Diplomarbeit ohne Anhang 9512kB

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Diplomarbeit ohne Anhang 9512kB
TU
Technische Universität Wien
DIPLOMARBEIT
Gegenüberstellung der Entwicklung der Emissionen und Immissionen
saurer Luftschadstoffe sowie der Waldzustände in Österreich und der
Nachbarländer Österreichs
ausgeführt zum Zwecke der Erlangung des akademischen Grades eines
Diplom-Ingenieurs
unter der Leitung von
Univ. Doz. Dr. Stefan Smidt
Institut E173
Institut für angewandte Botanik, technische Mikroskopie und organische
Rohstofflehre
eingereicht an der Technischen Universität Wien
Fakultät für Maschinenbau
von
Ilona Szednyj
Matrikelnummer 9426051
Geiselbergstraße 34/1A/86
1110 Wien
Wien, im Dezember 2000
Inhalt
Inhalt
ABBILDUNGEN ................................................................................................................................................................III
TABELLEN....................................................................................................................................................................... VII
1. EINLEITUNG....................................................................................................................................................................1
1.1. A LLGEMEINES ZU W ALD - LUFT - BODEN .........................................................................................................1
1.1.1. Wald .................................................................................................................................................................1
1.1.2. Atmosphäre und atmogene Schadstoffe.....................................................................................................1
1.1.3. Waldboden......................................................................................................................................................6
1.2. ERHEBUNG VON LUFTSCHADSTOFFEN .................................................................................................................9
1.2.1. Erhebung der Emissionen............................................................................................................................9
1.2.2. Erhebung der Transmission.........................................................................................................................9
1.2.3. Erhebung der Immissionen ....................................................................................................................... 11
1.2.4. Zusammenhang zwischen Emission, Immission und Transmission.................................................... 12
1.3. ERHEBUNG DES W ALDZUSTANDES ....................................................................................................................14
1.3.1. Methoden des Waldschadensmonitorings im Rahmen des Level II................................................... 15
ZIEL DER VORLIEGENDEN A RBEIT ...........................................................................................................................20
2. METHODIK................................................................................................................................................................... 21
2.1. EMISSIONSDATENQUELLEN UND DEREN BEURTEILUNG ...............................................................................21
2.2. TRANSMISSIONSDATENQUELLEN .......................................................................................................................22
2.3. IMMISSIONSDATENQUELLEN UND DEREN BEURTEILUNG.............................................................................23
2.3.1. Gasförmige Luftschadstoffe ....................................................................................................................... 23
2.3.2. Depositionen ............................................................................................................................................... 25
2.3.3. Nadelanalysendaten .................................................................................................................................. 26
2.4 NÄHRSTOFFVERSORGUNG......................................................................................................................................28
2.5. KRONENZUSTAND .................................................................................................................................................29
2.6. BODEN .....................................................................................................................................................................30
2.7. BETRACHTUNG DER ZUSAMMENHÄNGE ZWISCHEN IMMISSIONSSITUATION UND W ALDZUSTAND
AM BEISPIEL ZWEIER UNTERSCHIEDLICH IMMISSIONSBELASTETER GEBIETE ................................................31
3. ERGEBNISSE UND DISKUSSION........................................................................................................................... 32
3.1. EMISSIONSSITUATION ...........................................................................................................................................32
3.1.1. Emissionssituation in Österreich............................................................................................................. 32
3.1.2. Emissionssituation in Österreichs Nachbarländern............................................................................ 36
3.2. IMMISSIONSSITUATION.........................................................................................................................................39
3.2.1. Gasförmige Luftschadstoffe ....................................................................................................................... 39
3.2.2. Saure Depositionen.................................................................................................................................... 46
3.2.3. Transmission und versauernde Gesamtdeposition in Österreich...................................................... 52
Seite i
Inhalt
3.2.4. Schwefelgehalte in Blattorganen ............................................................................................................ 56
3.3. VERSORGUNG DER W ALDBÄUME MIT STICKSTOFF........................................................................................60
3.3.1. Österreich..................................................................................................................................................... 60
3.3.2. Seehöhenabhängigkeit der Stickstoffversorgung in Österreich ....................................................... 65
3.3.3. Stickstoffversorgung in Österreichs Nachbarländern......................................................................... 66
3.3.4. Zusammenhang Stickstoffeintrag – Stickstoffversorung..................................................................... 67
3.4. W ALDZUSTÄNDE ..................................................................................................................................................67
3.4.1. Waldzustand in Österreich........................................................................................................................ 68
3.4.2. Waldzustände der Nachbarländer Österreichs..................................................................................... 72
3.5. BODENZUSTAND....................................................................................................................................................73
3.5.1. Zusammenhang Boden – Kronenzustand............................................................................................... 75
3.6. ZUSAMMENHANG ZWISCHEN IMMISSIONSSITUATION UND W ALDZUSTAND IN ÖSTERREICH................75
3.6.1. Immissionsgebiet Arnoldstein .................................................................................................................. 78
3.6.2. Hintergrundgebiet Gasteinertal.............................................................................................................. 82
3.6.3. Zusammenhang zwischen Nadel-Schadstoffgehalten und Blattverlusten ....................................... 86
3.6.4. Einfluß von SO2-Konzentrationen auf die Benadelung....................................................................... 88
4. SCHLUßFOLGERUNGEN.......................................................................................................................................... 93
4.1. M ÖGLICHE URSACHEN FÜR DIE ZUWACHSZUNAHMEN .................................................................................94
4.2. EINFLUßFAKTOREN AUF DEN KRONENZUSTAND ............................................................................................96
5. ZUSAMMENFASSUNG............................................................................................................................................100
6. ABKÜRZUNGEN........................................................................................................................................................102
7. LITERATUR................................................................................................................................................................103
7.1. INTERNETADRESSEN...........................................................................................................................................112
Seite ii
Abbildungen
Abbildungen
ABBILDUNG 1: Akute Schädigungen durch SO2-Immissionseinwirkung: links: Fichte; rechts: Buche
(Hartmann et al. 1988) ......................................................................................................................................................3
ABBILDUNG 2: Durch oxidierte Stickstoffverbindungen akut geschädigte Buchenblätter (Däßler 1991) .......5
ABBILDUNG 3: Versauerungsäquivalente von SO2 , NO2 und NH3 für den Boden (Matthes 1998) ....................7
ABBILDUNG 4: Ausbreitung von Rauchfahnen bei verschiedenen Temperaturschichtungen in der
Atmosphäre (Däßler 1991) ............................................................................................................................................ 10
ABBILDUNG 5: Zusammenhang zwischen Emission – Immission – Transmission (Smidt 2000A) ..................... 12
ABBILDUNG 6: 4 Stufen der Kronenverlichtung am Beispiel von Fichten im Gasteinertal
(Umweltbundesamt 1989) .............................................................................................................................................. 15
ABBILDUNG 7: Depositionsmessung im Wald (Smidt 2000A) .................................................................................. 17
ABBILDUNG 8: EMEP-Meßnetz 1998 (Graphik der EMEP-Homepage www.emep.int)...................................... 23
ABBILDUNG 9: Meßpunkte des österreichischen Bioindikatornetzes; Grundnetzpunkte und
Verdichtungspunkte (Forstliche Bundesversuchsanstalt)....................................................................................... 27
ABBILDUNG 10: Baumartenverteilung der Probepunkte bei der Kronenzustandserhebung 1999
(Kristöfel 1999) ................................................................................................................................................................ 29
ABBILDUNG 11: Schwefeldioxid Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von
1980-1998 (Umweltbundesamt 1999) ......................................................................................................................... 32
ABBILDUNG 12: Stickstoffioxid-Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von 19801998 (Umweltbundesamt 1999) .................................................................................................................................... 33
ABBILDUNG 13: NOx - und HC- Summenabgaswerte für PKW mit Benzinmotor in Österreich und der EU
von 1985 bis 2005 (Lenz 1999)..................................................................................................................................... 34
ABBILDUNG 14: Ammoniak-Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von 19801998 (Umweltbundesamt 1999) .................................................................................................................................... 35
ABBILDUNG 15: Beiträge der österreichischen Bundesländer zur Gesamtemission im Jahr 1997 (Ritter
1997) .................................................................................................................................................................................. 36
ABBILDUNG 16: Anthropogene SO2-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 19801997 (Daten der EMEP-Homepage www.emep.int).................................................................................................. 37
ABBILDUNG 17: Anthropogene NO2-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 19801997 (Daten der EMEP-Homepage www.emep.int).................................................................................................. 38
ABBILDUNG 18: Anthropogene NH3-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 19801997 (Daten der EMEP-Homepage www.emep.int).................................................................................................. 39
Seite iii
Abbildungen
ABBILDUNG 19: SO2-Immissionen (Jahresmittelwerte) an 5 österreichischen Meßstationen zwischen
1982 und 1997.................................................................................................................................................................. 40
ABBILDUNG 20: NO2-Immissionen (Jahresmittelwerte) an 5 österreichischen Meßstationen zwischen
1982 und 1997.................................................................................................................................................................. 41
ABBILDUNG 21: Zusammenhang zwischen NO2- und NOx -Jahresmittelwerten an waldrelevanten
Stationen in Niederösterreich von 1991-1999 (Anhang „Immissionsdaten / 8.4.3.“) ....................................... 42
ABBILDUNG 22: NOx -Jahresmittelwerte von 3 oberösterreichischen Stationen der Jahre 1984-1998........... 43
ABBILDUNG 23: Häufigkeitsverteilung der im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.1.“ vorhandenen
Jahresmittelwerte aller europäischen Stationen seit 1991 ..................................................................................... 45
ABBILDUNG 24: Abhängigkeit der SO2- und NO2- Jahresmittelwerte des Anhanges „Immissionsmeßwerte
/ 8.4.1.“ von der Seehöhe................................................................................................................................................ 46
ABBILDUNG 25: Jahreseinträge der Protonen an 5 Salzburger bzw. Tiroler Meßstationen zwischen 1984
und 1997 ............................................................................................................................................................................ 47
ABBILDUNG 26: N- und S-Jahreseinträge 1984-1997; Mittelwerte der Meßstationen Reutte, Kufstein,
Innervillgraten, Haunsberg und Werfenweng............................................................................................................. 48
ABBILDUNG 27: Mittelwerte der Protoneneinträge in Hessen der Jahre 1984-1998 (9 Probeflächen) ......... 49
ABBILDUNG 28: Mittelwert der Schwefeleinträge in Hessen der Jahre 1984-1998 (9 Probeflächen) ............ 50
ABBILDUNG 29: Mittelwerte der Stickstoffeinträge (NH4 und NO3) in Hessen der Jahre 1984–1998
(9 Probeflächen) .............................................................................................................................................................. 50
ABBILDUNG 30: Seehöhenabhängigkeit der N-, S- und H-Einträge des Anhanges „Immissionsdaten /
8.4.1.“ gegen die Seehöhe.............................................................................................................................................. 51
ABBILDUNG 31: Importe und Exporte der SO2-Verbindungen nach bzw. von Österreich im Jahr 1995
(Umweltbundesamt 1998) .............................................................................................................................................. 53
ABBILDUNG 32: Importe und Exporte der oxidierten Stickstoffverbindungen nach bzw. von Österreich im
Jahr 1995 (Umweltbundesamt 1998)........................................................................................................................... 54
ABBILDUNG 33: Importe und Exporte der reduzierten Stickstoffverbindungen nach bzw. von Österreich
im Jahr 1995 (Umweltbundesamt 1998) ..................................................................................................................... 55
ABBILDUNG 34: Emissionen in Deutschland, Österreich, Italien, und der Tschechischen Republik
bezogen auf die Landesfläche (links) und die Einwohnerzahl (rechts) im Jahr 1995 ....................................... 56
ABBILDUNG 35: Schwefelgehalte in Nadeljahrgang 1 und 2 der Jahre 1983 bis 1999 (Datenquelle:
Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)................................................................................................. 56
ABBILDUNG 36: Klassifikationstypen Schwefel des österreichischen Bioindikatornetzes von 1985-1988.... 57
ABBILDUNG 37: Klassifikationstypen Schwefel des österreichischen Bioindikatornetzes von 1996-1999.... 58
Seite iv
Abbildungen
ABBILDUNG 38: Bioindikatornetz Grundnetz – zeitliche Entwicklung in den letzten drei
Vierjahresperioden in den Höhenstufen (Prozentanteile) (Fürst 1999)............................................................... 59
ABBILDUNG 39: Klassifikation der Schwefelgehalte in Blattorganen in Österreich und Österreichs
Nachbarländern von 1987-1995 (UN-ECE 1997A) ................................................................................................. 60
ABBILDUNG 40: Stickstoffgehalte in Fichtennadeln des Bioindikatornetzes 1983 bis 1999 (Daten der
Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)................................................................................................. 61
ABBILDUNG 41: Beurteilung der Stickstoffgehalte in Fichtennadeln des Bioindikatornetzes 1983-1999
(Daten der Forstlichen Bundesversuchsanstalt) ....................................................................................................... 62
ABBILDUNG 42: Entwicklung der Stickstoffgehalte in Fichtennadeln: Düngungskontrollflächen,
Höhenprofile Zillertal und Achental und Bioindikatornetz (Grundnetz) ............................................................. 63
ABBILDUNG 43: Mittelwert der Stickstoffversorgung von 1983-1995 in Österreich nach
Hauptwuchsgebieten (Kilian et al. 1994, Stefan & Fürst 1998)............................................................................ 64
ABBILDUNG 44: Seehöhenabhängigkeit der Stickstoffversorgung in Österreich, von 1984-1999
zusammengefaßt in vier Vierjahresperioden (Daten der FBVA) ............................................................................. 65
ABBILDUNG 45: Klassifikationen der Stickstoffgehalte in Blattorganen in Österreich und Österreichs
Nachbarländern von 1987-1995 (UN-ECE 1997) .................................................................................................... 66
ABBILDUNG 46: Verlichtungsstufen in Österreich von 1989-1999 (alle Baumarten) (Kristöfel 1999) .......... 68
ABBILDUNG 47: Kronenverlichtung nach Baumarten in Österreich von 1989 bis 1999 (Kristöfel 1999) ..... 69
ABBILDUNG 48: Prozentanteile an deutlich verlichteten Probebäumen auf den Probeflächen des
Waldschadenbeobachtungssystems 1998 (Kristöfel 1999) ..................................................................................... 70
ABBILDUNG 49: Anteile der verlichteten Bäume nach Baumalter (Neumann 1997) .......................................... 71
ABBILDUNG 50: Anteil der verlichteten Bäume bzw. Fichten in Abhängigkeit von der Seehöhe (Neumann
1997) .................................................................................................................................................................................. 71
ABBILDUNG 51: Tendenz der Kronenverlichtungen in Österreich und Österreichs Nachbarländer von
1989 bis 1998 (Kristöfel 1999) ..................................................................................................................................... 72
ABBILDUNG 52: pH-Wert des Bodens in Österreich und Österreichs Nachbarländern im Jahr 1998 (UNECE 1999) ......................................................................................................................................................................... 73
ABBILDUNG 53: Mittelwert des Säureeintrages in Österreich und Österreichs Nachbarländern 19861995 (UN-ECE 1997)...................................................................................................................................................... 74
ABBILDUNG 54: SO2-, NOx - und NH3- Emission Österreich von 1980-1998 (Umweltbundesamt 1999).......... 76
ABBILDUNG 55: SO2- und NO2-Jahresmittelwerte an den österreichischen Stationen Schöneben
(Hintergrundstandort) und Steyregg (Industriestandort) ....................................................................................... 76
ABBILDUNG 56: Stickstoff- und Schwefeleinträge an 2 österreichischen Meßstationen (Innervillgraten
und Haunsberg) von 1983 bis 1997 ............................................................................................................................. 77
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Abbildungen
ABBILDUNG 57: Schwefelgehalte in Fichtennadeln des Grundnetzes von 1983-1999 (Daten der
Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)................................................................................................. 77
ABBILDUNG 58: Kronenverlichtung in Österreich (alle Baumarten) von 1989-1999 (Kristöfel 1999).......... 78
ABBILDUNG 59: Entwicklung der SO2-Emissionen im Raum Arnoldstein in Relation zum Jahr 1974
(8.516t SO2 = 100%) (Neumann 1998) ....................................................................................................................... 79
ABBILDUNG 60: SO2-Jahresmittelwerte an den Stationen Hohenthurn und Waldsiedlung von 1984 bis
1997 (Neumann 1998) .................................................................................................................................................... 79
ABBILDUNG 61: Schwefelgehalte im Nadeljahrgang 1 an den 3 Probeflächen im Raum Arnoldstein von
1986-1996 (Neumann 1998) ......................................................................................................................................... 80
ABBILDUNG 62: Kronenverlichtung an den 1972 gepflanzten Fichten auf den 3 Probeflächen; Fläche
701 (1977-1996), Fläche 702 (1977-1991) und Fläche 703 (1977-1983) (Neumann 1998) ......................... 82
ABBILDUNG 63: SO2-Immissionsmeßwerte (Tagesmittelwerte) in den Wintermonaten der angegebenen
Monate (Daten der Salzburger Landesregierung) im Vergleich zum SO2-Grenzwert außerhalb der
Vegetationszeit (100 µg m-3, laut 2. Verordnung gegen forstschädliche Luftverunreinigungen).................... 83
ABBILDUNG 64: NH4-, NO3-, SO4-Gehalte [mg l -1] im Regenwasser und Niederschlagshöhen [mm] an den
Salzburger Stationen Kolm Saigun (1990-1993) und Werfenweng (1984-1993) (Amt der Salzburger
Landesregierung 1995) .................................................................................................................................................. 84
ABBILDUNG 65: Mittelwerte der Schwefelgehalte in Nadeln aus 4 bis 8 beprobten Bäumen je
Erhebungsjahr in der Umgebung des Fernheizkraftwerkes Bad Gastein (Daten der Salzburger
Landesregierung)............................................................................................................................................................. 85
ABBILDUNG 66: Schwefelgehalte der Nadeln verschieden rauchharter Fichten im Erzgebirge in
verschiedenen Jahreszeiten der Jahre 1957 bis 1961 (Pelz et al. 1964) .............................................................. 87
ABBILDUNG 67: SO2-Jahresmittelwerte im SO2-geschädigten Fichtengebiet Sachsens (Liebold 1991)......... 89
ABBILDUNG 68: Schadflächenentwicklung in sächsischen Fichtenbetrieben von 1986-1990 (Liebold
1991) .................................................................................................................................................................................. 89
ABBILDUNG 69: Vergleich der stark geschädigten und wipfeldürren Jungbäume an Probefläche 701 von
1977-1996 mit den verfügbaren Jahresmittelwerten der Luftmessungen an der Station Hohenthurn und
den Schwefelgehalten im Nadeljahrgang 1 auf Fläche 701 von 1985-1995 (Neumann 1998) ....................... 99
Seite vi
Tabellen
Tabellen
TABELLE 1: Relevanz von phytotoxischen Luftverunreinigungen (Smidt 2000).....................................................2
TABELLE 2: Level II-Erhebungen an den 860 Dauerbeobachtungsflächen (UN-ECE 1998A) ......................... 15
TABELLE 3: Beurteilungsklassen der Schwefelgehalte in den Nadeln (Fürst 1999) .......................................... 27
TABELLE 4: Gesamtklassifizierung der Schwefelgehalte in den Nadeln (Fürst 1999) ....................................... 27
TABELLE 5: Klassifizierung der Schwefelgehalte in Europa (UN-ECE 1997A)................................................... 28
TABELLE 6: Beurteilung der Schwefelgehalte in Europa (UN-ECE 1997A) ........................................................ 29
TABELLE 7: Beurteilungsklassen des Nadel-/Blattverlustes .................................................................................... 30
TABELLE 8: Überblick über SO2-Immissionsmeßdaten des Gasteinertales............................................................ 31
TABELLE 9: Schwefelgehalt der österreichischen Erdölprodukte laut ÖNORM im Jahr 1980 und 2000
(ÖMV-AG).......................................................................................................................................................................... 33
TABELLE 10: Gegenüberstellung der NOx -, NH3- Emissionen und der NOx -, NH3-Emissionen, berechnet
als Stickstoff ...................................................................................................................................................................... 35
TABELLE 11: Trends für SO2-und NO2- Jahresmittelwerte [µg m-3 a -1] an Stationen in Deutschland (in
Klammern: Bewertungszeitraum).................................................................................................................................. 44
TABELLE 12: Gesamtdepositionen der Jahre 1985, 1990 und 1995 in Österreich, berechnet als Schwefel
bzw. Stickstoff (Umweltbundesamt 1998).................................................................................................................... 52
TABELLE 13: Exporte von den Emissionen und Anteil der Importmassen an den Depositionen in
Österreich 1995 (Umweltbundesamt 1998)................................................................................................................ 53
TABELLE 14: Beurteilungsschlüssel der Bäume im Raum Arnoldstein (Neumann 1998) ................................... 81
TABELLE 15: Mittelwerte der Schadstoffeinträge an den Stationen Kolm Saigun (1990-1993) und
Werfenweng (1984-1993) (Amt der Salzburger Landesregierung 1995) ............................................................. 84
TABELLE 16: Korrelationskoeffizienten zwischen Gesamtbenadelung und Nadelinhaltsstoffen...................... 86
TABELLE 17: Überblick über erklärende Variable für den Blatt- bzw. Nadelverlust von 4 Baumarten auf
den Intensivbeobachtungsflächen. ............................................................................................................................... 88
Seite vii
1. Einleitung
1. EINLEITUNG
1.1. Allgemeines zu Wald - Luft - Boden
1.1.1. Wald
Der Wald ist eine Pflanzengemeinschaft, die vornehmlich aus Bäumen, die im Reifealter eine
Höhe von 3 bzw. 5m erreichen, besteht (Smidt 2000). Zu den wesentlichsten Funktionen in
Europa zählen Nutz-, Schutz-, Wohlfahrts- und Erholungsfunktion. In Österreich beträgt die
Waldfläche 3,92 Millionen Hektar, das entspricht 46,8% des gesamten Bundesgebietes. Europa
ist zu 35% bewaldet. Insgesamt nimmt die österreichische Waldfläche, der Holzvorrat und der
jährliche Zuwachs seit Jahrzehnten beständig zu (Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft
1996). Laut Österreichischer Waldinventur 1992/96 (Forstliche Bundesversuchsanstalt 1997)
beträgt der jährliche Flächenzuwachs im Durchschnitt 7.700ha, der Holzzuwachs 1m³ je
Sekunde. Die Ursachen für die Zunahme des Zuwachses könnten in einer effizienteren CO2Nutzung, den verminderten SO2-Emissionen, den veränderten klimatischen Voraussetzungen, der
Düngewirkung der Stickstoffeinträge oder den Nutzungsgewohnheiten liegen. Allerdings bedeuten
Flächen- und Massenzuwachs nicht unbedingt Qualitätszuwachs oder zunehmende Stabilität.
Tatsächlich befinden sich Österreichs Schutzwälder in einem besorgniserregenden Zustand.
Unter Waldzustand versteht man das Ergebnis sämtlicher Einwirkungen auf den Wald. Dieser
komplexe Begriff beinhaltet die Beschaffenheit des Holzvorrats, Gesundheitszustand, Waldfläche,
Zuwachs, Moralität, Verjüngung, Stabilität, Diversität, den Grad der Funktionserfüllung und der
Regenerationsfähigkeit nach einer Störung (Innes 1993). Die wichtigsten Gefährdungen für den
Wald in Europa stellen Sturm, Schneedruck, Insekten, Pilze, mechanische Schäden, Schalenwild
und nicht zuletzt die Luftschadstoffe dar.
