum-Stichprobe
der Waldschadens-
erhebung (WSE)
Bodenprofil
der BZE
Satelliten der
Probenahme
(Humusauflage und
Mineralboden)
WSE-Soll-
messpunkt
Dauerbeprobungs-
fläche der BZE
N
Probenahme (8 Satelliten)
Humusauflage (Stechzylinder):
Ol+f - und Oh - Lage
Mineralboden (Bohrset):
Tiefenstufen 0–5; 5–10; 10–30;
30–60 und 60–90 cm
Proben zur Bestimmung
der Trockenraumdichte
(5 Stechzylinderproben
je Tiefenstufe)
BZE-Mittelpunkt
Bohrstockproben:
Tiefenstufen 90–140 und 140–200 cm
1,0 m
10 m
0,8 m
Ol+f
Oh
1,0 m
(-2,0 m)
unterirdische
Vermarkung
organische
Auflage
Profil-
grube
4
Einleitung
5
Material und Methoden
Abb. 3 a:
Bodengrube in einem
Kiefernbestand (BZE-
Punkt 29 im Forstamt
Niesky, Revier Kreba)

2.2.1 Organische Auflage und Mineral-
boden
Die repräsentative Beprobung der Standorte bezüg-
lich der chemischen Verhältnisse von organischer
Auflage und Mineralboden wurde zur bestmögli-
chen Berücksichtigung der naturgegebenen Hetero-
genität von Waldböden (R
ABEN 1988) ausschließ-
lich an den 8 Satellitenpunkten mittels Stechzylin-
der bzw. eines 3-teiligen Bohrsets durchgeführt.
Die Proben aus der organischen Auflage wurden
getrennt nach O
l+f
-Lage und O
h
-Lage mittels ein-
seitig angeschliffener Stechzylinder aus Edelstahl
(80 cm
2
Querschnittsfläche) in mindestens 8facher
Wiederholung gewonnen und zu flächenweisen
Mischproben vereinigt
(vgl. Abb. 4a, 4b).
Im Mine-
ralboden erfolgte die tiefenstufenmäßige Probenah-
me aus jeweils 30 cm langen Bohrschaufeln (3-tei-
liges Bohrset) bis in 90 cm Tiefe
(vgl. Abb. 5a, 5b).
Nur in den Fällen, wo – wie z. B. in den sandigen,
skelettarmen Substraten des pleistozänen Flachlan-
des – eine Entnahme von Proben aus tieferen
Bodenschichten von der etwa 1 m tiefen Profilsohle
aus möglich war, wurde die Beprobung mithilfe des
Bohrsets oder eines Pürckhauer Bohrstockes bis
maximal 2 m Tiefe fortgesetzt
(vgl. Abb. 2)
. Das
Material aus den Einzelbohrungen wurde jeweils in
den festgelegten Tiefenstufen 0–5, 5–10, 10–30,
30–60, 60–90, 90–140 und 140–200 cm zu Misch-
proben vereinigt. In den wenigen Fällen eines Sub-
stratwechsels innerhalb der Tiefenbereiche wurden
die Bodenhorizonte als Tiefenbegrenzung berück-
sichtigt und entsprechend Zwischenproben genom-
men. Für die 2 Entnahmestufen bis 10 cm Tiefe
kamen Stechzylinder mit jeweils 100 cm
3
Volumen
und einer Höhe von 5 cm zum Einsatz, die vertikal
in den Mineralboden getrieben wurden. Sämtliche
Proben wurden innerhalb der jeweiligen Entnahme-
woche zur weiteren Bearbeitung an das Labor über-
geben, wobei zwischenzeitlich zur Vermeidung
etwaiger Stoffumsetzungen auf eine möglichst küh-
le und dunkle Aufbewahrung geachtet wurde.
In der Bodengrube erfolgte bis 90 cm Tiefe neben
der Profilbeschreibung die für die Berechnung von
Kapazitätsgrößen notwendige Entnahme von 5
Stechzylinderproben zur Bestimmung der Trocken-
raumdichten (Stechzylinder von 100 und 250 cm
3
Volumen). Die Arbeiten wurden ebenfalls nach den
festgelegten Tiefenstufen durchgeführt. Wo dies
nicht möglich war, wurde eine Schätzung der TRD
nach dem vorgegebenen Verfahren der Forstlichen
Standortsaufnahme (A
RBEITSKREIS STANDORTSKAR-
TIERUNG 1980) vorgenommen.
2.2.2 Nadelproben von Fichte und Kiefer
Nadelentnahmen zur Untersuchung des
Ernährungszustandes wurden im Winter 1992/93 –
also außerhalb der Vegetationsperiode – in 33 Fich-
ten- und 22 Kiefernbeständen des 8x8-km-Netzes
durchgeführt und dabei jeweils 3 vorherrschende
oder herrschende Bäume für eine jeweilige Misch-
probe durch Zapfenflücker beprobt. Bei Fichte wur-
den getrennte Proben für den 1. und 3. Nadeljahr-
gang des 7. Quirls, bei Kiefer der 1. und 2. Nadel-
jahrgang vorwiegend von Zweigen aus der besonn-
ten Oberkrone entnommen. Für alle Probebäume
wurde der Kronenzustand nach dem Verfahren der
Waldschadenserhebung eingeschätzt.
Die Vorbereitung und Analyse der meisten Proben
erfolgte im Labor der LAF, dessen hoher Qualitäts-
standard auch heute im LFP durch die regelmäßige
Teilnahme an europaweiten Ringanalysen belegt
ist. Nur in der Anfangsphase der Untersuchungen,
als sich das Labor im Aufbau befand, wurde die
Analytik an das Labor des Instituts für Bodenkunde
und Waldernährung der Universität Göttingen ver-
geben, das entscheidend an der Entwicklung der
Methoden der BZE beteiligt war und auf eine ent-
sprechend umfangreiche Erfahrung und Zuverläs-
sigkeit in der Bearbeitung derartiger Proben verwei-
sen kann. Zu Beginn der Netzverdichtung auf das
4x4-km-Raster wurde wegen fehlender eigener
Kapazitäten zeitweise das Labor LÜTEK, Heiligen-
stadt, mit der Probenvorbereitung beauftragt.
Die Verfahren der Probenvorbereitung und Analyse
sind in der BZE-Arbeitsanleitung (B
ML 1990) und
in der Veröffentlichung von K
ÖNIG und WOLFF
(1993) detailliert beschrieben und werden im Fol-
genden nur kurz abgehandelt:
Unmittelbar nach Anlieferung wurden die Proben
der organischen Auflagen und der Nadelproben bei
60 °C – die der Mineralböden bei 40 °C – unter
Umluft mindestens 48 Stunden lang getrocknet.
Das Trockenraumgewicht und der Feinbodenanteil
des Mineralbodens ließen sich nach mindestens
2.3 Probenvorbereitung
Abb. 3 b:
Bodenprofil in einem
Kiefernbestand (BZE-
Punkt 29 im Forstamt
Niesky, Revier Kreba;
Bodentyp:
Gley-Podsol)
Abb. 4 a, b.:
Entnahme von Proben
der organischen Aufla-
ge – getrennt nach den
Humushorizonten –
aus dem Stechzylinder
Abb. 5 a, b:
Entnahme von Boden-
proben mit dem
Bohrset
6
Material und Methoden
7
Material und Methoden

16-stündiger Trocknung (105 °C) und anschließen-
der Wägung aus den volumengerechten Stechzylin-
derproben bestimmen.
Für alle chemischen Analysen wurde die organische
Substanz der Auflagen anschließend manuell durch
ein 2 mm-Nylonsieb getrieben und eine Teilprobe
in einer Planetenmühle mit 250-ml-Mahlbechern
aus Achat und den dazugehörigen Achatkugeln ca.
20 Min. fein gemahlen und dadurch homogenisiert.
Mineralböden wurden mithilfe einer Bodenbürsten-
mühle auf 2 mm abgesiebt und das restliche Materi-
al als Skelettanteil des Bodens verworfen. Eine
Teilprobe musste für die C- und N-Bestimmung
ebenfalls in der Planetenmühle (125-ml-Mahlbe-
cher) homogenisiert werden. Die Nadelproben wur-
den in einer Ultrazentrifugalmühle auf 0,25 mm
komplett aufgemahlen.
2.4 Analysen
2.4.1 pH-Wert
Eine Teilprobe der gesiebten Humusprobe wurde
jeweils mit H
2
O bzw. 1-molarer KCl-Lösung im
Volumenverhältnis Humusprobe : Lösung = 1 : 2,5
verrührt. Nach mindestens 4 Stunden in einem
abgedeckten Gefäß und mehrfachem zwischenzeit-
lichen Umrühren erfolgte die Messung in dem
Humus-Lösungsgemisch mittels pH-Glaselektrode.
Eine Teilprobe des gesiebten Mineralbodens wurde
jeweils mit H
2
O bzw. 1-molarer KCl-Lösung im
Gewichtsverhältnis Boden : Lösung = 1 : 2,5 ver-
rührt und – wie bei der Humusprobe – erfolgte nach
4 Stunden die Messung.
2.4.2 C
org
- und N-Gehalte von Nadeln,
Humusauflage und Mineralboden
Die Bestimmung des C
org
- und N-Gehaltes von
Nadel-, Humusauflage- und Mineralbodenproben
an den jeweils gemahlenen Teilproben erfolgte mit-
tels Elementaranalysator.
2.4.3 Bestimmung Gehalte von K, Na,
Mg, Ca, Mn, Al, Fe, S, P, Pb, Cu, Zn, Cd
in Humus- und Nadelproben
Als zugelassenes Aufschlussverfahren wurde der
Salpeter-Druckaufschluss bei mindestens 160 °C in
Teflongefäßen durchgeführt. Die Elementbestim-
mung in der Aufschlusslösung erfolgte neben der
Bestimmung am Flammen- und Graphitrohr-AAS
überwiegend mit sequenzieller ICP-Technik.
2.4.4 Effektive Kationenaustauschkapa-
zität (AKe oder KAK) des Mineralbo-
dens
Zur Gewinnung des Perkolates wurden jeweils
2,5 g der gesiebten Probe über Nacht mit einigen ml
1-molarer NH
4
CL-Lösung in den zugehörigen Per-
kolationssäulen eingeweicht und nach anschließen-
der Auffüllung auf 100 ml durch Regelung der
Tropfgeschwindigkeit mindestens 4 Stunden in der
AKe-Anlage perkoliert. Die Bestimmung der H
+
-
Gehalte ergab sich aus der Differenz der pH-Mes-
sung in der NH
4
Cl-Lösung vor der Perkolation
bzw. anschließend im Perkolat. Die Berechnung der
austauschbar gebundenen Protonen erfolgte mittels
eines Rechenprogramms in Anlehnung an M
EIWES
et al. 1984. Die AKe insgesamt ergibt sich aus der
Ionenäquivalentsumme der austauschbaren Katio-
nen (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, Mn) – überwiegend
bestimmt mittels ICP-Technik; Kalium mit Flam-
men AAS – und berechneten Protonen.
Von sämtlichen für die chemische Analyse
bestimmten Feststoffproben werden Teilmengen
(Rückstellproben) je nach Probenart in unterschied-
lich großen Polyethylendosen in einem Probendau-
erlager bei Dunkelheit und Raumtemperatur aufbe-
wahrt und stehen damit für weitergehende Untersu-
chungen bzw. als Referenzmaterial für spätere Ver-
gleiche zur Verfügung.
2.5 Datenverwaltung
2.6 Ergebnisdarstellung
Für die Verwaltung und Auswertung der umfang-
reichen Datensammlung wurde 1994 bis 1996 das
in moderner Client-Server-Architektur gestaltete
Datenverwaltungssystem STPSAX eingerichtet, das
auf dem von der Landesanstalt für Ökologie,
Bodenordnung und Forsten (LÖBF) in Reckling-
hausen entwickelten Stichprobeninformations-
system (STPINFO) basiert. Den Datenbankkern
bildet ein SYBASE-SQL-SERVER auf
SUN/SOLARIS. Die Auswerte-Clients arbeiten in
einem WINDOWS-Netzwerk mit den Standardpro-
grammen ACCESS und EXCEL. Die Datenpflege
erfolgt über eine ACCESS-Oberfläche.
Die Sachdaten (z. B. Baumarten, Analyseergebnis-
se) sind an die in ARCVIEW GIS 3.2a gehaltenen
Geometriedaten angebunden und können somit für
die Erarbeitung von Berichten bzw. als Kartenplots
verwendet werden.
Für die Darstellung einer derart großen landesumfas-
senden Datenmenge in einer überwiegend auch von
dem interessierten Laien und Praktiker verständli-
chen Weise wurden neben der textlichen Beschrei-
bung für die Ergebnisaufbereitung farbige thema-
tische Karten gewählt, aus denen die Klassifizierung
der Boden- und Ernährungswerte in ihrer räumlichen
Verteilung zu entnehmen sind. Die Klassifizierung
erfolgte anhand von überregional gültigen Bewer-
tungsmaßstäben, die von der Bund-/Länder-Arbeits-
gruppe „BZE“ in Form eines Bewertungsschlüssels
zusammengestellt wurden, oftmals ergänzt durch
weitere relevante aktuelle Literaturangaben.
Statistische Auswertungen wurden in Form der so
genannten Boxplots über SPSS 8.0 durchgeführt,
deren Darstellungsform im Text erläutert ist. Über
die Merkmalsausprägung geben die Darstellungen
der kumulierten prozentualen Häufigkeitsverteilung
(PKH) Auskunft. Sie eignen sich besonders zur
Verdeutlichung von Streuung, Minimum-/Maxi-
mumwerten, Median sowie beliebiger Perzentil-
klassen. Gleichzeitig lässt sich daraus auch unmit-
telbar auf die Über- und Unterschreitungshäufigkeit
von Richtwerten schließen. Ergänzende Grafiken
wurden aus EXCEL-Dateien erstellt. Zu den einzel-
nen Erhebungspunkten wurde zudem ein jeweils
zweiseitiges Datenblatt zusammengestellt
(vgl.
beiliegende CD-ROM)
. Die CD-ROM enthält die
Lagebeschreibung und Angaben zur standortskund-
lichen Einordnung des BZE-Punktes sowie die
wichtigsten chemischen Intensitäts- und Kapazitäts-
parameter der Böden. Sie sollen dem Leser jeweils
zusammen mit den in Tabellenform zusammenge-
stellten Rahmenwerten
(vgl. Kap. 6.2)
eine grobe
ökologische Bewertung bzw. Einordnung der ein-
zelnen Standorte ermöglichen.
Ein wichtiges Kriterium für die Aussagekraft der
Datenerhebung ist die weitgehend repräsentative
Berücksichtigung der in den sächsischen Wäldern
vorherrschenden Standortsverhältnisse. Auf der
Basis einer kartierten Grundgesamtheit von
412 000 ha Waldfläche zeigt eine Repräsentanzana-
lyse für die Parameter „Klimastufe“ und „Trophie“
eine gute bis sehr gute Übereinstimmung
(vgl. Abb.
6, 7; Tab. 1, 2).
Aufgrund einer Variabilitätsanalyse
zu den bodenchemischen Parametern aus der Stich-
probe des 8x8-km-Netzes von 1992/93 ergab sich
unter der Vorgabe einer Aussagegenauigkeit von
90 % bei p = 0,1 die Notwendigkeit, die Stichprobe
von 68 auf mindestens 269 Standorte zu erweitern.
3 Ergebnisse
3.1 Repräsentanz
8
Material und Methoden
9
Material und Methoden/Ergebnisse

image
image
Eine entsprechende Erweiterung der Erhebung auf
das 4x4-km-Netz der Waldschadenserhebung mit
280 Aufnahmepunkten wurde zwischen 1995 und
1997 durchgeführt.
3.2.1 Substratgruppen
Für die Klassifizierung der Substratgruppen wurde
der von der BZE-Arbeitsgruppe nach den geologi-
schen Ausgangsmaterialien gruppierte Schlüssel
herangezogen. Es werden darin 10 Gruppen unter-
schieden, die sich aufgrund ihrer Mineralzusam-
mensetzung, insbesondere im Hinblick auf die lang-
fristig verfügbaren Nährstoffe sowie die potenzielle
Säureneutralisierungskapazität (SNK), unterschei-
den (W
OLF und RIEK 1997).
Danach zählen in Sachsen nur die Gruppe der
basischen Magmatite
(z. B. Basaltverwitterungsleh-
me im Zittauer Gebiet), die der karbonathaltigen
Lockersedimente
(z. B. Auenlehme) und die der
umgelagerten, kalkfreien Lockersedimente (z. B. ent-
kalkte Lösse des Hügellandes, Geschiebelehme) zu
den besseren Standorten mit sehr hohen, hohen bzw.
mittleren Säureneutralisationskapazitäten (SNK).
Diese Gruppen umfassen etwa 19 % der Rasterpunk-
te
(vgl. Abb. 8).
Etwa die Hälfte der Profile (47 %)
gehören der Gruppe der intermediären und
sauren
Magmatite
oder
Metamorphite
an, zu denen in
Sachsen vor allem die Gneise, Schiefer und Granite
im Erzgebirgsbereich zählen. Sie liegen ebenfalls
noch im Bereich mittlerer Säureneutralisierungskapa-
zitäten. Mehr als ein Viertel der Standorte (26,3 %)
ist der Gruppe der armen
pleistozänen Sande
zuzu-
ordnen, deren SNK als nur sehr gering bewertet wird.
Eine nur geringe SNK besitzen die Böden auf den
quarzreichen, oftmals lössüberlagerten Standorten
des
Quadersandsteins
(5,5 %) im Gebiet der Sächsi-
schen Schweiz. Die räumliche Verteilung der einzel-
nen Substratgruppen zeigt die
Abb. 9.
3.2.2 Bodentypen
Im Rahmen der Außenaufnahmen erfolgte eine
bodentypologische Klassifikation nach Bodentypen
und Mooren. Zusätzlich wurde bei Vorliegen von
Podsoligkeit im Oberboden der Grad der Pod-
solierung in drei Stufen eingeschätzt. Bei Übergän-
gen zwischen zwei Bodentypen wurden nach der
Methodik der Forstlichen Standortsaufnahme
(A
RBEITSKREIS STANDORTSKARTIERUNG 1980, 1996)
der Hauptbodentyp festgelegt.
10
Ergebnisse
11
Ergebnisse
Arme (pleistozäne) Sande
26,3 %
Chemnitz
Dresden
Anthropogene Substrate
Arme (pleistozäne) Sande
Basische Magmatite (Basalt)
Intermediäre u. saure Magmatite (z. B. Granite, Gneise)
Karbonathaltige Lockersedimente
(Auenlehme bzw. Grundmoräne)
Moore
Umgelagerte kalkfreie Lockersedimente
Verwitterungslehm über Tonstein (Rotliegendes)
Verwitterungslehme und Decklehme über
quarzreichen Ausgangsgesteinen
Leipzig
Umgelagerte kalkfreie
Lockersedimente
17,2 %
Verwitterungslehme und Decklehme
über quarzreichen Ausgangsgesteinen
sowie quarzreiche Ausgangsgesteine
5,5 %
Karbonathaltige Locker-
sedimente (Auenlehme
bzw. Grundmoräne)
1,5 %
Moore
1,5 %
Anthropogene Substrate
0,7 %
Basische Magmatite (Basalt)
0,4 %
Verwitterungslehme über Tonstein
(Rotliegendes)
0,4 %
Intermediäre und saure Magmatite
(z. B. Granite, Gneise)
46,7 %
Abb. 7:
Repräsentanzanalyse
zur BZE: Parameter
„Trophie“ (n = 278)
Abb. 8:
Anteile der Substrat-
gruppen der BZE
(n = 278)
Abb. 9:
Räumliche Verteilung
der Substratgruppen
der BZE
Bodenfeuchtestufen und
Nährstoffausstattung
O
Organische Nassstandorte
N
Mineralische Nassstandorte
B
Bachtälchenstandorte
Ü
Auenartige Standorte
W
Wechselfeuchte Standorte
T
Terrestrische Standorte
S
Schwer bewirtschaftbare und schutz-
waldartige Standorte
R
reiche Nährstoffausstattung
K
kräftige Nährstoffausstattung
M
mittlere Nährstoffausstattung
Z
ziemlich arme Nährstoffausstattung
A
arme Nährstoffausstattung
Tab. 2:
Kurzerläuterungen
zum Parameter „Tro-
phie“
SK
SM
SZ
TA
TZ
TM
TR/TK
BM/ÜR
WZ
WM
WR/K
NA
NZ
NM
NR/K
OZ/A
OM
OR/K
0 10 20 30 40 50 60[%]
BZE
Grundgesamtheit
Tab. 1:
Kurzerläuterungen
zum Parameter
„Klimastufe“
Klimastufen
Tt
Tiefland mit trockenem Klima
Tm
Tiefland mit mäßig trockenem Klima
Utt
Hügelland mit sehr trockenem Klima
Ut
Hügelland und Untere Berglagen mit
trockenem Klima
Um
Hügelland und Untere Berglagen mit
mäßig trockenem Klima
Uk
Hügelland und Untere Berglagen mit
mäßig feuchtem, kühlen Klima
Uf
Hügelland und Untere Berglagen mit
feuchtem Klima
Mf
Mittlere Berglagen mit feuchtem Klima
Hf
Höhere Berglagen mit feuchtem Klima
Kf
Kammlagen mit feuchtem Klima
3.2 Waldboden
Tm/Tt
Um/Ut/Utt
Uf/Uk
Mf/Mm
Kf/Hf
0
5
10
15
20
25
30
[%]
BZE
Grundgesamtheit
Abb. 6:
Repräsentanzanalyse
zur BZE: Parameter
„Klimastufe“
(n = 278)