1.1.2. Atmosphäre und atmogene Schadstoffe
Unter Atmosphäre wird die einen Planeten umgebende Lufthülle verstanden. Gemäß dem Verein
Deutscher Ingenieure (VDI-Richtlinie 2104) hat die erdumgebende reine Luft, welche
Voraussetzung für die ungestörte Entwicklung der Vegetation ist, folgende Bestandteile (Vol.%):
78,1% Stickstoff; 20,9% Sauerstoff; 0,9% Argon; 0,03% Kohlendioxid; 0,01% Wasserstoff;
Edelgase und CO, Ozon, Methan, NOx und NH3 in Spuren. Luftverunreinigungen, welche in
Folge technischer oder natürlicher Vorgänge entstehen, verändern die natürliche
Zusammensetzung und können somit nachteilige Wirkungen auf den Mensch, die Vegetation oder
Sachgüter ausüben (Krupa 1997). Kohlenmonoxid und Cyanwasserstoff sind stark
humantoxische Komponenten, die hingegen als phytotoxische Verbindungen bedeutungslos sind.
Luftverunreinigungen, die im pflanzlichen Organismus zu Stoffwechselstörungen bzw.
Schädigungen führen, treten im ppb-Bereich auf und sind hinsichtlich ihrer Relevanz in
nachfolgender Tabelle dargestellt.
Seite 1
1. Einleitung
Anorg. S-Verb.
Anorg. N-Verb.
Anorg. Halogenverbindungen
Anorg. Oxidantien
Org. Verbindungen
bzw. VOCs
global bzw. in
Emittentennähe sehr
relevant; direkt
phytotoxisch
SO2
NO2
Absetzdepositionen
O3
v.a. in Emittentennähe
relevant; direkt
phytotoxisch
SO3, H2SO4, H2S
NO, NH3
HCl, HF, SiF4, NaCl
(H2O2)
PAN, C2H4, COS,
niedermolekulare
Aldehyde, Ketone,
Säuren; Hydroperoxide;
Pestizide
Alkalische Stäube,
schwermetallhältige
Stäube, Ruß, Flugasche
global relevant und v.a.
indirekt wirkend
(Treibhauseffekt, Abbau
stratosphärischen Ozons)
N2O
CH4 u.a.
Kohlenwasserstoffe,
CKWs, FCKWs
saure Depositionen
TABELLE 1: Relevanz von phytotoxischen Luftverunreinigungen (Smidt 2000)
In der vorliegenden Arbeit werden Schwefel- und Stickstoffverbindungen, die beiden
wesentlichsten Säurequellen (Michaelis 1997), näher betrachtet. Die ebenfalls sauren
anorganischen Halogenverbindungen Fluorwasserstoff (HF) und Chlorwasserstoff (HCl) werden
wegen ihrer im allgemeinen nur lokalen Bedeutung nicht näher bearbeitet.
1.1.2.1. Schwefeloxide
Schwefeldioxid (SO2) ist der Hauptschadstoff in vielen Industriestaaten Europas mit regionaler
und überregionaler Bedeutung. Es ist ein nicht brennbares, farbloses, in höheren Konzentrationen
stechend riechendes, giftiges Reizgas, welches schwerer als Luft ist (Michaelis 1997).
Es wirkt sich nachteilig auf die Atmungsorgane von Menschen und Tieren aus und schädigt
nachhaltig den Assimilationsapparat von Pflanzen. SO2 korrodiert Metalle und verursacht somit
bedeutende Materialschäden an Industrieanlagen. Auch säureempfindliche Baumaterialien wie
Kalkstein, Sandstein und Marmor werden angegriffen (Umweltbundesamt 1998). Die
Lebensdauer in der Atmosphäre beträgt wenige Tage und ist von der Witterung abhängig.
Während des atmosphärischen Transportes wird etwa 5% des SO2 zu Schwefeltrioxid (SO3)
oxidiert (Michaelis 1997). Letzteres wird auch direkt bei der Schwefelsäureherstellung oder aus
Kohleabgasen gebildet. Seine Gesamtbedeutung im Vergleich zu SO2 ist aber gering.
Entstehung von SO2: Von den weltweit freigesetzten Schwefelverbindungen haben rund 38%
anthropogenen Ursprung und stammen überwiegend aus der Verbrennung fossiler
schwefelhaltiger Energieträger, aber auch aus einigen industriellen Prozessen wie der Eisen- und
Stahlproduktion, Erdölverarbeitung, Erzröstprozessen und der Schwefelsäureproduktion. Die
Emissionen bei der Verbrennung werden durch den Schwefelgehalt der Energieträger, die
Schwefeleinbindung in die Asche sowie die Rauchgasreinigungstechnologien bestimmt. Weitere
38% der Emissionen sind biogenen Ursprungs, 20% stammen aus Seesalzaerosolen und 4% aus
Vulkanen (Busch 1989).
Seite 2
1. Einleitung
Direkte Wirkung von SO2 auf Pflanzen: SO2 wird passiv über Spaltöffnungen (Stomata)
aufgenommen. Die Anreicherung in den Schließzellen setzt deren Regulationsfähigkeit herab,
wodurch Luftschadstoffe unkontrolliert aufgenommen werden. Das aufgenommene
Schwefeldioxid löst sich im Imbibitionswasser der Zellwände (Apoplast), wobei schwefelige
Säure und durch anschließende Oxidation auch Schwefelsäure entsteht, die in die Zellen
(Symplast) diffundiert und den Zellsaft ansäuert. Infolgedessen kann sich das Protoplasma von
den Zellwänden lösen, der Zellinhalt austrocknen und nekrotisieren.
Äußerlich sind akute SO2-Schäden durch ein Absterben des Blattes vom Rand her und durch
Fleckennekrosen erkennbar. Zwischen den Blattnerven wird die Farbe dunkelgrün und stumpf,
während die abgestorbenen Gewebeteile hell werden, ausbleichen (Chlorose) und austrocknen.
Nach dem Austreiben reagieren Blätter besonders empfindlich, da die schützende Kutikula und
die Wachsschicht noch nicht voll ausgebildet sind (Schütt 1988; Hock et al. 1995, Flagler 1998).
Die Empfindlichkeit wird auch durch den Ernährungszustand und den Standort beeinflußt.
An Koniferennadeln ist die Einwirkung hoher SO2-Dosen u.a. an nekrotisierten Nadelspitzen
erkennbar.
ABBILDUNG 1: Akute Schädigungen durch SO2-Immissionseinwirkung: links: Fichte; rechts: Buche
(Hartmann et al. 1988)
Bevor es zu sichtbaren Blattschäden kommt, liegt eine Störung der Photosynthese und der
Atmung vor (Schütt 1988). In weiterer Folge kann es zu Zuwachsverlusten, Abnahme der
Jahrringbreite und der Holzdichte, verbunden mit dem Schütterwerden der Krone durch
vorzeitigen Laubabfall, kommen. Durch Verknappung an Kohlehydraten kann auch eine
verringerte Blattgröße hervorgerufen werden.
1.1.2.2. Oxidierte Stickstoffverbindungen
Unter Stickstoffoxiden (NOx) versteht man Verbindungen des Stickstoffes mit Sauerstoff. Im
Zusammenhang mit waldschädigenden Luftverunreinigungen haben vor allem Stickstoffmonoxid
NO und Stickstoffdioxid NO2 Bedeutung (Michaelis 1997); beide Verbindungen sind Radikale.
Das in meist höheren Konzentrationen (um 300 ppb) als die NOx-Verbindungen vorliegende
N2O hat große Bedeutung als Treibhausgas, seine direkte Phytotoxizität ist allerdings irrelevant.
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1. Einleitung
Stickstoffmonoxid (NO) ist nicht brennbar, farblos, wenig wasserlöslich und reagiert schnell zu
NO2, welches phytotoxischer als NO wirkt.
Stickstoffdioxid (NO2) ist ein braunrotes, übelriechendes sehr giftiges Reizgas, ein starkes
Oxidationsmittel und wasserlöslich.
NO und NO2 sind weniger giftig als Schwefeldioxid, sie tragen aber zur Bildung von Oxidantien,
welche wesentlich toxischer wirken, bei.
Entstehung von NOx : 60% der NOx-Emissionen sind anthropogenen Ursprungs, wobei der
wichtigste Punkt die Entstehung als Nebenprodukte bei Verbrennungsprozessen auf zwei
verschiedenen Wegen ist: Einerseits reagiert der in Brennstoffen enthaltene Stickstoff mit
atmosphärischem Sauerstoff zu NOx, andererseits wird bei hohen Prozeßtemperaturen der in der
Luft enthaltene Stickstoff oxidiert. NOx-Emissionen sind daher prozeßabhängig und werden auch
durch die nachgeschalteten Filteranlagen bestimmt (Rafson 1998).
Weiters entstehen Stickstoffoxide in industriellen Prozessen wie z.B. der Salpetersäureherstellung.
Auch treten sie beim Nitridieren organischer Verbindungen, bei der Erzeugung von Düngemitteln
auf und werden mit den Abgasen von Kraftfahrzeugen ausgestoßen. Ebenfalls als NOx-Quelle zu
erwähnen sind die zunehmenden Brandrodungen, vor allem jene der Regenwälder. Die restlichen
40% der Emissionen stammen aus natürlichen Quellen wie den Ozeanen, Böden oder der NH3Oxidation (Busch 1989).
Direkte Wirkung von NOx auf Pflanzen: Direkte Schäden der Vegetation treten nur in
unmittelbarer Nähe von Emittenten auf (Michaelis 1997). Wie SO2 dringen Stickstoffoxide über
die Spaltöffnungen in das Blattinnere, reagieren mit Wasser und bilden salpetrige Säure bzw.
Salpetersäure. Die Giftwirkung beruht teilweise auf dem Abfall des pH-Wertes und der Reaktion
mit ungesättigten Verbindungen, wodurch die Bildung von freien Radikalen ausgelöst wird.
Zusätzlich bilden überschüssige Nitrationen mit Aminen giftige Nitrosamine, welche die
Photosynthese beeinträchtigen. Äußere Anzeichen sind zunächst verschwommen graugrüne oder
hellbraune fleckige Verfärbungen an den Blättern, die ausbleichen und austrocknen. Bei
Laubbäumen verbinden sich die Flecken zwischen den Blattnerven häufig zu Streifen. Durch hohe
Konzentrationen entstehen zusammenlaufende netzartige Nekrosen, die nur noch grüne Finger
entlang der Blattnerven übrig lassen (Schütt 1988; Hock et al. 1995, Flagler 1998).
Bei Nadelbäumen beginnt die Symptomausbildung mit rotbraunen bis rotvioletten Verfärbungen,
die sich von den Nadelspitzen zur Basis fortsetzen. Bei längerer Einwirkung bleichen die Blätter
aus.
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1. Einleitung
ABBILDUNG 2: Durch oxidierte Stickstoffverbindungen akut geschädigte Buchenblätter (Däßler 1991)
1.1.2.3. Reduzierte Stickstoffverbindungen
Ammoniak (NH3) ist farblos, leicht wasserlöslich, stechend riechend und besitzt eine hohe
Verdunstungswärme. Ammoniak ist die einzige gasförmige basische Komponente in der
Atmosphäre. Er fördert die Lösung und den Oxidationsprozeß des SO2. In Verbindung mit
sauren Luftschadstoffen setzt sich NH3 relativ schnell zu Ammoniumsalzen um (Smidt 2000).
Diese NH4+-Immissionen liegen dann in der Atmosphäre hauptsächlich als freie Aerosolpartikel
vor und können über weite Strecken verfrachtet werden.
Entstehung von NH3: Rund ein Viertel des emittierten Ammoniaks stammt aus natürlichen
Quellen wie der Zersetzung von Harnstoff und der Fäulnis. Zu den anthropogenen Quellen zählen
die
Leuchtgas
und
Koksgewinnung,
Düngerund
Harnstofferzeugung,
Verbrennungskraftmaschinen und in geringem Anteil die Rauchgasentstickung mit Ammoniak
(Busch 1989).
Direkte Wirkung von NH3 auf Pflanzen: Die blattschädigende Wirkung beruht auf seiner
alkalischen Wirkung und der Überdosis an Stickstoff, wodurch es zu Ätzschäden sowie
braunroten bis schwarzen Flecken auf den Blättern kommt. Diese welken und werden
abgeworfen (Schütt 1988, Hock et al. 1995, Flagler 1998). Die Wirkungen treten allerdings nur
im Nahbereich von Emittenten auf. Wolff (et al. 1994) z.B. konnte den Einfluß von Ammoniak in
näherer Umgebung von Großviehanlagen in der ehemaligen DDR auf den Kronenzustand
nachweisen. In diesen Gebieten tritt eine Verschlechterung der Wälder vor allem auf Grund von
Nährstoffungleichgewichten auf.
1.1.2.4. Kombinationswirkungen von Schadstoffen
Die oben beschriebenen Wirkungen gehen auf das Vorhandensein eines einzelnen Schadstoffes
zurück. Allerdings wirken Luftverunreinigungen in der Natur meist in Kombination, wodurch es
häufig zu additiven oder synergistischen Wirkungen kommt (Bundesministerium für Wissenschaft
und Forschung 1986, Smidt 1993, Wöhrer 1994). In Begasungsversuchen konnte nachgewiesen
werden, daß synergistische Wirkungen bei niedrigen Konzentrationen am stärksten sind. Des
weiteren liegen auch Untersuchungsergebnisse über die Kombinationswirkung etwa von
SO2/Frost, SO2/Auftausalzen oder SO2/Wind vor. Wie bereits bei der Mischimmission wurde
auch bei diesen Analysen eine Verstärkung der Schädigung festgestellt (Freilinger 1986, Däßler
1991).
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1. Einleitung
1.1.3. Waldboden
Unter Boden wird die oberste Verwitterungsschicht der festen Erdkruste, die in Wechselwirkung
mit den lebenden Organismen dieses Bereichs steht, verstanden. Ausgangsmaterialien für die
Bildung von Böden sind lockere und feste Gesteine, die sich chemisch verändern, zerfallen und
schließlich als oberste Verwitterungsschicht höheren und niederen Pflanzen als Lebensraum
dienen. Zur Bodenbildung tragen auch Mikroorganismen bei; sie stellen durch ihre
mineralisierende Tätigkeit den Pflanzen Nährstoffe zur Verfügung und bilden beim Abbau von
organischen Substanzen Nebenprodukte wie organische Säuren, welche Voraussetzung für die
biologisch chemische Verwitterung von Mineralpartikeln sind. Die Verwitterungsprodukte
verschiedener Gesteine und die tote organische Bodensubstanz ermöglichen zusammen mit den
Mikroorganismen, dem Wasser und der Luft, daß sich verschiedene Bodentypen bilden (Blum et
al. 1997, Scheffer & Schachtschabel 1998).
Der Säuregehalt des Bodens beruht auf dem Gehalt an dissoziierbarem Wasserstoff und
austauschbaren Aluminiumionen. Die Bodenacidität beeinflußt die chemischen, physikalischen und
biologischen Bodeneigenschaften (Kuntze et al. 1994).
Bodenversauerung: Unter Waldbodenversauerung versteht man die Absenkung des pHWertes in der Bodenlösung bzw. die damit verbundene Verminderung der Fähigkeit des Bodens
Säure zu neutralisieren (Matthes 1998).
Eine Zunahme des Säuregrades beschleunigt den Nährelementaustausch und den Aufschluß von
anorganischen Verbindungen aus den Mineralvorräten des Bodens. Somit stehen den Bäumen
kurzfristig mehr Nährstoffe zur Verfügung, gleichzeitig werden aber Magnesium, Kalium und
Kalzium in tiefere Bodenhorizonte ausgewaschen und gehen somit für die Pflanzen verloren
(Schütt 1988). Dadurch verringert sich das Nährstoffangebot und die Mineralstoffversorgung
wird beeinträchtigt.
Durch Bodenversauerung werden Metallionen verstärkt freigesetzt und wandern in die
Bodenlösung. In geringen Konzentrationen sind zahlreiche Schwermetalle für die Pflanzen
essentiell, bei höheren Konzentrationen hemmen sie hingegen bodenmikrobiologische Prozesse.
Magnesiummangel wird zum Einen durch die Auswaschung von Magnesium aus dem Boden auf
Grund des Säureeintrags verursacht, zum Anderen führen hohe Aluminium- und H+Konzentrationen in der Bodenlösung dazu, daß die Magnesiumaufnahme erschwert wird (Schütt
1988). D.h., daß örtlich die Basenarmut den Magnesiummangel verstärkt. Der Säureeintrag
hemmt auch die Aktivität der Mikroorganismen und damit die Streuzersetzung, womit die
Humusauflage zunimmt und wichtige Nährstoffe wie Kalzium und Stickstoff ungenutzt festliegen
(Kuntze et al. 1994).
Ein niedriger pH-Wert beeinflußt auch das Pflanzenwachstum, schädigt die Zellmembrane und
viele Pflanzen sind bei zu großer Basenarmut nicht mehr lebensfähig (Michaelis 1997).
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1. Einleitung
Säureeintrag in den Boden: Der größte Teil der Belastung wird durch die Zufuhr von H+ bzw.
säurebildenden Substanzen aus der Atmosphäre verursacht. Jeder Schadstoff ist durch ein
Versauerungsäquivalent charakterisiert, woraus z.B. abgeleitet werden kann, daß eine Tonne
Ammoniak wesentlich mehr zur Versauerung beiträgt als eine Tonne Schwefeldioxid (Matthes
1998).
188%
+ -1
[kmol H t ]
200%
150%
100%
100%
70%
50%
0%
SO2
NO2
NH3
ABBILDUNG 3: Versauerungsäquivalente von SO2 , NO2 und NH3 für den Boden (Matthes 1998)
Saure Schadstoffe gelangen zu einem erheblichen Teil durch nasse Depositionen auf den
Waldboden. Dies geschieht nach dem Passieren des Kronendaches als „Kronendurchlaß“ und vor allem in Laubholzbeständen - mit dem Stammablauf. In beiden Fällen kommt es je nach der
Immissionsbelastung des Waldbestandes zu Anreicherungen der Schadstoffkonzentration im
Niederschlagswasser. Während langer Trockenperioden spielt auch der direkte Weg über
trockene Deposition von Aerosolen und Stäuben eine Rolle. Hierbei werden die Schadstoffe auf
den Nadeln und Blättern deponiert und beim nächsten Regen von diesen abgewaschen (Däßler
1991). Auch durch den Blattabwurf gelangen Schadstoffe in den Boden. Ferner erhöht sich
während der Schneeschmelze der Säureeintrag sprunghaft.
Der natürliche pH-Wert von unbelastetem Regen beträgt rund 5,6. Zur Zeit liegt der Mittelwert in
Europa zwischen 4 und 4,5. Im Nebel werden sogar Werte unter 3 festgestellt
(Umweltbundesamt 1988).
Schwefeldioxid: Aus SO2 entsteht in der Atmosphäre schwefelige Säure und Schwefelsäure in
der Gasphase bzw. in der wäßrigen Phase. Bei der vollständigen Oxidation von 1 Mol SO2 zu
H2SO4 entstehen 2 Mol Protonen.
Durch Niederschläge werden diese Säuren dem Boden zugeführt, wo sie sich ausbreiten und mit
basischen Bodenanteilen zu schwerlöslichen Sulfaten verbinden (Matthes 1998). Dadurch
vermindert sich der Anteil an verfügbaren Nährelementen bei einer Verstärkung der Acidität.
Stickstoffoxide: Die in der Atmosphäre vorhandenen NOx-Emissionen werden zu salpetriger
Säure und Salpetersäure oxidiert. Pro Mol NOx wird ein Mol H+ gebildet, welches durch Regen
ausgewaschen wird und somit ebenfalls eine Säurebelastung für den Boden darstellt (Matthes
1998).
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1. Einleitung
Ammoniak: Neben den Säuren spielen auch Ammoniak und seine Verbindungen eine
wesentliche Rolle. Durch bakterielle und enzymatische Zersetzung der Stickstoffverbindungen aus
Kot und Urin kommt es zur Bildung von leichtflüchtigem NH3, welches in der Atmosphäre
neutralisierend wirkt. Beim Eintrag in den Boden wird es mit Hilfe von Bakterien zu Nitrit und
weiter zu Nitrat umgesetzt (Däßler 1991). Die Nitrifizierung erfolgt in 2 Stufen:
NH4+ + ½ O2 → NO2- + 2H+ + H2O
NO2- + ½ O2 → NO3Dadurch werden Anionen (Säuren), die in der Luft neutralisiert wurden, wieder freigesetzt und es
entstehen pro Mol NH3 2 Mol H+. Diese H+-Ionen verursachen eine Auswaschung von Kationen
aus dem Sorptionskomplex und eine Versauerung der oberen Bodenhorizonte (Matthes 1998).
Weiters konnte festgestellt werden, daß das Auftreten von NH4+ überwiegend mit niederen pHWerten im Boden und Nährstoffmangel einhergeht. Von den Wurzeln der Pflanzen wird Stickstoff
in Form von Ammonium bevorzugt aufgenommen (Matthes 1998), wodurch es aber je
aufgenommenem Mol NH4+ zur Abgabe eines Mols H+ kommt, welches ebenfalls zur
Versauerung der Böden beiträgt.
Historisch bedingte Versauerung: Die Mehrzahl der österreichischen Wälder wurde durch
jahrhundertelange Nebennutzungen wie Streunutzung und Scheitelung beeinträchtigt. Es wurden
ihnen, die in der Biomasse und im Auflagehumus gebundenen Pflanzennährstoffe entzogen,
wodurch die Waldböden versauerten. Auch Köhlerei und Pottaschegewinnung, die vielerorts mit
Kahlschlägerungen einhergingen, stellten eine erhebliche Belastung für den Nährstoffhaushalt dar,
weil Biomasse über das Ausmaß des Stammholzes entzogen wurde. Aber auch die massive
Abholzung großer Waldgebiete während der ersten mitteleuropäischen Energiekrise am Eintritt ins
Industriezeitalter (18. Jh.) prägt noch heute die Wälder. Die primitiven Methoden der
Wiederbegrünung führten zu Veränderungen des Stoffkreislaufes, der Bildung von Auflagehumus
und zur Versauerung des Mineralbodens, wodurch die Keim- und Wuchsbedingungen stark
verändert wurden. Viele dieser Veränderungen sind nachhaltig (Umweltbundesamt 1988).
Düngungseffekt des Stickstoffs: Neben dem Einfluß auf die Versauerung üben
Stickstoffverbindungen auch einen Düngungseffekt auf Waldökosysteme, die an N-Armut
angepaßt sind, aus. Solange das Wurzelsystem keine Schädigung durch toxische Substanzen
erfährt, besitzen Bäume trotz geringer Vorräte und/oder geringer Verfügbarkeit ein ausreichendes
Aufnahmevermögen (Schütt 1988), wodurch der Versorgungszustand im allgemeinen gut ist.
Die gegenwärtigen N-Einträge durch nasse und trockene Depositionen, die von der Pflanze über
die Wurzeln aufgenommen werden, führen zu einer Erhöhung der Primärproduktion, was sich in
verstärktem Holzzuwachs und gesteigerter Verjüngungsfreudigkeit äußert.
Zusätzlich zur Aufnahme aus dem Boden treten Stickstoffverbindungen auch über die
Spaltöffnungen der Blattorgane ins Innere, wo sie als Nitrit und Nitrat gelöst zu Aminosäuren
reduziert (Smidt 2000), und so zu Biomasse umgesetzt werden können. Allerdings steigert das
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1. Einleitung
Wachstum auch den Bedarf an anderen Nährstoffen, die aber ins Minimum geraten können,
wodurch der Stickstoff nicht mehr in ein Stoffwechselprodukt umgesetzt werden kann. Somit
trägt er zur Säurebelastung des Bodens bei und die Blätter der Bäume zeigen trotz des
Überangebots eine Unterversorgung.