3.2.3 Organische Auflage
3.2.3.1 Humusformen
Von dem biologischen Bodenzustand eines unge-
störten Waldbodens geben bereits Humusprofil
und Humusform einen ersten Eindruck. So werden
zur Einschätzung des ökologischen Humuszustan-
des anhand der Humusform die morphologischen
Charakteristika der einzelnen Humushorizonte aus
L-, F- und H-Lage aufgenommen. Über deren Aus-
prägung und Mächtigkeit entscheidet vor allem die
Zusammensetzung der Streu – ungünstig sind die
schwer zersetzlichen Nadeln von Fichte, Kiefer und
Lärche – , das Bodensubstrat, das Standortsklima
sowie die Abbauraten und die Einmischung des in
Zersetzung befindlichen organischen Materials in
den Mineralboden durch die Bodenlebewesen
(Regenwürmer, Mikroorganismen). Damit ist die
Humusform letztlich Ausdruck eines bestimmten
Gleichgewichtszustandes zwischen dem Nährstoff-
status des Standortes und der biologischen Akti-
vität und ist Hinweis für die örtlichen Zersetzungs-
bedingungen sowie die Mineralisierung, die wie-
derum als wesentlicher Teilprozess des Stoffkreis-
laufs das Waldwachstum entscheidend beeinflusst.
Unter dem Einfluss der Schadstoffeinträge in
Waldökosysteme werden jedoch die stoffliche
Zusammensetzung der Streu und damit deren Säu-
re-/Basenzustand und letztlich auch die Humus-
form erheblich beeinflusst und überprägt.
Die als ökologisch ungünstig einzustufenden
Moder- und Rohhumusformen
(vgl. Abb. 13, 14)
12
Ergebnisse
13
Ergebnisse
Abb. 11:
Räumliche Verteilung
der Hauptbodentypen
der BZE
Abb. 12:
Bodenprofil am BZE-
Punkt 292 (Forstamt
Taura, Revier
Schildau; Bodentyp:
Podsol)
Abb. 13:
Anteile der Humus-
formen der BZE
(n = 272)
Abb. 14:
Räumliche Verteilung
der Humusformen der
BZE
Auenbraunerde
Braunerde
Gley
Haftnässe Pseudogley
Hochmoor
Lockersyrosem
Moorgley
Podsol
Pseudogley
Regosol
Stagnogley
rohhumusartiger
Moder
31,1 %
feinhumusarmer
Rohhumus
4,8 %
typ. Rohhumus und
Feuchtrohhumus
13,9 %
feinhumusreicher
Rohhumus
7,7 %
typ. Mull
1,8 %
F-Mull
2,2 %
mullartiger Moder
4,0 %
feinhumusarmer
Moder
9,9 %
typ. Moder
11,4 %
feinhumusreicher Moder
13,2 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
typ. Mull
F-Mull
mullartiger Moder
feinhumusarmer Moder
typ. Moder
feinhumusreicher Moder
rohhumusartiger Moder
feinhumusarmer Rohhumus
typ. Rohhumus und Feuchtrohhumus
feinhumusreicher Rohhumus
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Braunerden
(inkl. Auenbraunerden) stellen mit
Abstand den häufigsten Hauptbodentyp dar
(58,8 %) und sind landesweit verbreitet
(vgl. Abb.
10, 11).
Das Hauptverbreitungsgebiet der oftmals
mehr oder weniger stark podsolierten und damit
ökologisch sehr heterogenen Braunerden liegt auf
den Gneis-, Schiefer-, Granit- und pleistozänen
Sandstandorten. Sie weisen ebenfalls hohe Anteile
der Übergangsformen aus Podsol-Braunerden und
Braunerde-Podsolen auf. Die zweithäufigste Boden-
typengruppe bilden die
Pseudogleye
und
Gleye
(27,4 %), deren Schwerpunkt die Lösslehmstandorte
des Hügellandes und die pleistozänen Tieflandsstan-
dorte sind. An immerhin etwa 12 % der BZE-Punkte
haben sich
Podsole
entwickelt
(vgl. Abb. 12).
Ihr
Verbreitungsgebiet sind neben einigen Standorten
Abb. 10:
Anteile der Hauptbo-
dentypen der BZE
(n = 278)
Pseudogley
20,8 %
Podsol
11,7 %
Gley
5,8 %
Auenbraunerde
1,5 %
Hochmoor
0,7 %
Lockersyrosem
0,7 %
Haftnässe-Pseudogley
0,4 %
Moorgley
0,4 %
Regosol
0,4 %
Stagnogley
0,4 %
Braunerde
57,3 %
auf Granit, Gneis und Sandstein vor allem die sandi-
gen Substrate des Pleistozän. Die außerdem genann-
ten Bodentypen treten nur vereinzelt auf.

sind mit einem Anteil von 92 % aller an den Profil-
gruben der BZE-Punkte vorgefundenen Humusfor-
men deutlich dominierend.
Entsprechend weisen die biologisch aktiveren
Humusformen, zu denen neben dem typischen Mull
und F-Mull auch der mullartige Moder zählt, nur
einen Anteil von 8 % auf. Sie erreichen damit im
Vergleich mit der bundesweiten BZE-Auswertung
(35,7 %) nur etwa ein Viertel des Bundesanteils
(W
OLFF und RIEK 1997) und auch die österreichi-
sche Waldbodenzustands-Inventur weist mit 24,7 %
einen deutlich höheren Anteil auf (E
NGLISCH et al.
1992). Diese Feststellung ist zu einem großen Teil
auf den in Sachsen unverhältnismäßig hohen Anteil
von Nadelwäldern bei gleichzeitig insgesamt unter-
durchschnittlicher Standortsausstattung zurückzu-
führen. In den sächsischen Waldökosystemen ist
folglich die
Akkumulation der organischen Sub-
stanz auf der Mineralbodenoberfläche
in Form
teilweise mächtiger Humuspakete besonders stark
ausgeprägt. Vor allem der Rohhumus und der roh-
humusartige Moder sind Ausdruck für eine unzurei-
chende Rate des mikrobiellen Abbaus der überwie-
genden Nadelstreu und verweisen auf die langfristi-
ge
Entkopplung des Stoffkreislaufes
aus der
Mineralisierung der organischen Substanz einerseits
und der Ionenaufnahme durch die Pflanzenwurzeln
andererseits. Insbesondere die Nährstoffkationen
(Kalzium, Kalium, Magnesium) und Stickstoff wer-
den im Zuge der Bildung der organischen Auflage
dem Elementkreislauf des Waldökosystems entzo-
gen und überproportional in den Humusauflagen
gespeichert
(vgl. S. 38 ff).
Damit stehen sie dem
Waldbestand jedoch nur in eingeschränktem Maße
für eine erneute Aufnahme zur Verfügung. Dies hat
insofern einen negativen bodenchemischen Effekt,
als der durch Säureeinträge induzierte Versaue-
rungsdruck im Oberboden vielfach durch eine
bodeninterne Säureproduktion verstärkt
wird
(Ungleichgewicht in der Produktion und Konsum-
tion von Protonen im Ökosystem). An 6 Standorten
konnte die Humusform aufgrund von Störungen
(Rabatten, Vieheintrieb, Kultur) nicht bestimmt
werden.
3.2.3.2 C/N- und C/P-Verhältnisse
Den Humusformen werden in der Literatur
bestimmte Rahmenwerte der C/N- und C/P-Ver-
hältnisse zugeordnet, die Ausdruck für die jeweilige
mikrobielle Zersetzbarkeit der organischen Sub-
stanz bzw. die biologische Bodenaktivität und
Humusqualität sind (v. Z
EZSCHWITZ 1980, 1985).
Je enger das C/N-Verhältnis ist, desto günstiger ist
die Bioverfügbarkeit des Stickstoffs und entspre-
chend höher ist die Mineralisierungsrate. Während
C/N-Verhältnisse kleiner 20 als günstig für die
Zersetzungsbedingungen angesehen werden, geht
man bei Werten über 25 von einer gehemmten bzw.
mehr oder weniger stark eingeschränkten Mikro-
organismentätigkeit aus
(vgl. Tab. 7 im Anhang)
.
Der Streuabbau ist entsprechend vermindert und es
kommt zur Akkumulation von Auflagehumus.
Ähnliche Auswirkungen bei allerdings anderen
Rahmenwerten werden den C/P-Verhältnissen
zugewiesen.
Die Gültigkeit dieser Rahmenwerte erscheint gegen-
wärtig stark eingeschränkt. So liegen bereits die Mit-
telwerte der C/N-Werte des rohhumusartigen
Moders und des typischen Rohhumus erheblich
unterhalb des jeweils angegebenen Bereiches und
ihre Unterschiede sind nur unbedeutend. Es lässt
sich für die C/N-Verhältnisse folglich keine eindeu-
tige Differenzierung zwischen den Humusformen
erkennen und die Werte liegen im mittleren bis
mäßig weiten Bereich (C/N: 16-–20 bzw. 20–25).
Demnach kann davon ausgegangen werden, dass
gegenüber vormals festgestellten Werten generell
eine starke Verengung der C/N-Verhältnisse stattge-
funden hat. Diese Tatsache besagt letztlich, dass aus
der Morphologie der Humushorizonte bzw. der Auf-
lagehumusformen kein Rückschluss auf ihre C/N-
Verhältnisse mehr möglich ist. Auch ein substratbe-
zogener Zusammenhang ist nicht erkennbar
(vgl.
Abb. 15, 16).
Es scheint eher ein regionaler Bezug
gegeben, indem besonders im nordöstlichen Pleisto-
zän und im Vogtland gehäuft weite C/N-Quotienten
> 25 auftreten. Die Ergebnisse sind mit hoher Wahr-
scheinlichkeit auf die Überlagerung der natürlichen
bodenökologischen Prozesse durch die Stoffeinträge
aus Luftverunreinigungen sowohl von Säure als
auch von Stickstoff zurückzuführen (B
UBERL et al.
1994, W
OLFF und RIEK 1997). Analoge Zusammen-
hänge gelten auch für das C/P-Verhältnis, das sich
ebenfalls für eine differenzierte Trennung der unter-
schiedlichen Humusformen als ungeeignet erweist.
14
Ergebnisse
15
Ergebnisse
Abb. 16:
Räumliche Vertei-
lung der C/N-Verhält-
nisse im Oh-Horizont
der organischen Auf-
lagen der BZE
Abb. 15:
Räumliche Verteilung
der C/N-Verhältnisse
im O
l+f
-Horizont der
organischen Auflagen
der BZE
eng (< 12)
mäßig eng (12–16)
mittel (16–20)
mäßig weit (20–25)
weit (> 25)
eng (< 12)
mäßig eng (12–16)
mittel (16–20)
mäßig weit (20–25)
weit (> 25)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Chemnitz
Dresden
Leipzig

3.2.3.3 Schwermetallgehalte
(Blei, Kupfer, Cadmium, Zink)
Waldökosysteme besitzen aufgrund ihrer hohen
Oberflächenrauhigkeit eine bedeutende Filterfunkti-
on für schwermetallhaltige Stäube. Folglich werden
die in unterschiedlichem Umfang geogen bedingten
Schwermetallgehalte der Böden durch die atmos-
phärischen Schwermetalleinträge erheblich gestei-
gert. Früher oder später gelangen die an die Umwelt
abgegebenen Schwermetalle in Kontakt und in
Reaktion mit Böden, wo sie entweder festgelegt
oder in den Biokreislauf aufgenommen werden
können. Da einige Schwermetalle (Chrom, Blei,
Kupfer) dazu neigen, metallorganische Komplexe
zu bilden, spiegelt sich die Schwermetallbelastung
durch atmogene Stoffeinträge vor allem in den
organischen Auflagen und den humusreichen Ober-
bodenhorizonten wider.
Ein Gefährdungspotenzial durch
akkumulierte
Schwermetalle
in den Waldböden besteht
hauptsächlich für die Bodenorganismen und die
Pflanzenwurzeln. Besonders für die Zersetzerorga-
nismen können über die einfache Säurebelastung
hinaus zusätzliche toxische Wirkungen auftreten
(A
NDREAE und MAYER 1989, WELP und BRÜMMER
1989, WILKE 1988), wodurch sich die oben
beschriebenen Streuabbauprozesse nochmals verzö-
gern und Nährstoffmangelsituationen möglich wer-
den. Auch Feinwurzelschäden sind bei hohen
Schwermetallgehalten in der Bodenlösung nicht
auszuschließen (G
ODBOLD 1991 und 1994, EBBEN
und AVENHAUS 1989, KAHLE et al. 1989). In Abhän-
gigkeit von der standörtlichen Gesamtsituation
wächst mit zunehmender Belastung der Oberböden
die Gefahr eines Übertritts von Schwermetallen in
das Oberflächen- bzw. Grundwasser.
Blei
und
Cadmium
zählen zu den potenziell toxi-
schen Schwermetallen, die genau wie Zink einer
weiträumigen Abgasbelastung aus dem Kraftfahr-
zeugverkehr entstammen oder infolge einer vielsei-
tigen industriellen Verwendung oder durch Müll-
verbrennungsanlagen in die Atmosphäre gelangen
und sehr verbreitet sind. Bleibelastungen sind
zudem auf die regional enormen Einträge aus der
über Jahrhunderte betriebenen Verhüttung von
Bleierzen zurückzuführen.
Kupfer
– das in hohem
Maße der Buntmetallurgie entstammt – und
Zink
gehören u. a. zu den Mikronährstoffen, die bei einer
Unterversorgung wachstumshemmend wirken kön-
nen, bei einem Überangebot jedoch toxisch sind.
Da differenzierte Angaben zu geogenen Grundge-
halten von Humusauflagen nicht vorliegen, dienen
im Folgenden die von P
RÜESS (1994) angegeben
Hintergrundgehalte („Vorsorgewerte“) für organi-
sche Auflagen und die von T
YLER (1992) definier-
ten „Orientierungswerte“ für kritische Schwerme-
tallkonzentrationen in der organischen Substanz zur
groben Einstufung der atmogenen Schwermetallbe-
lastung der BZE-Punkte. Die „Vorsorgewerte“ nach
P
RÜESS der hier betrachteten Schwermetalle Blei
(Pb) und Kupfer (Cu) liegen bei 130 bzw. 20 mg/kg
Trockensubstanz (TS). Wenn man die T
YLER’SCHEN
Werte in der Form klassifiziert, dass eine schädi-
gende Wirkung auf mindestens eine der untersuch-
ten Ökosystemkomponenten nachweisbar ist, so
ergibt sich ein ähnlicher bzw. gleicher Schwellen-
wert von 150 (Pb) und 20 (Cu) mg/kg Trockensub-
stanz.
Anhand der kartenmäßigen Darstellung der nach
Perzentilklassen gegliederten Blei-Gehalte im O
l+f
-
und O
h
-Horizont der organischen Auflagen
(vgl.
Abb. 17, 18)
lassen sich deutliche Belastungszen-
tren in Sachsen lokalisieren. Sehr
hohe Bleigehalte
treten insbesondere
im Osterzgebirge zwischen
Freiberger Raum bis hinüber nach Altenberg
im
Südosten sowie nach Olbernhau und Marienberg/
Zschopau im Südwesten auf. Weitere Schwerpunk-
te sind das Gebiet um Schneeberg und der Fichtel-
berg. Auch im Bereich des Elbsandsteingebirges
können hohe Bleigehalte angetroffen werden. Insge-
samt treten häufig Gehalte weit über den genannten
Schwellenwerten auf. Dies verdeutlicht die auch
vom Sächsischen Landesamt für Umwelt und Geo-
logie (L
FUG 1999) festgestellte Tatsache, dass die
organischen Auflagen in den Wäldern des Erzgebir-
ges zu den am stärksten Pb-belasteten Deutschlands
zählen. Zwar ist Blei im Allgemeinen sehr immobil,
doch sind speziell in den forstlichen Oberböden
hohe mobile Pb-Gehalte zu verzeichnen und bei
pH 3 kann der Anteil des pflanzenverfügbaren Pb
bis zu 10 % des Gesamtgehaltes erreichen. Im Zuge
eines flachgründigen, überwiegend horizontalen
Abflusses aus stark podsolierten Oberbodenhorizon-
ten besteht in den betreffenden Gebieten somit die
Gefahr der Verlagerung von Blei in die Ober-
flächengewässer.
Eine ähnliche regionale Zuordnung wie bei Blei
ergibt sich für die
Kupfergehalte
(vgl. Abb. 19,
20),
die vor allem durch Cu-Einträge in Verbindung
mit der in der Vergangenheit betriebenen Buntme-
16
Ergebnisse
17
Ergebnisse
Abb. 17:
Bleigehalte (mg/kg
TS) im O
l+f
-Horizont
der organischen Auf-
lagen der BZE
(Untergliederung
nach Perzentilstufen
10, 25, 50, 75 und
90 %)
Abb. 18:
Bleigehalte (mg/kg
TS) in der O
h
-Lage
der organischen Auf-
lagen der BZE
(Untergliederung
nach Perzentilstufen
10, 25, 50, 75 und
90 %)
0 – 52,2 mg/kg TS
52,2 – 66,3 mg/kg TS
66,3 – 88,6 mg/kg TS
88,6 –123,6 mg/kg TS
123,6 –169,2 mg/kg TS
>169,2 mg/kg TS
Chemnitz
Dresden
Leipzig
0– 81,7 mg/kg TS
81,7– 112,1 mg/kg TS
112,1– 158,0 mg/kg TS
158,0– 225,2 mg/kg TS
225,2– 287,3 mg/kg TS
>287,3 mg/kg TS
Chemnitz
Dresden
Leipzig

tallurgie geprägt wurden. Die kritische Konzentrati-
on von 20 mg Cu pro kg Trockensubstanz (T
YLER
1992) wird besonders in der
Region um Oelsnitz,
Stollberg und Aue
südwestlich von Chemnitz oft-
mals deutlich überschritten. Die vielfach im nord-
östlichen Landesteil zwischen Eilenburg und Tor-
gau auffällig höheren Cu-Gehalte der O
l+f
-Lagen
verweisen auf möglicherweise zunehmende Cu-Ein-
träge in der jüngeren Vergangenheit. Es besteht
somit auch hier das Risiko, dass ein Überangebot
eines ansonsten für die Ernährung aller Lebewesen
essenziellen Elementes durchaus zu toxischen Wir-
kungen u. a. auf biochemische Aktivitäten und die
Mikroflora führen kann.
Cadmium, das unter den 4 analysierten Schwerme-
tallen von seinem Gefährdungspotenzial her an
erster Stelle steht, und Zink sind in sauren Waldbö-
den besonders mobil. Die Löslichkeit der Schwer-
metalle und ihre Verlagerung in tiefere Boden-
schichten hängt außer vom Vorrat an mobilisierba-
ren Fraktionen und der Bodenart entscheidend von
der Bodenazidität ab; niedrige pH-Werte erhöhen
ihre Mobilität. Bei tiefreichend versauerten Böden
erwächst daraus die Gefahr, dass einmal gelöste
Schwermetalle im Mineralboden nicht mehr an
Tonminerale oder Sesquioxide angelagert werden
können, sondern in das Grundwasser eintreten. Der
Boden verliert dann seine Speicherfähigkeit und
wird selbst zur Schadstoffquelle. Dies unterstreicht
die Forderung, eine weitere Zunahme der Versaue-
rung der Waldböden unbedingt zu vermeiden bzw.
abzuwenden. Bereits bei pH-Werten < 6 steigt die
Löslichkeit von Cd und Zn stark an und es kommt
zur Verlagerung in den Unterboden. In den sauren
Humusauflagen der in Sachsen durchweg karbonat-
freien Oberböden wurden im Vergleich mit der
Bundeserhebung (W
OLFF und RIEK 1997) bei
Zink
mit Gehalten überwiegend zwischen 60 und 90
mg/kg TS nur durchschnittliche, bei
Cadmium
mit
0,3 bis 0,6 mg/kg TS eher unterdurchschnittliche
Werte festgestellt. Jedoch ist wegen der überwie-
gend tiefgründig sauren Standorte davon auszuge-
hen, dass diese Werte bei weitem nicht die regional
tatsächlich gegebene Belastungssituation wider-
spiegeln und im Gegenteil vielfach von einem
bedeutenden Austrag in tiefere Mineralbodenhori-
zonte (und möglicherweise ins Grundwasser) aus-
zugehen ist. Entsprechend der vorgefundenen
Gehalte sind auch die in den Humusauflagen der
genannten Regionen gespeicherten Schwermetall-
vorräte von Blei und Kupfer teilweise sehr hoch.
Sie sind vornehmlich als Resultat der lang
zurückreichenden und allgemein hohen Industrie-
dichte in Sachsen zu werten, insbesondere auch in
Verbindung mit der jahrhundertelangen Bergbau-
und Hüttentätigkeit im Erzgebirge bzw. in seinem
Vorland. Durch unkontrollierten Abbau der organi-
schen Auflagen – beispielsweise nach Kahlschlag
oder durch übermäßige Kompensationskalkungen
in stark aufgelichteten Beständen – kann es durch
verstärkte Nitrifizierung und Mineralisierung eben-
falls zur Schwermetallmobilisierung und -verlage-
rung in den Mineralboden kommen.
18
Ergebnisse
19
Ergebnisse
Abb. 19:
Kupfergehalte (mg/kg
TS) im O
l+f
-Horizont
der organischen Auf-
lagen der BZE
(Untergliederung
nach Perzentilstufen
10, 25, 50, 75 und
90 %)
Abb. 20:
Kupfergehalte (mg/kg
TS) in der O
h
-Lage
der organischen Auf-
lagen der BZE
(Untergliederung
nach Perzentilstufen
10, 25, 50, 75 und
90 %)
0–15,4 mg/kg TS
15,4–19,1 mg/kg TS
19,1–23,3 mg/kg TS
23,3–28,0 mg/kg TS
28,0–33,5 mg/kg TS
> 33,5 mg/kg TS
Chemnitz
Dresden
Leipzig
0 – 16,9 mg/kg TS
16,9 – 21,3 mg/kg TS
21,3 – 26,9 mg/kg TS
26,9 – 33,3 mg/kg TS
33,3 – 40,0 mg/kg TS
> 40,0 mg/kg TS
Chemnitz
Dresden
Leipzig
3.2.4 Mineralboden
3.2.4.1 Bodenazidität
Der Säurezustand der Waldböden ist entscheidend
für die Lebensbedingungen der Bodenorganismen,
die Verfügbarkeit von Nährstoffen und die Nitrifizie-
rung. Er bestimmt ferner die Gefahr des Auftretens
von toxisch wirkenden Aluminium- und Schwerme-
tallkationen in der Bodenlösung.
Auch unter natürlichen Bedingungen wird z. B.
durch mikrobielle Vorgänge oder bei der Wurzelat-
mung Säure gebildet. Die Entnahme von Nährstoff-
kationen (Ca, Mg, K) aus dem Boden und deren
Festlegung in der Biomasse stellt ebenfalls einen
Versauerungsprozess dar. Auf diese Säurebelastung
reagieren Böden mit chemischen Reaktionen, bei
denen die H
+
-Ionen reversibel bzw. irreversibel
gepuffert oder weitergeleitet werden. Im Rahmen
einer nachhaltigen und standortsgemäßen Waldwirt-
schaft mit stabilen oder quasi-stationären Ökosyste-
men, in denen bodeninterne Säureproduktion und
Säurepufferung aneinander angepasst sind und
zudem die Stoffkreisläufe vor dem Hintergrund
konstanter Umweltbedingungen geschlossen sind,
werden Tendenzen zur natürlichen Bodenversaue-
rung gering bleiben (U
LRICH 1987). Dieser
Prozess
einer moderaten natürlichen Versauerung der
Waldböden wird jedoch seit Jahrzehnten durch
den Eintrag von Säuren aus der Atmosphäre
insbesondere bei Nadelwäldern mit ganzjähriger
Benadelung –
unnatürlich beschleunigt
und ver-
stärkt und übersteigt häufig bei weitem die Säure-