Zusätzliche Wirkung des Stickstoffs: Neben dem Düngungseffekt und der Bodenversauerung
bewirken hohe Stickstoffeinträge auch eine verminderte Winterhärte der Pflanzen. Der Grund ist
die reduzierte Zellwandstabilität und schlechtere osmotische Voraussetzungen auf Grund des
beschleunigten Wachstums. Weiters konnte auch eine damit im Zusammenhang stehende stärkere
Anfälligkeit gegen Insekten und Pilze festgestellt werden. In Waldgebieten wird der Wuchs von
stickstoffliebenden Pflanzen, wie z.B. Reitgras, Brennessel oder Holler, begünstigt, was sich
nachteilig auf die natürliche Verjüngung des Waldes auswirkt.
1.2. Erhebung von Luftschadstoffen
Die durch Luftverunreinigungen hervorgerufenen Wirkungen sind u.a. von den Eigenschaften und
den Konzentrationen der Substanzen, dem Entwicklungszustand der Pflanzen und den
meteorologischen Bedingungen abhängig.
1.2.1. Erhebung der Emissionen
Die Abgabe von Schadstoffen an die Umwelt wird als Emission bezeichnet. Ist sie durch den
Menschen verursacht, wie zum Beispiel Abgase aus Fabriken oder Autos, spricht man von
anthropogener Emission. Dem stehen natürliche, von menschlichen Aktivitäten unbeeinflußte
Emissionen gegenüber, wie zum Beispiel Vulkanausbrüche. Die ausgestoßenen Komponenten
können fest, flüssig oder gasförmig sein (Umweltlexikon http://web.linz.at).
Eine meßtechnische Erhebung der Emissionen erfolgt nur bei Großemittenten wie Kraftwerken
oder Müllverbrennungsanlagen. Bei diesen Anlagen kann zum Beispiel das Fluoreszenzverfahren
(SO2), das Fotometerprinzip (SO2 und NOx) oder das Chemilumineszenzverfahren (NOx)
angewandt werden (Lahmann 1990 und 1997, Rafson 1998). Der Aufwand für eine umfassende
kontinuierliche Messung und die Auswertung in gesetzlich vorgeschriebenen Emissionserklärungen
wäre aber bei den unterschiedlichsten Einzelquellen wie Haushalten, kleineren stationären Anlagen
und mobilen Quellen zu groß und auch praktisch nicht durchführbar. Darum wird dieser Ausstoß
mit Hilfe der Berechnungsmethode „Corinair“ (Core Inventory Air) der europäischen
Umweltagentur erfaßt. Die Emissionsmenge wird als Produkt aus dem Emissionsfaktor und den
Aktivitätsdaten berechnet (Rafson 1998, Umweltbundesamt 1999). Die Emissionsfaktoren sind
verallgemeinerte Ergebnisse von Einzelmessungen und müssen auf die lokalen Gegebenheiten
angepaßt werden. Die Aktivitätsdaten, wie etwa Fahrleistungen oder Energieverbräuche, müssen
erhoben und zumindest im Jahresabstand aktualisiert werden. Die gemessenen und errechneten
Daten werden anschließend in einem Emissionskataster, der nach ÖNORM M9470
„Emissionskataster für luftverunreinigende Schadstoffe“ erstellt wird, dargestellt.
1.2.2. Erhebung der Transmission
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1. Einleitung
Wenn Luftschadstoffe in die Atmosphäre gelangen, werden sie einer Reihe von Einflüssen
unterworfen, ehe sie als Immission den Ort ihrer Wirkung erreichen. Im Verlauf dieser
Transmission, d.h. ihrer räumlichen Ausbreitung bzw. der Änderung der Lage, kommt es zu
chemischen und/oder physikalischen Veränderungen der emittierten Komponenten. Auch
emissionsseitige, meteorologische und Randflächenparameter wirken auf das Verhalten in der
Umwelt ein (Däßler 1991).
Randflächenparameter sind die geographischen Bedingungen des Transmissionsgebietes und
bestimmen, wie weit und wohin die Abgase verlagert werden und welche Konzentrationen in
Immissionsgebieten auftreten. Zu den emissionsseitigen Parametern gehören die Temperatur der
Abgase, ihre Austrittsgeschwindigkeit und die physikalisch-chemischen Eigenschaften, die die
Sedimentation von Stäuben sowie die physikalische, chemische und photochemische Reaktionen
während der Ausbreitung beeinflussen.
Vorrangig bestimmen meteorologische Einflußgrößen die Ausbreitung, wobei die Windrichtung,
die alle Verunreinigungen in ihrem Strömungsverlauf verfrachtet, entscheidende Bedeutung hat. So
können sich langfristig Vegetationsschäden entlang der Hauptwindrichtung ausbilden (Däßler
1991). Die Konzentration der Luftverunreinigungen wird neben der Windgeschwindigkeit auch
durch die Luftmenge, die je Zeiteinheit den Rauchfang umströmt, beeinflußt. Je größer sie ist,
umso kleiner ist die Konzentration je m³, wodurch die Immissionsbelastung in ebenen Gebieten
geringer ist als im Bergland, wo die Talentlüftung erschwert ist.
Eine wesentliche Rolle spielt auch die vertikale Ausbreitung, die mit der Windgeschwindigkeit und
der Oberflächenrauhigkeit zunimmt. Der vertikale Austausch ist aber auch von der thermischen
Turbulenz, infolge ungleicher Erwärmung des Erdbodens und der bodennahen Luftschichten
abhängig. Er ist auf Zeiten mit positiver Strahlungsbilanz, in der die Erde durch Sonneneinstrahlung
mehr Energie erhält als sie in den Weltraum abgibt, beschränkt.
ABBILDUNG 4: Ausbreitung von Rauchfahnen bei verschiedenen Temperaturschichtungen in der
Atmosphäre (Däßler 1991)
Bei negativer Strahlungsbilanz (die Luft in Bodennähe ist kälter als die darüberliegende) bildet sich
eine Inversion, die als Sperrschicht wirkt, aus; durch diese wird die vertikale Ausbreitung
unterdrückt, wodurch sich unterhalb der Inversionsschicht die Schadstoffkonzentrationen
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1. Einleitung
beträchtlich erhöhen (Bild A). Hohe Schornsteine haben den Vorteil, daß sie die Kaltluftschicht
überragen, wodurch die Abgase oberhalb bleiben (Bild B). Ihr Nachteil ist die weitere
Verbreitung der Schadstoffe. Durch Erwärmung der bodennahen Luftschicht (die Luft in
Bodennähe wird wärmer als die darüberliegende) kommt es zur Auflösung der Inversion und zu
vertikalen Turbulenzen, wodurch die Schadstoffbelastung wieder abnimmt. Bei freier Inversion,
die durch Wolken oder eine Dunstschicht gekennzeichnet ist, kommt es vom Boden bis zur
Sperrschicht zu einer ständigen Anreicherung und Durchmischung der Abgase (Bild D). Treten
die Emissionen allerdings gerade im Inversionsgebiet in die Luftschicht ein, so können sie über
weite Strecken verfrachtet werden (Bild C). Bei labiler Luftschichtung entsteht eine starke
Turbulenz wodurch hohe Abgaskonzentrationen in Bodennähe gelangen (Bild E), allerdings
nehmen die Konzentrationen auf Grund der starken Durchmischung rasch ab (Däßler 1991).
Die Ausbreitung hängt auch von der Stabilität (Lebensdauer) der Verbindungen ab. So kann sich
etwa CO2 mit einer Lebensdauer von 7,5 Jahren global ausbreiten, SO2 hingegen mit einer
Lebensdauer von wenigen Tagen nur regional (Michaelis 1997).
Die europaweite Verteilung der Emissionen soll mit Hilfe des Überwachungsprogrammes EMEP
(Cooperative Programme for Monitoring and Evaluation of the Long-Range Transmission of Air
Pollutants in Europe) berechnet und verfolgt werden.
1.2.3. Erhebung der Immissionen
Unter Immission versteht man den Übertritt eines luftverunreinigenden Stoffes von der offenen
Atmosphäre auf einen Akzeptor (Umweltlexikon http://web.linz.at).
Die Feststellung der Immissionsbelastung erfolgt über Messungen oder mit Hilfe von
Modellberechnungen. Dabei besteht grundsätzlich die Problematik, daß auf Grund vieler
Einflüsse, wie z.B. den Emissions- und Ausbreitungsverhältnissen, die Immissionskonzentrationen
starken räumlichen und zeitlichen Schwankungen unterworfen sind.
Die Messung der Konzentrationen kann mit registrierenden und integrierenden Methoden erfolgen
(Lahmann 1990).
Registrierende Meßmethoden sind hochauflösend und geben ein differenziertes
Immissionsmuster wieder. Grenzwertüberschreitungen und Auswertungen gemeinsam mit
meteorologischen Daten sind möglich. Ihr Nachteil liegt in den hohen Kosten, für Meßcontainer,
Geräte, Datenübertragung, Auswertung und Betreuung.
Registrierende Meßgeräte arbeiten nach dem Prinzip der Luftansaugung und bestehen aus einer
Probenansaugung mit Staubfilter, einer Meßzelle mit Verstärker und einer digitalen
Meßwertanzeige. Die Schadstoffkonzentrationen werden kontinuierlich erfaßt, die Werte über
eine halbe Stunde im Integrator gemittelt und gespeichert. Die SO2-Messung erfolgt mit der UVFluorimetrie, bei der SO2-Moleküle UV-Strahlung absorbieren und nach der Bestrahlung als
längerwelliges Licht, welches proportional zur Konzentration ist, wieder abgegeben. Das
Chemolumineszenz-Verfahren ist das Meßprinzip für NOx. Bei der Reaktion von NO zu Ozon
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1. Einleitung
entsteht Licht, dessen Intensität proportional der NO-Konzentration ist. Um auch NO2 messen zu
können muß es zuerst in NO umgewandelt werden. Die Summe der NO- und NO2Konzentration, bezogen auf das Molekulargewicht von NO2 stellt dann die gesuchte NOxKonzentration dar.
Die Ergebnisse von kontinuierlich registrierenden Messungen erlauben Aussagen über
Immissionsmuster und zu erwartende Schädigungen.
Integrierende Meßmethoden dienen vor allem dazu, Immissionsschwerpunkte festzustellen.
Sie sind verhältnismäßig billig, netzunabhängig und einfach zu handhaben, allerdings ist eine
Zuordnung zur Windrichtung und eine Grenzwertüberprüfung nicht möglich.
Integrierende Konzentrations- und Immissionsratenmessungen werden z.B.: mit Passivsammlern
durchgeführt. SO2, NH3 und NO2 werden in einem Kunststoff-Diffussionsröhrchen (wenige cm
lang), an dessen Boden ein imprägniertes Metallnetz als Senke fungiert, abgebunden
(„Passivsammler“). Meßmöglichkeiten mit Luftansaugung sind Filterstacks oder Denuder. Im
Labor werden die auf den Sammlern ad-/absorbierten Komponenten z.B.
ionenchromatographisch bestimmt.
Unabhängig von der Art der Meßmethode spiegeln die Immissionsmeßwerte die lokalen
Verhältnisse wieder, das heißt, daß sich an Meßstationen unmittelbar bei Emittenten
Schadstoffreduktionen im Abgas bemerkbar machen, an weiter entfernten Stationen allerdings
nicht mehr. Im Unterschied dazu geben Depositionsmessungen Aufschluß über die regionalen
Verhältnisse, da es vor der Ablagerung zu einem Transport der Schadstoffe kommt.
1.2.4. Zusammenhang zwischen Emission, Immission und Transmission
Der Zusammenhang zwischen Emission, Immission und Transmission soll am Beispiel von SO2
betrachtet werden.
ABBILDUNG 5: Zusammenhang zwischen Emission – Immission – Transmission (Smidt 2000A)
Tritt SO2 bei einer Anlage aus, so wirkt es als hochtoxisches SO2 bis zu einer Entfernung von 30
bis max. 50km direkt auf die Pflanzen ein. Kommt es zu einer weiträumigen Transmission, so
kann sich Schwefeldioxid zu Sulfat, dessen Toxizität wesentlich geringer ist, umwandeln. Die
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1. Einleitung
Immissionswirkung von SO4-- auf Pflanzen ist somit weniger kritisch (Michaelis 1997). Der
Ausbreitungsradius ist von den oben erwähnten Bedingungen abhängig (vgl. Kap.1.2.2.).
Betrachtet man etwa den Schwefelsäureaerosolaustritt bei Vulkanausbrüchen, so konnte
festgestellt werden, daß bei entsprechend hoher Austrittsgeschwindigkeit und Austrittshöhe eine
Verteilung von über 1000km möglich ist. Wie der Ausbruch des El-Chicon (Mittelamerika, April
1982) zeigte, ist sogar eine globale Verteilung möglich, sofern die ausgestoßenen Komponenten
bis in die Stratosphäre vordringen.
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1.3. Erhebung des Waldzustandes
Während der frühen 80er Jahre rückten die „neuartigen“ Waldschäden in den Blickpunkt der
Öffentlichkeit. Diese haben komplexe Ursachen und sind von den klassischen Waldschäden, bei
denen eindeutig eine Schadensursache dominiert (z.B. Sturmschäden), zu unterscheiden. Eine
Zuordnung zu einem bestimmten Emittenten ist nicht möglich, da sie auch in relativ großer
Entfernung von diesen, häufig in wenig schadstoffbelasteten Gebieten, auftreten (Nießlein et al.
1985, Däßler 1991). Ihr großflächiges Erscheinen, das Bäume aller Altersklassen betrifft, ist ohne
deutliche räumliche Abgrenzung, entwickelt sich mitunter rasch und verursacht Wuchsstörungen,
Wachstumsanomalien sowie Schädigungen der Blattorgane und Feinwurzelsystems.
Zur Erforschung des Ausmaßes der Waldschäden sowie von Ursachen und Wirkungsbeziehungen
wurde 1984 vom Exekutivorgan der Genfer Luftreinhaltekonvention von 1979 unter der
Schirmherrschaft der Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen (UN-ECE) eine
Sonderarbeitsgruppe zur „Entwicklung und Durchführung eines internationalen
Kooperationsprogrammes zur Erfassung und Überwachung der Auswirkung von
Luftverunreinigungen auf Wälder“ (ICP-Forests) ins Leben gerufen. Diese Arbeitsgruppe erstellte
ein Handbuch für eine europaweit einheitliche Vorgehensweise auf unterschiedlichen
Untersuchungsniveaus (UN-ECE 1998, 1999 und 2000A).
Level I beinhaltet die großflächige Beobachtung des Waldzustands und seiner Änderungen über
lange Zeiträume. Über die 37 an diesem Programm teilnehmenden Staaten wurde ein einheitliches
16x16km transnationales Netz gelegt, wodurch 5.700 Beobachtungspunkte entstanden, an denen
3 Haupterhebungen durchgeführt werden. Jährlich wird der Kronenzustand erfaßt und
Blattinhaltsstoffe werden chemisch analysiert; die Bodenfestphase wurde bisher nur einmal
analysiert. Das Hauptziel des Level I besteht in der Gewinnung von Erkenntnissen über die
räumliche und zeitliche Entwicklung des Kronenzustandes und die Verbindung mit möglichen
Ursachen einschließlich der Luftverunreinigungen.
Das seit 1994 bestehende Level II-Programm dient der intensiven und langfristigen
Überwachung des Waldes. Im Vordergrund steht die Erforschung von Beziehungen zwischen
Luftschadstoffen und weiteren Streßfaktoren einerseits und Waldökosystemen auf der anderen
Seite sowie Untersuchungen zur Entwicklung wichtiger Waldökosysteme in Europa.
Im Rahmen des Level II werden an 860 Dauerbeobachtungsflächen die nachstehenden
Erhebungen durchgeführt:
Erhebung
Kronenzustand
chem. Analyse der
Blattinhaltsstoffe
Analyse der Bodenfestphase
Zeitlicher Erhebungsabstand
jährlich
alle 2 Jahre
Untersuchungsflächen
alle Flächen
alle Flächen
alle 10 Jahre
alle Flächen
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Chemie der Bodenlösung
Baumwachstum
Bodenvegetation
Luftschadstoffeintrag
Meteorologie
Fernerkundung, Phänologie
kontinuierlich
alle 5 Jahre
alle 5 Jahre
kontinuierlich
kontinuierlich
wird diskutiert
mind. 10% der Flächen
alle Flächen
mind. 10% der Flächen
mind. 10% der Flächen
mind. 10% der Flächen
TABELLE 2: Level II-Erhebungen an den 860 Dauerbeobachtungsflächen (UN-ECE 1998A)
Die im Rahmen dieses „International Cooperative Programme on Assessment and Monitoring of
Air Pollution Effects on Forests“ durchzuführenden Methoden wurden von der UN-ECE
zusammengefaßt (UN-ECE 1998A). Die Erhebungshandbücher sind auch online auf der
Homepage der ICP-Forests (www.dainet.de/bhf/inst1/12) einsehbar. Durch die einheitliche
Datenerfassung der 37 teilnehmenden Länder stellen die Erhebungen den Waldzustand in ganz
Europa „flächendeckend“ dar (Homepage der ICP-Forests www.dainet.de/bfh/inst1/12).
1.3.1. Methoden des Waldschadensmonitorings im Rahmen des Level II
Kronenzustandserhebung: Die terrestrische Kronenzustandserhebung wird in Europa zur
Erhebung des Waldzustandes angewandt, obwohl mit ihr nur der Blattverlust taxiert wird. Somit
sagt diese, in Europa etablierte Methode (zu) wenig über den tatsächlichen Baum- oder
Waldzustand aus. Weiters reagiert die Krone nicht spontan auf Einwirkungen, unsichtbare
Schädigungen werden nicht erfaßt und eine festgestellte Verlichtung kann auch natürliche
Ursachen haben. Im Moment steht aber keine bessere und ebenfalls einfach anzuwendende
Erfassungsmöglichkeit zur Verfügung. Je Rasterpunkt werden 20 Probebäume, die größer als
60cm sind, ausgewählt. Die Kronenansprache erfolgt Ende Juli/Anfang August durch zwei
Taxatoren, die mit Ferngläsern die Nadelverluste in 5 oder 10%- Stufen, in Relation zu einem
optisch vollbenadelten Baum der selben Region einschätzen (FVF Baden Württemberg 1999). Je
nach Nadel-/Blattverlust und Berücksichtigung der Vergilbung werden die Bäume in 4
Schadstufen, eingeteilt (vgl. auch Kap. 2.5).
ABBILDUNG 6: 4 Stufen der Kronenverlichtung am Beispiel von Fichten im Gasteinertal (Umweltbundesamt
1989)
Seite 15
1. Einleitung
Analyse der Blattinhaltsstoffe: Die chemische Analyse von Schwefel und den
Hauptnährelementen erfolgt in Österreich jährlich im Rahmen des 1983 eingerichteten
Österreichischen Bioindikatornetzes (Fürst 1999).
Unter Bioindikatoren versteht man Organismen, deren Reaktionen bzw. Veränderungen sich mit
bestimmten Umweltfaktoren korrelieren lassen, sodaß sie als Zeiger für diese verwendet werden
können (Arndt et al. 1991). Im Rahmen des Bioindikatornetzes werden Waldbäume als
Akkumulations - Bioindikatoren herangezogen. Sie reichern u.a. Schwefel und Fluor an, wodurch
sich der natürliche Gehalt in den Blattorganen erhöht. Die S-Verbindungen werden sowohl als
SO2 über die Spaltöffnungen als auch als Sulfat über die Wurzeln aufgenommen und in
Blattorganen bis zu 5-fach angereichert. NOx und NH3 gelangen ebenfalls über die Stomata und
nach einer Umwandlung im Bodenwasser über die Wurzeln in die Pflanzen. Ihre relative
Anreicherung kann etwa 2-fach sein (Däßler 1991). Hierauf basierend werden Nadel- und
Blattanalysen für den Nachweis von Immissionseinwirkungen durchgeführt, wobei aber die
Kenntnis des natürlichen Hintergrundwertes unerläßlich ist.
Das Grundnetz des Österreichischen Bioindikatornetzes bildet - ebenso wie das europaweite
Netz - ein 16x16km Raster. In Ballungsgebieten, in denen bei früheren Erhebungen
Immissionseinwirkungen festgestellt wurden, wurde das Netz verdichtet. An über 600 Punkten
des Bioindikatornetzes erfolgt die Beprobung von je zwei Bäumen, die älter als 50 Jahre sind. In
weiten Teilen Österreichs wird die Hauptbaumart Fichte, im Osten werden mangels geeigneter
Fichtenflächen auch Kiefern und Buchen herangezogen (Fürst 1999).
Im Herbst nach Abschluß der Nadelausbildung (Oktober/November) wird von den
Nadelbäumen im 6./7. Quirl eine Probe entnommen. Bei Laubbäumen erfolgt die Entnahme einer
Mischprobe im September. (Der Probenahmezeitpunkt muß immer derselbe sein, da sich nach
dem Nadelaustrieb die Schwefel- bzw. Nährstoffgehalte zum Teil stark verändern.) Im Labor
werden die Nadeln nach Nadeljahrgängen getrennt, bis zur Gewichtskonstanz getrocknet und
gemahlen.
Derzeit werden in den Nadelproben, welche in einer Probenbank archiviert werden, Schwefel,
Stickstoff, Phosphor, Kalium, Calcium, Magnesium, Eisen, Mangan und Zink bestimmt. In der
Nähe von einschlägigen Emittenten werden zusätzlich Fluor, Chlor, Blei und Cadmium analysiert.
Zur Schwefelanalyse wird die Probe mit einer Leco-CNS-Apparatur direkt verbrannt und das
gebildete SO2 mit der IR-Absorption gemessen. Die Analyse der N-Verbindungen erfolgt
ebenfalls in der Leco-CNS-Apparatur durch Messung der Wärmeleitfähigkeit des N2 im
Verbrennungsgas. Die Vorgangsweise bei der Probennahme sowie die Grenzwerte sind in der 2.
Verordnung gegen forstschädliche Luftverunreinigungen (BGBl. 199/1984) festgelegt.
Das Ziel ist, durch Analyse der Blatt- und Nadelgehalte auf Immissionseinwirkungen
rückzuschließen, die Nährstoffversorgung festzustellen und deren zeitliche und räumliche Variation
aufzuzeigen. Aus den Gehalten in den beiden letzten Nadeljahrgängen können Rückschlüsse auf
vorangegangene Verhältnisse gezogen werden.
Seite 16
1. Einleitung
Zu beachten ist allerdings, daß unterschiedliche Witterungsbedingungen während der
Vegetationsperiode die Gehalte der Nähr- und Schadstoffe beeinflussen. So bewirkt z.B. eine
Trockenzeit das Schließen der Spaltöffnungen und damit eine reduzierte Schadstoffaufnahme
(„Scheinresistenz“; Schütt 1988). Treten Schadstoffe kurzzeitig in hohen Konzentrationen auf,
sind akute Schädigungen ohne vorangegangene Akkumulation möglich.
Neben den Analysen anorganischer Komponenten können auch biochemische Verfahren zur
Waldschadensdiagnose angewandt werden. Pflanzeninhaltsstoffe reagieren auf Streß- und
Immissionseinwirkung, wodurch die Konzentration z.B. von Inhaltsstoffen oder Enzymaktivitäten
zu oder abnimmt. Diese Änderungen sind bereits meßbar, wenn noch keine sichtbaren Schäden
eingetreten sind. Die wichtigsten Komponenten, die zum Nachweis von Streßeinwirkung
herangezogen werden, sind Enzyme, Streßmetabolite (Stoffwechselprodukte), Komponenten des
antioxidativen Systems, Pigmente, Lipide (Membranbestandteile). Zur Spezifizierung der
Aussagen über eine Streßursache ist die Beurteilung mehrerer Parameter erforderlich, wodurch
die biochemischen Verfahren für das flächendeckende Monitoring zu aufwendig und zu teuer sind
(Smidt 2000A) .