Calciumcarbonatpufferbereich (pH > 6,3)
Kalk (CaCO
3
) als Puffersubstanz; die H
+
-Ionen rea-
gieren mit dem Carbonat unter Bildung von Hydro-
gencarbonat, sodass freie Ca
2+
-Ionen mit dem
Sickerwasser verlagert werden; sehr hohe Pufferra-
te: > 2 kmol H
+
/ha*Jahr; optimale Bedingungen für
die Mikroorganismen; rasche Umsetzung der Streu;
Humusform: Mull
Silikatpufferbereich (6,3
pH > 5,0)
Säurepufferung an primären Silikaten (Wirkung
grundsätzlich in allen Pufferbereichen); Entstehung
sekundärer Minerale (Tonmineralneubildung); Frei-
setzung von Alkali- und Erdalkali-Ionen aus den
Silikatgittern; Pufferrate: 1-2 kmol H
+
/ha*Jahr;
optimale Nährstoffverfügbarkeit; Humusform: Mull
bis mullartiger Moder
Austauscherpufferbereich (5,0
pH > 4,2)
Säurepufferung durch Verwitterung der Restgitter
primärer Silikate sowie Freisetzung von Al-Ionen aus
den Tonmineralen; Enstehung polymerer Al-Hydro-
xo-Kationen und Einlagerung in die Tonmineralzwi-
schenschichten; Verminderung der effektiven Katio-
nenaustauschkapazität (AKe bzw. KAK) sowie Ver-
drängung und Auswaschung von Alkali- und Erdal-
kaliionen (Basenauslaugung); geringe Pufferrate: ca.
0,2 kmol H
+
/ha*Jahr; Rückgang der biotischen Akti-
vität; Bildung von Auflagehumus (Moder)
Al-Pufferbereich (4,2
pH > 3,8)
Säurepufferung durch Auflösung der sekundären
Tonminerale und Al-Hydroxo-Komplexe; Freiset-
zung von Al
3+
-Ionen; zunehmend toxische Kation-
säurekonzentrationen in der Bodenlösung; Pufferra-
te ist abhängig von der Menge der in den Zwischen-
schichten der Tonminerale eingelagerten Al-Hydro-
xo-Kationen
Al-Fe-Pufferbereich (3,8
pH > 3,2)
Säurepufferung durch Auflösung von Eisenhydroxi-
den; Mobilisierung von Eisen und Huminstoffen;
zunehmend H
+
und Fe
3+
in der Bodenlösung; Puf-
ferrate > 2 kmol H
+
/ha*Jahr; Säurestress und
Wachstumsstörungen
Fe-Pufferbereich (pH < 3,2)
Säurepufferung durch Auflösung der Fe-Oxide; Fe-
Verlagerung (Podsolierung)
Die Pufferraten schwanken demnach zwischen etwa
0,2 (Austauscher-Pufferbereich) und mehr als
2 kmol H
+
/ha*Jahr (Carbonat-Pufferbereich) und
somit variiert der Widerstand, den der Boden einer
Säurebelastung entgegensetzen kann mit dem che-
mischen Bodenzustand in einem weiten Rahmen.
Übersteigt die Gesamtsäurebelastung aus externen
Quellen (Säureeinträge mit den Niederschlägen)
und ökosysteminternen Prozessen (z. B. Versaue-
rungsschübe infolge verstärkter Nitrifizierung) die
Pufferrate eines Pufferbereiches, gelangt der Boden
in den folgenden Pufferbereich mit den entspre-
chenden ökochemischen Konsequenzen. Bodenhori-
zonte, die sich im Austauscher- oder Silikatpuffer-
bereich befinden, reagieren bei vergleichbarer
Belastungssituation weitaus empfindlicher als
Bodenhorizonte im Carbonat- oder Aluminium-Puf-
ferbereich, sodass der Anteil der Böden im Bereich
von etwa pH 4,6 bis 5,6 relativ gering ist (S
CHWERT-
MANN und FISCHER 1982, WIGGERING 1984, VEER-
HOFF et al. 1996, WOLFF und RIEK 1997).
Besonders kritisch entwickelt sich die chemische
Zusammensetzung der Bodenlösung unterhalb
einem pH-Wert von 4,2, wenn zusätzlich zu den
Protonen (H
+
) zunehmend auch die das Pflanzen-
wachstum und die Bodenlebewesen (z. B. Mikroor-
ganismen) schädigende Aluminium- und Eisen-
Ionen von der Bodenmatrix in die Bodenlösung
gelangen und aufgespeicherte Schwermetallvorräte
wie z. B. Cadmium und Zink verstärkt mobilisiert
werden können.
Im Rahmen der BZE-Untersuchungen wurden die
pH-Werte des Bodens in wässriger (pH[H
2
O]) und
Salzsuspension (pH[KCl]) bestimmt. Die in reiner
Boden-Wasser-Suspension ermittelten Werte geben
den aktuellen Zustand (aktuelle Azididät) der Säure-
belastung an, die sowohl aus biologischen Prozessen,
wie z. B. der Nitrifizierung, von organischer Substanz
als auch aus den Säureeinträgen mit den Niederschlä-
gen herrühren kann. Dies bedeutet, dass die pH-
(H
2
O-)Werte i. d. R. stärkeren saisonalen Schwan-
kungen unterliegen. Demgegenüber liefern die in der
Salzsuspension gemessenen pH-Werte einen von den
aktuellen Einflüssen weitgehend unabhänigen Ein-
druck einer potenziellen Azidität. Bei der Zugabe von
Kaliumchlorid (KCl) findet ein Austausch von Ionen
statt, der wiederum Protonen in die Lösung transfe-
riert. Dieser Vorgang ist insbesondere dort festzustel-
bildung aus ökosysteminternen Vorgängen. Damit
wurden Fremdstoffeinträge zu einem primären
Belastungsfaktor insbesondere auch der Waldböden
(U
LRICH 1980, BREDEMEIER und ULRICH 1989), die
im Waldökosystem als einziges langfristiges Puf-
fermedium gegenüber den aus der Fremstoffbelas-
tung resultierenden anthropogenen Säureeinträgen
und der bodeninternen Säureproduktion wirken. Es
hängt letztlich von den Filter-, Puffer- und Trans-
formatoreigenschaften der unterschiedlichen Stand-
orte ab, ob und wann die im Laufe der Zeit im Öko-
system akkumulierten Fremdstoffe zu Störungen
ökosystemarer Prozesse auch in benachbarten
Systemen (z. B. des Grundwassers) führen.
Bereits zu Beginn der 70er-Jahre hatte U
LRICH
(1971) auf den Effekt der Bodenversauerung durch
die Deposition von Säurebildnern hingewiesen. Auf
deren Schlüsselrolle für das komplexe Phänomen
der Waldschäden wurde z. B. vom F
ORSCHUNGSBEI-
RAT WALDSCHÄDEN/LUFTVERUNREINIGUNGEN (1989)
verwiesen und gleichzeitig die indirekten Wirkun-
gen über den Bodenpfad in Abhängigkeit von den
standörtlichen Bedingungen hervorgehoben. Mitt-
lerweile besteht in Deutschland und anderen
europäischen Ländern eine beinahe flächendecken-
de, weitgehend substratunabhängige Nährstoffver-
armung, Versauerung und oftmals Degradation der
Waldböden, von der nur die Böden auf oberfläch-
lich anstehenden Karbonaten (Kalkstein, Mergel)
nicht merklich betroffen sind (J
URITSCH und WIE-
NER 1993, HUBER und ENGLISCH 1997, WOLFF und
R
IEK 1997). Jedoch ist anzumerken, dass saurer
Boden nicht automatisch „schlechter Boden“
bedeuten muss (E
NGLISCH et al. 1992). Beispiels-
weise haben sich subalpine Fichtenwälder im Laufe
ihrer Entwicklung an saure Bedingungen angepasst
und zeigen oft beste Wuchsleistung. Die chemische
Filterwirkung dieser Böden ist aber gering, sodass
Kationen und Schadstoffe ungehindert in den
Unterboden und das Grundwasser ausgewaschen
werden können.
Zwar sind in den letzten Jahren auch in Sachsen,
besonders in den vormals hochbelasteten südlichen
Landesteilen, die durch den Ferntransport beding-
ten Schwefel- und Säureeinträge in die Waldökosys-
teme und damit auch die Säurebelastungen der
Böden erheblich zurückgegangen. Dennoch wird
die ökologisch langfristig vertretbare Säurebelas-
tung der Waldstandorte (Critical Load) auch wei-
terhin mehr oder weniger deutlich überschritten
und der Prozess einer Nährstoffverarmung und
Versauerung der Waldböden hält großflächig an
(R
ABEN et al. 1996 und 1998, RABEN und ANDREAE
1999, SML 1998 u. SMUL 1999).
Waldböden
können
folglich
nicht mehr als ein konstanter
Standortsfaktor angesehen werden.
Auch die
wenigen von der Vegetation her scheinbar noch
natürlichen Wälder sind anthropogenen Belastun-
gen ausgesetzt und dadurch mehr oder weniger
stark beeinflusst. Ihre Fähigkeit zur Selbstregula-
tion, nämlich Störungen, wie z. B. Witterungsextre-
me oder ökosysteminterne Versauerungsschübe
ohne funktionelle Beeinträchtigungen auszuglei-
chen, sind ebenfalls eingeschränkt. Diese Feststel-
lungen können in der praktischen Forstplanung zu
diversen Unzulänglichkeiten führen, da z. B. die
forstliche Standortskartierung den individuellen
Standorten natürliche und damit zeitlich weitge-
hend einheitliche Waldgesellschaften zuordnet, die
sich normalerweise als strukturelle und ökologische
Einheiten über Verjüngungszyklen fortlaufend
erhalten sollten.
3.2.4.2 pH-Werte und Pufferbereiche
Ein unmittelbares Maß für den Säurezustand ist
der pH-Wert, der die im Boden vorhandene Säure-
stärke beschreibt. Er ist leicht zu messen und seine
Änderung im Zeitverlauf wird häufig als Kriterium
der Bodenversauerung verwendet, ist dafür jedoch
nicht ausreichend. Aufgrund seiner logarithmi-
schen Skala ist die Abnahme um eine pH-Wert-
Stufe mit einer Konzentrationserhöhung von Säu-
reprotonen (H
+
) in der Bodenlösung um das Zehn-
fache verbunden. Absinkende Werte weisen darauf
hin, dass die Säurebelastung die Pufferrate der
Böden übersteigt.
Die in der Lösungsphase des Mineralbodens gemes-
senen pH-Werte lassen sich jeweils bestimmten
Pufferbereichen mit spezifischen ökologischen
Funktionen zuordnen (U
LRICH 1981, MEIWES et al.
1994, P
RENZEL 1985, SCHEFFER und SCHACHTSCHA-
BEL 1989), deren Reaktionen das bodenchemische
Milieu prägen und die im Folgenden zusammenge-
stellt sind:
20
Ergebnisse
21
Ergebnisse

len, wo Kationsäuren (Al, Fe, Mn, H) am Austausch-
komplex des Bodens angelagert sind. Darüber hinaus
können aber auch austauschbar gebundene Protonen
in Lösung gehen. Die pH-(KCl-)Werte lassen sich
demnach als Maß der bei ungünstigen Rahmenbedin-
gungen derzeit maximal möglichen Säurestärke inter-
pretieren. Nach B
ACKES (1993) und WOLFF und RIEK
(1997) sind die in Salzlösung bestimmten pH-Werte
normalerweise um 0,6 bis 0,8 pH-Wert-Einheiten
geringer als die in Wasser gemessenen, was in hohem
Maße als Resultat der erhöhten Protonenkonzentratio-
nen durch Hydrolyse infolge verstärkter Freisetzung
von Al-Ionen gedeutet werden kann.
Die kartenmäßigen Darstellungen der pH-(H
2
O-)Wer-
te für den O
h
-Horizont der organischen Auflage und
die Tiefenstufen 0–5, 10–30 und 30–60 cm des
Mineralbodens
(vgl. Abb. 21 bis 24)
verdeutlichen –
zusammen mit der Boxplot-Graphik
(vgl. Abb. 25)
die überwiegend hohe Säurebelastung und geringe
Elastizität der sächsischen Waldböden gegenüber
Säuretoxizität.
(In der Boxplot-Graphik wird als
Mittelwert der Median – als Balken dargestellt – ver-
wendet, der sich allgemein gegenüber Extremen
robuster verhält als das arithmetische Mittel. Aus der
Länge der Kästchen ober- und unterhalb des Medians
kann auf die Ausdehnung oder die Variabilität der
erhobenen Werte geschlossen werden. Je nachdem,
ob der Median dem unteren oder dem oberen Rand
des Kästchens näher liegt – dies entspricht dem 25-
und 75-Perzentil – ist eine rechts- bzw. linksschiefe
Verteilung der Werte vorhanden. Die Box selber ent-
hält 50 % der Werte und repräsentiert damit den
Schwerpunkt der Ergebnisse, während die Vertei-
lungsenden durch die Linien dargestellt sind und von
Ausreißern und Extremwerten überschritten werden.)
Für die organische Auflage existiert keine dem
Mineralboden vergleichbare ökologische Bedeutung
und Klassifizierung von Pufferbereichen und die ent-
sprechende Gruppierung der pH-Werte dient der bes-
seren Übersicht und Vergleichbarkeit.
Es zeigt sich bis in tiefe Bodenschichten eine
bevor-
zugte Einordnung der bodenchemischen Reaktio-
nen in den Aluminium-(Al-)Pufferbereich zwi-
schen pH 3,8 und 4,2
, wobei allgemein mit zuneh-
mender Bodentiefe ein pH-Anstieg zu verzeichnen
ist. Im obersten Mineralboden (0–5 cm) ist sogar
flächenweise der Eisen-(Fe-)Pufferbereich anzutref-
fen. Ähnlich hoch ist auch der Aziditätsgrad der
Humusauflagen. In diesem bodenchemischen Milieu
werden die auf der Oberfläche der Bodenkolloide
angelagerten Al-Hydroxide (der Kationenaustau-
23
Ergebnisse
Abb. 23:
pH(H
2
O) in der
Tiefenstufe 10–30 cm
der BZE
22
Ergebnisse
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 21:
pH(H
2
O) im
O
h
-Horizont der
organischen Auflagen
der BZE
Abb. 22:
pH(H
2
O) in der
Tiefenstufe 0–5 cm
der BZE

25
Ergebnisse
Abb. 26:
pH(KCl) in der
Tiefenstufe 10–30 cm
der BZE
24
Ergebnisse
Abb. 25:
Boxplot zu den
pH-(H
2
0-)Werten
sämtlicher Tiefenstu-
fen des Mineralbo-
dens der BZE
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
scher der Tonmineraloberflächen kann bis zu 95 %
mit Al belegt sein) verstärkt in die Pufferprozesse
einbezogen und Al
3+
-Ionen in die Bodenlösung
transferiert. Sie erreichen dort Konzentrationen, die
auch für die heimischen, relativ säuretoleranten Bau-
marten ökophysiologisch wirksam bis toxisch sind.
Allgemein befindet sich heutzutage der Hauptteil der
Waldböden im Aluminiumpufferbereich und Säure-
belastungen aus ökosysteminternen Vorgängen spie-
len eine weitaus geringere Rolle als Belastungen
durch die Deposition von Säuren und Säurebildnern,
die überwiegend aus der Verbrennung fossiler Ener-
gieträger in die Atmosphäre gelangen (B
REDEMEIER
et al. 1987, MATZNER 1988).
Auffällig sind die oft sehr niedrigen Werte im
Bereich der Sächsischen Schweiz bis hinüber zum
östlichen Rand des Erzgebirges. Dies kann einerseits
auf die unterschiedliche Belastungssituation während
der Beprobungskampagnen zurückgeführt werden,
während andererseits die Pufferraten auf den Böden
des Quadersandsteins naturgemäß nur gering sind.
Die Standorte im östlichen Teil Sachsens wurden im
Rahmen der Netzverdichtung im Verlauf des Som-
mers 1996 beprobt, folglich also in einem Zeitraum,
in dem für die südlichen Landesteile im Anschluss an
die erneut sehr hohen Schadstoff- und Säureeinträge
des vorangegangenen Winters und Frühjahrs von
einem ausgeprägten Versauerungsdruck in den
betreffenden Waldböden auszugehen ist (R
ABEN et al.
1996, SML 1998 u. SMUL 1999). Dabei sind ähnli-
che Verläufe von Versauerungsschüben in der Boden-
lösung anzunehmen, wie sie z. B. im Rahmen der
Stoffbilanzuntersuchungen auf Forstlichen Dauerbeo-
bachtungsflächen des sächsischen Level II-Programms
Abb. 24:
pH(H
2
O) in der
Tiefenstufe 30–60 cm
der BZE
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
8
7
6
5
4
3
pH(H
2
O)
n=
277
277
277
277
255
172
94
Tiefenstufe
0–5 5–10 10–30 30–60 60–90 90–140 140–200 [cm]
registriert wurden (SMUL 1999). Die Werte der Boden-
zustandserhebung in der Forstdirektion Chemnitz aus
dem Jahr 1997 fallen entsprechend der im Vergleich
der Jahre speziell im Erzgebirgsbereich deutlich
geringeren Belastung moderater aus. Es ist davon
auszugehen, dass an den genannten Standorten im
Zuge dieser übermäßigen und längerfristigen Säure-
belastung vielfach sogar die maximal mögliche Säu-
restärke erreicht wurde. Das zeigt der Vergleich mit
den entsprechenden Grafiken zu den pH-(KCL-)Wer-
ten
(vgl. Abb. 26 bis 28),
die – wie oben erläutert –
die potenzielle Azidität bzw. extreme Versauerungs-
ereignisse der Vergangenheit dokumentieren. Unter
ungünstigen örtlichen Rahmenbedingungen können
folglich erneut ähnliche bodenchemische Verhältnis-
se auftreten und flächenweise zum pH-Einbruch bis
in den Aluminium-Eisen-Pufferbereich (pH: 3,8–3,2)
führen, in dem Säurestress und Wachstumsstörungen
vorgezeichnet sind. Die Grafik lässt zudem erken-
nen, dass dies für die meisten Standorte zutrifft, auch
für viele der weniger durch Säureeinträge belasteten
Standorte im pleistozänen nördlichen Landesteil.
Aus den pH-Ergebnissen lässt sich folgern, dass
Waldböden mit ausreichenden Pufferkapazitäten
(Böden im Austauscher-, Silikat- und Carbonatpuf-
ferbereich) gegenüber der regional/standörtlichen
Säurebelastung in größerem Umfang nur im Bereich
der nährstoffreichen Flussauen, z. B. der Weißen
Elster und der Mulde, der lehmreichen Grundmorä-
nenstandorte des pleistozänen Tieflandes sowie in
durch Basaltverwitterung geprägten Standortsberei-
chen (speziell des Zittauer Gebietes) vertreten sind.
Offensichtlich ist die Pufferkapazität der Waldbö-
den auch auf den im Vergleich zu den Sandsteinen
und Sanden als geogen besser basenversorgt ausge-
wiesenen Graniten, Gneisen, Phylliten und Schie-
fern in den südlichen Landesteilen – besonders im
Erzgebirgsbereich – sehr niedrig. Die potenzielle
Azidität (pH[KCl]) zahlreicher Standorte liegt im
gesamten Wurzelraum (bis 60 cm) im Aluminium-
Eisen bis Eisen-Pufferbereich (pH: 3,8–3,2 bzw.
< 3,2). Dies unterstützt die These einer durch saure
Stoffeinträge verursachten allgemeinen
Nivellie-
rung des Bodenchemismus auf niedrigem Niveau
(B
UBERL et al. 1994, WOLFF und RIEK 1997). Insbe-
sondere bei Podsolen muss daher mit einem erhöh-
ten Säurebelastungsrisiko für das Waldökosystem
und einem akuten Risiko für die Rohwasserqualität
aus den betreffenden Waldgebieten gerechnet
werden.

image
image
3.2.4.3 Effektive Kationenaustausch-
kapazität (AKe oder KAK)
Für die Beschreibung des Säurezustandes von Wald-
böden ist zwar der pH-Wert ein wichtiger Parame-
ter. Er beschreibt jedoch nur die im Boden vorlie-
gende Säurestärke, nicht die vorhandene Säuremen-
ge und ist deshalb als alleiniges Kriterium nicht aus-
reichend. Denn Säurezufuhr kann auch zu stoffli-
chen Veränderungen im Boden führen, ohne dass
sich der pH-Wert verändert. Dies bedeutet, dass
trotz gleich bleibendem pH-Wert in Abhängigkeit
von den jeweiligen Puffermöglichkeiten des Bodens
die Bodenversauerung durch Verluste an Basen
bzw. Pufferkapazität zunehmen kann. Deshalb müs-
sen zur Diagnose von Versauerungserscheinungen
in Böden auch die austauschbar an die Bodenkol-
loide gebundenen Kationen einbezogen werden.
Die effektive Kationenaustauschkapazität (AKe =
KAK) des Feinbodens und die Belegung des Austau-
schers, d. h. die Anteile der basischen (Mb-Kationen)
und sauren Kationen (Ma-Kationen) an der Kationen-
austauschkapazität, beschreiben den mobilisierbaren
Ionenpool der Böden. Je geringer die Kationenaus-
tauschkapazität ist, umso empfindlicher sind die
Böden gegen Säurebelastungen und umso geringer ist
auch deren Fähigkeit, Nährstoffe und Schadstoffe zu
binden. Stark versauerte Böden mit hoher Austausch-
kapazität benötigen daher mehr basische Kationen,
um ihren Puffer wieder aufzufüllen. Sie reagieren
relativ langsam, aber nachhaltig auf Meliorations-
maßnahmen (H
UBER und ENGLISCH 1997).
Die austauschbaren Kationen stehen mit der Boden-
lösung im Gleichgewicht, sodass Analysen zur AKe
und der Austauscherbelegung Rückschlüsse auf die
chemischen Eigenschaften der Lösungsphase in
Böden zulassen. Sie sind deshalb wesentliche
Kennwerte zur Einschätzung der Gefährdung des
Ökosystems durch Säuretoxizität und Nährstoff-
mangel und als Kapazitätsgrößen unterliegen sie
weit geringeren zeitlichen Schwankungen als die in
der Lösungsphase gemessenen pH-Werte. Damit
eignen sich diese Kennwerte in besonderem Maße
für periodische Vergleiche innerhalb des Boden-
monitorings.
Insgesamt zeigen die effektiven Kationenaustausch-
kapazitäten der Waldböden Abhängigkeiten von der
Gesamtnährstoffausstattung der Ausgangsgesteine
sowie vom Ton- und Humusgehalt (U
LRICH 1966,
A
LLNOCH et al. 1984, VEERHOFF 1992) und sind folg-
lich im Oberboden aufgrund des dort höheren
Humusanteils generell höher. (Die Austauschkapa-
zität der organischen Substanz übertrifft diejenigen
an den mineralischen Bindungsplätzen um etwa das
4fache; A
RBEITSKREIS STANDORTSKARTIERUNG 1996).
Jedoch erreichen nur etwa 10 bis 15 % der sächsi-
schen BZE-Punkte im Hauptwurzelbereich zwi-
schen 10 und 60 cm eine Austauschkapazität, die
über eine mittlere Ausstattung von etwa 40 bis
100 μeq pro Gramm Feinboden hinausgeht
(vgl.
Abb. 29 und 30).
Unterhalb eines Kationenaus-
tausch-Wertes von 100 μeq pro Gramm kann es
zunehmend zu reduzierter Säurepufferung und Eng-
pässen in der Nährstoffaufnahme durch die Wur-
zeln kommen und die Filterwirkung der Böden zur
Rückhaltung von Schad- und Nährstoffen ist ver-
mindert (H
UBER und ENGLISCH 1997).
27
Ergebnisse
26
Ergebnisse
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
PKH [%]
AKe
[μeq/g]
20
40
60
80
100
120 140 160 180 200 220 240
260 280 300
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
PKH [%]
AKe
[μeq/g]
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
Abb. 29:
Prozentuale kumulative
Häufigkeit (PKH = %)
der AKe in der Tiefen-
stufe 10–30 cm der
BZE im 8x8-km-Raster
(n = 68)
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
< 3,4
3,4 – 3,8
3,8 – 4,2
4,2 – 4,6
4,6 – 5,0
5,0 – 6,2
> 6,2
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 27:
pH(KCl) in der
Tiefenstufe 30–60 cm
der BZE
Abb. 28:
pH(KCl) in der
Tiefenstufe 60–90 cm
der BZE
Abb. 30:
Prozentuale kumulative
Häufigkeit (PKH = %)
der AKe in der Tiefen-
stufe 30–60 cm der
BZE im 8x8-km-Raster
(n = 68)

Erwartungsgemäß und entsprechend den geologi-
schen Verhältnissen zeigt sich ein ausgeprägtes
Süd-Nord-Gefälle mit teilweise extrem niedrigen
Austauschkapazitäten bis unter 5 μeq pro Gramm
Feinboden auf den tonmineralarmen pleistozänen
Sandstandorten des Tieflandes
(vgl. Abb. 31 und
32).
Letztere weisen von Natur aus nur sehr geringe
Kationenaustausch- bzw. Pufferkapazitäten auf, ins-
besondere dann, wenn sie humusarm sind. Geringe
Austauschkapazitäten sind auch auf den Standorten
aus Verwitterungs- und Decklehmen über quarzrei-
chem Quadersandstein im Bereich der Sächsischen
Schweiz anzutreffen, deren Puffermöglichkeiten in
Verbindung mit niedrigen Basensättigungsgraden
häufig ebenfalls nur mangelhaft sind. Eine Tatsa-
che, die speziell auch für diese Standorte ein erhöh-
tes Risiko für tiefreichende Versauerungsschübe im
Boden darstellt, da in dieser Region das Auftreten
von Säureeinträgen vergleichbar denjenigen in den
Waldökosystemen des Erzgebirges möglich ist
(S
MU 1998).
3.2.4.4 Basensättigung
Der entscheidende Kennwert zur Charakterisierung
des Kationenaustauschkomplexes ist die Basensätti-
gung. Sie umfasst den Anteil der Neutralkationen
Kalzium, Magnesium, Kalium und Natrium (sog.
„Mb-Kationen“) an der gesamten effektiven Katio-
nenaustauschkapazität (AKe = KAK), während der
Rest von den Kationsäuren (H, Fe, Al, Mn; sog.
„Ma-Kationen“) eingenommen wird. Die Basensät-
tigung in Verbindung mit der Kationenaustausch-
kapazität (AKe) ist ein guter Weiser für die Elasti-
zität der Böden gegenüber Säurebelastungen bzw.
für die Möglichkeit der Standorte, diese Säurebelas-
tung ohne negative ökologische Konsequenzen
abzupuffern.
Prinzipiell verringern sich die austauschbaren
Kationen mit sinkendem pH-Wert. Besonders im
Austauscherpufferbereich zwischen pH 4,2 und 5,0
kann es in relativ kurzen Zeitspannen zu beschleu-
nigten Basenverlusten (Basenauslaugung) kommen.
Dies ist auf die in diesem pH-Bereich beschleunigte
Freisetzung von Aluminium durch Silikatverwitte-
rung zurückzuführen, wodurch sich wiederum die
Verdrängung und Auswaschung von Alkali- und
Erdalkalikationen verstärkt, sodass in Abhängigkeit
vom Tonmineralbestand auch der Übergang in den
Aluminiumpufferbereich relativ rasch erfolgen
kann. Dies bedeutet einerseits, dass im Austau-
scherpufferbereich bei gleichem pH-Wert sehr
unterschiedliche Basensättigungen vorliegen kön-
nen. Andererseits sind Waldböden unter dem Ein-
fluss jahrzehntelanger Säureeinträge nur noch rela-
tiv selten dem Austauscherpufferbereich
(vgl. S. 20 ff)
oder mittleren Basensättigungen zuzu-
ordnen (P
AHLKE 1992, ULRICH und PUHE 1994,
W
OLFF und RIEK 1997, VEERHOFF et al. 1996). Als
kritischer Wert hat sich eine Basensättigung von
15 % erwiesen, bei dessen Unterschreitung ein sig-
nifikanter Anstieg toxischer Al
3+
-Ionen in der
Bodenlösung zu erwarten ist (R
EUSS 1983, REUSS
und JOHNSON 1996). Sinkt die Basensättigung unter
diesen Schwellenwert, so führt dies selbst bei den
relativ säuretoleranten einheimischen Baumarten
wie Buche, Eiche, Tanne, Fichte und Kiefer auf-
grund der verminderten Elastizität des Bodens zu
Säurestress und zu einer Einschränkung der Nähr-
stoffaufnahme. Die Bäume reagieren mit Wurzel-
schäden und Blattverfärbungen, die durch Magnesi-
um-, Kalium- und Spurennährstoffmangel bedingt
sein können.
Die weitere Untergliederung der Basensättigung zur
differenzierten Beurteilung der Elastizität gegen-
über weiteren Säurebelastungen zeigt das Bewer-
tungsschema des A
RBEITSKREISES STANDORTSKAR-
TIERUNG (1996) in
Tab. 12 im Anhang.
Beispielhaft
ist in den
Abb. 33 bis 37
die Basensättigung bzw.
Elastizität an sämtlichen BZE-Punkten des 4x4-km-
Rasters für die Tiefenstufen 0–5, 10–30, 30–60,
60–90 und 90–140 cm dargestellt, die damit die
diesbezügliche Situation im Hauptwurzelbereich
des Mineralbodens wiedergeben.
Es wird deutlich, dass geringe (5–15 %) und
sehr geringe (< 5 %) Basenanteile und damit
entsprechend geringe Elastizitäten großflächig
mit einem ausgeprägten Schwerpunkt im Erzge-
birgsbereich von den Hochlagen über die Hügel-
landsstandorte bis in das Tiefland auftreten.
Auffällig ist zudem, dass hohe Sättigungsgrade bzw.
Elastizitäten auch auf den relativ armen Substraten
des pleistozänen Flachlandes zu finden sind. Diese
Tatsache erklärt sich einerseits aus den teils relativ
geringen Säurebelastungsraten der Tieflandstandorte
sowie aus einer häufig sekundären Aufbasung der
29
Ergebnisse
< 40 μeq/g
40 – 100 μeq/g
100 – 200 μeq/g
> 200 μeq/g
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 31:
Räumliche Verteilung
der AKe in der
Tiefenstufe 10–30 cm
der BZE
Abb. 32:
Räumliche Verteilung
der AKe in der
Tiefenstufe 30–60 cm
der BZE
< 40 μeq/g
40 – 100 μeq/g
100 – 200 μeq/g
> 200 μeq/g
Chemnitz
Dresden
Leipzig
28
Ergebnisse

31
Ergebnisse
30
Ergebnisse
sehr gering (< 5 %)
gering (5–15 %)
mäßig (15–30%)
mittel (30–50 %)
mäßig hoch (50–70 %)
hoch (70–85 %)
sehr hoch (> 85 %)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
sehr gering (< 5 %)
gering (5–15 %)
mäßig (15–30%)
mittel (30–50 %)
mäßig hoch (50–70 %)
hoch (70–85 %)
sehr hoch (> 85 %)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 35:
Elastizität bzw.
Basensättigung (%)
in der Tiefenstufe
30–60 cm der BZE
Abb. 36:
Elastizität bzw.
Basensättigung (%)
in der Tiefenstufe
60–90 cm der BZE
sehr gering (< 5 %)
gering (5–15 %)
mäßig (15–30%)
mittel (30–50 %)
mäßig hoch (50–70 %)
hoch (70–85 %)
sehr hoch (> 85 %)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 34:
Elastizität bzw.
Basensättigung (%)
in der Tiefenstufe
10–30 cm der BZE
sehr gering (< 5 %)
gering (5–15 %)
mäßig (15–30%)
mittel (30–50 %)
mäßig hoch (50–70 %)
hoch (70–85 %)
sehr hoch (> 85 %)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 33:
Elastizität bzw.
Basensättigung (%)
in der Tiefenstufe
0–5 cm der BZE

größeren Bodentiefen ab 90 cm treten verstärkt
auch hohe (> 70 %) und sehr hohe Sättigungsgrade
bis zu 100 % auf. Somit wird in den meisten sächsi-
schen Standorten erst im Unterboden der kritische
Wert von 15 % Basensättigung deutlich überschrit-
ten. Die tendenziell höhere Basensättigung des
obersten Mineralbodenbereiches bis 10 cm Tiefe
gegenüber den direkt darunter anschließenden
Bodenhorizonten ist einerseits auf das hohe selekti-
ve Bindungsvermögen der organischen Substanz
für Kalzium-Ionen („Humus-Effekt“) zurückzu-
führen (N
ÄTSCHER 1987), während andererseits
Kalkungseffekte eine Rolle spielen können.
Insgesamt wird deutlich, dass bei
Waldböden über
Gneis, Phyllit, Schiefer, Granit und Sandstein im
Hauptwurzelbereich bis 60 cm Tiefe nur noch
eine Basensättigung von etwa 10–15 %
anzutref-
fen ist. Damit zeigt sich auch für die sächsischen
Waldökosysteme eine
großräumige, weitgehend
substratunabhängige und tiefgründige Nivellie-
rung des chemischen Bodenzustandes auf niedri-
gem Niveau
(P
AHLKE 1992, JURITSCH und WIENER
1993, BUBERL et al. 1994, VEERHOFF et al. 1996,
H
UBER und ENGLISCH 1997, WOLFF und RIEK1997).
Die Ergebnisse unterstreichen die bereits aus den
pH-Werten abgeleiteten Bewertungen und belegen
die entscheidende Bedeutung der Basensättigung
für den aktuellen und potenziellen Säurestatus der
Waldböden. Die häufig günstigen Basensättigungs-
grade pleistozäner Standorte sind teilweise auf die
genannten basischen Flugascheeinträge zurückzu-
führen, jedoch ist die absolute Austauschkapazität
dieser Standorte und damit auch ihre Elastizität
gegenüber Säurebelastungen insgesamt nur sehr
gering. Ähnliche Häufigkeitsverteilungen der
Basensättigung zeigen auch die Ergebnisse anderer
Waldbodeninventuren (B
LOCK et al. 1991, GULDER
und KÖLBEL 1993, JURITSCH und WIENER 1993,
B
UBERL et al. 1994, BURSE und SCHRAMM 1996,
H
OCKE 1995, HUBER und ENGLISCH 1997, WOLFF
und RIEK 1997, BÜTTNER 1997).
Die so genannte
„Versauerungsfront“
(U
LRICH
und MALESSA 1989, MATZNER 1988, VEERHOFF et
al. 1996) als Resultat eines in die Tiefe vordringen-
den kontinuierlichen Verlustes der basisch wirken-
den Kationen in Begleitung der mit dem Sickerwas-
ser ausgetragenen Anionen, Protonen und Kation-
säuren ist mittlerweile vielfach bis in Zonen unter-
halb 140 cm Bodentiefe bzw. in das anstehende
Gestein verlagert worden. Der für die Versaue-
rungsfront typische sprunghafte Anstieg der
Basensättigung auf etwa 70–80 % konnte deshalb
nur in seltenen Fällen über die normale Probenah-
metiefe erfasst werden. Erst unterhalb der Versaue-
rungsfront erfolgt die Pufferung der Säurebelastung
im Wesentlichen unter Freisetzung der Alkali- und
Erdalkalikationen.
3.2.4.5 Sättigung austauschbarer Säure
(Al- und Fe+H-Sättigung)
Entsprechend der geringen Anteile von Neutralka-
tionen finden sich hohe Anteile an Protonen und
„sauren“ Kationen am Kationenaustauschkomplex.
Die Kationsäuren sind Aluminium, Eisen und
Mangan, die in der Bodenlösung durch Hydrolyse
Protonen bilden können. Mit sinkendem pH-Wert
finden Veränderungen innerhalb des Kationsäure-
anteils am Austauscher statt. P
RENZEL und SCHUL-
TE-BISPING (1991) stellten anhand umfangreicher
Analysedaten von Waldböden eine lineare Zunah-
me der Al-Anteile bis pH 4,4 fest. Unterhalb pH 4
sinkt der Al-Anteil zugunsten von austauschbaren
Fe+H-Ionen wieder ab. Mengenmäßig haben des-
halb die Al-Ionen im sauren bis stark sauren
Bereich die größte Bedeutung und bilden im
Wesentlichen den Gegenpol zur Basensättigung.
Als Beleg für die Initialphase der Versauerung
kann das Auftreten von Mangan am Austauscher
angesehen werden. Im sehr stark sauren Bereich
(pH < 3,2) kommt die Pufferung von eingetra-
genen Protonen durch die Auflösung von Fe- und
Al-(Hydr-)oxyden allmählich zum Erliegen. Die
Al-Sättigung sinkt deutlich ab und die Belegung
des Austauschers mit Protonen kann auf Werte
> 30 % ansteigen (W
OLFF und RIEK 1997).
Die folgenden Darstellungen zu den Al- und Fe+H-
Sättigungsgraden in den Tiefenstufen des Haupt-
wurzelbereiches unterstreichen das erhebliche
Gefährdungspotenzial für die Wurzeln Al- und H-
sensitiver Bäume (z. B. Fichte, Buche). Etwa 50 %
der Böden weisen in den Tiefenbereichen von 10
bis 60 cm Al-Sättigungen von über 80 % auf und
die Gefahr der Säurepufferung über die Freiset-
zung von Aluminium in die Bodenlösung ist hoch
(vgl. Abb. 39, 40).
Geringere Al-Sättigungsgrade
33
Ergebnisse
Standorte durch basische Staubeinträge in der Ver-
gangenheit aus benachbarten Brikettfabriken und
Kohlekraftwerken. Andererseits handelt es sich viel-
fach um die hydromorph geprägten Bodentypen der
Gleye und Pseudogleye, also um Grund- und Stau-
wasserböden. Sie stellen nach den Braunerden die
insgesamt zweithäufigste Bodentypengruppe dar
(vgl. S. 21 ff)
und verteilen sich vorwiegend auf die
Lösslehmstandorte des Hügel- und Flachlandes.
Diese Bodentypen weisen im Unterboden höhere
Basensättigungswerte über 30 bis 50 % auf, was sich
in Verbindung mit deren Wasserhaushalt erklärt.
Entweder werden Basenverluste durch das bis in den
Oberboden anstehende basenreiche Grundwasser
kompensiert (Gleye) oder eine Stauwassersohle
reduziert den vertikalen Wasserfluss und verringert
dadurch letztlich sowohl die Säurebelastung im
Unterboden als auch die Basenverluste mit dem
Sickerwasser (Pseudogleye). Andere Erhebungs-
punkte im Raum Leipzig repräsentieren nährstoffrei-
che Auenstandorte. Relativ günstige Bodenverhält-
nisse können vereinzelt auch auf Kippen des Braun-
kohletagebaus angetroffen werden. Letztere zeigen
aufgrund der Durchmischung von unterschiedlichem
Bodenmaterial im Zuge der Verkippung des
Abraums keinen natürlichen Profilaufbau und die
Basensättigung kann ebenfalls sehr hoch sein. Sehr
hohe Sättigungsgrade treten zudem auf den basenrei-
chen Standorten aus Basaltverwitterungsmaterial im
Zittauer Bereich auf.
Die Boxplot-Darstellung zu sämtlichen Tiefenstu-
fen in der
Abb. 38
unterstreicht, dass geringe bis
sehr geringe Sättigungsgrade in den sächsischen
Waldböden bis in 60 cm Tiefe dominieren. Erst in
32
Ergebnisse
Abb. 38:
Boxplot zur Basensät-
tigung nach Tiefen-
stufen der BZE;
gestrichelte Linie =
15 % Basensättigung
100
80
60
40
20
0
Basensättigung
[%]
n =
277
277
277
277
255
172
94
Tiefenstufe
0–5 5–10 10–30 30–60 60–90 90–140 140–200 [cm]
sehr gering (< 5 %)
gering (5–15 %)
mäßig (15–30%)
mittel (30–50 %)
mäßig hoch (50–70 %)
hoch (70–85 %)
sehr hoch (> 85 %)
Abb. 37:
Elastizität bzw.
Basensättigung (%)
in der Tiefenstufe
90–140 cm der BZE
Chemnitz
Dresden
Leipzig

image
image
im Tiefenbereich 0–10 cm sind auf höhere
Basensättigungen im humosen Oberboden (hohe
Ca-Bindung der organischen Substanz;
vgl. S.
29 ff)
und eine gleichzeitig hohe H- und Fe-Bele-
gung zurückzuführen. Die höchsten Al-Werte tre-
ten auf den Standorten des Erzgebirges auf und
verweisen auf eine durch die Tiefenversauerung
induzierte Gefahr der Aluminiumauswaschung und
mögliche Grundwasserbelastung
(vgl. Abb. 41, 42).
Nur auf den bereits oben erwähnten nährstoffrei-
chen Standorten liegen die Al-Sättigungsgrade des
Unterbodens oft nahe 0 % und die Pufferreserven
sind offensichtlich ausreichend um die weitere Tie-
fenversauerung zu stoppen.
In stark sauren Böden treten bei gleichzeitiger
Abnahme des Aluminiumanteils die Eisen- und
Protonenanteile am Austauscher in den Vorder-
grund. Dies ist ein Hinweis dafür, dass die Puffer-
kapazität sekundärer Tonminerale und Al-Hydroxo-
Komplexe in der entsprechenden Bodenschicht
weitgehend erschöpft ist und die Protonen an die
nächst tiefere Bodenschicht weitergegeben werden.
Die Fe+H-Sättigungsgrade liegen in 5–10 cm Tiefe
weitgehend zwischen 10 und 30 %, womit die Elas-
tizität durchschnittlich als sehr gering einzustufen
ist
(vgl. Abb. 43 und Tab. 11).
Die Unterschiede der
Fe+H-Sättigungsgrade erscheinen ausgesprochen
gering und ergänzen die Aussagen über eine eben-
falls geringe Differenzierung der pH-Werte des
Oberbodens im Eisen-Aluminiumpufferbereich
(pH 3,2 bis 3,8). Die Standorte mit Fe+H-Sätti-
gungsgraden > 10 % bis in 60 cm Tiefe müssen als
tiefgründig versauert erachtet werden
(vgl. Abb. 44,
45).
Die Möglichkeit, eingetragene Säuren zu puf-
fern, ist auf diesen Standorten nahezu erschöpft.
Danach ist die
Tiefenversauerung auf den Gra-
nitstandorten des Erzgebirges, den Standorten
des Quadersandsteins im Bereich der Sächsi-
schen Schweiz und vereinzelt auf den pleistozä-
nen Sanden besonders stark ausgeprägt
. Dies
sind auch die Waldböden mit der geogen bedingt
geringsten Nährstoffausstattung, die durch die forst-
liche Standortskartierung den als arm ausgewiese-
nen Trophiestufen zugeordnet wurden.
35
Ergebnisse
Abb. 40:
Prozentuale kumula-
tive Häufigkeit
(PKH = %) der
Al-Sättigung (%) in
der Tiefenstufe
30–60 cm (4x4-km-
Raster)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
34
Ergebnisse
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
PKH
[%]
PKH
[%]
Al
[%]
Al
[%]
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Abb. 39:
Prozentuale kumula-
tive Häufigkeit
(PKH = %) der
Al-Sättigung (%) in
der Tiefenstufe
10–30 cm (4x4-km-
Raster)
< 10 %
10 – 30 %
30 – 70 %
70 – 90 %
> 90 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 41:
Al-Sättigung (%)
in der Tiefenstufe
10–30 cm der BZE
< 10 %
10 – 30 %
30 – 70 %
70 – 90 %
> 90 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 42:
Al-Sättigung (%)
in der Tiefenstufe
30–60 cm der BZE

image
37
Ergebnisse
36
Ergebnisse
< 2%
2– 5%
5 – 10 %
10 – 30 %
> 30 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
< 2%
2– 5 %
5– 10 %
10 – 30 %
> 30 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 43:
Fe+H-Sättigung (%)
in der Tiefenstufe
5–10 cm der BZE
Abb. 44:
Fe+H-Sättigung (%)
in der Tiefenstufe
10–30 cm der BZE
Abb. 45:
Fe+H-Sättigung (%)
in der Tiefenstufe
30–60 cm der BZE
< 2%
2– 5 %
5 – 10 %
10 – 30 %
>30 %
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 46:
Aufwandmengen an
Kalk (CaCO
3
)
für ein theoretisches
Kalkungsziel pH 5,0
an Beispielen der BZE
3.2.4.6 Basenneutralisierungskapazität
(BNK)
ULRICH et al. (1984) führten die Basenneutralisie-
rungskapazität (BNK) als Maß für den Säuregehalt
des Bodens ein, deren Zunahme einer Bodenver-
sauerung entspricht, während eine Abnahme sich in
einer pH-Anhebung dokumentiert. Unter Berück-
sichtigung der bodenphysikalischen Standortsdaten
aus Trockengewicht und Skelettanteil sowie der
Bodenmächtigkeit lassen sich aus den BNK-Werten
diejenigen Kalkmengen abschätzen, die zur Anhe-
bung des Boden-pH auf einen bestimmten Wert not-
wendig sind (M
EIWES et al. 1984). In der
Abb. 46
ist
an einigen BZE-Beispielen der pro Hektar bis 90 cm
Bodentiefe berechnete Kalkbedarf für ein theoreti-
sches Kalkungsziel pH 5 dargestellt, um damit die
bodenchemischen Reaktionen in den ökologisch
günstigen Grenzbereich zwischen Austauscher- und
Silikatpufferbereich zu überführen. Es zeigen sich
anhand dieser typischen Standorte deutliche Unter-
schiede zwischen den erforderlichen Aufwandmen-
gen, die neben den Säuregehalten entscheidend vom
Tongehalt des Bodens abhängig sind. Letzterer
bestimmt die Menge der an den Tonmineralober-
flächen gebundenen Al-Hydroxo-Kationen. Diese
puffern die freien Protonen (H
+
) und erhöhen
20
15
10
5
0
CaCO3
[t/ha]
pl. Sand (68)
pl. Sand (91)
pl. Sand (113)
pl. Sand (280)
pl. Sand (284)
Lehm-Sandstein (134)
Lehm-Sandstein (123)
Granit (209)
Gneis (174)
Phyllit (198)
Schiefer (252)