Depositionsmessungen: Gegenüber den Immissionswerten, d.h. den Angaben über die
Schadstoffkonzentrationen in der Luft, sind für Waldökosysteme die Stoffeinträge aus nasser und
trockener Deposition meist von größerer Bedeutung, da sie zu einer dauerhaften Veränderung des
Bodens und damit zu veränderten Standorteigenschaften führen (Dewitz-Krebs et al. 1999).
ABBILDUNG 7: Depositionsmessung im Wald (Smidt 2000A)
Als Freilandniederschlag wird jener Niederschlag bezeichnet, der auf die Krone auftrifft. Er wird
mit Bulk-Sammlern in Form nasser und trockener Absetzdepositionen erfaßt.
Da Baumkronen gas- und partikelförmige Stoffe aus der Luft adsorbieren, welche dann mit dem
Regen ab- und in den Boden eingewaschen werden, ist auch eine Messung des
Seite 17
1. Einleitung
Kronendurchlasses erforderlich. Dies ist jener Niederschlag, der nach dem Passieren des
Kronendachs den Waldboden erreicht.
Der Stammablauf ist jener Niederschlag, der nach Ablauf über den Stamm in den Boden
eingetragen wird. Zur Messung stehen eigene Stammabflußsammeleinrichtungen zur Verfügung.
Die Sammelgefäße werden zweimal monatlich geleert. Die darin gesammelte Lösung wird auf pH,
Leitfähigkeit, Cl-, NO3-, SO4--, Na+, NH4+, K+, Mg++, Ca++ und Alkalinität analysiert und die
Anteile der trockenen Depositionen und der Auswaschung berechnet (Dewitz-Krebs et al. 1999).
Analyse der Bodenfestphase: Mit Hilfe chemischer Bodenanalysen soll der gesamte
Bodenzustand erfaßt und Informationen über längerfristige Veränderungen oder
Immissionseinwirkungen gewonnen werden. Das Ziel liegt in der Feststellung der Abweichung
vom Optimalzustand und dient etwa zur Planung bodenerhaltender und
-verbessernder
Maßnahmen oder der Einschätzung der Risiken für den Waldzustand. Erhoben werden die
verfügbaren und mobilisierbaren Nährstoffreserven, die Acidität, Basensättigung,
Kationenaustauschkapazität, der C-, N-, S-Gehalt, das C/N-Verhältnis sowie Schadstoff- und
Schwermetallgehalte.
Analyse der Bodenlösung: Die Zusammensetzung der Bodenlösung im Mineralboden stellt
einen sensiblen Indikator für den bodenchemischen Zustand dar. Über längere Zeiträume
gemessen informiert er über die aktuellen und die langfristigen Folgen einer Bodenversauerung,
die wichtigsten Austauschprozesse, die bestimmenden Ionenkonzentrationen oder über die, auf
Grund der Säurepufferung reduzierte Protonenkonzentration. Durch die Berechnung der
Stoffumsätze im Bodenraum lassen sich Quellen und Senken für Nähr- und Schadstoffe
identifizieren.
Zuwachserhebungen: Bei den Zuwachserhebungen gibt es 2 Stufen. In der ersten Stufe werden
periodisch (alle 5 Jahre) alle Probebäume mit einem Durchmesser größer als 5cm vermessen.
D.h. es werden der Stammdurchmesser in Brusthöhe (etwa 1,3m), die gesamte Baumhöhe, die
Rindendicke und die Abmessungen der Krone erfaßt.
In der zweiten Stufe, die aber sehr aufwendig ist, werden an Netzpunkten an denen
ungewöhnliche Zuwachsschwankungen auftreten Jahrringanalysen, die Einblick in die
Entwicklungsgeschichte eines Baumes geben, durchgeführt. Von Bäumen, die an die Probepunkte
des Level II angrenzen, werden zwei Bohrkerne in der Höhe von 1,3m mit einem forstlichen
Zuwachsbohrer entnommen, getrocknet, geglättet und auf einem Jahrringbreitengerät vermessen
(Dewitz-Krebs et al. 1999). Anschließend werden die Jahrringindices, eine Verhältniszahl von
berechneter und gemessener Jahrringbreite bestimmt, welche die Summe der klimatischen und der
gefragten Einflüsse widerspiegelt. Die berechneten relativen Indices, die eine Relation zwischen
den Jahrringindices von Probebäumen aus beeinflußten und unbeeinflußten Gebieten darstellen,
sind ein Maß für die Intensität des schädigenden Einflusses von Immissionen.
Seite 18
1. Einleitung
Bodenvegetation: Die regelmäßige Erfassung der Artenzusammensetzung der Strauch- und
Krautschicht erlaubt festzustellen, welche Pflanzenarten zurückgehen oder neu auftreten. Sie stellt
somit eine wichtige Größe der Umweltüberwachung dar, denn die Vegetation der Krautschicht
gibt recht gut die Situation des Standortes wieder.
Meteorologie: Pflanzliches Wachstum ist wesentlich von den Witterungs- und
Klimabedingungen abhängig. Somit müssen zur Feststellung einer Beeinträchtigung des
Waldzustandes z.B. durch Luftverunreinigungen auch meteorologische Faktoren, wie
Lufttemperatur, Luftfeuchte, Windstärke und -richtung, Niederschlagsmenge im Bestand sowie
Bodentemperatur, berücksichtigt werden.
Seite 19
1. Einleitung - Zielsetzung
Ziel der vorliegenden Arbeit
Die Emissionssituation hinsichtlich saurer bzw. versauernder Komponenten in Österreich und
seinen Nachbarländen hat sich in den letzten 20 Jahren deutlich verändert: Durch
Reduktionsmaßnahmen haben sich seit dem Beginn der 80er Jahre v.a. die SO2-Emissionen in
Europa stark verringert. Anders stellt sich die Situation bei den Stickstoffverbindungen dar: Den
Maßnahmen zur Reduktion der NOx-Emissionen (DENOX Anlagen, Katalysatoren) steht u.a.
das zunehmende Verkehrsaufkommen gegenüber. Bei den Ammoniak-Emissionen sind zum Teil
sogar Zunahmen zu verzeichnen. Die Veränderung des Immissionsmusters auf den
österreichischen Wald hat zwangsläufig Einfluß auf dessen Gesundheitszustand.
Die Emissionssituation für das österreichische Bundesgebiet läßt sich einigermaßen genau durch
modellhafte Ansätze und Emissionsdaten darstellen. Für die Charakterisierung der
Immissionssituation, speziell für Waldgebiete, stehen hingegen, insbesondere für
Trendbetrachtungen, nur Datenreihen weniger Stationen zur Verfügung. Eine kritische
Gegenüberstellung der österreichischen Emissions-, Immissions- und Waldschadensdaten und
eine Interpretation der unterschiedlichen Verläufe bzw. der Wechselwirkungen fehlt jedoch
bislang.
Am Beispiel von Österreich und den Nachbarländern Österreichs soll daher dargestellt werden,
•
inwieweit sich in den vergangenen zwei Jahrzehnten die Emissionssituation der sauren
Schadgase bzw. Ammoniak verändert hat,
•
welche Veränderungen der Immissionssituation an „waldrelevanten“ Meßstationen registriert
wurden und
•
wie sich die Entwicklung des Waldzustandes in diesem Zeitraum darstellt.
Aus der Gegenüberstellung dieser Informationen soll abgeleitet werden, inwieweit der
Waldzustand in Österreich mit der Luftschadstoffsituation in Zusammenhang gebracht werden
kann.
Seite 20
2. Methodik
2. METHODIK
2.1. Emissionsdatenquellen und deren Beurteilung
Österreich: Für die Darstellung der österreichischen Emissionssituation wird die Studie
„Luftschadstofftrends in Österreich 1980-1998“ des Umweltbundesamtes herangezogen
(Umweltbundesamt 1999). Dieser Bericht enthält u.a. eine Emissionsbilanz der SO2-, NO2- und
NH3-Emissionen (siehe Anhang „Emissionsdaten / 8.1.2.“).
Eine räumliche Darstellung der Emissionsdaten bieten die von den Bundesländern erstellten
Kataster. Inwieweit und mit welcher Aktualität diese im Moment vorliegen, wurde bei den
einzelnen Landesregierungen erfragt und ist im Anhang „Emissionsdaten / 8.1.3.“ dargestellt.
Eine der Hauptfunktion der Emissionskataster ist die Wiedergabe der wichtigsten, in die Luft
freigesetzten anthropogenen Schadstoffe über verschiedene Zeiträume, wodurch sich Trends und
Erfolge umweltpolitischer Maßnahmen feststellen lassen. Der Emissionskataster kann auch als
Grundlage für die Planung und Beurteilung der Umweltverträglichkeit verschiedener Maßnahmen,
wie Gesetzesänderungen oder Projektgenehmigungen dienen (Kager 1988, Onlineinformation
Magistrat Graz: www.graz.at/umwelt/uamt). Um die Vergleichbarkeit der Emissionskataster der
einzelnen Bundesländer sicherzustellen, wird derzeit seitens des Bundesministeriums für Land- und
Forstwirtschaft,
Umwelt
und
Wasserwirtschaft
an
einer
österreichweiten
Emissionskatasterverordnung gearbeitet (Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft,
Umwelt und Wasserwirtschaft 2000).
Sowohl die bundesweite Emissionsbilanz als auch die länderweiten Emissionskataster erschienen
als geeignetes Hilfsmittel zur Darstellung und Beurteilung der Emissionssituation, da sie die
wichtigsten anthropogen freigesetzten Schadstoffe (SO2, CO, NOx, Kohlenwasserstoffe und
CO2) enthalten. Diese Luftverunreinigungen werden gemäß dem SNAP (Selected Nomenclature
for Air Pollutans) Code den Emittenten zugeordnet und in fünf Hauptgruppen, nämlich den
Sektoren Verkehr, Wärme- und Heizkraftwerke, Kleinverbraucher, Industrie und Land- und
Forstwirtschaft dargestellt. Aus den Emissionskatastern der Bundesländer ist auch die räumliche
Verteilung der Emissionen ersichtlich, wobei die punktuelle Zuordnung zu den Gebieten von der
Auflösung des Katasters abhängt, welche von Bundesland zu Bundesland stark schwankt.
Zur Darstellung des
Beitrags der einzelnen Bundesländer zur gesamtösterreichischen
Emissionssituation, wird das Ergebnis der Bundesländerschadstoffinventur 1995, welches unter
www.ubavie.gv.at/umweltsituation/luft/bundesl.html abrufbar ist, herangezogen.
Nachbarländer Österreichs: Um einen Überblick über die Emissionssituation in Österreichs
Nachbarländern zu erhalten, wird auf die Daten des 1978 ins Leben gerufenen EMEP-Meßnetzes
(European Monitoring and Evaluation Program) zurückgegriffen. Im Rahmen dieses Programmes
einigten sich alle unterzeichnenden Staaten über eine Zusammenarbeit bei der Messung und
Seite 21
2. Methodik
Bewertung der weiträumigen Übertragung von luftverunreinigenden Stoffen. Demzufolge
übermitteln alle Teilnehmerstaaten ihre Emissionsdaten an die United Nations Economic
Commission for Europe (UN-ECE), Abteilung Enviroment and Human Settlements in Genf.
Österreich übersendet jene Daten, die auch zur Erstellung des bundesweiten Emissionskatasters
verwendet werden. Auf der EMEP-Homepage (www.emep.int) können die Jahresemissionen
der einzelnen Länder und die Gewichtung der einzelnen Emittentengruppen in den verschiedenen
Teilnehmerstaaten abgefragt werden. Für die Aufzeigung der Emissionstrends in Österreichs
Nachbarländern werden die Jahressummen der Emissionen ab 1980, die gemeinsam mit den
Daten aller europäischen Länder im Anhang „Emissionsdaten / 8.1.1.“ dargestellt sind,
verwendet. Die Betrachtung der Situation in den Nachbarländern ist im Hinblick auf die Importund Exportströme von Luftschadstoffen von Bedeutung, da diese die österreichische Situation
maßgeblich mitbestimmen.
Beurteilung der Emissionsdaten: Bei den hier verwendeten Jahresemissionen ist – im
Gegensatz zu Immissionskonzentrationen - keine gesetzliche Regelung möglich; sie unterliegen den
Reduktionsforderungen diverser internationaler Protokolle zur Luftreinhaltung, an deren Anfang
das „Genfer Übereinkommen der europäischen Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen
(UN-ECE) über weiträumige grenzüberschreitende Luftverunreinigungen“ vom 14.11.1979 steht.
Die Schwefel- und Stickstoffverbindungen betreffenden Protokolle sind mit ihren Zielen im
Anhang „Internationale Protokolle“ dargestellt.
2.2. Transmissionsdatenquellen
Neben der Sammlung von Emissionsdaten für SO2, NOx, Kohlenwasserstoffe, Methan, CO,
CO2, N2O, NH3 sowie Schwermetalle und persistenter organischer Stoffe, liegt die Hauptaufgabe
der EMEP in der Bewertung des weiträumigen Transportes der Schadstoffe. Dazu wird die Luftund Niederschlagsqualität gemessen und anschließend die atmosphärischen Ausbreitung
modelliert. Dies erfolgt in einem 50x50km Raster, welcher unter Berücksichtigung des
Polabstandes und der Erdkrümmung berechnet wird. Das Ergebnis wird in Form von
Europakarten (Immissions- und Depositionskarten), in denen die unterschiedlichen
Konzentrationen farblich abgestuft sind, publiziert (EMEP 1995). Zusätzlich zu diesen Reports
(z.B. EMEP 1995) können auch Depositionskarten, die sowohl die von einem europäischen Land
ins Ausland transportierten Schadstoffe als auch die Importe und Eigendepositionen dieses
Landes zeigen, auf der EMEP-Homepage (www.emep.int) abgerufen werden. Zum Zeitpunkt
der Erstellung der vorliegenden Arbeit waren Österreichkarten, die die aus dem Ausland
stammenden Depositionen von SO2-, Nox-, Nred-Verbindungen zeigen, verfügbar und befinden
sich im Anhang „Depositionskarten“. Die Österreichkarten mit den Eigendepositionen bzw. den
Exporten der Schadstoffe waren noch in Arbeit. Die österreichischen Depositionskarten der
EMEP-Homepage erscheinen als geeignetes Hilfsmittel, um die Verteilung der Einträge über das
Bundesgebiet grob darzustellen. Dies ist deshalb von Bedeutung, da Nadelanalysen auch
österreichweit durchgeführt werden und ein Zusammenhang zu den Schadstoffdepositionen
Seite 22
2. Methodik
hergestellt werden soll. Bei der Verwendung der EMEP-Import- und Exportkarten muß aber
berücksichtigt werden, daß das EMEP-Immissionsmeßnetz sehr dünn ist.
ABBILDUNG 8: EMEP-Meßnetz 1998 (Graphik der EMEP-Homepage www.emep.int)
Österreich ist im EMEP-Meßnetz lediglich durch die Reinluftmeßstationen Illmitz, Achenkirch und
St. Koloman repräsentiert. An Hand der Daten dieser Meßstationen und der Emissionsdaten
werden, wie bereits beschrieben, die Import- und Exportsituation der Länder modelliert und die
Verhältnisse mit der entsprechenden Genauigkeit ausgewiesen.
Das Ziel von EMEP ist es, Informationen über den Transport und den Niederschlag
grenzüberschreitender Luftschadstoffe für Regierungen und Wissenschafter bereitzustellen. Die
Daten dienen auch als Grundlage für gezielte, großräumige Emissionsminderungsmaßnahmen und
zum Nachweis der Effizienz bereits durchgeführter Maßnahmen.
2.3. Immissionsdatenquellen und deren Beurteilung
2.3.1. Gasförmige Luftschadstoffe
In Österreich werden an über 100 „waldrelevanten“ Meßstellen Immissions- und
Depositionsmessungen durchgeführt (Spangl 2000). Im Anhang „Meßstationen / 8.3.2 bzw.
8.3.3.“ befinden sich zwei Österreichkarten, die vom Umweltbundesamt Wien zur Verfügung
Seite 23
2. Methodik
gestellt wurden und die Lage der SO2- und NO2-Meßstationen mit deren Betreibern in
Österreich zeigen.
Eine Aufstellung von waldnahen Stationen in Europa, von denen an der Forstlichen
Bundesversuchsanstalt Jahresmittelwerte seit 1991 vorliegen, mit deren Betreiber und
Koordinatenangabe befindet sich im Anhang „Meßstationen / 8.3.1.“.
Die österreichischen Daten werden in einem Meßzentralrechner am Umweltbundesamt Wien
gespeichert. Die Halbstundenmittelwerte bilden die Datengrundlage für die Beurteilung der
Luftsituation, welche auf den Internetseiten der jeweiligen Landesregierungen abgerufen werden
können (vgl. Anhang „Immissionsdaten /8.4.5.“).
Weiters obliegt es den Bundesländern, die gemessenen Daten zu Immissionskarten, die über die
räumliche Struktur der Immissionsbelastung Auskunft geben, zu verarbeiten (Franz 1989). Dazu
werden an den ursprünglichen Meßdaten Korrekturen entsprechend der Lage der jeweiligen
Station, Höhe und Nähe zu starken Emittenten angebracht. Anschließend werden die Meßstellen
an Hand der korrigierten Daten in sieben Klassen wie z.B. Stadtstation oder Freilandstation
eingeteilt. Jeder Klasse werden bestimmte Interpolationsradien zugeordnet, die die Gültigkeit des
Wertes in näherer Umgebung der jeweiligen Meßstation charakterisieren. In einem dritten Schritt
erfolgt mit Hilfe eines Rechenalgorithmus eine sogenannte Radialinterpolation zur Erstellung von
Basisimmissionsdaten, die bezüglich der Sekundärdaten wie Landnutzung oder Waldanteil
modifiziert werden. Abschließend werden diese Basisimmissionsdaten als Immissionskataster
dargestellt (Kager 1988, Düring et al. 2000).
Durch Nachfrage bei den österreichischen Landesregierungen wurden Informationen
zusammengetragen, inwieweit solche Kataster zum jetzigen Zeitpunkt vorliegen. Das Ergebnis ist
im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.5.“ dargestellt.
Zur langfristigen Beobachtung der Entwicklung der Immissionssituation an „waldrelevanten“
Meßstationen liegen für Österreich nur Daten von Schöneben, Steyregg, Lenzing
(Oberösterreich) und Nebelstein (Niederösterreich) vor. Die anderen Stationen mit längeren
Meßreihen liegen meist in Orts- oder Ballungsgebieten und lassen daher keine Aussagen über die
Waldbelastung zu.
Die verwendeten Meßreihen sind im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.2.“ dargestellt und werden
zur Aufzeigung der Trends herangezogen. Die im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.3. bzw. 8.4.4.“
aufscheinenden NO-Meßwerte der oberösterreichischen Stationen stammen aus dem Meßbericht
1997 des Amtes der OÖ. Landesregierung, jene der niederösterreichischen Stationen wurden
vom Amt der NÖ. Landesregierung in Form von Datenblättern zur Verfügung gestellt. Die NOMeßwerte wurden aufgenommen, um zusammen mit den vorhandenen NO2-Meßwerten die
NOx-Belastung zu berechnen.
Nachbarländer Österreichs: Ebenso wie für Österreich sind auch längere Meßreihen für die
Nachbarländer Österreichs spärlich. Auf der Homepage der EMEP (www.emep.int) können
Seite 24
2. Methodik
jedoch für einige der EMEP-Meßstationen in Österreich und Österreichs Nachbarländern die
SO2-, NO2-, NH3- und NH4+-Konzentrationen in der Luft, teilweise ab 1977, bis 1998,
eingesehen werden. Diese Meßwerte befinden sich im Anhang „EMEP-Daten“. Neben den
genannten EMEP-Daten liegen sowohl für Österreich als auch für seine Nachbarstaaten
Meßwerte mehrerer Stationen ab 1991 bzw. 1992 vor. Für die Waldgebiete können sie
allerdings nicht als repräsentativ angesehen werden, jedoch können Trends für einzelne Standorte
abgeleitet werden. Diese Jahresmittelwerte sind mit Angabe des Landes, der Meßstation und der
Seehöhe im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.1.“ wiedergegeben. Diese Meßreihen werden im
Rahmen dieser Arbeit u.a. für die Darstellung der Änderung der Luftbelastung mit der Seehöhe
herangezogen.
Immissionsbeurteilung: Für die Beurteilung der Immissionsbelastung durch gasförmige
Luftschadstoffe liegen je nach dem Schutzziel (Mensch, Vegetation oder bestimmte Ökosysteme)
verschiedene Grenzwerte vor. Jene, die für die Beurteilung der Ergebnisse wichtig sind, sind im
Anhang „Grenzwerte“ enthalten. Diese Werte gelten für einzelne Luftschadstoffe, nicht jedoch für
Schadstoffkombinationen; für Schadstoffkombinationen müßten strengere Grenzwerte gelten, weil
Luftschadstoffe in den meisten Fällen additiv bzw. synergisisch wirken(Freilinger 1986, Däßler
1991, Wöhrer 1994).
2.3.2. Depositionen
Österreich: Zur Beurteilung der Immissionswirkung auf Pflanzen ist die Kenntnis von
Immissionskenngrößen, d.h. die Art und Konzentration der Schadstoffe in der Luft, alleine nicht
ausreichend. Es muß auch berücksichtigt werden, inwieweit diese Schadstoffe als nasse und
trockene Depositionen in den Wald gelangen. Zur Beobachtung von Änderungen der
Stickstoffeinträge liegen in Österreich nur wenige Datenreihen vor, nämlich der Meßstationen
Reutte, Kufstein, Innervillgraten, Haunsberg und Werfenweng. Diese sind im Anhang
„Immissionsdaten / 8.4.2.“ wiedergegeben und geben Auskunft über Freilandeinträge. Die
Meßwerte wurden von den Betreibern der Meßstationen, die im Anhang „Meßstationen“
dargestellt sind, zur Verfügung gestellt.
Nachbarländer Österreichs: Neben den österreichischen Meßreihen liegen auch noch einige
aus Deutschland, die gemeinsam mit den österreichischen im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.2.“
dargestellt sind, vor. Da bei diesen Meßpunkten bzw. Meßflächen neben den Freilandeinträgen
auch der Kronendurchlaß in Buchen- und Fichtenbeständen erhoben wurde, können neben den
Trends auch Vergleiche der Baumarten hinsichtlich ihres Kronendurchlasses angestellt, und
Unterschiede zum Freiflächeneintrag aufgezeigt werden. Bei den Immissionen wurde erwähnt, daß
von einigen europäischen Stationen Immissionsmessungen ab 1991 vorliegen. Inwieweit dies auch
für Depositionsmessungen gilt, ist dem Anhang „Immissionsdaten / 8.4.1.“.zu entnehmen. Diese
Daten dienen lediglich dazu, einen Überblick über die derzeitigen Einträge an verschiedenen
Punkten Europas zu bekommen. Für eine flächendeckende Interpretation sind die vorliegenden
Meßwerte aber nicht ausreichend.
Seite 25
2. Methodik
Zusätzlich zu den genannten Daten sind für Österreich und Österreichs Nachbarländer auch
NH4+-, NO3--, und SO4---Konzentrationen im Niederschlag in Form von Jahresmittelwerten
(teilweise ab 1977) an EMEP-Meßstationen verfügbar. Diese Daten stammen genauso wie die
Elementgehalte im Niederschlag (NH4+, Ca++, Cl-, Mg++, NO3-, K+, Na+, SO4--), dessen pHWert und die Niederschlagsmenge im Jahr 1998 von der EMEP-Homepage (www.emep.int)
und sind im Anhang „EMEP-Daten“ dargestellt.
Zur Beurteilung der Schadstoffeinträge durch Protonen, Schwefel oder Stickstoff, wurde von
den United Nations das Critical Loads Konzept aufgestellt. Bei Gesamtdepositionsraten die unter
den Critical Loads liegen, treten nach bisherigem Wissen keine schädlichen Wirkungen auf
bestimmte Teile der Umwelt, in diesem Falle der Vegetation, auf (Umweltbundesamt Deutschland
1997). Das Critical Loads Konzept ist ein europäischer Ansatz für die Begründung und
Vorbereitung von umweltpolitischen Entscheidungen und die Kalkulation kostengünstiger
Emissionsreduktionen unter der Berücksichtigung der Belastbarkeit von Ökosystemen. Die
Critical Loads sind im Anhang „Grenzwerte“ angeführt und dienen der Beurteilung der
Gesamtdepositionen. Die anfangs ungewohnte Unterteilung in verschiedene Ökosysteme wurde
gewählt, da jedes System anders auf den Schadstoffeintrag reagiert.
2.3.3. Nadelanalysendaten
Eine Pflanze, auf die Luftschadstoffe unter bestimmten meteorologischen Bedingungen einwirken,
ist einer „angebotenen Dosis“ ausgesetzt. Die tatsächlich „aufgenommene“ bzw. „wirksame
Dosis“ hängt von den Schadstoffeigenschaften und wirkungsmodifizierenden Faktoren, wie
Lichtstärke, Luftfeuchte oder Bodenfeuchte ab. Zur Untersuchung insbesondere von SchwefelImmissionseinwirkungen und der zeitlichen und räumlichen Verteilung dient das Datenmaterial des
Österreichischen Bioindikatornetzes. Darüber hinaus können Aussagen über die
Ernährungssituation getroffen werden.
Seite 26
2. Methodik
ABBILDUNG
9:
Meßpunkte
des
österreichischen
Bioindikatornetzes;
Grundnetzpunkte
und
Verdichtungspunkte (Forstliche Bundesversuchsanstalt)
Die Daten des Bioindikatornetzes wurden der Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt
(www.fbva.bmlf.gv.at) entnommen, wo eine Auswahl entsprechend des gewünschten Schadbzw. Nährstoffes, der Region, des Netzes und der Baumart getroffen werden kann. Da die
Anzahl der Verdichtungspunkte jährlichen Schwankungen unterliegt, werden hier lediglich die
Daten der Punkte des Grundnetzes, die in allen Jahren erhoben wurden, verwendet. Die
Meßwerte und deren Beurteilung sind im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.1. bzw. 8.9.2.“
aufgelistet. Die Ergebnisse der Schwefelanalysen werden zur Feststellung der räumlichen und
zeitlichen Entwicklung der SO2-Immissionseinwirkung herangezogen.
Beurteilung der S-Gehalte: Die, durch die Zweite Verordnung gegen forstschädliche
Luftverunreinigungen (BGBl. 199/1984), gesetzlich fixierten Grenzwerte von 0,11% Schwefel im
Nadeljahrgang 1 und 0,14% S im Nadeljahrgang 2 werden für die Bewertung der Ergebnisse der
Schwefelanalysen verwendet. Sie erlauben eine Ausweisung der Immissionsbelastung bezogen auf
die Nadeljahrgänge. Die Schwefelgehalte werden den Klassen 1-4 zugeordnet (siehe folgende
Tabelle).
Klasse
1
2
3
4
% Schwefel im Nadeljahrgang
1
2
< 0,081
< 0,101
0,081-0,110
0,101-0,140
0,111-0,150
0,141-0,190
> 0,150
> 0,190
TABELLE 3: Beurteilungsklassen der Schwefelgehalte in den Nadeln (Fürst 1999)
Um zu einer Gesamtbewertung für jeden Probepunkt zu gelangen, wird die Summe der
Klassenwerte beider Nadeljahrgänge gebildet.
Grenzwerte
deutlich unterschritten
unterschritten
überschritten
deutlich überschritten
Summe der Klassenwerte beider Nadeljahrgänge
2
3 und 4
5 und 6
7 und 8
TABELLE 4: Gesamtklassifizierung der Schwefelgehalte in den Nadeln (Fürst 1999)
Im Rahmen der Auswertung wird die Gesamtklassifikationen in Form von Österreichkarten
dargestellt. Daraus lassen sich etwa stark immissionsbelastete Gebiete erkennen und deren
Entwicklung über Jahre verfolgen.
Zur Beurteilung der Seehöhenabhängigkeit werden die Punkte des Grundnetzes sieben
Höhenstufen zugeordnet. Wieviele der untersuchten Punkte in welche Höhenstufe fallen sowie die
Verteilung der Gesamtklassifikationen sind im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.3.“ ausgewiesen.
Diese Daten stammen aus dem aktuellen Bericht über das österreichische Bioindikatornetz (Fürst
Seite 27
2. Methodik
1999). Zur Darstellung werden diese Daten in drei Vierjahresperioden, nämlich 1988-1991,
1992-1995 und 1996-1999, eingeteilt und es wird festgestellt, wie oft in einer bestimmten
Höhenstufe jede Gesamtklassifikation erreicht wurde. Diese Daten befinden sich ebenfalls im
Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.4.“.
Österreichs Nachbarländer: Zur Darstellung der Situation in den österreichischen
Nachbarländern wird der Bericht „Forest Foliar Condition in Europa“ (UN-ECE 1997)
herangezogen. Die Klassifikation der Schwefelgehalte in den Nadeln von Fichte, Buche, Eiche
und Kiefer der Nachbarländer, von denen Daten vorlagen, sind gemeinsam mit der Anzahl der
untersuchten Bäume im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.8“ dargestellt. Eine klare Einteilung in
Nadeljahrgang 1 und 2 konnte diesem Bericht nicht entnommen werden, sondern nur der
Hinweis, daß die Mittelwerte von beiden Nadeljahrgängen annähernd gleich sind.
Auf Grund der unterschiedlichen Voraussetzungen der einzelnen Länder ist eine europaweite
Beurteilung der Meßergebnisse im Bericht (UN-ECE 1997) in einem einheitlichen Schema nicht
möglich. Deshalb werden die in der nachfolgenden Tabelle dargestellten Klassen im Sinne von „zu
wenig“, „normal“ oder „zuviel“ nicht näher beschrieben oder benannt.
Baumart
Fichte und Kiefer
Buche
Klasse
1
2
3
1
2
3
Schwefelgehalt [mg g -1]
<=1,1
-1,8
>1,8
<=1,3
-2
>2
TABELLE 5: Klassifizierung der Schwefelgehalte in Europa (UN-ECE 1997A)
2.4 Nährstoffversorgung
Österreich: Im Rahmen der Nadelanalysen, hinsichtlich der Schwefelgehalte, wurde darauf
hingewiesen, daß es im Rahmen des Bioindikatornetz-Online der Forstlichen
Bundesversuchsanstalt (www.fbva.forvie.gv.at/forstchemie/bin_online.auswahl) auch möglich
ist, die Nährstoffversorgung der einzelnen Untersuchungspunkte abzufragen. Die Bestimmung der
Makronährelemente wurde in das Untersuchungsprogramm aufgenommen, da der Veränderung
des Ernährungszustandes im Zusammenhang mit „neuartigen Waldschäden“ besondere Bedeutung
beigemessen wurde (Fürst 1999). Im Rahmen dieser Arbeit wird nur auf die Stickstoffversorgung
eingegangen. Die verwendeten Meßdaten, deren Beurteilung und Einteilung in Seehöhenstufen
sind im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.5., 8.9.6. und 8.9.7.“ dargestellt.
Seite 28
2. Methodik
Beurteilung der Stickstoffgehalte: Bei den Stickstoffgehalten erfolgt die Klassifizierung in drei
Gruppen. Dabei entspricht ein Stickstoffgehalt <1,31% in den Nadeln einer mangelhaften, ein
Gehalt zwischen 1,31% und 1,5% einer nicht ausreichenden und Prozentanteile >1,5 einer
ausreichenden Ernährung (Gussone 1964).
Nachbarländer Österreichs : Die Darstellung der Stickstoffversorgung in Österreichs
Nachbarländern wird, wie bereits die der S-Gehalte, aus dem Bericht „Forest Foliar Condition in
Europa“ (UN-ECE 1997) entnommen. Die N-Gehalte des Nadeljahrganges 1 sind, nach
Baumarten aufgeschlüsselt, im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.8.“ dargestellt.
Beurteilung: Die Beurteilung der N-Gehalte der Blattorgane erfolgt, abweichend von Österreich,
in 3 Gruppen, die auf Grund der unterschiedlichen Voraussetzungen in den einzelnen Ländern
nicht näher benannt werden.
Baumart
Fichte, Kiefer
Buche
Klasse
1
2
3
1
2
3
N Gehalt [mg g -1]
<12
-17
>17
<18
-25
>25
TABELLE 6: Beurteilung der Schwefelgehalte in Europa (UN-ECE 1997A)
2.5. Kronenzustand
Zur Beurteilung des Waldzustands in Österreich werden rund 7.500 Bäume herangezogen. Die
Baumartenverteilung, gemäß der österreichischen Waldinventur, läßt sich aus nachstehender
Abbildung entnehmen.
Eiche
sonst. NadelLaubgehölze
Buche
Weißkiefer
Lärche
Tanne
Fichte
ABBILDUNG 10: Baumartenverteilung der Probepunkte bei der Kronenzustandserhebung 1999 (Kristöfel
1999)
Seite 29
2. Methodik
Die Anzahl der Probebäume unterliegt jährlichen Schwankungen, da es fallweise zu Entnahmen
der Bäume kommt. Dies hat aber keinen wesentlichen Einfluß auf das Gesamtergebnis, da keine
Bäume mit überdurchschnittlichem Nadel-/Blattverlust (NBV) entnommen werden. Die
Ergebnisse der terrestrischen Kronenansprachen können auf der Homepage der Forstlichen
Bundesversuchsanstalt (www.fbva.bmlf.gv.at) abgerufen werden und sind im Anhang
„Kronenzustand / 8.10.1.“, nach Baumarten aufgeschlüsselt, aufgelistet. Diese Daten werden zur
Darstellung der Veränderung der Kronenzustände in Österreich in den letzten 12 Jahren
verwendet.
Nachbarländer Österreichs: Zur Darstellung des Waldzustands in Österreichs Nachbarländern
werden die Daten der Kurzberichte 1998, 1999 und 2000 „Der Waldzustand in Europa“ der
UN-ECE herangezogen. Die aller europäischen Staaten sind im Anhang „Kronenzustand /
8.10.2.“ dargestellt. Des weiteren wird auf eine Darstellung dieser Daten der Forstlichen
Bundesversuchsanstalt Österreich zurückgegriffen, in der die Tendenzen in einem Ausschnitt der
Europakarte dargestellt sind. Darin sind die Unterschiede der Kronenzustände zwischen
Österreich und seinen Nachbarländern übersichtlich erkennbar.
Beurteilung des Nadel-/Blattverlustes (NBV): Der NBV der einzelnen Probebäume wird
vor Ort in 5% Stufen taxiert. Die Ergebnisdarstellung hingegen erfolgt in 5 Klassen.
NBV [%]
<10
11-25
26-60
>60
100
Klasse
1
2
3
4
5
Beurteilung
nicht verlichtet
leicht verlichtet
mittel verlichtet
stark verlichtet
abgestorben
TABELLE 7: Beurteilungsklassen des Nadel-/Blattverlustes
Hierbei werden Bäume mit einem Nadel- bzw. Blattverlust von mehr als 25% als geschädigt
klassifiziert. Der Bereich von 10-25% entspricht einer Warnstufe und die Bäume mit
Verlichtungen <10% werden als gesund („nicht über das natürliche Ausmaß hinaus verlichtet“)
angesehen. Es sei jedoch darauf hingewiesen, daß „geschädigte“ Bäume mittels eines bestimmten
NBV-Grenzwertes, in diesem Falle 25%, nicht von „gesunden“ unterschieden werden können, da
der Einfluß des Standortes und der Anteil des tolerierbaren NBV nicht exakt quantifizierbar sind.
Dies bedeutet, daß Bäume mit einem NBV nicht notwendigerweise im physiologischen Sinn
geschädigt sein müssen, sondern eine phänotypische Reaktion auf den Standort zeigen (Neumann
1997).
2.6. Boden
Ein vorrangiges Problem, das bewiesenermaßen einen Beitrag zur Verschlechterung des
Zustandes der Waldökosysteme leistet, stellt der Eintrag versauernder Verbindungen und damit
Seite 30
2. Methodik
die Bodenversauerung dar (Umweltbundesamt 1998). Ein wichtiger Parameter, um den
Säurestatus des Bodens und die Standortqualität für das Baumwachstum zu charakterisieren, ist
der pH-Wert. Zur Darstellung der österreichischen Situation und jener der österreichischen
Nachbarländer werden zwei Berichte der Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen für
Europa herangezogen (UN-ECE 1997A und 1998).
Ein Zusammenhang zwischen den Boden-, Nadelkennwerten und dem Waldzustand wurde an
vier Waldstandorten in Vorarlberg untersucht (Umweltbundesamt 1996). Die Ergebnisse dieser
Studie werden ebenfalls kurz angeführt.
2.7. Betrachtung der Zusammenhänge zwischen Immissionssituation und
Waldzustand am Beispiel zweier unterschiedlich immissionsbelasteter Gebiete
Arnoldstein/Ktn.: Der Bericht über den waldwachstumskundlichen Rauchhärtetest Arnoldstein
(Neumann 1998) wird zur Aufzeichnung der Zustände in diesem typischen immissionsbelasteten
Gebiet herangezogen.
Gasteinertal/Sbg.: Als Gegenbeispiel wird das Gasteinertal, das durchwegs von Schutzwald
umgeben ist, gewählt. Da es sich um ein Reinluftgebiet handelt, sind SO2- Immissionsmeßwerte
eher spärlich. Von der Salzburger Landesregierung konnten folgende SO2-Immissionsdaten zur
Verfügung gestellt werden:
Station
Fernheizkraftwerk Bad Gastein
Felsenbad Bad Gastein
Kurzentrum Bad Hofgastein
Wintermonate der Jahre
1987-1989
1974-1985
1982-1987
TABELLE 8: Überblick über SO2-Immissionsmeßdaten des Gasteinertales
Zu den Immissionswerten existieren Depositionswerte zweier Meßstationen in der Nähe des
Gasteinertales, nämlich Kolm Saigun und Werfenweng (Amt der Salzburger Landesregierung
1995). Da Depositionswerte die regionale Situation widerspiegeln, dürften die Datenreihen der
beiden Meßpunkte die Situation im dazwischenliegenden Gasteinertal recht gut wiedergeben. Zur
Darstellung der Schwefelgehalte in den Nadeln werden die Meßdaten der Jahre 1983 und 19861991, die ebenfalls von der Salzburger Landesregierung zur Verfügung gestellt wurden,
herangezogen. Weiters werden die beiden Österreichkarten der Forstlichen
Bundesversuchsanstalt (siehe Kap. 3.2.4.), die die Gesamtklassifikationen der S-Gehalte in den
Nadeln in Österreich zeigen, verwendet. Die Aussagen über die Kronenzustände im Gasteinertal
stammen aus dem Bericht Waldzustandserhebung – Bad Hofgastein (Umweltbundesamt 1989).
Seite 31
3. Ergebnisse und Diskussion
3. ERGEBNISSE UND DISKUSSION
3.1. Emissionssituation
Im folgenden Abschnitt werden die Entwicklungen der jährlichen Ausstöße von SO2, NOx und
NH3 in Österreich von 1980 bis 1998 aufgezeigt. Dargestellt werden Trends, die Anteile der
Hauptverursacher an der Gesamtemission, sowie die Beiträge der einzelnen Bundesländer.
Abschließend soll die Situation in Österreichs Nachbarländern betrachtet werden.
3.1.1. Emissionssituation in Österreich
Schwefeldioxid: Über den Zeitraum der letzten zwei Jahrzehnte zeigten die SO2-Emissionen,
verglichen mit jenen anderer Luftschadstoffe, den stärksten Rückgang, wofür vor allem die
kalorischen Kraftwerke, die Industrie und die Kleinverbraucher verantwortlich sind. Die
schwachen Abnahmeraten der letzten Jahre sind dadurch bedingt, daß die wesentlichen
Emissionsminderungsmaßnahmen bereits in den Jahren 1980 bis 1990 gesetzt wurden.
450
Land- und
Forstwirtschaft
(inkl. Natur)
Verkehr
400
300
-1
SO2 [Gg a ]
350
250
Industrie
200
150
Kleinverbraucher
100
50
Wärme- und
Heizkraftwerke
199
8
199
6
199
4
199
2
199
0
198
8
198
6
198
4
198
2
198
0
0
ABBILDUNG 11: Schwefeldioxid Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von 19801998 (Umweltbundesamt 1999)
Der Grund für den Rückgang der Emissionen ist unter anderem die Absenkung des
Schwefelanteils der Mineralölprodukte, welche sich in allen Bereichen, in denen fossile
Brennstoffe zum Heizen, zur Energieumwandlung oder als Treibstoff eingesetzt werden,
auswirkte. Die Schwefelgehalte der österreichischen Heizöle und jene der Kraftstoffe im Jahr
1980 und 2000 sind in der nachfolgenden Tabelle dargestellt. In welchen Stufen für die einzelnen
Erdölprodukte die Absenkung des S-Gehaltes vorgenommen wurde, kann dem Anhang
„Mineralölprodukte“ entnommen werden.
Erdölprodukt
geltende Norm
Ottokraftstoff
EN228
Schwefelgehalte im Jahr
1980
<0,1%
Schwefelgehalte im
Jahr 2000
<0,015%
Seite 32
3. Ergebnisse und Diskussion
Superplus in Österreich
Dieselkraftstoff
EN228
EN590
<0,1% (verbleit)
<0,6%
Heizöl EL (extra leicht)
Heizöl L (leicht)
Heizöl S (schwer)
ÖN C1109
ÖN C1108
ÖN C1108
<0,8% (Ofenheizöl)
<1,5%
<3,5%
<0,003%
<0,035%
bis 2005 <0,005%
<0,1%
<0,2%
<1%
TABELLE 9: Schwefelgehalt der österreichischen Erdölprodukte laut ÖNORM im Jahr 1980 und 2000
(ÖMV-AG)
Wie aus der Tabelle ersichtlich, beträgt im Jahr 2000 der Schwefelgehalt von Ottokraftstoff in
Österreich 0,015%. Eine weitere Reduktion auf 0,005% hätte nur noch bei den
Kohlenwasserstoffemissionen eine statistisch signifikante Reduktion um 5% zur Folge,
demgegenüber würden allerdings beträchtliche Kosten stehen (Ecker 1996). Zu den Heizölen ist
anzumerken, daß nur Heizöl Extra Leicht im Hausbrand verwendet werden darf, bei der
Verwendung von Rückstandsheizölen ist eine Rauchgasentschwefelungsanlage vorzusehen.
Auch der Rückgang der energieintensiven Grundstoffproduktionsindustrie und die Umstellung auf
Erdgas leisteten ihren Beitrag. Darüber hinaus brachte der Einbau von Entschwefelungsanlagen,
wie etwa dem Kalk-Additivverfahren, dem Wellman-Lord-Verfahren und anderen nassen oder
wet-dry Verfahren, im Bereich der Wärme- und Heizkraftwerke sowie der Industrie stark
rückläufige Emissionen.
Stickstoffoxide: Der Ausstoß von NOx hat sich seit dem Beginn der 80er Jahre nur wenig
verringert.
250
Land- und
Forstwirtschaft
(inkl. Natur)
Verkehr
-1
NOx [Gg a ]
200
150
Industrie
100
Kleinverbraucher
50
Wärme- und
Heizkraftwerke
199
8
199
6
19
94
199
2
199
0
198
8
198
6
198
4
198
2
198
0
0
ABBILDUNG 12: Stickstoffioxid-Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von 19801998 (Umweltbundesamt 1999)
Wie aus der Abbildung ersichtlich, stagnieren die Verkehrsemissionen oder nehmen leicht zu,
obwohl sich bei Kraftfahrzeugen der Schadstoffausstoß pro gefahrenem Kilometer und
Seite 33
3. Ergebnisse und Diskussion
verbrauchtem Liter Treibstoff in den letzten Jahren kontinuierlich verringert hat. Die Senkung der
europäischen Abgasgrenzwerte für Otto-PKW sind in der nachfolgenden Abbildung dargestellt.
-1
Emissionsgrenzwerte [g km ]
6
5
Österreich
4
3
2
EU
1
0
1985
1986
1992
1996
2000
2005
ABBILDUNG 13: NOx - und HC- Summenabgaswerte für PKW mit Benzinmotor in Österreich und der EU von
1985 bis 2005 (Lenz 1999)
Die NOx-Emissionslevels für Nutzfahrzeuge >3,5t sanken von 8g kWh-1 (1.7.1992) auf 5g kWh-1
(1.10.2000; Lenz 1999).
Der Grund für die leichten Zunahmen der Emissionen liegt demzufolge im stetigen Zunehmen der
Verkehrsaktivität - gemessen in Personen- und Tonnenkilometern - sowie dem Trend zu
schwereren Nutzfahrzeugen, der die Einsparung - gemessen an den Emissionen pro verbrauchtem
Treibstoff - durch den Verbrauch größerer Treibstoffmengen wieder aufwiegt, sowie dem
verstärkten Einsatz von Dieselkraftstoff. Demgegenüber trugen Industrie und Kraftwerke zu dem
sinkenden Trend bei, der neben der generellen Effizienzsteigerung auf den Einbau von
Entstickungsanlagen, vor allem der selektiven katalytischen und der selektiven nicht-katalytischen
Reduktion, und Low-NOx-Brennern zurückgeführt werden kann.
Seite 34
3. Ergebnisse und Diskussion
Ammoniak: Die NH3-Emissionen zeigen zwischen 1980 und 1998 eine leicht abnehmende
Tendenz.
90
Land- und
Forstwirtschaft
(inkl. Natur)
Verkehr
80
60
-1
NH3 [Gg a ]
70
50
Industrie
40
30
Kleinverbraucher
20
Wärme- und
Heizkraftwerke
10
199
8
199
6
199
4
199
2
199
0
19
88
198
6
198
4
198
2
19
80
0
ABBILDUNG 14: Ammoniak-Emissionen in Österreich, gegliedert nach Hauptverursachern von 1980-1998
(Umweltbundesamt 1999)
Auf die NH3-Emissionen hat die Art des Güllemanagements der Landwirtschaft entscheidenden
Einfluß. Dazu zählen etwa die Lagerabdeckung für Flüssigmist, Stallverbesserungen, Biofilter oder
eiweißärmere Futtermittel (Matthes 1998). In der Emissionsbilanz wurden aber bisher nur
Änderungen in der Menge der anfallenden Gülle berücksichtigt, nicht jedoch solche im
Güllemanagement, weshalb die Emissionen als nahezu konstant ausgewiesen werden. Stark
geändert haben sich die Emissionen im Verkehr, die jedoch nur einen geringen Anteil am
anthropogenen NH3-Gesamtausstoß haben; in diesem Sektor hat die Einführung des Katalysators
einen Anstieg der Emissionen bewirkt.
Mengenmäßig scheinen die NH3-Emissionen (z.B. 1995: 74,98Gg) geringer als die NOxAusstöße (z.B. 1995: 172,42Gg). Werden allerdings die emittierten oxidierten und reduzierten
Verbindungen als N berechnet, so zeigt sich, daß die Ammoniakausstöße die
Stickoxidemissionen übersteigen.
Jahr
1985
1990
1995
NOx [Gg]
NH3[Gg]
(Umweltbundesamt 1999)
218,64
82,82
194,55
80,62
172,42
74,98
NOx berechnet als N [Gg]
NH3 berechnet als N [Gg]
(Umweltbundesamt 1998)
78,1
88,0
70,4
84,0
66,1
82,6
TABELLE 10: Gegenüberstellung der NOx -, NH3- Emissionen und der NOx -, NH3-Emissionen, berechnet als
Stickstoff
Seite 35
3. Ergebnisse und Diskussion
Emissionen in den einzelnen Bundesländern: Eine Zuordnung der Emissionen zu den
Bundesländern, im Vergleich mit Bevölkerung und Fläche, liefert die folgende Abbildung.