image
sind
(vgl. S. 13 ff)
und vielfach diejenigen der
Mineralböden überschreiten. Von dieser Umvertei-
lung der Nährstoffvorräte ist Magnesium offen-
sichtlich bevorzugt betroffen
(vgl. Abb. 48).
Das
bedeutet, dass sich die Waldbestände bevorzugt
vom kleinen Magnesiumkreislauf aus der Humus-
mineralisierung versorgen und der Mineralboden
für die Mg-Ernährung von untergeordneter Bedeu-
tung ist (B
UBERL et al. 1994). Dies kann ungünstige
Auswirkungen auf die Mg-Ernährung der Bestände
haben und wird häufig durch die bekannten Man-
gelsymptome (Nadelvergilbungen) dokumentiert.
Die Karten zur räumlichen Verteilung der Ca- und
Mg-Vorräte
(vgl. Abb. 49 und 50)
unterstreichen
einerseits die
geringe Variabilität der Nährstoff-
ausstattung der Waldböden,
die andererseits kei-
ne substratbezogene Klassifizierung erkennen las-
sen und somit auch bezüglich dieses Bodenparame-
ters auf eine landesweite Nivellierung verweisen.
Dieser Befund ist wiederum dem langfristigen,
regional unterschiedlich intensiven Versauerungs-
prozess der Waldböden geschuldet und lässt auf die
in Verbindung damit intensive Silikatverwitterung
und die anschließende Tiefenverlagerung und Ver-
armung an Alkali- und Erdalkalielementen
schließen. Davon sind im Wesentlichen die verwit-
terungslabilen Feldspäte und Phyllosilikate in der
Mittel- und Feinschlufffraktion betroffen (V
EER-
HOFF et al. 1996).
dadurch die BNK. Entsprechend schwanken die
Aufwandmengen an CaCO
3
zwischen den Standor-
ten erheblich. Sie betragen in Waldböden auf plei-
stozänen Sanden zwischen etwa 3,8 und 6,1 t
CaCO
3
/ha, während auf den Quadersandstein-, Gra-
nit-, Gneis-, Schiefer- und Phyllitstandorten mit
höheren Kalkmengen zwischen etwa 12 bis 23 t
CaCO
3
/ha kalkuliert werden muss.
Die einmalige Einarbeitung derartiger Gesamtmen-
gen würde jedoch oftmals erhebliche Eingriffe in
das Waldökosystem darstellen und könnte zu nur
schwer kalkulierbaren negativen Auswirkungen
durch z. B. verstärkten Humusabbau und beträchtli-
che Stickstoffverluste führen. Zudem ist die Durch-
führung auf den meisten Waldflächen aufgrund
schwieriger Geländeverhältnisse, hoher Skelettantei-
le sowie wegen der Gefahr der Verschlämmung auf
lehmigen Substraten nicht praktikabel bzw. sinnvoll.
Letztlich sind derartige umfangreiche Meliorations-
verfahren nur im Zuge von Verjüngungsmaßnahmen
auf Kahlflächen denkbar und durch Nadel-/Blattun-
tersuchungen zu prüfen. Dennoch geben die Werte
einen Eindruck vom Umfang des Basenverlustes
bzw. vom Rückgang der Pufferkapazität vieler
Waldböden im Verlauf des tiefgründigen Versaue-
rungsprozesses, dessen Folgen es langfristig zu
beheben gilt.
3.2.4.7 Nährelementvorräte im
Wurzelraum
Die Nährelementvorräte im Mineralboden wurden
für die BZE-Punkte im 8 x 8-km-Raster mittels
gemessener und teils geschätzter Trockenraumdich-
ten und unter Berücksichtigung der geschätzten
Skelettanteile bestimmt. Dabei können sich die
Schätzfehler im ungünstigsten Fall bis zu 35 %
addieren (B
UBERL et al. 1994) und die letztlich aus
exakten Gehaltsangaben errechneten Vorratsanga-
ben sind entsprechend „aufgeweicht“.
Aus dem Verlust der leicht verfügbaren und der
mittelfristig mobilisierbaren Nährelementvorräte
des Bodens einschließlich der organischen Auflage
resultiert langfristig die Gefahr einer gestörten
Nährstoffversorgung der Waldökosysteme. Ein
Vergleich der Nährelementvorräte der Böden mit
den in der Biomasse von Waldbeständen gebunde-
nen Elementvorräten ermöglicht die Abschätzung
der aktuellen bis mittelfristigen Nährstoffversor-
gung der Waldbestände. So werden bereits als
durchschnittlicher Kalium- und Kalziumvorrat für
die Biomasse von Baumhölzern etwa 400 kg/ha
angegeben. Der Richtwert von Magnesium liegt bei
100 kg/ha (z. B. U
LRICH und PUHE 1994, ARBEITS-
KREIS STANDORTSKARTIERUNG 1996). Eichen-Hain-
buchenwälder können aber wesentlich höhere Ca-
Vorräte von > 2 000 kg/ha aufweisen (W
OLFF und
R
IEK 1997). Demgegenüber lassen sich in ertrags-
schwachen, geringwüchsigen Kiefernbeständen oft
nur etwa 210 kg/ha Kalzium und etwa 40 kg/ha
Magnesium in der Biomasse bestimmen.
Eine Einschätzung der
Nährstoffvorräte im Wur-
zelraum
– definiert als die Summe der Vorräte der
organischen Auflage und des Mineralbodens bis in
60 cm Tiefe – ergibt sich aus dem Box-Plot in
Abb.
47,
die auf den 68 Standorten des 8 x 8-km-Rasters
basiert. (Die punktbezogenen Vorräte können
jeweils den Datenblättern zu den Bodenprofilen
entnommen werden.)
Die
Kalziumvorräte
sind nach dem A
RBEITSKREIS
STANDORTSKARTIERUNG (1996) mit überwiegend
etwa 500 bis 1 100 kg/ha
mäßig bis mittel
(vgl.
Tab. 13 im Anhang).
Die gleiche Einstufung gilt für
die
Magnesium
vorratswerte, die mehrheitlich zwi-
schen etwa 150 und 350 kg/ha liegen, während die
Kaliumvorräte
mit etwa 200 bis 550 kg/ha nur
gering bis mäßig
zu bewerten sind. Einschränkend
ist anzumerken, dass erhebliche Elementmengen in
den überwiegend ungünstigen Humusformen bzw.
teilweise mächtigen Humusauflagen eingebunden
39
Ergebnisse
38
Ergebnisse
Abb. 47:
Boxplot zu den Kalzi-
um-, Kalium- und
Magnesiumvorräten im
Wurzelraum (= organi-
sche Auflage + Mine-
ralboden bis 60 cm
Tiefe) der BZE im
8x8-km-Raster
(n = 68)
Kalzium
(Ca)
Kalium
(K)
Magnesium
(Mg)
0
400
800
1200 1600
2000 2400 2800 3200 3600
[kg/ha]
Ca
(org. Aufl.)
Ca
(0–60)
K
(org. Aufl.)
K
(0–60)
Mg
(org. Aufl.)
Mg
(0–60)
0
400
800
1200
1600
2000
2400
2800 [kg/ha]
Abb. 48:
Boxplot zu den Kalzi-
um-, Kalium- und
Magnesiumvorräten
in der organischen
Auflage (org. Aufl.)
und im Mineralboden
bis 60 cm Tiefe (0–60
cm) der BZE im 8x8-
km-Raster (n = 68)
Abb. 49:
Kalzium-Vorräte
(kg/ha) im Wurzel-
raum der BZE-Punkte
im 8x8-km-Raster
sehr gering (< 200 kg/ha)
gering (200–400 kg/ha)
mäßig (400–800 kg/ha)
mittel (800–2 000 kg/ha)
mäßig hoch (2 000–4 000 kg/ha)
hoch (4 000–8 000 kg/ha)
sehr hoch (> 8 000 kg/ha)
Chemnitz
Dresden
Leipzig

Die Ergebnisse ergänzen die Klassifikation der
Waldböden, wie sie bereits aufgrund der pH-Wer-
te und der Basensättigung vorgenommen wurde.
Es sind vor allem wieder die Fichtenbestände
auf
den Sandstein-, Gneis-, Schiefer- und Phyllit-
standorten
, deren Wurzelsystem infolge der
geringen bodenchemischen Elastizität von einer
zunehmenden
Gefährdung durch Al-Toxizität
bedroht erscheint
(vgl. Abb. 51).
Diese Gefähr-
dung ist auf den Granitstandorten offensichtlich
heterogener ausgeprägt. Ca/Al-Verhältnisse von
1,0 werden teilweise deutlich unterschritten,
sodass zumindest ein erhöhter Feinwurzelumsatz
aufgrund der erhöhten Regeneration geschädigter
Feinwurzeln wahrscheinlich ist. Entsprechend den
hohen Basensättigungsgraden ergeben sich im
Unterboden der Lössböden Ca/Al-Verhältnisse,
die weit außerhalb eines Gefährdungsbereiches
liegen
(vgl. Abb. 52).
Dennoch wird die Verbesse-
rung der chemischen Bedingungen mit zunehmen-
der Bodentiefe deutlich. (Auch im Oberboden
können durchaus wieder bessere ökologische
Bedingungen vorherrschen, da in den humusrei-
chen Horizonten ein großer Teil des Al
3+
orga-
nisch komplexiert vorliegt und damit seine toxi-
sche Wirkung verliert). Im Fall der Löss-Standorte
248 und 302 erscheint die zeitweilige Unterschrei-
tung des Grenzwertes in der Tiefe 30–60 cm mög-
lich; diese Standorte weisen in dieser Tiefe aller-
dings auch die niedrigsten Basensättigungsgrade
(BS % < 10 bzw. 16) der Lössböden auf.
Die Vitalität der Bestände kann zudem durch die
Einschränkung der Magnesiumaufnahme gemin-
dert werden. Das scheint besonders auf Gneisbo-
denformen der Fall zu sein
(vgl. Abb. 53).
Dies ist
3.2.4.8 Ca/Al- und Mg/Al-Verhältnisse
in der Bodenlösung (1 : 2-Extrakt)
Für die Abschätzung einer ökophysiologischen
Gefährdung der Waldbestände durch die Bodenver-
sauerung sind ferner die prozentualen Anteile von
Ca
2+
, Mg
2+
und Al
3+
an der Gesamtsumme der
Kationen in der Bodenlösung wichtige Parameter,
da mit zunehmender Versauerung der Kationenan-
teil von Ca und Mg in der Bodenlösung abnimmt,
während der Anteil von Al
3+
zunimmt.
Als ein praktikables Verfahren für umfangreiche
und routinemäßige Untersuchungen der Bodenlö-
sung wurde im Rahmen der BZE im 8x8-km-
Raster der wässrige 1 : 2-(Boden-Wasser-)Extrakt
gewonnen, der durch Zugabe von jeweils 200 ml
Wasser auf 100 g gesiebten und getrockneten
Boden hergestellt wird. Die Problematik dieses
Verfahrens gegenüber einer mithilfe der Saugker-
zentechnik unter erheblichem Aufwand vor Ort
gewonnenen Bodenlösung besteht in der Verwen-
dung von aufbereitetem, gestörten Probenmaterial.
Es gibt eine Anzahl von Untersuchungen, die –
allerdings an Baumsämlingen in Kulturlösungen –
deutliche Beeinträchtigungen des Feinwurzel-
systems der Bäume durch Aluminium feststellten
(R
OST-SIEBERT 1985, GODBOLD 1994), wobei für
eine Schädigung vor allem das Verhältnis von Al zu
Ca entscheidend ist, weniger die absolute Al-Kon-
zentration. Zwar lassen sich die aus Kulturversu-
chen abgeleiteten Werte nicht ohne weiteres auf
Freilandbedingungen übertragen. Die Wahrschein-
lichkeit, dass zumindest bei den angeführten Wer-
ten mit einem durch Aluminium bedingten Stress
zu rechnen ist, lässt sich jedoch aus der genetisch
festgelegten Reaktion der Waldbäume ableiten
(B
ÜTTNER 1997). Nach CRONAN und CRIGAL (1995)
werden als kritische Parameter ein molares Verhält-
nis von Ca/Al < 1,0 (50%iges Risiko) in der Boden-
lösung und eine Basensättigung < 15 % der effekti-
ven Austauschkapazität (AKe) angesehen. Bei Vor-
liegen einer Basensättigung unter 15 % wird mit
abnehmendem Ca/Al-Quotienten das Risiko durch
Al-Toxizität wie folgt eingeschätzt: 50%iges Risi-
ko bei Ca/Al zwischen 0,5 und 1,0; 75%iges Risiko
bei Ca/Al zwischen 0,2 und 0,5; 100%iges Risiko
bei Ca/Al < 0,2.
41
Ergebnisse
40
Ergebnisse
Abb. 51:
Ca/Al-Verhältnisse im
1 : 2-Extrakt der BZE im
8 x 8-km-Raster
(Pho = Phonolith,
S = Sandstein,
Gn = Gneis,
Sch = Schiefer,
Phy = Phyllit,
L-Gr = Lausitzer Granit,
SüGr = Sand ü. Granit,
E-Gr = Eibenstocker
Granit,
F-Gr = Fichtelgebirgs-
Granit)
Ca/Al
[mol/mol]
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0
16
35
24 15
30–60 cm
60–90 cm
Pho (3)
S (86)
S (123)
S (132)
S (134)
Gn (147)
Gn (160)
Gn (174)
Gn (176)
Gn (184)
Sch (114)
Sch (200)
Sch (242)
Sch (252)
Phy (151)
Phy (194)
Phy (198)
Phy (218)
Phy (228)
Phy (233)
L-Gr (14)
L-Gr (89)
L-Gr (90)
L-Gr (128)
L-Gr (139)
SüGr (99)
SüGr (103)
E-Gr (205)
E-Gr (212)
F-Gr (209)
F-Gr (231)
Abb. 50:
Magnesium-Vorräte
(kg/ha) im Wurzel-
raum der BZE-Punkte
im 8 x 8-km-Raster
sehr gering (< 50 kg/ha)
gering (50–100 kg/ha)
mäßig (100–200 kg/ha)
mittel (200–500 kg/ha)
mäßig hoch (500–1 000 kg/ha)
hoch (1 000–2 000 kg/ha)
sehr hoch (> 2 000 kg/ha)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Ca/Al
[mol/mol]
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
0,0
30–60 cm
60–90 cm
VL
VL
VL
VL
VL
VL
DL
DL
DL
DL
DL
(118)
(243)
(248)
(250) (255)
(302)
(8)
(263)
(269)
(303)
(305)
Abb. 52:
Ca/Al-Verhältnisse im
1 : 2-Extrakt der BZE
im 8x8-km-Raster auf
Voll-Lössen (VL) und
Decklössen (DL)
231

image
image
Im Rahmen der BZE 1992 im 8x8-km-Raster wur-
de der Ernährungszustand von 33 Fichtenbeständen
(9–132 Jahre) und von 22 Kiefernbeständen (16–99
Jahre) an Mischproben von 3 herrschenden Bäumen
je Bestand des 8x8-km-Rasters untersucht.
Die
Fichtenstichprobe
entspricht mit Ausnahme
der unterbesetzten ersten Altersklasse etwa der
sächsischen Fichten-Altersstruktur
(vgl. Abb. 55a).
In den stark fichtenbestockten Hochlagen
(650–800 m ü. NN) liegen 11 Probepunkte
(vgl.
Tab. 3).
Die Mittleren Berglagen (450–700 m
ü. NN) und Unteren Berglagen/Hügellandbereich
(100–450 m ü. NN) sind gemessen an ihrem relati-
ven Flächenanteil im Standortsspektrum gerecht
besetzt. Von nur einem Probepunkt sind für das
Tiefland (< 200 m ü. NN) keine sicheren Aussagen
zu erwarten. Analog gilt das auch für die Trophie-
stufen R/K (reich/kräftig); insgesamt spiegelt sich
die standortskundliche Nährkraftabstufung in der
Probepunktverteilung des 8x8-km-Rasters annä-
hernd wider.
Die
Kiefernstichprobe
hat ein ausgeprägtes Maxi-
mum in 40- bis 59-jährigen Beständen, während
Jung- und Altbestände (Alter: 0–39 sowie > 80 Jah-
re) nur schwach oder gar nicht besetzt sind
(vgl.
Abb. 55b).
Die meisten Probebestände liegen erwar-
tungsgemäß im Tiefland (T), die Trophiestufen A/Z
(arm/ziemlich arm) und M (mittel) haben etwa den
gleichen Stichprobenumfang
(vgl. Tab. 4).
Die ernährungskundlichen Ergebnisse wurden den
standortskundlichen Befundeinheiten Höhen-/Kli-
mastufe bzw. Trophiestufe zugeordnet
(vgl. Tab. 3,
4)
und zusätzlich nach Minimal-, Maximalwert,
Median und 15-, 35-, 65-, 85-Perzentilstufen der
prozentualen Summenhäufigkeits-Verteilung klassi-
fiziert. Diese Perzentile charakterisieren die bei 15,
35, 65, und 85 % aller Messwerte der Stichprobe
erreichten Elementkonzentrationen. Sie sind nicht
identisch mit ernährungsphysiologischen Mangel-
und Belastungsgrenzen für die einzelnen Elemente.
Diese Bewertung erfolgte im Wesentlichen für
Fichte nach N
EBE (1997), für Kiefer nach HOF-
MANN, KRAUSS (1988) und nach WOLFF und RIECK
(1997). Bei einem Stichprobenumfang von nur 3
Bäumen je BZE-Punkt können – elementspezifisch
differenziert – statistisch gesicherte Unterschiede
von vornherein nur eingeschränkt erwartet werden
(L
EUBE 1999).
Die
Stickstoffversorgung
beider Baumarten
bewegt sich im natürlichen Schwankungsbereich
(vgl. Tab. 3, 4; Abb. 56a, b),
ältere Nadeln haben
meist niedrigere Spiegelwerte als 1-jährige (rezen-
te) Nadeln. Bis auf je einen Fichten- und Kiefern-
Bestand (Punkt 250 bzw. 90) mit Gehalten über
20 mg N/g TS in den älteren Nadeln treten extreme
Anreicherungen nicht auf.
Kiefern im ehemals stark streugenutzten nordost-
sächsischen Tiefland und auf A/Z-Standorten leiden
sogar noch relativ häufig unter Mangel (8, 21, 44,
47, 50, 56, 61, 68, 71, 79, 86;
vgl. Abb. 57).
Bei
Fichte ist keine Abhängigkeit der N-Nadelspiegel-
werte von den Höhen- bzw. Trophiestufen
(vgl.
Tab. 3)
erkennbar, Mangel tritt an 4 Probepunkten
(184, 191, 194, 242) auf.
bei Mg/Al-Molverhältnissen der Bodenlösung
unterhalb 0,3–0,2 anzunehmen und kann zu abneh-
menden Mg-Gehalten in den Nadeln sowie zur
Ausbildung von Mg-Mangelsymptomen führen
(R
OST-SIEBERT 1985).
Da es sich bei den vorgestellten Daten – wie auch
bei den Auswertungen zu pH und Basensättigung –
um Ergebnisse aus Mischproben von 8 volumen-
gleichen Bodenproben handelt, können wegen der
kleinräumigen Heterogenität bodenchemischer
Zustände in Waldböden kleinstandörtlich noch
ungünstigere bodenchemische Bedingungen erwar-
tet werden.
3.2.4.9 Sulfat in der Bodenlösung
Sulfat-Ionen in der Bodenlösung entstammen prak-
tisch ausschließlich der Deposition von Schwefel-
verbindungen. Sie haben zwar nach Einschätzung
der Wasserversorger keine Bedeutung für die
Trinkwasserqualität (B
ÜTTNER 1997) und gelten als
gesundheitlich unbedenklich. Das Risiko sulfathal-
tiger Niederschläge für die Böden liegt jedoch in
der kontinuierlichen Auswaschung von Nährstof-
fen und dem Verlust von Pufferkapazität, womit
der Versauerungsprozess vorangetrieben wird. Die
S-Deposition hat deshalb eine hohe Bedeutung für
die Boden- und Gewässerversauerung (M
ATZNER
1988, BEIERKUHNLEIN 1991, LANGUSCH 1995,
R
IEDEL 1999). Da Waldböden zudem über ein
„chemisches Gedächtnis“ in Form akkumulierter
Al-Sulfate verfügen, kann die Auflösung der Al-
Sulfat-Salzphase im Boden für längere Zeit – auch
bei reduzierten S-Einträgen – die treibende Kraft
bei der Säurebelastung tieferer Bodenschichten
und des Grundwassers sein (V
EERHOFF et al. 1997).
Die
Abb. 54
verdeutlicht anhand der Steilheit der
Beziehung zwischen S-Ionen und Kationen, die
häufig dem Verhältnis von etwa 1 : 1 nahe kommt,
den
dominierenden Einfluss der Schwefelgehal-
te auf Umfang und Zusammensetzung der
Kationen in der Bodenlösung
. Demzufolge tra-
gen mobile Sulfat-Ionen weiterhin entscheidend zu
Versauerungsprozessen und Nährstoffverlusten
von Waldstandorten bei.
Ein negativer Effekt kann auch durch die zuneh-
mende Nitrat-Belastung des Sickerwassers auf sau-
ren Standorten gegeben sein, wenn die häufig über-
mäßigen Stickstoffeinträge nicht durch die Pflan-
zenaufnahme und durch N-Immobilisierung kom-
pensiert werden und ebenfalls Nährstoffkationen als
Begleitionen zum NO
3
-Anion aus dem Waldöko-
system ausgetragen werden.
43
Ergebnisse
42
Ergebnisse
Abb, 54:
Beziehung zwischen
Sulfat-Schwefel
(SO
4
-S) und Kationen
im 1 : 2-Extrakt der
BZE im 8x8-km-
Raster
Altersklasse
> 120
100–119
80–99
60–79
40–59
20–39
0–19
Fichten-Fläche
BZE-Stichprobe
0
5
10
15
20
25
30 [%]
Altersklasse
> 120
100–119
80–99
60–79
40–59
20–39
0–19
Kiefern-Fläche
BZE-Stichprobe
0 10 20 30 40 50 [%]
Kationen
[μmol c/l]
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
500
1000
1500
2000
2500
SO
4
-S
[μmol c/l]
Abb. 55 a, b:
Relative Altersklas-
senanteile von Fichte
und Kiefer an der
jeweiligen Baumar-
tenfläche in Sachsen
und an den BZE-
Punkten 1992 ( 100 %
= n = 33 und 22 bei
Fichte bzw. Kiefer)
3.3 Ernährung von Fichten- und Kiefernbeständen
Mg/Al
[mol/mol]
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
30–60 cm
60–90 cm
Pho (3)
S (86)
S (123)
S (132)
S (134)
Gn (147)
Gn (160)
Gn (174)
Gn (176)
Gn (184)
Sch (114)
Sch (200)
Sch (242)
Sch (252)
Phy (151)
Phy (194)
Phy (198)
Phy (218)
Phy (228)
Phy (233)
L-Gr (14)
L-Gr (89)
L-Gr (90)
L-Gr (128)
L-Gr (139)
SüGr (99)
SüGr (103)
E-Gr (205)
E-Gr (212)
F-Gr (209)
F-Gr (231)
12
14
41
Abb. 53:
Mg/Al-Verhältnisse im
1 : 2-Extrakt der BZE
im 8x8-km-Raster
(Erläuterungen zu den
Kurzbezeichnungen sie-
he Abb. 51)