Bgld
Ktn
NÖ
OÖ
Sbg
Stmk
T
Vbg
W
Fläche
NH3
NOx
SO2
Bevölkerung
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
[%]
ABBILDUNG 15: Beiträge der österreichischen Bundesländer zur Gesamtemission im Jahr 1997 (Ritter
1997)
Werden die Ausstöße mit der Bevölkerung und Fläche der einzelnen österreichischen
Bundesländer verglichen, zeigt sich, daß die Emissionsstruktur relativ ausgeglichen ist. Die vom
Bevölkerungsanteil abweichenden Emissionsanteile, vor allem der Bundesländer NÖ., Wien, OÖ.
und der Steiermark sind in erster Linie auf die regional unterschiedlich verteilte Industrie- und
Kraftwerksstruktur zurückzuführen.
So befinden sich in NÖ., OÖ. und der Steiermark fast alle großen kalorischen Kraftwerke,
zahlreiche Papierfabriken und Zementwerke. Die Emissionen der Bundeshauptstadt gehen auf die
städtische Struktur zurück, die Emissionen aus Industrie sind auf Grund der fehlenden
Schwerindustrie nieder und der Ausstoß aus Haushalten ist wegen dem hohen Gas- und
Fernwärmeanteil gering. Auch in Salzburg, Tirol und Kärnten befinden sich kalorische Kraftwerke
sowie Papier- und Zementindustrie, deren Emissionen aber für Gesamtösterreich nicht besonders
stark ins Gewicht fallen. Die Emissionen in den verbleibenden Bundesländern, Vorarlberg und
Burgenland, sind durch Straßenverkehr und Haushaltsemissionen geprägt (Rutter 1997).
3.1.2. Emissionssituation in Österreichs Nachbarländern
Die folgenden Diagramme, in denen der Verlauf der Emissionen in Österreichs Nachbarländern
gezeigt wird, wurden mit Hilfe der Emissionsdaten von EMEP erstellt. Alle für Europa
vorliegenden Werte können im Anhang „Emissionsdaten / 8.1.1.“ nachgeschlagen werden. Dort
ist an Hand der Fußnoten auch ersichtlich, welche Einschränkungen zu berücksichtigen sind, denn
manche Werte geben nur Auskunft über stationäre Quellen, andere hingegen über stationäre und
mobile Quellen.
Die Beiträge der einzelnen Länder zu den betrachteten Schadstoffen sind sehr unterschiedlich,
was unter anderem auf die Landesgröße, die Bevölkerungsdichte und nicht zuletzt auf die
vorherrschende Industrie und den Anteil der Landwirtschaft zurückzuführen ist.
Seite 36
3. Ergebnisse und Diskussion
Betrachtet man den Verlauf des SO2-Ausstoßes in Österreichs Nachbarländern, so ist, wie auch
in Österreich, ein starker Abwärtstrend zu erkennen.
18000
Schweiz
SO2 [1000 t]
16000
Slovenien
14000
Slowakei
12000
Italien
10000
8000
Ungarn
Deutschland
6000
DDR
BRD
4000
Tschechische Republik
Österreich
2000
199
6
19
94
199
2
199
0
19
88
198
6
198
4
19
82
198
0
0
ABBILDUNG 16: Anthropogene SO2-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 1980-1997
(Daten der EMEP-Homepage www.emep.int)
Im Gegensatz zu allen anderen Ländern liegen Emissionsdaten der Slowakei erst seit 1985 und
jene der Schweiz seit 1984 vor. Die Datenreihe von Italien endet bereits 1995. Im allgemeinen ist
bei jedem Land eine starke Abnahme zu erkennen, woraus auf die generelle Einhaltung des
Helsinkiprotokolls (Umweltbundesamt 1999) geschlossen werden kann. In Deutschland ist ein
Ost-West Gefälle erkennbar: Wurde etwa in der BRD schon früh an der Emissionsminderung
gearbeitet, so begannen die Ausstöße der DDR erst nach der Wiedervereinigung 1990 zu sinken,
wohingegen zwischen 1980 und 1989 eine Zunahme zu verzeichnen war. Die Gründe für die
starke Abnahme zwischen 1990 und 1994 liegen in Betriebsstillegungen, der wirtschaftlichen
Umstrukturierung und dem damit stark rückläufigen Energiebedarf, dem Einsatz emissionsärmerer
Brennstoffe zur Energiegewinnung und nicht zuletzt in der Änderung von Verbrauchsgewohnheiten
der Bevölkerung (Umweltbundesamt Deutschland 1997). Faßt man die BRD und DDR vor 1990
zusammen, so ergibt sich für Gesamtdeutschland - seit Erhebungsbeginn 1980 - eine
Emissionsabnahme um rund 80% und für die Schweiz um 70%. Die Senkungsrate für Ungarn liegt
bei 59%, für Italien bei rund 65% und für das Gebiet der ehemaligen Tschechoslowakei bei etwa
60%. Vorbildlich bei der SO2-Senkung zeigt sich Österreich mit einer Abnahme um 86%. Im
Vergleich zu seinen Nachbarländern ist der SO2-Ausstoß Österreichs in den letzten Jahren so
gering, daß er im vorliegenden Diagramm nicht mehr aufscheint.
Im Gegensatz zu den SO2-Emissionen lassen sich bei den NO2-Emissionen aus der
nachfolgenden Darstellung nur schwache Abnahmen ablesen.
Seite 37
3. Ergebnisse und Diskussion
7000
Schweiz
Slovenien
6000
Slowakei
Italien
NO2 [1000 t]
5000
4000
Ungarn
Deutschland
DDR
3000
2000
BRD
Tschechische Republik
1000
Österreich
199
6
199
4
199
2
199
0
198
8
198
6
198
4
198
2
198
0
0
ABBILDUNG 17: Anthropogene NO2-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 1980-1997
(Daten der EMEP-Homepage www.emep.int)
Wie bei den SO2-Emissionsdaten endet die Datenreihe von Italien 1995. Die Erhebungen der
Schweiz beginnen mit 1984 und die slowakischen erst 1989. Die Daten der BRD und DDR sind
vor 1990 getrennt dargestellt, woraus sich gegenüber dem SO2-Ausstoß eine Umkehr der
Situation zeigt. In der DDR lagen die SO2-Emissionen weit über jenen der BRD; die NO2Ausstößen betragen hingegen in der BRD mehr als das Doppelte von jenen in der DDR.
Insgesamt wurden in Deutschland die Ausstöße um 45% (1980-1997) gesenkt, wohingegen
Österreich im selben Zeitraum nur eine Abnahme von etwa 25% verzeichnen konnte. Auf dem
Gebiet der ehemaligen Tschechoslowakei sanken die Ausstöße um 45%. Verantwortlich für diese
Abnahme ist die heutige Tschechische Republik, denn in der Slowakei nahmen die Emissionen
geringfügig zu. In der Schweiz war eine Abnahme um 30% und in Ungarn um rund 15% zu
verzeichnen. Ganz anders stellt sich die Situation in Italien dar, wo im Erhebungszeitraum sogar
eine Zunahme von 8% zu verzeichnen war.
Europaweit sind, außer in Italien, die NO2-Ausstöße auch in Zypern, Island, Irland, Norwegen,
Slowenien und der Türkei gestiegen. Trotz der Zunahmen dieser Länder ist aber europaweit auch
bei den NO2-Ausstößen eine fallende Tendenz zu verzeichnen. Betrugen die europäischen NO2Emissionen 1980 etwa 16.000Gg, lagen sie 1997 bei ungefähr 11.500Gg.
Seite 38
3. Ergebnisse und Diskussion
Die Erhebungen der Emissionen von Ammoniak weisen, wie aus dem nachfolgenden Diagramm
ersichtlich, große Lücken auf.
1800
Italien
NH3 [1000 t]
1600
1400
Ungarn
1200
Deutschland
1000
DDR
800
600
BRD
400
Tschechische Republik
200
Österreich
199
6
199
4
199
2
199
0
198
8
198
6
198
4
198
2
198
0
0
ABBILDUNG 18: Anthropogene NH3-Emissionen in Österreich und seinen Nachbarländern von 1980-1997
(Daten der EMEP-Homepage www.emep.int)
Über den Beobachtungszeitraum von 1980 bis 1997 liegen nur Emissionsdaten von Österreich,
Deutschland und Italien vor. In diesen Ländern liegen die Abnahmen zwischen 4% in Italien und
22% in Deutschland, die österreichische Reduktion beläuft sich auf 7%. Von der Tschechischen
Republik liegen Werte ab 1990 vor und in diesen 7 Jahren zeigt sich eine Abnahme um etwa
40%. Von der Schweiz, Slowenien und der Slowakei liegen nur vereinzelte Werte vor, weshalb
diese nicht in die Darstellung aufgenommen wurden (vergleiche auch Anhang „Emissionsdaten /
8.1.1.“).
Die größenmäßig unterschiedlichen Emissionswerte der österreichischen Nachbarländer werden
im Kap. 3.2.3. (Transmission und versauernde Gesamtdeposition in Österreich) auf die
Einwohnerzahl und auf die Fläche bezogen.
3.2. Immissionssituation
3.2.1. Gasförmige Luftschadstoffe
In diesem Abschnitt werden die Ergebnisse der Immissionsmessung in Österreich und seinen
Nachbarländern und die Abhängigkeit der einzelnen Schadstoffe von der Seehöhe dargestellt.
Vorweg ist anzumerken, daß Immissionsdaten immer die lokale Situation widerspiegeln und sich
in der Regel nur ein direkter Zusammenhang mit naheliegenden Emittenten herstellen läßt.
Seite 39
3. Ergebnisse und Diskussion
3.2.1.1. Österreich
Schwefeldioxid: Da in Österreich nur für 4 Stationen Meßreihen von mehr als 10 Jahren
vorliegen, können weder die Meßwerte noch die Trends als repräsentativ für das Bundesgebiet
oder das jeweilige Bundesland angesehen werden. Sie zeigen lediglich die Immissionsentwicklung
an den jeweiligen Standorten auf.
50,0
Lenzing
-3
SO2 [µg m ]
40,0
Nebelstein
30,0
Perg
20,0
Schöneben
Steyregg
10,0
Grenzwert
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
1982
0,0
ABBILDUNG 19: SO2-Immissionen (Jahresmittelwerte) an 5 österreichischen Meßstationen zwischen 1982
und 1997
Der in der Abbildung herangezogene Jahresmittel-Grenzwert (20µg m-3) entspricht jenem der
WHO (1996) zum Schutz der Wälder und der natürlichen Vegetation. (Eine strengere Beurteilung
ist durch Einbeziehung von Halbstunden- oder Tagesmittel-Grenzwerten möglich, denn auch bei
öfteren Überschreitungen der Kurzzeitgrenzwerte ist noch eine Einhaltung des WHOGrenzwertes möglich.)
Aus der vorangegangenen Abbildung ist zu erkennen, daß die Immissionswerte von SO2 1997 an
allen Meßstellen deutlich unter dem wirkungsbezogenen WHO-Grenzwert lagen. In den typischen
Immissionsgebieten wie Steyregg (Großemittent VÖST) oder Lenzing (chemische Industrie) ist
die Immissionsabnahme naturgemäß am deutlichsten ausgeprägt. Die Homepage der VÖST
(www.voest.co.at) zeigt die Abnahme der Emissionen von 2,91kg SO2 t-1 Stahl (1987) auf
0,94kg SO2 t-1 Stahl (1997), was unter anderem auf die Wirksamkeit der
Rauchgasreinigungsanlagen schließen läßt. Insgesamt haben die Emissionen von 11.628t a-1
(1987) auf 4.426t a-1 (1997) bei gesteigerter Produktion abgenommen. Dies spiegelt sich in den
Immissionsdaten von Steyregg wider. Demgegenüber ist die Abnahme in einem Reinluftgebiet wie
etwa an der Station Schöneben/OÖ. gering.
Ein Reinluftgebiet (Hintergrundgebiet) ist ein Gebiet ohne Einfluß erheblicher, konkreter
Schadstoffemissionen bzw. ein Gebiet fernab von Verunreinigungsquellen. Demzufolge weist die
Luft in einem Reinluftgebiet nur geringe Konzentrationen an Luftverunreinigungen auf (Smidt
2000). Beträgt die SO2-Immissionskonzentration (Jahresmittelwerte) in Ballungsgebieten 70Seite 40
3. Ergebnisse und Diskussion
140µg m-3, so liegt sie in emittentenfernen Waldgebieten zwischen 20 und 60µg m-3 (Stimm
1984).
In der vorangegangenen Abbildung ist zu erkennen, daß der Unterschied der Jahresmittelwerte an
Reinluft- und Industriemeßstationen zunehmend geringer wird. Dies bedeutet, daß sich die
Immissionsmeßwerte von Emissionsgebieten an jene von Hintergrundstandorten annähern,
wodurch keine weitere Abnahme zu erwarten ist.
Stickstoffoxide: Ähnlich ist die Situation bei den NO2-Immissionen. Hier wurde der
wirkungsbezogene WHO-Grenzwert von 1987 zum Schutz der Wälder (30µg NO2 m-3) bzw. der
Österreichischen Akademie der Wissenschaften (1987: 30µg NO2 m-3) herangezogen. Als
Richtwert für ein Reinluftgebiet wird eine NO2-Konzentration von etwa 10µg m-3, für ländliche
Gebiete von 10-20µg m-3 und für Ballungsgebiete sogar bis 100µg m-3 angegeben (Rat von
Sachverständigen 1983).
80,0
Lenzing
70,0
-3
NO2 [µg m ]
60,0
Nebelstein
50,0
40,0
Schöneben
30,0
Steyregg
20,0
10,0
Grenzwert
0,0
1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997
ABBILDUNG 20: NO2-Immissionen (Jahresmittelwerte) an 5 österreichischen Meßstationen zwischen 1982
und 1997
In Hintergrundgebieten, wie etwa an den Stationen Schöneben und Nebelstein, sind keine
signifikanten Abnahmen festzustellen, wohl aber in Steyregg und Lenzing. Vergleicht man die
Abnahme in Steyregg mit den Emissionsdaten der VÖST, so ist, wie bei SO2 ein positiver
Zusammenhang zu erkennen. Die NOx-Emissionen haben von 1987 bis 1997 von 1,53kg NOx t-1
Stahl auf 0,94kg NOx t-1 Stahl und gesamt von 6.122t a-1 auf 4.434t a-1 abgenommen. An allen
Meßstationen wird am Ende der Meßreihe der WHO-Grenzwert (1987: 30µg NO2 m-3) deutlich
unterschritten.
Seite 41
3. Ergebnisse und Diskussion
1995 erfolgte seitens der WHO eine Änderung des Grenzwertes von 30µg m-3 NO2 auf 30µg m-3
NOx. Die Berechnung des NOx-Wertes beruht auf der Addition von NO2 und NO in ppb, wobei
die Summe als NO2 wieder auf die Konzentrationsangabe µg m-3 rückgerechnet und als NOx
angegeben wird:
 NO[ µg .m −3 ] NO2 [ µg.m −3 ] 
 * 2,05
Berechungsformel: NOx [µg.m ] = 
+
1
,
34
2
,
05


−3
-3
NOx [µg m ]
1,34 und 2,05 stellen Umrechnungsfaktoren zwischen ppb und µg m-3 dar; ihre Bezugsbasen sind
293K und 1,013bar (Gregor et al. 1999).
Berechnet man aus den NO2- und NO-Meßwerten der NÖ Stationen (vgl. Anhang
„Immissionsdaten“ / 8.4.3.) von 1990 bis 1999 die NOx-Werte, so erkennt man aus der
nachstehenden Abbildung, daß bereits bei einem NO2-Wert von 11ppb=21,1µg m-3 der WHOGrenzwert von 1995 (30µg m-3 für NOx) überschritten werden kann.
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
y = 2,7695x + 0,6499
R2 = 0,8897
0
5
10
15
20
25
NO2 [ppb]
30
35
40
45
50
ABBILDUNG 21: Zusammenhang zwischen NO2- und NOx -Jahresmittelwerten an waldrelevanten Stationen in
Niederösterreich von 1991-1999 (Anhang „Immissionsdaten / 8.4.3.“)
Demzufolge ist der neue WHO-Grenzwert, der die NO-Konzentrationen mit einbezieht, ein
wesentlich strengerer.
Für drei der bereits betrachteten Stationen, nämlich Lenzing, Schöneben und Steyregg liegen, wie
dem Anhang „Immissionsdaten / 8.4.4.“ zu entnehmen ist, auch NO-Meßwerte vor. Daraus
wurden die NOx-Werte berechnet und mit dem WHO-Grenzwert 1995 (30µg m-3 NOx)
verglichen.
Seite 42
3. Ergebnisse und Diskussion
-3
NOx [µg m ]
200
180
160
Lenzing
140
120
100
80
60
40
Schöneben
Steyregg
20
0
1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997
Grenzwert
ABBILDUNG 22: NOx -Jahresmittelwerte von 3 oberösterreichischen Stationen der Jahre 1984-1998
In dieser Darstellung ist zu erkennen, daß die NOx-Grenzwertüberschreitungen an der Station
Steyregg wesentlich höher waren als die vorher beleuchteten Überschreitungen des NO2Grenzwertes. Eine erstmalige Grenzwertunterschreitung der NOx-Konzentration trat in Lenzing
erst 1992, jene der NO2-Konzentrationen aber bereits 1988 ein. Wie zu erwarten war, liegen die
Werte der Reinluftstation Schöneben deutlich unter dem Grenzwert.
Zur Unterscheidung von Reinluft- und Emissionsgebiet kann auch der Quotient von NO2/NO
herangezogen werden. Dieser ist in stark immissionsbelasteten Gebieten niederer als in
emittentenfernen Gebieten (Smidt 1998), da das bei der Verbrennung primär gebildete NO
schnell zu NO2 umgewandelt wird. Der NO2/NO-Quotient stieg an der stark belasteten Station
Steyregg von 0,72 (1984) auf etwas über 2,0 (1997), wohingegen er an der Reinluftmeßstation
Schöneben über die 9 vorliegenden Meßjahre einen Mittelwert von 4,6 aufweist.
3.2.1.2. Immissionssituation in den Nachbarländern Österreichs
Ebenso wie in Österreich sind auch für seine Nachbarländer nur wenige Meßreihen von
„waldrelevanten“ Stationen, und zwar nur von Deutschland, verfügbar. Die nachstehenden Trends
der deutschen Meßstationen wurden dem Centralblatt für das Forstwesen (Smidt et al. 1999)
entnommen. Sie können aber nicht als repräsentativ für das gesamte deutsche Bundesgebiet
angesehen werden, wohl aber zeigen sie die Immissionsentwicklung an unterschiedlich belasteten
Standorten. Neben der jährlichen Änderung und deren Signifikanz sind auch die
Gesamtmittelwerte im Beurteilungszeitraum sowie die Bewertungszeiträume dargestellt.
Station/Bundesland
SH [m]
SO2 [µg m-3 a-1]
NO2 [µg m-3 a-1]
Seite 43
3. Ergebnisse und Diskussion
Brotjacklriegel /Bayern
1016
JMW
Änd.
Sig.
JMW
Änd.
Sig.
6,1
-0,6
***
6,2
0,0
n.s.
0,0
n.s.
-0,2
**
(1981-1997)
Schauinsland /BadenWürttemberg
1205
Wank / Bayern
1776
2,7
(1982-1997)
-0,3
***
4,2
(1981-1997)
3,3
(1982-1997)
-0,5
***
3,7
(1982-1997)
Waldmohr /Rheinland-Pfalz
455
14,9
(1983-1997)
-2
***
17,4 (1985-1998)
-0,2
n.s.
-1,3
***
14,4
-0,1
n.s.
-0,2
n.s.
-0,5
*
0,0
n.s.
-1,0
***
-0,5
***
(1985-1998)
Idar-Oberstein /Rheinland-Pfalz
650
10,4
(1985-1998)
Schneifel / Rheinland-Pfalz
680
12,1
(1985-1998)
-2,0
***
(1985-1998)
Kirchen / Rheinland Pfalz
440
15,4
(1985-1998)
-2,6
***
(1985-1998)
Merzalben / Rheinland Pfalz
550
13,0
42
31,4
-0,9
**
675
13,5
66,7
(1988-1998)
-4,3
***
(1984-1998)
Elberndorf / NordrheinWestfalen
17,2
(1985-1998)
(1988-1998)
Haard /Nordrhein-Westfalen
12,7
37,1
(1984-1998)
-1,6
***
(1986-1998)
13,7
(1986-1998)
TABELLE 11: Trends für SO2-und NO2- Jahresmittelwerte [µg m-3 a -1] an Stationen in Deutschland (in
Klammern: Bewertungszeitraum)
JMW: Jahresmittelwert über den Bewertungszeitraum; Änd.: jährliche Änderung; Sig.: Signifikanz: n.s.:
p>0,05; *: p=0,01-0,05; **: p=0,01-0,001; ***: p<0,001 (Smidt et al. 1999)
Wie an den bereits betrachteten österreichischen Stationen (Lenzing, Schöneben, Steyregg und
Nebelstein) sind auch an den deutschen Meßstationen die mittleren jährlichen Abnahmen von SO2
durchwegs signifikant. Die mittlere jährliche Abnahme ist an jenen Stationen am stärksten, die sich
in der Nähe von größeren Emittenten befinden z.B. Haard bzw. die zu Beginn der Meßperiode
hoch belastet waren. Die Abnahme der NO2-Jahresmittelwerte ist an allen dargestellten Stationen
weniger markant als der Rückgang der SO2-Konzentration.
Werden alle im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.1.“ vorhandenen SO2- und NO2Immissionsmeßdaten zu einer Häufigkeitsverteilung zusammengefügt, so ergibt sich die
nachstehende Abbildung.
Seite 44
Anzahl der Jahresmittelwerte
3. Ergebnisse und Diskussion
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
SO2
Jahresmittelwerte
NO2
Jahresmittelwerte
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
75
80
85
90
95
-3
Obergrenze [µg m ]
ABBILDUNG 23: Häufigkeitsverteilung der im Anhang „Immissionsdaten / 8.4.1.“ vorhandenen
Jahresmittelwerte aller europäischen Stationen seit 1991
Da es sich vorwiegend um Daten vor 1995 handelt, werden zum Vergleich die
wirkungsbezogenen Grenzwerte der WHO von 1987 und nicht jene aus dem Jahre 1995
herangezogen. Für SO2 und NO2 betragen die Grenzwerte zum Schutz der Vegetation jeweils
30µg m-3. Es zeigt sich, daß der Großteil der Werte unterhalb dieser Grenzwerte liegt.
3.2.1.3. Seehöhenabhängigkeit der Immissionskonzentrationen in Österreich und seinen
Nachbarländern
140
45,0
120
40,0
35,0
30,0
100
-3
NO2 [µg m ]
-3
SO2 [µg m ]
Allgemein ist bekannt, daß sich meteorologische Parameter mit steigender Seehöhe ändern; so
nehmen die mittlere Strahlung, Windgeschwindigkeit, Andauer der Schneedecke und
Niederschlagshöhe zu (Smidt 2000A). Nun soll aufgezeigt werden, wie sich die mittleren
Konzentrationen der Luftschadstoffe mit der Seehöhe ändern, da z.B. die SO2-Konzentration
gemeinsam mit den meteorologischen Parametern in engem Zusammenhang mit der Konzentration
des S-Gehaltes in den Nadeln steht. Die beiden folgenden Diagramme wurden aus allen
verfügbaren SO2- und NO2-Immissionsmeßdaten (ab 1991) der europäischen Stationen des
Anhanges „Immissionsdaten / 8.4.1.“ erstellt.