44
Ergebnisse
Tab. 3:
Ernährung der BZE-
Fichten 1992, geglie-
dert nach der
Gesamt-Stichprobe
(n = 33) und nach
standortskundlichen
Befundeinheiten
NJ
= Nadeljahrgang
St
= Gesamtschwefel
SO
4
-S
= Sulfat-
schwefel-Anteil in
Prozent zu St
Hf
= Höhere Berg-
lagen mit feuchtem
Klima
Mf
= Mittlere Berg-
lagen mit feuchtem
Klima
Uf, m
= Untere Berg-
lagen/Hügelland mit
feuchtem bzw. mäßig
trockenem Klima
Tm
= Tiefland mit
mäßig trockenem
Klima
R/K
= reiche/kräftige
Trophie
M
= mittlere Trophie
Z/A
= ziemlich
arme/arme Trophie
45
Ergebnisse
Element-
Stichproben-Charakteristika
Höhen- und Klimastufe (Median)
Trophiestufe (Median)
Gehalt
NJ
Perzentile
Min
Median
Max
H f
M f
U f, m
T m
R/K
M
Z/A
in d. TS
15
35
65
85
(n = 11)
(n = 7)
(n = 14)
(n = 1)
(n = 2)
(n = 21)
(n = 10)
N
1
14,1
14,7
16,7
17,5
12,5
15,9
19,2
15,5
15,4
16,1
14,1
15,8
15,6
15,9
(mg/g)
3
12,7
13,2
14,3
14,8
11,5
13,7
20,3
14,0
13,2
14,6
11,5
14,2
14,3
13,2
P
1
1,26
1,34
1,47
1,63
1,14
1,39
2,05
1,52
1,45
1,38
1,15
1,31
1,43
1,47
(mg/g)
3
0,98
1,03
1,14
1,24
0,74
1,08
1,83
1,16
1,19
1,03
0,74
1,10
1,09
1,12
St
1
1,6
1,8
2,0
2,4
1,2
1,9
2,8
1,8
1,9
2,1
1,5
1,8
2,0
1,7
(mg/g)
3
2,1
2,6
3,1
3,6
1,5
2,8
4,9
2,5
3,0
3,2
2,7
2,8
3,0
2,6
SO
4
-S 1 38 44 51 56 27 48 64 43 48 50 39 45 50 41
(% v. St)
3
57
64
72
75
35
69
84
63
70
68
73
68
68
65
K
1
4,2
5,8
6,9
7,8
3,5
6,6
10,4
6,5
6,4
6,1
5,6
5,2
6,2
6,8
(mg/g)
3
5,3
5,9
7,1
8,2
3,6
6,5
10,6
6,8
6,8
6,3
6,5
5,6
6,6
6,8
Ca
1
4,5
5,1
6,4
7,2
3,5
5,4
7,6
5,6
5,8
5,7
7,3
4,3
5,7
6,0
(mg/g)
3
6,0
6,5
8,7
10,8
4,7
7,2
16,1
7,2
7,3
9,1
11,4
7,5
8,4
7,5
Mg
1
0,73
0,89
1,13
1,26
0,53
1,01
1,57
0,99
0,96
1,04
1,47
0,93
1,03
1,04
(mg/g)
3
0,40
0,57
0,69
1,03
0,32
0,66
1,53
0,52
0,78
0,76
1,25
0,63
0,71
0,68
N/S
1
7,0
7,9
8,9
9,8
5,7
8,2
11,6
8,9
8,2
7,9
9,6
8,7
7,9
9,3
3
3,9
4,5
5,7
6,7
2,5
4,8
10,3
5,9
4,8
5,0
4,2
5,1
5,1
5,6
N/Mg
1
11,9
13,8
17,6
22,9
9,2
14,5
33,9
17,2
17,0
16,4
9,6
18,2
16,0
17,4
3
13,1
19,7
25,1
34,7
7,9
21,5
45,4
29,5
21,3
21,0
9,2
23,0
23,2
24,7
Mn
1
465
744
1 414
2 175
193
1 101
3 438
950
1 094
1 670
1 433
1 458
1 500
851
(mg/kg)
3
417
914
1 766
3 536
195
1 329
6 971
1 076
1 405
2 733
2 000
2 682
2 192
947
Fe
1
57
66
83
95
46
73
150
65
89
84
87
91
80
75
(mg/kg)
3
72
89
103
148
57
94
239
80
102
124
239
140
108
99
Al
1
86
108
135
152
57
118
183
104
111
141
82
129
126
108
(mg/kg)
3
140
188
234
268
88
213
396
166
192
272
223
306
222
182
Zn 1 26 31 36 42 25 31 62 37 32 33 46 26 34 36
(mg/kg) 3 21 23 31 36 15 26 62 28 27 29 52 24 29 29
Cu
1
2,5
2,8
3,2
3,6
2,3
2,9
4,6
3,2
3,3
2,9
2,5
3,2
2,9
3,4
(mg/kg)
3
2,5
2,6
3,1
3,5
2,3
2,8
7,0
3,1
3,5
2,8
2,8
2,8
3,1
3,2
Element-
Stichproben-Charakteristika
Höhen- und Klimastufe (Median)
Trophiestufe (Median)
Gehalt
NJ
Perzentile
Min
Median
Max
H f
M f
U f, m
T m
R/K
M
Z/A
in d. TS
15
35
65
85
(n = 0)
(n = 1)
(n = 8)
(n = 13)
(n = 0)
(n = 12)
(n = 10)
N
1
13,9
15,2
17,9
18,5
13,0
16,1
20,6
18,1
17,6
15,2
17,8
14,6
(mg/g)
2
13,6
16,1
18,9
19,7
12,5
16,9
22,9
19,7
19,0
15,8
19,0
15,0
P
1
1,19
1,29
1,39
1,71
0,92
1,36
1,82
1,04
1,45
1,38
1,41
1,36
(mg/g)
2
1,06
1,19
1,40
1,57
0,92
1,32
1,64
1,01
1,36
1,28
1,34
1,24
St
1
1,6
1,7
2,0
2,1
1,4
1,8
2,6
1,8
2,1
1,7
2,0
1,7
(mg/g)
2
1,7
1,8
2,1
2,2
1,4
2,0
2,4
2,0
2,1
1,8
2,1
1,8
SO
4
-S 1 38 42 46 49 32 43 54 36 45 44 43 44
(% v. St)
2
36
41
49
51
32
46
56
36
43
45
41
47
K
1
5,2
5,4
6,1
6,5
4,5
5,6
7,2
4,9
6,1
5,7
5,9
5,6
(mg/g)
2
4,2
4,6
5,3
5,6
3,5
4,7
7,2
3,5
5,2
4,9
5,0
5,0
Ca
1
2,1
2,2
2,6
4,0
1,6
2,4
4,4
2,0
3,1
2,6
2,9
2,5
(mg/g)
2
3,3
3,8
4,7
5,8
2,4
4,1
7,4
3,6
4,6
4,3
4,4
4,5
Mg
1
0,74
0,87
1,07
1,19
0,48
0,99
1,49
0,48
0,90
1,05
0,87
1,09
(mg/g)
2
0,59
0,74
0,90
1,05
0,35
0,81
1,31
0,35
0,78
0,90
0,71
0,97
N/S
1
8,0
8,4
9,1
9,7
7,3
8,9
10,6
10,1
8,7
8,9
9,0
8,7
2
7,7
8,0
9,4
10,1
7,0
8,5
10,7
10,1
9,0
8,6
9,2
8,3
N/Mg
1
12,4
15,4
18,8
24,6
9,0
16,8
37,5
37,5
21,0
15,1
21,9
13,9
2
12,4
18,7
24,5
29,6
10,8
21,4
56,7
56,7
25,8
19,0
28,8
16,5
Mn
1
168
212
496
738
125
368
1 132
975
631
283
636
208
(mg/kg)
2
250
316
745
1 195
186
478
1 473
1 403
906
438
937
310
Fe
1
153
184
229
262
115
197
1 358
156
371
216
318
211
(mg/kg)
2
196
217
284
339
125
250
2 314
150
471
284
403
277
Al
1
358
377
436
506
254
403
600
378
438
400
406
422
(mg/kg)
2
355
391
569
605
248
474
730
337
471
498
453
514
Zn 1 41 46 55 61 36 47 67 47 50 50 49 51
(mg/kg)
2
41
44
61
72
36
47
78
47
52
54
50
56
Cu
1
3,2
3,5
4,0
5,1
2,6
3,7
9,1
3,5
3,9
4,3
4,2
4,0
(mg/kg)
2
2,8
3,0
3,5
3,9
2,7
3,3
4,5
3,0
3,6
3,2
3,5
3,2
Tab. 4:
Ernährung der BZE-
Kiefern 1992, geglie-
dert nach der Gesamt-
Stichprobe (n = 22)
und nach standorts-
kundlichen Befundein-
heiten
NJ
= Nadeljahrgang
St
= Gesamtschwefel
SO
4
-S
= Sulfat-
schwefel-Anteil in Pro-
zent zu St
Hf
= Höhere Berg-
lagen mit feuchtem
Klima
Mf
= Mittlere Berg-
lagen mit feuchtem
Klima
Uf, m
= Untere Berg-
lagen/Hügelland mit
feuchtem bzw. mäßig
trockenem Klima
Tm
= Tiefland mit
mäßig trockenem
Klima
R/K
= reiche/kräftige
Trophie
M
= mittlere Trophie
Z/A
= ziemlich
arme/arme Trophie

Mit
Phosphor
sind Fichte und Kiefer nahezu aus-
nahmslos ausreichend bis reichlich versorgt
(vgl.
Abb. 56a, b);
Abhängigkeiten zu den Höhen- und
Trophiestufen bestehen nicht, ältere Nadeln sind
phosphorärmer als 1-jährige
(vgl. Tab. 3, 4).
Die
Punkte unterhalb der N/P-Optimum-Geraden
(8 Fichten- bzw. 18 Kiefern-Bestände = 24 bzw.
82 %) zeigen zwar eine – auf Phosphor bezogen –
reichliche N-Ernährung, aber noch keine extrem
disharmonische Elementrelation an.
Das
Kaliumernährungsniveau
der Kiefer
(vgl.
Abb. 58b)
ist hoch, nach dem Nadelalter abgestuft
(1-jährige Nadeln > 2-jährige Nadeln) und in seiner
Differenzierung ohne Bezug zu den Standortsein-
heiten
(vgl. Tab. 4).
Folgt man H
OFMANN und
K
RAUSS (1988), sind für die Punkte 8, 89 und 113
entsprechende Fremdstoffeinträge nicht auszu-
schließen. Andererseits liegen an nahezu allen
Punkten die N/K-Relationen über dem Optimalwert
von 2,3; daran gemessen hätten niedrigere K-Ge-
halte deutlichere Elementdisharmonien zur Folge.
Demgegenüber wird für die Fichten
(vgl. Abb. 58a)
eine ausgeglichenere Stickstoff- und Kaliumversor-
gung ausgewiesen mit Ausnahme der 7 Bestände
im beginnenden Mangelbereich (14, 176, 186, 194,
Abb. 56a, b:
Stickstoff- und Phos-
phor-Gehalte in
1-jährigen Fichten-
bzw. Kiefern-Nadeln
der BZE-Stichprobe
1992:
rote Linien = Mangel-
grenzen;
blaue Linie=harmoni-
sches N/P-Verhältnis
Abb. 57:
Perzentile der Sum-
menhäufigkeitsvertei-
lung der Stickstoffge-
halte in 1-jährigen
Kiefern-Nadeln der
BZE-Stichprobe 1992
[mg P/g TS]
2,4
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
BZE 1992: 1-jähr. Fichten-Nadeln
11,0
12,0
13,0
14,0
15,0
16,0
17,0
18,0
19,0
20,0
[mg N/g TS]
[mg P/g TS]
2,4
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
11,0
12,0
13,0
14,0
15,0
16,0
17,0
18,0
19,0
20,0
21,0 [mg N/g TS]
Mangel (< 16 mg/g TS)
< 15 % (< 13,9 mg/g TS)
35 % (≤ 15,2 mg/g TS)
65 % (≤ 17,9 mg/g TS)
85 % (≤ 18,5 mg/g TS)
> 85 % (> 18,2 mg/g TS)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
BZE 1992: 1-jähr. Kiefern-Nadeln
47
Ergebnisse
46
Ergebnisse
209, 242, 305). Allerdings sind bei 5 von ihnen (14,
176, 186, 194, 209) die 3-jährigen Nadeln kalium-
reicher als die 1-jährigen, sodass dort Ernährungs-
defizite zunächst ausgeschlossen werden können.
Die Kaliumernährung zeigt sich gleichfalls nicht an
die Standortseinheiten gebunden.
Die
Kalziumernährung
der Kiefern und Fichten
schwankt in einem weiten Rahmen, wobei die älte-
ren Nadeln bis auf einen Kiefernbestand (89)
erwartungsgemäß kalziumreicher als 1-jährige sind.
Insgesamt liegt das Niveau der Fichte
(vgl. Tab. 3)
deutlich über dem der Kiefer
(vgl. Tab. 4),
Stand-
ortsbezüge fehlen. Beginnender Mangel wird für
Kiefer und Fichte einheitlich bei Unterschreitung
von 2,0 mg Ca/g TS in 1-jährigen Nadeln angenom-
men. Danach sind die Fichten stets ausreichend
ernährt. Vier Kiefernbestände ( 3, 8, 29, 113) haben
zwar relativ kalziumarme 1-jährige Nadeln
(< 2,1 mg Ca/g TS), gleichzeitig aber kalziumreiche-
re 2-jährige Nadeln, ein Mangel liegt also nicht vor.
Die
Schwefelgehalte
1- und 2-jähriger Kiefernna-
deln sind standörtlich kaum differenziert und etwa
gleich hoch
(vgl.Tab. 4).
Dieser fehlende Anreiche-
rungseffekt deutet zunächst darauf hin, dass die
Bestände keiner gravierenden Schwefelbelastung
ausgesetzt sind; der von H
OFMANN und KRAUSS
(1988) oberhalb 2,7 mg S/g TS angesetzte Belas-
tungsbereich wird nicht erreicht
(vgl. Abb. 59).
Nach S
TRASBURGER (1987) stehen Stickstoff und
Schwefel bei den Zellproteinen in einem konstanten
Anteil von 36 Atomen N zu einem Atom S. Daraus
folgt ein optimales N/S-Verhältnis von etwa 15, das
in
Abb. 59
als blaue Linie dargestellt worden ist und
von allen Probepunkten deutlich unterschritten
wird. Der Median liegt um 9, der höchste Quotient
nur bei 11
(vgl. Tab. 4).
Aus diesen disharmoni-
schen schwefeldominierten Elementrelationen
resultieren physiologische Belastungen dahin
gehend, dass der Schwefel nicht mehr vollständig
als Eiweiß gebunden wird, sondern teilweise als
Sulfat-Schwefel vorliegt – im Mittel etwa 45 % des
Gesamt-Schwefels
(vgl. Tab. 4)
– und von Metall-
kationen (K, Mg, Ca) „entgiftet“ werden muss. Vor
diesem Hintergrund markiert die o. g. Belastungs-
grenze vermutlich okular sichtbare Schäden, nicht
Abb. 58a, b:
Stickstoff- und Kali-
um-Gehalte in
1-jährigen Fichten-
bzw. Kiefern-Nadeln
der BZE-Stichprobe
1992:
rote Linien = Mangel-
grenzen;
blaue Linie=harmoni-
sches N/K-Verhältnis
[mgK/gTS]
11,0
10,0
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
11,0 12,0 13,0 14,0 15,0 16,0 17,0 18,0 19,0 20,0 [mgN/gTS]
[mg K/g TS]
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
4,5
4,0
3,5
3,0
11,0 12,0 13,0 14,0 15,0 16,0 17,0 18,0 19,0 20,0 21,0 [mgN/gTS]
BZE 1992: 1-jähr. Fichten-Nadeln
BZE 1992: 1-jähr. Kiefern-Nadeln
[mg S/g TS]
2,8
2,6
2,4
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
BZE 1992: 1-jähr. Kiefern-Nadeln
11,0 12,0 13,0 14,0 15,0 16,0 17,0 18,0 19,0 20,0 21,0 [mgN/gTS]
Abb. 59:
Stickstoff- und Schwe-
fel-Gehalte in 1-jähri-
gen Kiefern-Nadeln
der BZE-Stichprobe
1992:
rote Linie=Mangel-
grenzen;
violette Linie=Belas-
tungsschwelle;
blaue Linie=harmoni-
sches N/S-Verhältnis

Abb. 62).
Danach sind 8 Bestände (134, 152, 174,
184, 209, 233, 248, 252) latent (< 0,60 mg Mg/g
TS), 3 Bestände (160, 198, 212) akut (0,35 mg
Mg/g TS) unterversorgt, für 18 Bestände (= 55 %)
liegen die N/Mg-Relationen teilweise deutlich über
dem harmonischen Quotienten von 20.
Die Mangelbestände stocken vornehmlich in den
oberen und mittleren Berglagen auf Gneis-,
Phylitt-, Granit- und Schieferböden, seltener in
den Unteren Lagen
(vgl. Abb. 63)
und sind durch
entsprechende Mangelchlorosen älterer Nadeln
gekennzeichnet.
Dieser Bezug zu den Höhen-/Klimastufen
(vgl. Tab.
3)
wird in
Abb. 64
besonders für die 3-jährigen
Nadeln augenscheinlich. Die losere Korrelation bei
den 1-jährigen Nadeln spiegelt bauminterne Mg-
Umlagerungsprozesse wider. Diese bewirken auch
den Anstieg der Mg-Gehalte 1-jähriger Nadeln nach
Kalkungsmaßnahmen für die 7 Bestände, die sich
über der Ausgleichsgeraden im Höhenbereich
680–820 m eingruppieren. Demgegenüber fügen
sich die Mg-Spiegel der zugehörigen 3-jährigen
Nadeln zwanglos in die übrige Punktwolke ein, pro-
fitieren also von der Kalkung in geringerem Maße
als die physiologisch aktiveren jungen. Für den
Punkt 205 müssen basische Flugascheeinträge eines
lokalen Emittenten angenommen werden.
Die
Spurenelement
-Versorgung beider Baumarten
(vgl. Tab 3, 4)
ist weitgehend frei von Mangel und
auffälligen Belastungen. Die Mangan-Ernährung
der Fichten schwankt in einem weiten Rahmen. Die
Kiefern weisen deutlich niedrigere Spiegelwerte
auf, etwa 30 % der Stichprobe (= 7 Bestände) sind
knapp versorgt (unter 212 mg/kg TS). Mit
Eisen
sind beide Baumarten durchweg optimal ernährt
(Fichte > 30 mg Fe/kg TS, Kiefer > 120 mg Fe/kg
49
Ergebnisse
aber die Schwelle physiologischer Stressreaktionen.
Demgegenüber sind die 3-jährigen Fichtennadeln
auffallend schwefelreicher als 1-jährige
(vgl. Abb.
60).
Diese Altersanreicherung sowie Nadelspiegel-
werte bis weit über 4,0 mg S/g TS weisen auf eine
kontinuierliche, teilweise toxische SO
2
-Belastung
im Untersuchungszeitraum hin. Sie ist vergleichs-
weise gering im Vogtland
(vgl. Abb. 61),
wo bis
1990 auch nur schwache oder keine Immissions-
schäden kartiert wurden. In den oberen und mittle-
ren Berglagen des Erzgebirges wechseln Bestockun-
gen mit hohen S-Spiegelwerten (151, 160, 186) und
solche mit mittleren und vergleichsweise niedrigen
Gehalten miteinander ab. Die höchsten Werte wur-
den in den Unteren Berglagen/Hügelland
(vgl.
Tab. 3)
in exponierter Lage zu Luftmassenströmun-
gen aus dem Zwickau-Meeraner-Industriegebiet
(252, 255), der Braunkohlen- bzw. Chemieindustrie
um Böhlen/Borna (302), den Kraftwerken Hirsch-
felde und Turow (8) oder lokalen Nahemittenten
(205) gefunden. Zwischen Standortstrophie und
S-Ernährung bestehen keine Beziehungen. Stärker
noch als bei der Kiefer reichert sich vor allem in
den 3-jährigen Fichtennadeln Sulfat-Schwefel an
(vgl. Tab. 3)
und belastet den Stoffwechsel.
Unzureichend mit
Magnesium
versorgt
(< 0,75 mg Mg/g TS in 1-jährigen Nadeln) sind nur
3 Kiefernbestände (3, 8, 89), in 8 Beständen
(= 36 %) wird das harmonische N/Mg-Verhältnis
von 17 überschritten
(vgl. Tab. 4).
Die Magnesium-
spiegel der physiologisch aktivsten 1-jährigen Fich-
tennadeln liegen bei 7 Beständen (152, 160, 174,
198, 233, 248, 252) unterhalb der Grenze für laten-
ten Mangel (< 0,80 mg/g TS), für 94 % der Stich-
probe (= 31 Bestände) weisen N/Mg-Quotienten
über 10 eine disharmonische N-Mg-Ernährung aus.
Noch deutlicher wird die labile Magnesium-
ernährung an den 3-jährigen Nadeln sichtbar
(vgl.
48
Ergebnisse
Abb. 61:
Perzentile der Sum-
menhäufigkeitsvertei-
lung der Schwefelge-
halte in 3-jährigen
Fichten-Nadeln der
BZE-Stichprobe 1992
[mg S/g TS]
5,0
4,5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
11,0 12,0 13,0 14,0 15,0 16,0 17,0 18,0 19,0 20,0 21,0 [mgN/gTS]
BZE 1992: 1-und 3-jähr. Kiefern-Nadeln
[mg Mg/g TS]
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
11,0
12,0
13,0
14,0
15,0
16,0
17,0
18,0
19,0
20,0
21,0 [mg N/g TS]
BZE 1992: 3-jährige Fichten-Nadeln
Belastung (> 1,5 mg/g TS)
toxisch (> 2,3 mg/g TS)
< 15 % (< 2,1 mg/g TS)
35 % (≤ 2,6 mg/g TS)
65 % (≤ 3,1 mg/g TS)
85 % (≤ 3,6 mg/g TS)
> 85 % (> 3,6 mg/g TS)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 60:
Stickstoff- und Schwe-
fel-Gehalte in 1-jähri-
gen (Voll-Kreis) und
3-jährigen (Leer-
Rhombus) Fichten-
Nadeln der BZE-Stich-
probe 1992:
rote Voll- bzw. Strich-
Linie = N-Mangel-
grenze bzw. S-Grenze
für luxuriös bis toxisch
bei 1- bzw. 3-jährigen
Nadeln;
blaue Linie = optima-
les N/S-Verhältnis
Abb.62 :
Stickstoff- und
Magnesium-Gehalte
in 3-jährigen Fichten-
Nadeln der BZE-
Stichprobe 1992:
rote Strich- bzw. Voll-
Linie = latenter bzw.
akuter Mangel;
blaue Linie = harmo-
nisches N/Mg-Ver-
hältnis
latenter Mangel (< 0,60 mg/g TS)
akuter Mangel (< 0,35 mg/g TS)
< 15 % (< 0,40 mg/g TS)
35 % (≤ 0,57 mg/g TS)
65 % (≤ 0,69 mg/g TS)
85 % (≤ 1,03 mg/g TS)
> 85 % (> 1,03 mg/g TS)
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 63:
Perzentile der Sum-
menhäufigkeitsvertei-
lung der Magnesium-
gehalte (mg Mg/g TS)
in 3-jährigen Fichten-
Nadeln der BZE-
Stichprobe 1992