80
60
40
20
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
0
0
500
1000
Seehöhe [m]
1500
2000
0
500
1000
1500
Seehöhe [m]
2000
Seite 45
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 24: Abhängigkeit der SO2- und NO2- Jahresmittelwerte des Anhanges „Immissionsmeßwerte /
8.4.1.“ von der Seehöhe
Die Bandbreite der verfügbaren SO2-Mittelwerte liegt zwischen rund 5µg m-3 und
100µg m-3
je nach Seehöhe bzw. lokaler Belastung. Ähnlich ist die Situation bei NO2, wo die Werte
zwischen 1µg m-3 (in größerer Höhe) und 35µg m-3 (in tieferen Lagen) liegen. Aus den
Abbildungen läßt sich erkennen, daß die mittleren SO2- und NO2- Konzentrationen, im
Gegensatz zu Ozon, mit der Seehöhe bzw. mit der Höhe über Tal abnehmen. Die Abnahmen
lassen sich darauf zurückzuführen, daß sich die meisten Emittenten im Tal befinden. Mit steigender
Seehöhe nimmt unter anderem die Besiedlungsdichte ab, wodurch der Ausstoß an Schadstoffen
geringer wird. Auch die bereits beschriebene Inversion trägt zu bestimmten Tageszeiten zur
verringerten Schadstoffverteilung bei, wodurch der Mittelwert in den Höhen geringer ist. Die
vorliegenden Werte in Gebirgstälern sind auch deshalb höher als die in einer Ebene gemessenen,
weil sich die Spurenstoffe nur in einem zwischen den Bergen eingeschlossenen und damit
geringeren Luftvolumen verteilen können.
3.2.2. Saure Depositionen
Wie bereits im Abschnitt 1.3. (Methoden des Waldschadensmonitoring im Rahmen des Level II)
erläutert, ist der Eintrag von sauren bzw. versauernden Verbindungen für Pflanzen von großer
Bedeutung. Vorerst soll der Verlauf der Jahreseinträge in Österreich und in Österreichs
Nachbarländern untersucht und interpretiert werden. Die nassen Depositionen stellen das
Ergebnis einer großräumigen Ausbreitung der Schadstoffe dar, wodurch eine Zuordnung zu
bestimmten Emittenten nicht mehr bzw. nur in Einzelfällen möglich ist.
3.2.2.1. Saure Depositionen in Österreich
Zunächst werden österreichische Meßstellen betrachtet. Wie bei den gasförmigen Immissionen ist
die Anzahl der ”waldrelevanten” Meßstationen mit längeren Meßreihen (von 1984-1997) auf 5
Stationen beschränkt.
Unter dem nachfolgend dargestellten Protoneneintrag versteht man den Eintrag von H+-Ionen,
die aus der Reaktion von säurebildenden Luftverunreinigungen mit Wassermolekülen entstehen.
Berechnet werden sie aus den pH-Werten und der Niederschlagsmenge.
Seite 46
3. Ergebnisse und Diskussion
0,6
Reutte
Kufstein
0,4
-1
-1
H+ [kg ha a ]
0,5
Innervillgraten
0,3
Haunsberg
0,2
Werfenweng
0,1
Mittelwert
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
0,0
ABBILDUNG 25: Jahreseinträge der Protonen an 5 Salzburger bzw. Tiroler Meßstationen zwischen 1984
und 1997
An den fünf dargestellten Stationen ist der Protoneneintrag im Beobachtungszeitraum markant
zurückgegangen. Der dargestellte Mittelwert wurde aus den Meßwerten der fünf Stationen
gebildet und zeigt ebenfalls eine stark fallende Tendenz. Die Critical Loads der UN-ECE 1998
für Protoneneinträge, die im Anhang „Grenzwerte“ dargestellt sind, hängen vom
Pufferungsvermögen der Böden ab. So liegt etwa in Werfenweng Werfner Schiefer vor, und für
diesen ist ein Critical Load von 0,5-1kg ha -1 a-1 angegeben. In Reutte und Kufstein handelt es sich
um Kalk und Dolomit, für die der Critical Load 2kg ha-1 a-1 beträgt. Die angegebenen Critical
Loads werden eingehalten, wenn man bedenkt, daß die Einträge im Mittel bei 0,2kg ha -1 a-1 liegen
und eine signifikante Abnahme von
0,02kg ha-1 a-1 zu verzeichnen ist.
Seite 47
3. Ergebnisse und Diskussion
Von denselben 5 Stationen, von denen auch die Protoneneinträge vorliegen, wurden für S-und NEinträge die Mittelwerte berechnet und in der folgenden Abbildung dargestellt.
14,0
Mittelwert
S-Einträge
10,0
-1
-1
[kg ha a ]
12,0
8,0
6,0
4,0
Mittelwert
N-Einträge
2,0
1998
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
0,0
ABBILDUNG 26: N- und S-Jahreseinträge 1984-1997; Mittelwerte der Meßstationen Reutte, Kufstein,
Innervillgraten, Haunsberg und Werfenweng
Die Schwefeleinträge zeigen eine signifikante mittlere jährliche Abnahme von
0,38kg ha-1 a1
, bei den Stickstoffverbindungen ist eine nicht signifikante Abnahme von 0,12kg ha-1 a-1, zu
erkennen.
Abschließend ist auch hier wieder zu erwähnen, daß die Verläufe der Depositionen auf Grund der
geringen Anzahl an Meßstationen nicht als repräsentativ für Österreich anzusehen sind. Jedoch ist,
wie bereits bei den Immissionsdaten, eine sinkende Tendenz zu verzeichnen.
3.2.2.2. Saure Depositionen in Deutschland am Beispiel Hessen
Da für Österreich längerfristige Daten von Kronendurchlässen nicht vorliegen, soll der
Unterschied zwischen Freiland und Kronendurchlaß an Hand der Meßreihen des deutschen
Bundeslandes Hessen aufgezeigt werden, wobei vorweg zu sagen ist, daß die Trends im
Bundesland Rheinland-Pfalz, von dem ebenfalls Meßwerte vorliegen (Anhang „Immissionsdaten /
8.4.2.“), ähnlich sind (Smidt et al. 1999). Grundsätzlich werden nicht nur saure Gase, sondern
auch Aerosole und alkalischer Staub im Kronendach abgelagert, sodaß es auf der Blattoberfläche
zu unterschiedlichen Reaktionen kommt. Diese sind von der Baumart abhängig und spielen bei
den Verläufen je nach der Immissionssituation eine unterschiedliche Rolle.
Seite 48
3. Ergebnisse und Diskussion
1,8
1,6
Freifläche
-1
1,0
+
1,2
-1
H [kg ha a ]
1,4
0,8
Kronendurchlaß
Fichte
0,6
0,4
0,2
Kronendurchlaß
Buche
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
0,0
ABBILDUNG 27: Mittelwerte der Protoneneinträge in Hessen der Jahre 1984-1998 (9 Probeflächen)
Die H+-Depositionen im Freiland zeigen auf Grund der Emissionsminderung saurer Schadgase
signifikante Abnahmen um 0,03kg ha-1 a-1. Die mittleren jährlichen Abnahmen unter dem
Kronendach der Fichte im Beobachtungszeitraum von 1984-1997 waren mit 0,13kg ha -1 a-1
deutlich höher, aber auch beim Kronendurchgang der Buche ist eine Abnahme von 0,02kg ha-1 a1
zu erkennen. Im allgemeinen hat sich der Eintrag durch die Krone, jenem des Freilands stark
angenähert und alle Werte, am Ende der vorliegenden Meßreihen liegen zwischen 0,2kg ha-1 a-1
und 0,25kg ha -1 a-1 (Smidt et al. 1999).
Auffallend an dieser Darstellung des Protoneneintrages ist weiters, daß der Verlauf
„Kronendurchlaß Fichte“ am deutlichsten abnahm und jener der Buche stets unterhalb der
Freiflächeneinträge lag. Die Ursache für den Unterschied zwischen Buche und Fichte liegt, trotz
ähnlicher Blattflächenindices während der Vegetationszeit (Buche: 12,3 - 15,8; Fichte: 10,4 19,2 [Smidt 2000]) darin, daß die Fichte das ganze Jahr über benadelt ist und somit der
Blattflächenindex übers Jahr nahezu konstant ist, die Buche während der Vegetationsruhe aber
laubfrei ist, wodurch der Jahresmittelwert kleiner ist. Die Tatsache, daß der Buchekronendurchlaß
kleiner ist als der Freiflächeneintrag, kann auch daran liegen, daß es bei nassen Depositionen zu
einem Ionenaustausch kommt: So wird etwa H+ aufgenommen und K+ ausgewaschen, sodaß
insbesondere die K+-Konzentrationen unter den Bäumen wesentlich höher, die H+-Konzentration
hingegen niederer ist als jene im Freiland.
Seite 49
3. Ergebnisse und Diskussion
60,0
Freifläche
40,0
-1
-1
S [kg ha a ]
50,0
Kronendurchlaß
Fichte
30,0
20,0
Kronendurchlaß
Buche
10,0
199
5
19
96
19
97
198
9
19
90
19
91
19
92
19
93
199
4
198
4
19
85
19
86
19
87
198
8
0,0
ABBILDUNG 28: Mittelwert der Schwefeleinträge in Hessen der Jahre 1984-1998 (9 Probeflächen)
Wie bereits an den österreichischen Freiland-Stationen nehmen auch in Hessen die
Schwefeleinträge signifikant (-0,9kg ha-1 a-1) ab und wie bei den Protoneneinträgen nähern sich
die Werte der Kronendurchlässe jener der Freilandeinträge. Für den Kronendurchlaß wurde eine
mittlere jährliche S-Abnahme von 1,4-3,1kg ha -1 a-1 berechnet. Die Unterschiede zwischen Buche
und Fichte sind durch die Belaubung bedingt. Zusätzlich muß auch berücksichtigt werden, daß der
SO2-Ausstoß im Winter auf Grund des höheren Energiebedarfs zunimmt, wodurch Fichtennadeln
wesentlich länger Immissionseinwirkungen ausgesetzt sind.
18,0
14,0
Freifläche
-1
12,0
Kronendurchlaß
Fichte
10,0
8,0
6,0
Kronendurchlaß
Buche
4,0
2,0
10,0
-1
8,0
6,0
4,0
2,0
1996
1994
1992
1990
1988
1996
1994
1992
1990
1988
1986
1984
1986
0,0
0,0
1984
-1
NH4 -N [kg ha a ]
12,0
14,0
-1
NO3 -N [kg ha a ]
16,0
ABBILDUNG 29: Mittelwerte der Stickstoffeinträge (NH4 und NO3) in Hessen der Jahre 1984–1998
(9 Probeflächen)
Die Entwicklung der NO3-N- und NH4-N- Depositionen war, wie es diese Abbildungen zeigen,
nicht so eindeutig wie jene der H- und S-Depositionen. Die Abnahmen der NO3--Einträge liegen
zwischen 0,19kg ha-1 a-1 und 0,09kg ha -1 a-1. Der sehr leicht fallende Verlauf entspricht den
geringen Abnahmen der Emissionen bzw. der Immissionen. Bei den NH4-N-Einträgen waren an
den vorliegenden Meßstellen in Hessen Zunahmen zwischen 0,12kg ha-1 a-1 und 0,2kg ha -1 a-1 zu
verzeichnen. Dieser Trend ist jedoch nicht signifikant. Diese Zunahmen können mit einer
Seite 50
3. Ergebnisse und Diskussion
zunehmenden Sättigung der Ökosysteme mit Stickstoff bzw. mit einer abnehmenden N-Aufnahme
durch die Krone erklärt werden.
3.2.2.3. Seehöhenabhängigkeit der sauren Depositionen in Österreich und Österreichs
Nachbarländern
Werden auch hier, wie schon bei den Immissionen alle vorliegenden Meßwerte des Anhanges
„Immissionsdaten / 8.4.1.“ zusammengenommen und die Abhängigkeit von der Seehöhe
dargestellt, so ergeben sich die folgenden Bilder.
2500
2500
2000
Seehöhe [m]
Seehöhe [m]
2000
1500
1000
500
1500
1000
500
0
0
0,0
20,0
40,0
60,0
N [kg ha-1 a-1]
0,0
10,0
20,0
30,0
S [kg ha-1 a-1]
40,0
2500
Seehöhe [m]
2000
1500
1000
500
0
0,00
0,50
1,00
H+ [kg ha-1 a-1]
1,50
ABBILDUNG 30: Seehöhenabhängigkeit der N-, S- und H-Einträge des Anhanges „Immissionsdaten / 8.4.1.“
gegen die Seehöhe
Die N- und S-Einträge zeigen eine deutliche Tendenz zur Abnahme mit der Seehöhe. Es ist aber
auch zu berücksichtigen, daß das Kollektiv der Probeflächen mit der Seehöhe stark abnimmt. Die
Critical Loads für N, die sich auf die hier gemessenen nassen Depositionen beziehen, werden nur
an den Meßstationen unter 1000m erreicht beziehungsweise überschritten. Obwohl Laubwälder
einen größeren Stickstoffbedarf als Nadelbestände haben (Smidt et al. 1998), würde dies eine
Gefährdung der Wälder in Tieflagen bedeuten, worauf in der Literatur jedoch keine Hinweise
gefunden werden konnten. Die Protoneneinträge nehmen mit zunehmender Seehöhe geringfügig
Seite 51
3. Ergebnisse und Diskussion
zu. Die gemessenen H+-Einträge von 0 bis 0,7kg ha -1 a-1 überschreiten die Critical Loads nur auf
schlecht gepuffertem Granitgestein, wo es bereits bei einem Eintrag <0,2kg H+ ha-1 a-1 zu einer
Gefährdung kommen kann. Auf allen anderen Böden hingegen besteht keine Versauerungsgefahr
(vgl. Anhang Grenzwerte).
3.2.3. Transmission und versauernde Gesamtdeposition in Österreich
Nach der Betrachtung einzelner Meßstationen hinsichtlich der Immissions- bzw.
Depositionswerte, woraus lokale bzw. regionale Trends abgeleitet werden können, soll nun noch
die gesamtösterreichische Situation analysiert werden.
Wird die Entwicklung der Gesamtdeposition versauernd wirkender Verbindungen in Österreich
betrachtet, so ergibt sich folgendes Bild:
Jahr
1985
1990
1995
S-Verbindungen [Gg]
210,7
142,8
114,3
N-oxidiert [Gg]
78,1
70,4
66,1
N-reduziert [Gg]
88,0
84,0
82,6
TABELLE 12: Gesamtdepositionen der Jahre 1985, 1990 und 1995 in Österreich, berechnet als Schwefel
bzw. Stickstoff (Umweltbundesamt 1998)
Wie der vorangegangenen Tabelle zu entnehmen ist, ist auch bei den Gesamtdepositionen eine
Abnahme zu verzeichnen. Stellt man den Rückgang der Depositionen dem Rückgang der
Emissionen gegenüber, so sieht man, daß der Ausstoß von SO2 um 75% (1985-1995)
vermindert werden konnte, die Schwefeldepositionen aber nur um 54% abnahmen. Ähnlich ist die
Situation bei NOx, wo die Emissionen von 1985-1995 um 21% und der Eintrag um 15%
abnahm. Bei den reduzierten N-Verbindungen gingen die Emissionen von 1985-1995 nur um 5%,
die Depositionen hingegen um 6% zurück.
Drastischer stellt sich der Unterschied zwischen Eintrag und Emission dar, wenn zum Beispiel der
SO2-Ausstoß ebenfalls auf Schwefel bezogen wird, dann nämlich steht 30 Gg emittiertem
Schwefel 114Gg eingetragener gegenüber. 23,8Gg ist die Differenz, wenn die emittierten NO2und NH3-Verbindungen auf Stickstoff bezogen werden und mit den Depositionen verglichen
werden.
Die Erklärung liegt darin, daß Emissionen ein grenzüberschreitendes Problem darstellen. Dies
kann an Hand der folgenden Tabelle illustriert werden, in der, nach Schadstoffen geordnet,
angegeben wird,
•
wie hoch die Masse, bzw. der prozentmäßige Anteil der in Österreich emittierten, aber
anschließend ins Ausland transportierte Schadstoffmenge ist und
•
wie hoch die Masse der importierten Schadstoffmenge bzw. der Anteil ausländischer
Emissionen an der insgesamt in Österreich deponierten Schadstoffmenge ist.
Schadstoff
Exportmasse[Gg]
Anteil Emissionen
[%]
Importmasse [Gg]
Anteil an den
Deposition [%]
Seite 52
3. Ergebnisse und Diskussion
SO2
NOx
Red. Stickstoff
31,9
50,6
45,4
86
94
55
98,6
56,1
42,9
95
94
53
TABELLE 13: Exporte von den Emissionen und Anteil der Importmassen an den Depositionen in Österreich
1995 (Umweltbundesamt 1998)
Aus dieser Tabelle kann abgeleitet werden, daß von den 11,8kg ha -1 a-1 deponierten SVerbindungen lediglich 4,3%, das entspricht 0,5kg ha-1 a-1, „hausgemacht“ sind. Von den 16,6kg
ha-1 a-1 deponierten Stickstoffverbindungen stammen 27%, das heißt 4,5kg ha -1 a-1 aus
Österreich. Hiermit ist deutlich zu sehen, daß Österreich von den beiden Schadstoffgruppen, die
über relativ weite Distanzen transportiert werden können, Nettoimporteur ist. Aus diesem Grund
werden für die 3 Schadstoffgruppen die Import-/Export-Graphiken gezeigt, welche einerseits die
Herkunft der in Österreich deponierten Schadstoffe illustrieren, andererseits darüber Auskunft
geben, welche Länder von den Exporten betroffen sind.
Schwefelverbindungen: Bezüglich des Schwefels ist zu sehen, daß die Anteile aus Deutschland,
Italien, und der Tschechischen Republik mit der Slowakei den österreichischen Beitrag zur
Deposition stark übersteigen. Allerdings ist auch hier eine Abnahme zu verzeichnen. 1988
betrugen die Importe etwa aus Deutschland 44.000t, aus der Tschechoslowakei und Italien
23.000t, aus Frankreich 10.000t, aus Ungarn 8.000t und die Eigendeposition lag bei 16.000t
(Umweltbundesamt 1991).
ABBILDUNG 31: Importe und Exporte der SO2-Verbindungen nach bzw. von Österreich im Jahr 1995
(Umweltbundesamt 1998)
Von der EMEP-Homepage (www.emep.int) stammt eine Österreichkarte, die die Höhe und die
räumliche Verteilung der importierten Schwefeldepositionen zeigt. Diese Karte befindet sich im
Seite 53
3. Ergebnisse und Diskussion
Anhang „Depositionskarten“. Aus dieser Karte ist ersichtlich, daß große Importe vor allem im
Osten Österreichs und Kärnten zu verzeichnen sind.
Oxidierter Stickstoff: Bei den oxidierten Stickstoffverbindungen sind die wichtigsten Quellen,
der in Österreich deponierten Schadstoffe, die westeuropäischen Länder Deutschland, Italien,
aber auch Frankreich, wobei der österreichische Eigenanteil mit etwa 5% ebenfalls sehr gering ist.
Wie schon bei den Schwefelverbindungen liegen auch hier Werte von 1988 vor. Damals betrug
die Eigendeposition 35.200t und die Importe aus Deutschland beliefen sich auf 40.500t, jene aus
der Tschechoslowakei auf 10.400t, aus Italien auf 13.900t und aus Frankreich auf 11.000t
(Umweltbundesamt 1991).
ABBILDUNG 32: Importe und Exporte der oxidierten Stickstoffverbindungen nach bzw. von Österreich im
Jahr 1995 (Umweltbundesamt 1998)
Aus der flächenmäßigen Darstellung der Depositionen, Anhang „Depositionskarten“ zeigt sich,
daß vor allem in Südkärnten, im Osten Österreichs und im Großraum Wien die Importe der
Depositionen hoch sind.
Seite 54
3. Ergebnisse und Diskussion
Reduzierter Stickstoff: Bei den reduzierten Stickstoffverbindungen ist der Eigenanteil mit fast
50% sehr hoch. Die mengenmäßig größten Importe stammen, wie der Österreichkarte zu
entnehmen ist, aus Deutschland und Italien.
ABBILDUNG 33: Importe und Exporte der reduzierten Stickstoffverbindungen nach bzw. von Österreich im
Jahr 1995 (Umweltbundesamt 1998)
Da die reduzierten Stickstoffverbindungen im 2. Umweltkontrollbericht (Umweltbundesamt 1991)
nicht erfaßt wurden, liegen keine Vergleichswerte von 1988 vor. Betrachtet man die
Österreichkarte des Anhanges „Depositionskarten“, so zeigt sich, daß Depositionen durch
Importe vor allem entlang der Grenze zu Deutschland und in Niederösterreich hoch sind.
Trotz der europaweit greifenden emissionsreduzierenden Maßnahmen, stellen die
Schadstoffimporte nach wie vor eine hohe Belastung in Österreich dar. Um einen besseren
Vergleich zwischen Österreich und den Nachbarländern zu ermöglichen werden die Emissionen
auf die Fläche bzw. auf die Einwohnerzahl bezogen. Die Emissionswerte stammen von der
EMEP-Homepage (www.emep.int), die Einwohnerzahlen und die Landesflächen die zur
Berechnung herangezogen wurden, wurden bei den jeweiligen statistischen Zentralämtern ermittelt
(Österreich: www.oestat.gv.at; Deutschland: www.statistik-bund.de; Tschechoslowakei:
www.czso.cz; Italien: www.istat.it).
Seite 55
3. Ergebnisse und Diskussion
10
0,12
Österreich
0,1
4
0,08
-1
Deutschland
6
[t EW ]
-2
[t km ]
8
Tschechien
0,06
0,04
2
0,02
Italien
0
0
SO2
NO2
SO2
NH3
NO2
NH3
ABBILDUNG 34: Emissionen in Deutschland, Österreich, Italien, und der Tschechischen Republik bezogen
auf die Landesfläche (links) und die Einwohnerzahl (rechts) im Jahr 1995
Hieraus ist ersichtlich, daß besonders hinsichtlich SO2 Österreich mit Abstand am wenigsten
emittiert. Bei den, auf die Einwohnerzahl bezogenen, oxidierten Stickstoffverbindungen liegt
Österreich mit Deutschland relativ gleich, bei den reduzierten Stickstoffverbindungen führt
Österreich, was auf den hohen Anteil an Landwirtschaft zurückzuführen ist. Aus den bisherigen
Erläuterungen und den Depositionskarten ist zu erkennen, daß zur Verbesserung der
österreichischen Situation weitgehend internationale Maßnahmen zur Emissionsminderung
erforderlich sind.
3.2.4. Schwefelgehalte in Blattorganen
3.2.4.1. Österreichisches Bioindikatornetz
In der folgenden Abbildung sind die Maximal- und Minimalwerte und die Mittelwerte der SGehalte in den Nadeln des BIN-Grundnetzes (1983-1999) dargestellt.
0,3
0,3
Nadeljahrgang 1
0,25
Nadeljahrgang 2
Minimum
0,25
0,2
Maximum
0,15
0,15
0,1
0,1
0,05
Mittel
0,05
19
98
19
95
19
92
19
89
19
86
19
98
19
95
19
92
19
89
19
86
19
83
0
0
19
83
S[%]
S [%]
0,2
ABBILDUNG 35: Schwefelgehalte in Nadeljahrgang 1 und 2 der Jahre 1983 bis 1999 (Datenquelle:
Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)
Seite 56
3. Ergebnisse und Diskussion
Über den Beobachtungszeitraum ist der Minimalwert sowohl im NJ.1 als auch im NJ.2 leicht
angestiegen. Die Maximalwerte beider Nadeljahrgänge zeigen eine deutliche Abnahme, was
lokal auf emissionsmindernde Maßnahmen schließen läßt. Die Maximalwerte des zweiten
Nadeljahrganges sind auf Grund der Akkumulation der Schwefelverbindungen über zwei Jahre
höher als jene des ersten Nadeljahrganges.