zug durch die Biomasse sowie die Auswaschung
basischer Kationen mit dem Sickerwasser. Als
Resultat ergeben sich Unter- bzw. Überschreitun-
gen der kritischen Belastungsraten. Der Critical-
Load-Ansatz ist somit auf eine nachhaltige Stabi-
lität ausgerichtet und bietet sich auch als theoreti-
sche Grundlage zur Überprüfung des von der Forst-
wirtschaft entwickelten Nachhaltigkeitsprinzips im
Sinne einer ökologischen Nachhaltigkeit der Wald-
bewirtschaftung an.
Kritische Belastungsraten werden für übermäßige
(eutrophierende) Stickstoffeinträge sowie für die
Einträge der Säurebildner Schwefel und Stickstoff
kalkuliert. Die Ergebnisse der sächsischen BZE-
Punkte wurden vor dem Hintergrund der Stoffbelas-
tung der Jahre 1995 kalkuliert und sind in den fol-
genden
Abb.
dargestellt.
3.4.1 Critical Loads für eutrophierenden
Stickstoff
Aus ökologischer Sicht sind eutrophierende, d. h.
übermäßige Stickstoffeinträge in Waldökosysteme
insofern gravierend, da unter naturnahen Bedingun-
gen Stickstoff im Vergleich zu anderen Nährstoffen
knapp ist und sich Ökosysteme im Verlauf der Evo-
lution auf diese natürliche Mangelsituation einge-
stellt haben. Insbesondere infolge der Verbrennung
fossiler Energieträger in den Bereichen Verkehr
und Industrie, aber auch durch den Einsatz stick-
stoffhaltiger Düngemittel und die Tierhaltung in der
Landwirtschaft, haben diese anthropogenen Stick-
stoffeinträge die natürlichen Kreisläufe vielfach
dahin gehend verändert, dass der einstmalige Man-
gelnährstoff im Überfluss vorhanden ist. Dadurch
können ökologische Effekte oder Wirkungen auf-
treten, die zur Destabilisierung des Ökosystems bei-
tragen. Dies sind z. B. eine disharmonische
Ernährung, verminderte Frosthärte, steigende
Schädlingsanfälligkeit oder ein erhöhtes Windwurf-
risiko. Aus langjährigen Beobachtungen und expe-
rimentellen Ergebnissen konnten für Waldökosyste-
me – je nach Vegetationstyp – kritische Stickstoff-
eintragsraten zwischen etwa 5 und 20 kg pro ha und
Jahr ermittelt werden. Die Kartendarstellung in
Abb. 65
zeigt, dass einerseits diese über einen empi-
rischen Ansatz abgeleiteten Werte durch die Criti-
cal-Load-Berechnungen bestätigt werden. Anderer-
seits wird deutlich, dass die ökologisch langfristig
vertretbare Stickstoffbelastbarkeit – hauptsächlich
51
Ergebnisse
TS).
Zink
mangel ist für Fichte (< 30 mg Zn/kg TS)
und Kiefer (< 40 mg Zn/kg TS) gleichfalls auszu-
schließen. Der
Kupfer
status liegt bei 35 % der
Fichtenstichprobe (= 12 Bestände) mit < 3 mg
Cu/kg TS an der Grenze zum Mangelbereich, die
Kiefern sind ausreichend versorgt (> 3 mg Cu/kg
TS). Bei Kiefer sind die
Aluminium
-Nadelspiegel
höher als bei Fichte, sie liegen für beide Baumarten
innerhalb der üblichen Schwankungsbreiten.
An 3 Probepunkten mittlerer Trophie und Wasser-
versorgung in den Mittleren Berglagen (8: Luchsen-
burger Decklöss-Braunstaugley; 89, 90: Laußnitzer
Granit-Braunerde) mit etwa 40-jährigen Fichten-
Kiefern-Mischbeständen konnte die Ernährung bei-
der Baumarten verglichen werden. Danach hat die
Fichte ein höheres Kalzium-, Magnesium- und vor
allem Mangan-Ernährungsniveau als die Kiefer und
zeichnet sich durch höhere Schwefelgehalte der
nichtrezenten Nadeln aus. Demgegenüber liegen die
Eisen- und Aluminiumspiegelwerte der Kiefer über
denen der Fichte.
Aus den bisher vorgestellten Ergebnissen wurde
deutlich, dass Luftschadstoffe über deren Eintrag
mit den Niederschlägen in Waldökosysteme (Depo-
sition) – neben direkten, akuten Wirkungen (z. B.
Blattschäden) – vor allem indirekte, chronische
Wirkungen hervorrufen. Sie betreffen insbesondere
durch die chemischen Veränderungen des Bodens
das gesamte Ökosystem. Diese Erkenntnis führte in
den letzten Jahren zu neuen Strategien der Luftrein-
haltung. Es wurden international Methoden zur
ganzheitlichen, ökosystemaren Bestimmung der
Empfindlichkeitsbereiche von Ökosystemen
gegenüber den Stoffeinträgen abgestimmt, die eine
fundierte Abschätzung der tatsächlichen Belas-
tungsgrenzen erlauben (N
AGEL und GREGOR 1999).
Die Grundannahme dabei ist, dass die langfristigen
Stoffeinträge gerade noch so hoch sein dürfen, wie
den daraus resultierenden Belastungen ökosystem-
interne Prozesse gegenüberstehen, die den Eintrag
puffern, speichern, aufnehmen oder in unbedenkli-
chen Mengen aus dem Ökosystem austragen kön-
nen. Damit werden auf der Grundlage der spezifi-
schen Eigenschaften der jeweiligen Ökosysteme die
kritischen Belastungsraten (Critical Loads) ermit-
telt. Sie legen nach dem heutigen Stand des Wis-
sens die langfristig als ökologisch unbedenklich
angesehenen Belastungsraten fest. Grundlage für
die Bewertung der Auswirkungen von Stoffeinträ-
gen ist dabei die Zusammensetzung bzw. Reaktion
der Bodenlösung, die folglich als Kontrollindikator
dient. Critical Loads können somit auch als die
maximale Deposition beschrieben werden, bei
deren langfristigem Eintrag sich die Verhältnisse in
der Bodenlösung nicht dahin gehend ändern, dass
als kritisch erkannte Werte – wie z. B. niedrige pH-
Werte und die Freisetzung von Aluminium in die
Bodenlösung – auftreten. Modellmäßig werden
hierzu Ergebnisse zu Stoffeintrags- bzw. Depositi-
onsraten der betreffenden Waldbestände bzw. der
BZE-Punkte – abgeleitet z. B. aus gemessenen
Stoffflussdaten aus Forstlichen Dauerbeobach-
tungsflächen (R
ABEN et al. 1996, 1999) – den für
den einzelnen Standort kalkulierten Bodenreaktio-
nen gegenübergestellt. Zentrale Belastungsindikato-
ren des Bodens sind der Versauerungsgrad, die Ver-
witterung basischer Kationen und der Nährstoffent-
50
Abb. 64:
Abhängigkeit der Mg-Gehalte in 1- und 3-jährigen Fichten-Nadeln der BZE-
Stichprobe 1992 von der Höhenlage der Bestände:
1-jährige Nadeln = Voll-Kreis (n = 33), y1 = 0,0003x + 1,1854,
r = 0,253, Voll-Linie;
3-jährige Nadeln = Leer-Rhombus (n = 31), y3 = 0,0007x + 1,0962,
r = 0,503 (signif.), Strich-Linie
Abb. 65:
Kritische jährliche
Belastungsraten
(Critical Loads) für
eutrophierenden
Stickstoff an den BZE-
Punkten
Ergebnisse
[mg Mg/g TS]
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Höhe
[m ü. NN]
BZE 1992: 1-und 3-jähr. Fichten-Nadeln
205
< 5,0 kg/ha
5,0 – 7,5 kg/ha
7,5 –10,0 kg/ha
10,0 –12,5 kg/ha
12,5 –15,0 kg/ha
15,0 –17,5 kg/ha
> = 17,5 kg/ha
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Kalkung1989-91
3.4 Kritische Belastungsraten (Critical Loads)

zentrationen von Ca, Mg und K) nimmt ökologisch
bedenkliche Werte an
(vgl. S. 38 ff).
Um derartige
Prozesse langfristig auszuschließen, wird bei der
Critical-Load- Berechnung ein pH-Wert der Boden-
lösung von 4,0 vorgegeben und ein Bc/Al-Verhält-
nis in Abhängigkeit von der unterschiedlichen
Empfindlichkeit der Baumarten von mindestens 1
gefordert.
Aus den Ergebnissen in der
Abb. 67
wird deutlich,
dass im Bezugsjahr 1995 mit noch hohen Schwefel-
belastungen und ebenfalls hohen Säureeinträgen in
den Waldökosystemen (R
ABEN et al. 1996, RABEN
und ANREAE 1999) die
ökologisch langfristig tole-
rierbare Säurebelastung
auf sämtlichen Standor-
ten sehr deutlich – meistens sogar um ein Vielfa-
ches –
übertroffen
wurde. Die akzeptable jährliche
Säure-Belastungsrate beträgt im pleistozänen Flach-
land überwiegend nur zwischen 1und maximal 2
Kiloäquivalente (keq) pro Hektar, während in den
Hügel-, Berg- und Hochlagen – wiederum mit Aus-
nahme der Substrate auf Quadersandstein im
Bereich der Sächsischen Schweiz – das Schwerge-
wicht zwischen 2 und 3 keq/ha liegt. Im Jahr 1995
wurden etwa 75 % der Überschreitungen durch die
Schwefeldeposition und der Rest durch Stickstoff-
verbindungen induziert. In den Jahren 1996 bis
1997 haben sich die Schwefel- und Säurebelastun-
gen jedoch erheblich vermindert (SMUL 1999) und
es kann davon ausgegangen werden, dass die Criti-
cal Loads für den Säureeintrag mittlerweile in den
Tief- und Hügellagen vielfach den tolerierbaren
Grenzwert erreichen. Darauf verweisen die Ergeb-
nisse aus den Forstlichen Stoffbilanzstationen des
LFP (Level II der EU). Sie machen aber auch deut-
lich, dass infolge der anhaltend hohen Stickstoffein-
träge deren Anteil an der Gesamtsäurebelastung in
den Waldökosystemen vielfach auf etwa 50 %
angestiegen ist.
53
Ergebnisse
bedingt durch allgemein wüchsige Fichtenbestände
in den höheren Lagen bei gleichzeitig relativ hohen
Stickstoff-Immobilisierungsraten – zu den südli-
chen Landesteilen hin ansteigt. Dennoch werden
an
sämtlichen BZE-Punkten die kritischen N-Belas-
tungsraten mehr oder weniger stark überschrit-
ten
(vgl. Abb. 66).
Das Schwergewicht der Über-
schreitungen liegt nochmals zwischen 5 und 20 kg
pro ha und Jahr, wodurch die vertretbare Rate oft-
mals um ein Vielfaches übertroffen wird. Diese
Feststellung trifft insbesondere für Standorte im
Hügel- und Flachland zu und ist trotz des Bezugs-
jahres 1995 weiterhin aktuell, da in den letzten Jah-
ren die Stickstoffeinträge der Waldökosysteme – im
Gegensatz zu den regional deutlich verminderten
Schwefeleinträgen – das hohe Niveau beibehalten
haben (S
MUL 1999).
3.4.2 Critical Loads für die Säurebildner
Schwefel und Stickstoff
Gemäß der Critical-Load-Betrachtung im Sinne von
ökologischen Belastungsgrenzen wird als Critical
Load für Säureeinträge die höchste Deposition von
säurebildenden Verbindungen verstanden, die lang-
fristig nicht zu schädlichen Effekten in Struktur und
Funktion der Ökosysteme führen.
Wie im
Kap. 3.2.4.1
beschrieben, ist in heutiger
Zeit die Versauerung von Waldökosystemen insbe-
sondere auf Schwefel- und Stickstoffeinträge
zurückzuführen. Diese werden erst in der Atmos-
phäre aus den Vorläufersubstanzen Schwefeldioxid
und Stickstoffoxide über Kontakt mit der Feuchtig-
keit der Luft zu Schwefel- bzw. Salpetersäure
umgewandelt. Generell reagiert der Boden auf diese
Säurebelastungen durch die beschriebenen pH-
abhängigen Puffersysteme
(vgl. S. 20 ff).
Während
in basenreichen Böden eine Pufferung über die
Freisetzung der basischen Kationen erfolgt, verän-
dern sich bei pH-Werten zwischen 5,0 und 4,2 die
Kationenaustauschverhältnisse der Böden insofern,
als vermehrt Al-Ionen aus dem Gerüst der Tonmi-
nerale basische Kationen verdrängen und anderer-
seits Austauscheroberflächen blockieren. Unterhalb
pH 4,2 (Aluminiumpufferbereich) treten zuneh-
mend Al
3+
-Ionen in die Bodenlösung über und das
Verhältnis zwischen der Aluminiumkonzentration
und der Summe der Konzentrationen gelöster Ele-
mente aus dem Basenbestand der Bodenminerale
(Bc/Al-Verhältnis, Bc = Summe der molaren Kon-
52
Ergebnisse
keine Überschreitung
< 5kg/ha
5 – 10 kg/ha
10 – 15 kg/ha
15 – 20 kg/ha
20 – 25 kg/ha
> = 25 kg/ha
Chemnitz
Dresden
Leipzig
keine Überschreitung
< 2 keq/ha
2 – 3 keq/ha
3 – 4 keq/ha
4 – 5 keq/ha
5 – 6 keq/ha
> = 6 keq/ha
Chemnitz
Dresden
Leipzig
Abb. 66:
Überschreitungen der
kritischen Belastungs-
raten (Critical Loads)
für eutrophierenden
Stickstoff an den BZE-
Punkten
(Bezugsjahr 1995)
Abb. 67:
Überschreitungen der
kritischen Belastungs-
raten (Critical Loads)
für die Säurebildner
Schwefel und Stick-
stoff an den BZE-
Punkten
(Bezugsjahr 1995)

Eine direkte Maßnahme zur Verhinderung von Säu-
retoxizität ist die
Waldkalkung.
Sie ist kein All-
heilmittel und im Hinblick auf eventuell kurzfristige
überschießende Nitrifizierung der organischen Auf-
lagen nicht völlig risikolos und hat dementspre-
chend standortsgemäß und den Säureeinträgen der
Waldökosysteme angepasst zu erfolgen. Allerdings
lässt sich durch die dabei ausgebrachten Kalk- bzw.
Puffermengen auf keinen Fall die über einen langen
Zeitraum nutzungs- und depositionsbedingte
Bodenversauerung rückgängig machen. Vielmehr
stellt sie den Versuch dar, über eine moderate
Zufuhr von Pufferkapazitäten noch vorhandene
standortstypische Regelmechanismen zu stabilisie-
ren bzw. neu zu etablieren.
In den Jahren 1992 bis 1997 wurden in den sächsi-
schen Wäldern im Rahmen der bundesweiten
Bodenzustandserhebung im Wald (BZE) die 280
Stichprobenpunkte des 4 x 4-km-Raster der jährli-
chen Waldschadenserhebung (WSE) beprobt.
Neben einer standörtlichen Aufnahme wurden
Boden-, Humus- und Nadelproben gewonnen und
analysiert. Zur Gewährleistung einer überregionalen
Vergleichbarkeit der Erhebung wurden die ange-
wandten Methoden streng nach den Richtlinien der
BZE-Arbeitsanleitung durchgeführt und die Qualität
der Laboranalysen durch die regelmäßige Teilnah-
me an europaweiten Ringanalysen überprüft.
Insbesondere aus den Ergebnissen zu Kationenaus-
tauschkapazität, Basensättigung und pH-Wert ergibt
sich eine
auch in den Wäldern Sachsens groß-
flächig ausgeprägte Bodenversauerung
, deren
negative Auswirkungen für das gesamte Waldöko-
system vor allem auf den Einfluss durch Immissio-
nen zurückzuführen sind. Besonders gravierend ist,
dass mit Ausnahme einzelner sekundär aufgebaster
Standorte des pleistozänen Tieflandes sowie der
nährstoffreichen Auenböden und der Böden auf
allerdings nur kleinflächig ausgebildeten basaltbe-
einflussten Substraten, die Oberböden bis in 30 cm
Tiefe pH-Werte überwiegend deutlich unterhalb von
4,2 aufweisen. Die weitaus größte Anzahl der unter-
suchten Standorte ist damit im Hauptwurzelbereich
dem Aluminium-, Aluminium/Eisen- und Eisenpuf-
ferbereich zuzuordnen. Selbst unterhalb von 60 cm
Bodentiefe befinden sich die Böden unter Säurebe-
lastung bei den nur unzureichenden Pufferkapazitä-
ten im Al-Pufferbereich. Die Basensättigung
erreicht nur auf den vorgenannten besseren Sustra-
ten sowie den Löss-Standorten des Hügellandes –
dann allerdings erst in größeren Bodentiefen – Wer-
te oberhalb von 15 % und die
Elastizität der Böden
gegenüber Säurestress
ist entsprechend
gering
.
Besonders niedrige Basensättigungen unter 5 %
mit nur sehr geringen Elastizitäten bis in 90–140 cm
Tiefe treten gehäuft auf den Graniten und Gneisen
des Erzgebirges sowie im Verbreitungsgebiet des
Quadersandsteins auf. Die so genannte Versaue-
rungsfront kann bis in das Rohwasser bewaldeter
Wassereinzugsgebiete durchschlagen, was entspre-
chend umfangreiche Maßnahmen bei der Trinkwas-
seraufbereitung erforderlich macht. Von derartig
verarmten, sauren Mineralböden ist zudem nur noch
eine sehr eingeschränkte Reglerfunktion bezüglich
einer ausgeglichenen Waldernährung zu erwarten.
In etwa
90 % der Waldböden
werden im Haupt-
wurzelbereich zwischen 10 und 60 cm Tiefe
nur
niedrige und mittlere effektive Kationenaus-
tauschkapazitäten
angetroffen. Die aktuellen Puf-
ferkapazitäten bzw. -reserven sind damit im Zuge
des Kationenaustausches bei der Säurepufferung all-
gemein relativ rasch verbraucht. In Verbindung mit
den überwiegend geringen Basensättigungsgraden
stellt sich unter Säurebelastung oftmals eine pH-
Wertabsenkung ein und die Böden gelangen in ein
anderes Puffersystem. Mit Ausnahme der flächen-
mäßig relativ unbedeutenden Böden auf den
genannten nährstoffreicheren Substraten besteht
landesweit ein
starkes bis sehr starkes Säure-
belastungsrisiko
.
Allgemein ist festzustellen, dass
substratspezifi-
sche Unterschiede auffallend gering
ausgebildet
sind. Die Versauerung beschränkt sich nicht auf die
naturgemäß besonders schwach gepufferten Sand-
standorte des pleistozänen Tieflandes, die aufgrund
von sekundären Aufbasungen in der Vergangenheit
55
Schlussfolgerungen und Ausblick/Zusammenfassung
54
Schlussfolgerungen und Ausblick
4 Schlussfolgerungen und Ausblick
5 Zusammenfassung
Die Ergebnisse der Bodenzustandserhebung (BZE)
in Sachsen unterstreichen die auch in vergleichba-
ren Untersuchungen festgestellte Tatsache, dass
ohne eine
weitere Rückführung
der
Emissionen
auf ein ökosystemar langfristig verträgliches Maß
ein Schutz bzw. die Regeneration der Waldböden
nicht möglich ist. Dennoch lassen sich zahlreiche
wichtige Bausteine für die forstliche Praxis auf-
zählen, die ergänzend zu emissionsmindernden
Maßnahmen dazu beitragen können, die Bemühun-
gen zur Verringerung der ökosystemaren Belastun-
gen in den Waldökosystemen durch entsprechende
Maßnahmen der Waldbewirtschaftung
zu unter-
stützen.
Die
Nutzung der Wälder
sollte
durch eine öko-
systemgerechte, nachhaltig umweltschonende
Bewirtschaftung
erfolgen, deren Ziel insbesondere
die Verminderung von Stoffbelastungen aus Ent-
koppelungsprozessen des Stoffumsatzes der Wald-
ökosysteme ist. Dadurch können Belastungen auch
in benachbarten Systemen wie dem Grundwasserlei-
ter oder den Waldbächen vermieden werden. Dem-
nach haben forstliche Eingriffe bzw. waldbauliche
Maßnahmen – z. B. Durchforstungen – schonend zu
erfolgen, um übermäßige Auflichtungen und
dadurch möglicherweise induzierte Mineralisie-
rungsschübe der organischen Auflagen und diesbe-
zügliche Versauerungseffekte weitgehend zu ver-
hindern. Dies auch deshalb, da in den meisten Wäl-
dern erhebliche Nährelementvorräte in den Humus-
auflagen gespeichert sind, während gleichzeitig die
Elementvorräte des Mineralbodens nur gering sind,
sodass ein weiterer Vorratsabbau unbedingt zu ver-
meiden ist.
Die in der organischen Auflage fest-
gelegten Nährelemente gilt es im Zuge einer
schonenden Waldbehandlung ohne Kahlschläge
und Mineralisierungsverluste langfristig wieder
in den Stoffkreislauf der Waldökosysteme einzu-
binden.
Ein höherer Lichtgenuss durch eine Forst-
wirtschaft mit möglichst standortsgemäßen, arten-
reichen und strukturierten Waldbeständen kann über
eine besser bis leicht zersetzbare Streu der Bildung
von Auflagehumus und den damit verbundenen Ent-
koppelungsprozessen entgegenwirken. Zudem ist in
aufgelockerten, strukturierten Waldbeständen das
Binnenklima ökologisch günstiger zu bewerten und
durch die geringeren Blatt- und vor allem Nadel-
massen werden interne Versauerungsprozesse
gering gehalten. Um den Entzug von Nährelemen-
ten aus dem Stoffkreislauf des Waldökosystems
durch die Holzernte zu minimieren sollte ein mög-
lichst großer Anteil der Biomasse in Form von Blät-
tern, Nadeln, Reisig und Rinde im Wald verbleiben.
Darüber hinaus sind oftmals bereits eingewanderte
Weichlaubhölzer wie Birke, Weide, Erle und
Vogelbeere in den Waldbeständen zu fördern
bzw. verstärkt einzubringen, um den Humuszustand
und damit Humusform und Bodenzustand positiv zu
beeinflussen (B
ARTELT et al. 1999). Folglich hat
sich die Nutzfunktion dem Ziel einer Vermeidung
von Stoffdefiziten in Waldökosystemen im Sinne
einer stabilen Kreislaufwirtschaft unterzuordnen
und fördert auf diese Weise die Optimierung der
Selbstregulationsprozesse. Nur eine Holzproduktion
in Form einer nachhaltigen und ressourcenschonen-
den Waldbewirtschaftung dient nachhaltig auch der
Schutz- und Erholungsfunktion der Wälder.
Die Ergebnisse der Bodenzustandserhebung zeigen,
dass die natürlichen Kreisläufe der Waldökosysteme
haupsächlich durch die jahrzehntelangen anthropo-
genen Stoff- und Säurebelastungen nachhaltig
gestört sind und ihren Ausdruck in einer großflächig
tiefgründigen Bodenversauerung finden. Parallel zur
notwendigen Rückführung der Emissionen auf ein
ökosystemverträgliches Maß sind auf großer Fläche
Maßnahmen zum Objektschutz
zu fordern, die in
Anlehnung an U
LRICH (1986) und in Ergänzung der
oben genannten waldbaulichen Gesichtspunkte
einer ökosystemgerechten Waldbewirtschaftung vor
allem auf
die Verringerung des Risikos von Säu-
retoxizität, die Behebung akuter versauerungs-
bedingter Ernährungsstörungen sowie die Ver-
tiefung des potenziellen Wurzelraumes
ausgerich-
tet sein müssen. Dementsprechend sollte z. B. vor
der Neubegründung von Waldökosystemen, die
auch ohne die Deposition langfristig stabil und von
hoher Elastizität sein sollen, die Chance genutzt
werden, die Bodenversauerung durch
meliorative
Maßnahmen der Bodenbearbeitung
zurückzu-
führen (N
EBE und LEUBE 1995, MEYER-HEISIG
1996).

Die 1992 an 33 Fichten- und 22 Kiefern-Beständen
untersuchte
Ernährung
weist für Stickstoff bei
Kiefern im ehemals streugenutzten nordostsächsi-
schen Tiefland Mangel, für Fichte keine Auffällig-
keiten aus. Mit Phosphor, Kalium und Kalzium sind
beide Baumarten ausreichend bis optimal ernährt.
Die Schwefelgehalte in 1-jährigen und älteren
Nadeln der Kiefer unterscheiden sich kaum, die von
Fichte auffällig. Sie spiegeln eine
starke Schwefel-
belastung und entsprechende Stoffwechsel-
störungen
zum Zeitpunkt der Untersuchung wider.
Bis auf Magnesium zeigt keines der Mengenele-
mente einen Bezug zu den Standortseinheiten
„Höhen-/Klimastufe“ und „Trophiestufe“. Die
Mg-
Gehalte
3-jähriger Fichten-Nadeln kennzeichnen
für ein Drittel der Bestände
latenten bis akuten
Mangel
. Sie stocken vornehmlich in den oberen
und mittleren Berglagen
auf Gneis-, Phylitt-, Gra-
nit- und Schieferböden
. Mit abnehmender Meeres-
höhe verbessert sich die Magnesiumernährung und
ordnet sich so zwanglos in das Bild der „Hochla-
gen-Erkrankung“ ein. Die Spurenelement-Ernäh-
rung beider Baumarten ist weitgehend frei von
Mangel und Belastungen.
Vor dem Hintergrund anhaltend hoher Stickstoffein-
träge in Waldökosysteme werden die kritischen,
ökologisch langfristig
tolerierbaren N-Belastungs-
raten
(Critical Loads)
auf sämtlichen BZE-Stand-
orten
mehr oder weniger stark
überschritten
. Die
jährlichen Überschreitungen schwanken überwie-
gend zwischen 5 und 20 kg pro Hektar und betragen
damit oftmals ein Vielfaches der unbedenklichen
Eintragsrate.
Die
Critical Loads für den Säureeintrag
durch die
Säurebildner Schwefel und Stickstoff werden auf
der Grundlage der Depositionsdaten des Jahres
1995 ebenfalls an allen Aufnahmepunkten sehr
deutlich
überschritten
. Aufgrund der grenzüber-
schreitenden Reduktionsmaßnahmen im Bereich der
Schwefelemission haben sich in den letzten Jahren
die Schwefeleinträge in den sächsischen Waldöko-
systemen regional stark vermindert. Mitterweile
wird auf vereinzelten Standorten des Tief- und
Hügellandes die tolerierbare Säurebelastungsrate
erreicht. Durch die veränderte Zusammensetzung
der Stoffeinträge ist dagegen der Anteil der durch
die Stickstoffdeposition induzierten Säurebelastung
auf etwa 50 % angestiegen. Besonders in den west-
lichen Landesteilen wird sie oftmals allein durch die
Stickstoffdeposition bestimmt. Die höchste Gesamt-
belastung aus Stickstoff- und Schwefeleinträgen im
Jahr 2002 wiesen die Standorte des östlichen Erzge-
birges und des Elbsandsteingebirges auf.
Zur Verbesserung der insgesamt ungünstigen
Waldökosystemzustände ist trotz der erheblichen
Erfolge bei der Reduktion der Schwefelemissionen
und der damit verbundenen positiven Entwicklung
bei den Schwefel- und Säureeinträgen,
weiterhin
eine Verminderung der unkontrollierten Stoff-
einträge zu fordern
. Das gilt in verstärktem Maße
hinsichtlich der Umsetzung von Strategien zur Ver-
minderung von Stickstoffemissionen besonders in
den Bereichen Verkehr und Landwirtschaft.
Als ökosystemstabilisierende Maßnahme zur Kom-
pensation der regional weiterhin zu hohen Säureein-
träge und zur allmählichen langfristigen Verbesse-
rung des bodenchemischen Zustandes erscheint die
Waldkalkung in Verbindung mit gezielten melio-
rativen Bodenbearbeitungsverfahren
unverzicht-
bar. Waldbauliche Maßnahmen können die Stoffbe-
lastung in den Waldökosystemen zusätzlich vermin-
dern. Dazu zählt der
langfristige Waldumbau in
stabilere standortsgemäße Waldökosysteme
mit
i. d. R. höheren Laubholzanteilen unter Einsatz und
Förderung der so genannten Pionierbaumarten Bir-
ke, Weide, Erle oder Vogelbeere, die als dienende
Baumarten vor allem zur Bodenpflege beitragen.
57
Zusammenfassung
teilweise sogar relativ günstige bodenchemische
Parameter aufweisen, sondern sie ist flächen-
deckend und weitgehend substratunabhängig ausge-
prägt und verweist damit auf eine fortgeschrittene
Egalisierung bzw. Nivellierung des chemischen
Bodenzustandes
.
Eine
Differenzierung der Humusformen anhand
des C/N-Verhältnisses
, das als Indikator für die
biologische Bodenaktivität gilt, ist
nicht möglich
.
Es sind im Vergleich zu entsprechenden Referenz-
werten aus der Literatur deutlich engere Verhältnis-
se in den überwiegend „ungünstigen“ Humusformen
aus Rohhumus und rohhumusartigem Moder vor-
handen. Dies verdeutlicht eine Diskrepanz zwischen
Humuszustand und chemischem Bodenzustand und
dokumentiert die Entkopplung von morphologi-
schen und chemischen Eigenschaften von Humus-
formen. Die Diskrepanz der C/N-Verhältnisse ist
ferner als Indiz für eine
Überlagerung
der wesent-
lich von der Vitalität der Bodenorganismen gesteu-
erten
bodenökologischen Transformationsprozes-
se durch die Einträge von Stickstoffverbindun-
gen und Säurebildneren
zu werten. Diese Prozesse
werden oftmals im Verein mit einer nicht standorts-
gerechten Waldbewirtschaftung verstärkt.
Die überwiegend ungünstigen Humusformen sind
Beleg für die
Akkumulation von organischer
Substanz auf der Mineralbodenoberfläche
infol-
ge gehemmter Streuzersetzung, wodurch dem
Stoffkreislauf der Ökosysteme wesentliche Nähr-
stoffmengen entzogen werden. Mit Ausnahme der
wenigen Standorte mit günstigerer Humusform
(8 %) ist landesweit eine deutliche
Umverlagerung
der kurz- bis mittelfristig verfügbaren Nährele-
mentvorräte – vor allem von Magnesium – in die
Humusauflagen
festzustellen. Folglich sind die
größten Anteile des von den Wurzeln erreichbaren
Elementvorrates häufig besonders labil in der
Humusauflage gespeichert. Dadurch ist die Bedeu-
tung der organischen Auflage als Nährelementspei-
cher und -lieferant hoch, die Nährelementversor-
gung ist jedoch stark von den relativ stark schwan-
kenden Witterungsbedingungen abhängig. Die
Nährstoffvorräte
an sich erreichen
nur geringe
bis mittlere Werte
. Das betrifft insbesondere Kie-
fernwälder auf armen Substraten des pleistozänen
Flachlandes.
Die
Gehalte der Schwermetalle Blei und Kupfer
in den organischen Auflagen sind regional hoch
.
Hohe Gehalte konzentrieren sich auf die südlichen
Landesteile mit deutlichen Schwerpunkten im mitt-
leren und östlichen Erzgebirge. Die höchsten Blei-
gehalte und Grenzwertüberschreitungen treten im
Freiberger Raum bis hinüber nach Altenberg im
Erzgebirge auf. Die organischen Auflagen in den
Wäldern dieser Region gehören zu den am stärksten
Pb-belasteten Deutschlands. Bei Kupfer wird der
Grenzwert besonders häufig in der Region um Oels-
nitz, Stollberg und Aue südlich von Chemnitz über-
schritten. Hohe Kupfergehalte im obersten Horizont
der organischen Auflage wurden ebenfalls in der
Region nordöstlich von Leipzig zwischen Eilenburg
und Torgau festgestellt. Da Cadmium und Zink –
besonders in Fällen einer regional (z. B. im Erzge-
birge) sehr tief reichenden Bodenversauerung –
äußerst mobil sind, dürfen trotz der relativ geringen
Cd- und Zn-Gehalte der Humusauflagen die atmos-
phärischen Cd- und Zn-Einträge und die daraus
resultierenden Belastungssituationen des tieferen
Mineralbodens sowie des Sicker- und Quellwassers
nicht unterschätzt werden.
Untersuchungen zu Elementrelationen im Boden-
Wasser-Extrakt aus 30 bis 90 cm Bodentiefe unter-
streichen in Abhängigkeit von Basensättigung und
pH-Wert eine auf den Sandstein-, Gneis-, Schiefer-
und Phyllit-Standorten deutlich ausgeprägte Gefähr-
dung bzw.
Beeinträchtigung des Feinwurzel-
wachstums und der Pflanzenernährung
durch im
Vergleich zu Kalzium und Magnesium unverhält-
nismäßig
hohe Aluminiumgehalte der Boden-
lösung
. Dies ist auf Granitsubstraten weniger der
Fall und auf Deck- und Voll-Lössen im Hügellands-
bereich erscheint ein Risiko durch Al-Toxizität in
den betreffenden Tiefenstufen nicht gegeben.
Sulfat ist das dominierende Ion in der Boden-
lösung
. Dies deutet auf die anhaltend hohe Beein-
trächtigung der Waldböden durch Schwefeleinträge
hin. Die Belastung beruht jedoch nicht nur auf den
aktuellen S-Einträgen, sondern sie wird vielfach
durch Mobilisierungsvorgänge vormals gespeicher-
ter Schwefel- und Säurevorräte des Bodens über-
lagert und verstärkt die damit verbundenen
Versauerungsprozesse bzw. Nährstoffverluste der
Waldböden.
56
Zusammenfassung

59
Anhang
58
Anhang
6 Anhang
6.1 Verteilung und Kennziffern
der BZE-Punkte in Sachsen
Chemnitz
Dresden
Leipzig
6.2 Bewertungskriterien
nach ARBEITSKREIS STANDORTSKARTIERUNG (1996)
Tab. 5:
Pufferbereiche/
pH-Werte
Pufferbereich
Eisen
Eisen/Aluminium
Aluminium
Austauscher
Silikat
Carbonat
pH-Wert
< 3,2
3,2–3,8
3,8–4,2
4,2–5,0
> 5,0
> 6,2
Tab. 6:
Bewertung des Risikos
der Säurebelastung für
mittlere und anspruchs-
volle Pflanzengesell-
schaften;
Def.
Wurzelraum:
Mine-
ralboden bis 60 cm
Def.
Oberboden:
Mine-
ralboden bis 30 cm (ohne
organ. Auflage)
Def.
Unterboden:
Mine-
ralboden unter 30 cm
Bewertung
Bewertungskriterien
minimal
gesamter Wurzelraum im Carbonat- oder Silikat-Pufferbereich
gering
Oberboden im Kationenaustauscher-Pufferbereich
Folge: Beeinträchtigung säureintoleranter (kalkholder Arten)
mittel
Oberboden im Aluminium- oder Aluminium-Eisen-Pufferbereich und Unterboden im Silikat-
oder Kationenaustausch-Pufferbereich
Folge: Verdrängung säureintoleranter Arten
stark
Ober- und Unterboden im Al- oder Al-/Fe-Pufferbereich und pH im O
h
> 3,0
Folgen: • geringe bis sehr geringe Vorräte an (austauschbaren) Ca-, K-, Mg- und Na-Kationen
• niedrige Ca- und hohe Al-Gehalte in den Feinwurzeln
• Schäden im Meristem und gehemmtes Längenwachstum von Feinwurzeln
sehr stark
Ober- und Unterboden im Al- oder Al-/Fe-Pufferbereich und pH im O
h
< 3,0
Tab. 9:
N-Vorräte im Wurzel-
raum (inkl. organ. Auf-
lage)
Tab. 10:
C-Vorräte im Wurzel-
raum (inkl. organ. Auf-
lage)
Tab. 11:
Relative Austauscherbe-
legung (%) der effekti-
ven Kationenaustausch-
kapazität (AKe = KAK)
Bewertung
Nt (kg/ha)
sehr gering
< 2 500
gering
2 500– 5 000
mittel
5 000–10 000
hoch
10 000–20 000
sehr hoch
>20 000
Elastizität
(Ca+Mg)/AKe
Mg/AKe
K/AKe
(Fe+H)/AKe
sehr gering
< 5
< 1
< 1
> 10
gering
5–15
1–2
1–2
2(5)–10
mäßig
15–30
/
/
/
mittel
30–50
2–4
2–4
/
mäßig hoch
50–70
/
/
/
hoch
70–85
4–8
4–8
/
sehr hoch
> 85
> 8
> 8
/
Bewertung
C
org
(t/ha)
sehr gering
< 50
gering
50– 100
mittel
100 – 200
hoch
200–400
sehr hoch
> 400
Bezugshorizonte: bei L-und F-Mull sowie mullarti-
gem Moder A
h
(0–5 cm); ansonsten O
h
-Lage
Tab. 7:
C/N-Verhältnis der
organischen Substanz
Tab. 8:
C/P-Verhältnis der
organischen Substanz
Bewertung
C/N
sehr eng
< 10
eng
10–12
mäßig eng
12–16
mittel
16–20
mäßig weit
20–25
weit
25–35
sehr weit
> 35
Bezugshorizonte: bei L-und F-Mull sowie mullarti-
gem Moder A
h
(0-5 cm); ansonsten O
h
-Lage
Bewertung
C/P
sehr eng
< 50
eng
50– 100
mäßig eng
100– 200
mittel
200– 400
mäßig weit
400– 800
weit
800–1 200
sehr weit
>1 200
Tab. 12:
Basensättigung = pro-
zentualer Anteil der
(austauschbar gebunde-
nen) Mb-Kationen (Ca,
Mg, K, Na) an der AKe
bzw. KAK;
BS (%) =
(Ca+Mg+K+Na)/AKe
Tab. 13:
leicht bis mittelfristig
verfügbare Vorräte im
Wurzelraum (inkl.
Humusauflage!) von
mittleren Baumhölzern
Elastizität
Basensättigung
sehr gering
< 5
gering
5–15
mäßig
15–30
mittel
30–50
mäßig hoch
50–70
hoch
70–85
sehr hoch
> 85
Bewertung
K (kg/ha)
Ca (kg/ha)
Mg (kg/ha)
sehr gering
< 200
< 200
<
50
gering
200– 400
200 – 400
50 – 100
mäßig
400– 600
400 – 800
100 – 200
mittel
600– 800
800–2 000
200 – 500
mäßig/hoch
800–1 200
2 000–4 000
500–1 000
hoch
1 200–1 600
4 000–8 000
1 000–2 000
sehr hoch
>1 600
>8 000
> 2 000

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Herausgeber
Landesforstpräsidium (LFP)
Bonnewitzer Straße 34, 01796 Pirna / OT Graupa
E-Mail: poststelle@lfp.smul.sachsen.de
(Kein Zugang für elektronisch signierte sowie für verschlüsselte elektronische Dokumente)
Internet:
www.forsten.sachsen.de
Redaktion
Landesforstpräsidium (LFP)
Autoren
Dr. Gerhard Raben, Dr. Henning Andreae, DFI Hans Karst, Dipl. Chem. Frank Symossek;
Dr. Frieder Leube (Kap. 3.3)
Fotografie
DFI Hans Karst, DFI Gerhard Heymann, Dr. Gerhard Raben
Grafik
DFI Olaf Nowatzki, Dr. Gerhard Raben
CD-ROM
Markus Weise
Die Darstellungen zur Lage der Erhebungspunkte erfolgte auf der Grundlage der Topographischen Karte
1 : 25000 (N) mit Genehmigung des Landesvermessungsamtes Sachsen; Genehmigungsnummer DN 061/00.
Änderungen und thematische Ergänzungen durch den Herausgeber. Jede weitere Vervielfältigung bedarf der
Erlaubnis des Landesvermessungsamtes Sachsen.
Gesamtgestaltung
STEINER & STEINER Werbeagentur Dresden GmbH
Druck
Tümmel interMedia – W. Tümmels, Buchdruckerei und Verlag GmbH & Co. KG
Redaktionsschluss
09/2004
2. überarbeitete Auflage
500 Exemplare
Bezug
Landesforstpräsidium
ISBN 3-932967-61-5
Gedruckt auf Papier aus 100% chlorfrei gebleichtem Zellstoff
Verteilerhinweis:
Diese Informationsschrift wird von der Sächsischen Staatsregierung im Rahmen ihrer verfassungsmäßigen Verpflichtung
zur Information der Öffentlichkeit herausgegeben. Sie darf weder von Parteien noch von deren Kandidaten oder Helfern im
Zeitraum von sechs Monaten vor einer Wahl zum Zwecke der Wahlwerbung verwendet werden. Dies gilt für alle Wahlen.
Erlaubt ist es jedoch den Parteien, diese Informationsschrift zur Unterrichtung ihrer Mitglieder zu verwenden.
Impressum

In der Schriftenreihe des LFP sind bisher die folgenden Titel erschienen:
Erstausgabe
Waldfunktionenkartierung
Heft
1/1994
Forstpflanzenzüchtung – Quo vadis?
Heft
2/1995
Wald und Klima
Heft
3/1995
Erhaltung und Förderung forstlicher Genressourcen
Heft
4/1995
Übersicht der natürlichen Waldgesellschaften
Heft
5/1995
Genetik und Waldbau der Weißtanne, Bd. I und II
Heft
6/1996
Waldumbau – Beiträge zum Kolloquium
Heft
7/1996
Wald und Boden
Heft
8/1996
Forstliche Wuchsgebiete und Wuchsbezirke im Freistaat Sachsen
Heft
9/1996
Waldbiotopkartierung in Sachsen
Heft
10/1996
Empfehlungen geeigneter Herkünfte forstlichen Saat- und
Pflanzgutes für den Anbau im Freistaat Sachsen (Herkunfts-
empfehlungen)
Heft 11/1997 Waldklimastationen
Heft
12/1997
Möglichkeiten einer integrierten Bekämpfung des Blauen Kiefern-
prachtkäfers
Heft
13/1998
Forstpflanzenzüchtung für Immissionsschadgebiete
Heft
14/1998
Der Waldzustand im Nationalpark Sächsische Schweiz nach den
Ergebnissen der Permanenten Stichprobeninventur 1995/96
Heft
15/1998
Zuordnung der natürlichen Waldgesellschaften zu den Standorts-
formengruppen (Ökogramme)
Heft
16/1998
Sanierung von Waldschadensflächen im extremen Immissions-
schadgebiet unter besonderer Berücksichtigung des Nichtstaats-
waldes
Heft
17/1998
Wald- und Forstökosysteme auf Kippen des Braunkohlenbergbaus
in Sachsen – ihre Entstehung, Dynamik und Bewirtschaftung –
Heft
18/1999
Biogeochemisches Potenzial ausgewählter Baumarten auf melio-
rierten, immissionsbeeinflussten Standorten des Erzgebirges
Heft
19/1999
Waldumbau auf Tieflands- und Mittelgebirgsstandorten
Heft
20/2000
Bodenzustandserhebung (BZE) in den sächsischen Wäldern
(1992–97)
Heft
21/2000
Leitfaden forstliche Bodenschutzkalkung in Sachsen
Heft
22/2000
Empfehlungen zur Wiedereinbringung der Weißtanne
Heft
23/2000
Der sächsische Wald im Dienst der Allgemeinheit
Heft
24/2002
Die Baum- und Straucharten Sachsens – Charakterisierung
und Verbreitung als Grundlagen der Generhaltung
Heft
25/2002
Waldvegetation – Vegetationsuntersuchungen in sächsischen
Wäldern (Level I und II)
Heft
26/2003
Luftbild-Interpretation – Bestimmungsschlüssel für die
Beschreibung von strukturreichen Waldbeständen im Color-
Infrarot-Luftbild
Heft
27/2004
Ökogramme der Natürlichen Waldgesellschaften und Stamm-
Vegetationsformen in Sachsen
Heft
28/2004
Bodenzustandserhebung (BZE) in den sächsischen Wäldern
(erweiterte, aktualisierte Auflage)