Auffällig sind die nahezu konstanten Mittelwerte der Punkte des BIN-Grundnetzes von 0,096%
S (NJ.1) und 0,098% S (NJ.2), die beide unterhalb der gesetzlich vorgeschriebenen Grenzwerte
von 0,11% S im Nadeljahrgang 1 und 0,14% S im NJ.2 liegen. Um den konstanten Mittelwert zu
analysieren, werden im folgenden 2 Österreichkarten, in denen dargestellt ist, wie oft eine
bestimmte Schwefel-Gesamtklassifikation erreicht wurde, verglichen. Die erste Darstellung umfaßt
die Jahre 1985-88, die zweite die Jahre 1996-99 und schließt somit die aktuellen Daten ein.
ABBILDUNG 36: Klassifikationstypen Schwefel des österreichischen Bioindikatornetzes von 1985-1988
Aus der Abbildung der Jahre 1985-1988 ist zu erkennen, daß die Punkte mit häufigen
Überschreitungen vor allem an der österreichischen Nordgrenze, im Raum Waldviertel/NÖ.,
Donautal/OÖ., NÖ. und in Teilen des östlichen Mühlviertels und an der Südgrenze Unterkärntens
auftreten.
Seite 57
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 37: Klassifikationstypen Schwefel des österreichischen Bioindikatornetzes von 1996-1999
In den Jahren 1996-99 liegen die Schwerpunkte vor allem im südlichen Burgenland, der
Oststeiermark und dem angrenzenden Teil von Kärnten.
Im Vergleich beider Karten zeigt sich, daß sich die Situation an der österreichischen Grenze zur
Tschechoslowakischen Republik verbessert hat und die Anzahl Punkte mit GK3 bzw. GK4 stark
abgenommen haben. Die Belastung entlang des Inntals in Tirol und im nördlichen Burgenland ist
nahezu gleich geblieben. In Kärnten nahmen die Punkte mit hoher Belastung deutlich ab,
wohingegen sich die Situation im südlichen Burgenland und der Oststeiermark drastisch
verschlechtert hat. Diese Verschlechterung ist auf die hohen Emissionen des Kraftwerks Sostanj
in Slowenien seit 1992 zurückzuführen.
Betrachtet man hierzu zusätzlich die Beurteilung der S-Gehalte der Fichten im Grundnetz, die im
Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.2.“ dargestellt ist, so erkennt man, daß der Prozentanteil jener
Punkte, bei denen der Grenzwert deutlich unterschritten wurde, von 19,6% (1983) auf 4,4%
(1999) abnahm. Die Unterschreitungen GK2 nahmen im selben Zeitraum um 9% auf 79% zu, und
die Probepunkte mit Überschreitungen GK3 stiegen von 9% (1983) auf 16% (1999).
Diese Verschiebung der Werte von GK1 auf GK2 bzw. GK3 mit der Umlagerung der
Schwerpunktgebiete in Österreich ist für den konstanten Mittelwert verantwortlich. Die lokalen
Spitzenbelastungen innerhalb Österreichs sind, wie bereits aus dem Verlauf der Schwefelgehalte
der beiden Nadeljahrgänge ersichtlich war, gesunken. So läßt sich etwa aus den beiden
Österreichkarten ablesen, daß sich die Immissionssituation um das Kraftwerk Lenzing/OÖ. und
um die VÖST deutlich verbessert hat. Es muß aber berücksichtigt werden, daß wegen der
akkumulierenden Wirkung nicht nur kurzfristig hohe Säureeinträge Wirkung zeigen, sondern auch
niedere Konzentrationen über einen längeren Zeitraum negative Wirkungen verursachen.
Seite 58
3. Ergebnisse und Diskussion
Nicht zu unterschätzen ist auch die Sulfatanreicherung in Böden, die zu erhöhten Schwefelgehalten
in Blattorganen führt (Bayrische Landesanstalt für Land- und Forstwirtschaft 1996-1999) und die
nach wie vor hohen SO2-Importe.
Greift man an dieser Stelle auf die Karte der Depositionen, die durch ausländische
Schwefelverbindungen verursacht werden zurück, so ist ein Zusammenhang zwischen
Depositionen und den Schwefelgehalten eindeutig erkennbar.
3.2.4.2. Seehöhenabhängigkeit in Österreich
92/95
96/99
GK 3/4 (1-4x)
-80
0
-10
00
-12
00
-14
00
>1
40
0
88/91
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
<4
00
-60
0
GK 1 (1-4x)
[%]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
<4
00
-60
0
-80
0
-10
00
-12
00
-14
00
>1
40
0
[%]
Die beiden vorangegangenen Österreichkarten lassen die Vermutung zu, daß vor allem in höheren
Lagen die Schwefelgehalte der Nadeln geringer sind. Um dies näher zu beurteilen, werden die
Daten des Anhangs „Bioindikatornetz / 8.9.4.“, deren Zustandekommen in der Methodik erläutert
wurde, als Diagramm dargestellt.
ABBILDUNG 38: Bioindikatornetz Grundnetz – zeitliche Entwicklung in den letzten drei Vierjahresperioden
in den Höhenstufen (Prozentanteile) (Fürst 1999)
Es zeigt sich, daß die GK3/4 in den unteren und die GK1 in den oberen Höhenstufen deutlich
öfter erreicht wurde. Weiters konnte in allen Seehöhenstufen, mit Ausnahme der Höhenstufe
1001 bis 1200m, von der Periode 1988-1991 auf die Periode 1992-1995 eine Abnahme des
Anteils an Punkten mit 1-4maliger Grenzwertüberschreitung festgestellt werden. In den unteren
drei Seehöhenstufen (bis 800m) kam es von der Periode 1992-1995 auf die Periode 1996-1999
zu einer deutlichen Zunahme des Anteils an Punkten mit 1-4 maliger Grenzwertüberschreitung. In
den beiden Höhenstufen bis 600m wurde in der letzten Periode (1996-1999) das schlechteste
Ergebnis festgestellt. In den fünf Seehöhenstufen bis 1.200m wurde in der zweiten Periode
(1992-1995) der höchste Anteil an Punkten mit 1-4 maliger Einstufung in die
Gesamtklassifikation 1, und damit das beste Ergebnis der drei Perioden festgestellt. In den beiden
darüberliegenden Höhenstufen wurde der höchste Anteil an Punkten mit 1-4maliger Einstufung in
die Gesamtklassifikation 1 in der ersten Periode nachgewiesen (Fürst 1999).
3.2.4.3. Nachbarländer Österreichs
Seite 59
3. Ergebnisse und Diskussion
In der nachstehenden Graphik sind die Klassen der Schwefelgehalte für Österreich, der
Slowakei, der Tschechischen Republik, Sloweniens und Deutschlands dargestellt.
Fichte
Kiefer
Buche
Eiche
ABBILDUNG 39: Klassifikation der Schwefelgehalte in Blattorganen in Österreich und Österreichs
Nachbarländern von 1987-1995 (UN-ECE 1997A)
Österreich weist unter den dargestellten Staaten mit 85,9% Meßpunkte der Klasse 1 und 14,1%
der Klasse 2 die geringste S-Belastung der Nadeln auf. Am schlechtesten stellt sich die Situation
in der Slowakei, mit 73,7% Meßpunkte der Klasse 3, 26,3% Klasse 2 und 0% Klasse 1, dar.
Die Zahlenwerte der anderen Länder können im Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.8.“
nachgeschlagen werden. Eine direkte Vergleichbarkeit der Schwefelgehalte im Zusammenhang
mit Immissionseinwirkungen der nördlichen und südlichen Länder Europas ist aber nicht möglich,
da die natürlichen Gehalte unterschiedliche Niveaus aufweisen.
3.3. Versorgung der Waldbäume mit Stickstoff
3.3.1. Österreich
3.3.1.1. Österreichisches Bioindikatornetz
Seite 60
3. Ergebnisse und Diskussion
Werden die Mittel-, Minimal- und Maximalwerte der Stickstoffgehalte in den Nadeln von 19831999 dargestellt, so ergibt sich folgender Verlauf:
2,5
Minimum
N [%]
2
1,5
Maximum
1
0,5
Mittelwert
1999
1998
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
0
ABBILDUNG 40: Stickstoffgehalte in Fichtennadeln des Bioindikatornetzes 1983 bis 1999 (Daten der
Homepage der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)
Bei den dargestellten Werten sind starke jährliche Schwankungen erkennbar. Es zeigt sich, daß
die Mittel- und Minimalwerte über den gesamten Erhebungszeitraum konstant bleiben, hingegen
die Maximalwerte eine leichte Zunahme aufweisen. Diese Tatsache wurde bei den Minimal- und
Mittelwerten auch schon bei den Schwefelgehalten beobachtet, wo es aber zu einer Abnahme der
Maximalwerte kam.
Seite 61
3. Ergebnisse und Diskussion
Werden die Punkte des Bioindikator-Grundnetzes herangezogen und die N-Gehalte in den
Nadeln von 1983-1999 mit „mangelhaft“, „nicht ausreichend“ und „ausreichend“ beurteilt (vgl.
Abschnitt 2.4.), so ergibt sich die nachstehende Abbildung.
100%
90%
ausreichend
80%
70%
N
60%
nicht
ausreichend
50%
40%
30%
mangelhaft
20%
10%
1999
1998
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
0%
ABBILDUNG 41: Beurteilung der Stickstoffgehalte in Fichtennadeln des Bioindikatornetzes 1983-1999
(Daten der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)
Bis 1992 stieg der Anteil an Punkten mit Stickstoffmangel auf knapp 70% an, nach einer
Verbesserung der Ernährungssituation im Folgejahr wurde 1994 nochmals ein Jahr mit einem
hohen Anteil an Punkten mit mangelhafter Ernährung ausgewiesen. In den darauffolgenden Jahren
kam es zu einer deutlichen Verbesserung der Stickstoffversorgung.
Seite 62
3. Ergebnisse und Diskussion
3.3.1.2. Düngungsversuchsflächen der Forstlichen Bundesversuchsanstalt
In Österreich wurden 1960 acht Düngungsversuchsflächen (Fichten) mit zugehörigen Nullflächen
eingerichtet. Betrachtet man an diesen Nullflächen den Verlauf des Mittelwerts der
Stickstoffversorung von 1960-1995, so zeigt sich, daß die Stickstoffversorgung im Gesamtmittel
nicht ausreichend ist und sich die Situation kontinuierlich verschlechtert hat (Johann 2000).
2,3
2,1
ausreichend
1,9
N[%]
1,7
1,5
nicht
ausreichend
1,3
1,1
0,9
Mangel
0,7
0,5
1960
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Kontrollflächen
Zillertal
Achental
Minimum (Bioindikator Grundnetz)
Maximum (Bioindikator Grundnetz)
Mittelwert (Bioindikator Grundnetz)
Linear (Kontrollflächen)
Linear (Zillertal)
Linear (Achental)
ABBILDUNG 42: Entwicklung der Stickstoffgehalte in Fichtennadeln: Düngungskontrollflächen,
Höhenprofile Zillertal und Achental und Bioindikatornetz (Grundnetz)
Untersuchungsprofile Zillertal und Achental: Die N-Versorgung an zwei etwa 60km
auseinanderliegenden Höhenprofilen in Tirol (Höhenprofil Zillertal: 770-1.730m Seehöhe;
Höhenprofil Achenkirch: 840-1.686m Seehöhe) stellt sich sehr unterschiedlich dar. Im
Durchschnitt ist die Versorgung im Achenal mangelhaft und verschlechtert sich stetig.
Demgegenüber ist im Zillertal seit 1984 eine Verbesserung der Stickstoffversorgung festzustellen
(Herman et al. 1998).
Aus den Ergebnissen des österreichischen Bioindikatornetzes, der Entwicklung der N-Gehalte an
den beiden Höhenprofilen und den Düngungskontrollflächen, die in der vorhergehenden
Abbildung dargestellt sind, zeigt sich, daß die Stickstoffversorgung regional sehr große
Unterschiede aufweist. Die Situation in Österreich ist nachfolgend dargestellt. Die Einteilung
Österreichs in die neun Hauptwuchsgebiete (Kilian et al. 1994) erfolgte entsprechend den
Seite 63
3. Ergebnisse und Diskussion
geologischen und klimatischen Parametern, wobei aber regionale Unterschiede in der
Nährstoffversorgung nicht berücksichtigt sind.
ABBILDUNG
43:
Mittelwert
der
Stickstoffversorgung
von
1983-1995
in
Österreich
nach
Hauptwuchsgebieten (Kilian et al. 1994, Stefan & Fürst 1998)
Das Hauptwuchsgebiet mit der schlechtesten Stickstoffversorgung (mehr als 69% der Bäume
weisen ein Defizit auf) liegt im Süden Kärntens. Die am besten versorgten Gebiete befinden sich
im Mühl- und Waldviertel sowie im Alpenvorland, wo nur 29% bzw. 22% der beprobten Bäume
einen Mangel aufweisen. Diese Ergebnisse stehen mit europäischen Untersuchungen des Forest
Foliar Coordinating Centres im Einklang (Stefan & Fürst 1998). Demnach sind Bäume an der
slowenisch-österreichischen Grenze ebenfalls unterversorgt, jene in der Tschechischen Republik,
an der Grenze zum Mühl- und Waldviertel, zeigen eine gute Versorgung.
Seite 64
3. Ergebnisse und Diskussion
3.3.2. Seehöhenabhängigkeit der Stickstoffversorgung in Österreich
Für die Darstellung der Stickstoffversorgung, in Abhängigkeit von der Seehöhe, werden die NBeurteilungen des Anhanges „Bioindikatornetz / 8.9.7.“, wie bereits die S-Gehalte, in vier
Vierjahresperioden zusammengefaßt.
100%
<400m
401-600m
601-800m
801-1000m 1001-1200m
1201-1400m
>1400m
80%
60%
40%
20%
mangelhaft
nicht ausreichend
88
/91
96
/99
84
/87
92
/95
88/
91
96/
99
84/
87
92/
95
92/
95
88/
91
96/
99
84/
87
92/
95
84/
87
0%
ausreichend
ABBILDUNG 44: Seehöhenabhängigkeit der Stickstoffversorgung in Österreich, von 1984-1999
zusammengefaßt in vier Vierjahresperioden (Daten der FBVA)
Bis auf die Seehöhenstufe 1.201-1.400m sind in der Periode 1996-99 die Punkte mit der
Beurteilung „mangelhaft“ zurückgegangen und haben seit Beginn der Darstellung 1988 den
geringsten Wert. In den Höhenstufen <400m, 401-600m und 1.001-1.200m nahmen die
Meßpunkte mit ausreichender Versorgung stark, in den Höhenstufen 601-800m und >1.400m
gering zu. Im allgemeinen zeigt sich, daß die Untersuchungspunkte mit ausreichender Versorgung
kontinuierlich mit der Seehöhe abnehmen. Lediglich die Seehöhenstufe 801-1.000m stellt eine
Ausnahme dar, da die Versorgung schlechter als in der Stufe >1.400m ist.
Seite 65
3. Ergebnisse und Diskussion
3.3.3. Stickstoffversorgung in Österreichs Nachbarländern
Die den Klassen 1-3 zugeordneten N-Gehalte in Nadeln bzw. Blättern von Bäumen in
Österreich, der Slowakei, der Tschechischen Republik, Deutschland, Slowenien und von
Oberitalien können der nachfolgenden Abbildung entnommen werden.
Fichte
Kiefer
Buche
Eiche
ABBILDUNG 45: Klassifikationen der Stickstoffgehalte in Blattorganen in Österreich und Österreichs
Nachbarländern von 1987-1995 (UN-ECE 1997)
In Österreich weisen rund 83% der Untersuchungspunkte einen Stickstoffgehalt zwischen 12 und
17mg g-1 auf, wodurch die Versorgung (nach österreichischer Beurteilung) als nicht ausreichend
angesehen werden kann. Die restlichen Punkte sind mangelhaft mit Stickstoff versorgt, was im
Vergleich zu den Nachbarländern das schlechteste Ergebnis, gefolgt von Italien, darstellt. Die
Slowakei ist das Land mit der besten N-Versorgung unter Österreichs Nachbarländern. Die
genauen Zahlenwerte können dem Anhang „Bioindikatornetz / 8.9.8.“ entnommen werden.
Seite 66
3. Ergebnisse und Diskussion
Es wird an dieser Stelle darauf hingewiesen, daß der N-Gehalt in den Nadeln nur Auskunft über
den Ernährungszustand gibt. Für die Stabilität der Bestände ist zusätzlich die Ausgewogenheit der
Nährstoffe von Bedeutung. Eine kurze Aufstellung der günstigen Nährstoffquotienten u.a. nach
Hüttl (1985) wurde dem Lexikon „Waldschädliche Luftverunreinigungen“ (Smidt 2000)
entnommen und befindet sich im Anhang „Bioindikatornetz /8.9.9.“.
3.3.4. Zusammenhang Stickstoffeintrag – Stickstoffversorung
Um die Frage zu klären, warum es trotz hohem Stickstoffeintrag zu einer schlechten Versorgung
der Bäume kommen kann, wurde das europäische Stickstoffprojekt „NITREX“, das in der
Schweiz, Deutschland, Großbritannien und Schweden durchgeführt wird, ins Leben gerufen. Das
hier genannte Ergebnis stammt von einem schweizer Projekt, bei dem in einem kleinen
bewaldeten Einzugsgebiet, NH4+ und NO3-, mit isotopisch markiertem N, mittels Sprinkler
zugegeben wurde. Es konnte gezeigt werden, daß sich die Nitatauswaschung erhöhte, von der
Vegetation eher wenig aufgenommen wurde und der größte Teil des N im Boden blieb. Über die
Mechanismen der N-Immobilisation ist noch wenig bekannt, und es ist nicht klar, in welcher Form
sich der Stickstoff dann befindet. Da dies aber entscheidend für die langfristige Wirkung der NEinträge ist, sollen zusätzliche Versuche gestartet werden (Schleppi 2000).
Anders als in den Stickstoffprojekten, wo im allgemeinen eine schlechte N-Versorgung der
Bäume vorliegt, stellt sich die Situation in naher Umgebung von NH3-Emittenten, wie z.B.
Großviehanlagen (ehemalige DDR), dar. Dort kommt es auf Grund der jahrelang andauernden
hohen Konzentrationen von Ammoniak sehr wohl zu einer Überernährung (> 2,5% N in NJ.1
und NJ.2) der Bäume, die sich bereits nachteilig auf den Gesundheitszustand auswirkt (Wolff et
al. 1994).
3.4. Waldzustände
Vorweg sei nochmals erwähnt, daß der Kronenzustand, der zur Charakterisierung des
Waldzustandes herangezogen wird ein unspezifischer Indikator ist und sich an optisch
feststellbaren Merkmalen der Baumkronen, der Benadelung/Belaubung bzw. deren Verlust
und/oder Verfärbung orientiert. Diese sind allerdings in der Regel keine ursachenspezifischen
Merkmale, weil ein Baum äußerlich oft nur sehr unspezifisch auf verschiedene, sich meist
überlagernde, Einflüsse reagiert. Erhebungen des Waldzustandes sind daher keine
Ursachenerhebungen, obwohl ihre Ergebnisse Auswirkungen dieser Ursachen widerspiegeln
(Umweltbundesamt 1989).
Seite 67
3. Ergebnisse und Diskussion
3.4.1. Waldzustand in Österreich
Das folgende Diagramm zeigt die Änderung der Anteile der verschiedenen Schadgruppen als
Mittelwerte aller Baumarten von 1989 bis 1999.
100%
stark/tot
Anteil Bäume
80%
60%
mittel
40%
leicht
20%
nicht
0%
1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995
1996 1997 1998 1999
ABBILDUNG 46: Verlichtungsstufen in Österreich von 1989-1999 (alle Baumarten) (Kristöfel 1999)
In den Beobachtungsjahren ist eine Zunahme der nicht geschädigten Bäume von knapp 50% auf
66% zu verzeichnen. Der Prozentanteil der leicht verlichteten Bäume nahm von fast 40% auf 27%
ab. Auch beim Anteil der mittelstark verlichteten Bäume konnte eine Abnahme um fast 5%
verzeichnet werden, wohingegen die stark geschädigten Bäume im Beobachtungszeitraum um
0,3%, auf 0,9%, zunahmen. Die tatsächlichen Veränderungen sind in allen Jahren gering. Sie
werden unter anderem durch die Mittel- und Klassenbildungen gedämpft und durch die
Veränderung von wenigen hundert Bäumen bestimmt. Das bedeutet, daß in den hier dargestellten
10 Beobachtungsjahren keine bedeutenden Änderungen des Kronenzustandes eingetreten sind
(Neumann 1997). Das dargestellte Gesamtmittel für alle Baumarten wird durch den dominanten
Anteil der Fichte bestimmt. Die Verlichtungen, nach Baumarten aufgeschlüsselt, sind in folgender
Abbildung dargestellt.
Fichte
Tanne
Lärche
Kiefer
Buche
Eiche
100%
80%
60%
40%
20%
nicht
leicht
mittel
199
3
199
7
199
7
198
9
198
9
199
3
199
7
199
3
199
7
198
9
198
9
199
3
199
7
199
3
199
7
198
9
198
9
199
3
0%
stark/tot
Seite 68
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 47: Kronenverlichtung nach Baumarten in Österreich von 1989 bis 1999 (Kristöfel 1999)
Aus dem Diagramm sind geringe jährliche Schwankungen der einzelnen Beurteilungsgruppen zu
erkennen. Diese dürften auf die vorherrschende Witterung und methodische Unsicherheit
zurückzuführen sein (Kristöfel 1999). Vor allem hinsichtlich einer Abgrenzung und Bewertung der
Schadstufe 2, welche durch geringfügige Kronenveränderungen charakterisiert wird, bestehen
Unklarheiten, da sich hier natürliche Variationen der Kronenphänologie von schädigungsbedingten
Veränderungen nicht eindeutig differenzieren lassen (Umweltbundesamt 1989). Der mittlere
Nadelverlust der Fichte zeigt über alle Beobachtungsjahre kaum Veränderungen und ist, nach der
Lärche, am niedrigsten von allen Baumarten. Der Anteil der nicht geschädigten (verlichteten)
Fichten liegt nunmehr bei knapp über 70%. Demgegenüber ist bei der Tanne, die eine
anspruchsvolle Baumart darstellt, keine tendentielle Verschlechterung im Erhebungszeitraum zu
verzeichnen. Der Anteil der nicht verlichteten Tannen lag 1999 bei rund 43%. Die Eiche, die
vorwiegend im Osten und Norden Österreichs vorkommt, weist unter allen Baumarten den
schlechtesten Kronenzustand auf. Dafür könnten die vergangenen trockenen Sommer und der
herrschende Wassermangel verantwortlich sein. Die zahlenmäßigen Anteile der einzelnen
Beurteilungsklassen sind für alle Baumarten im Anhang „Kronenzustand / 8.10.1.“ dargestellt. Bei
näherer Betrachtung der aktuellen Ergebnisse (1999) im Vergleich zu 1998 zeigt sich bei Tanne,
Lärche und Kiefer eine geringfügige Verschlechterung. Bei der Buche konnte eine leichte
Verbesserung, vermutlich durch die günstigen Witterungsbedingungen, festgestellt werden. Nach
wie vor weisen Tannen und Eichen die schlechtesten Kronenzustände auf; bei beiden Baumarten
zeichnete sich in den letzten Aufnahmejahren eine kontinuierliche Verschlechterung ab. Die
langfristigen Beobachtungen des Kronenzustands aller Baumarten belegen aber eine Stabilisierung
des durchschnittlichen Blattverlustes während der letzten 5 Jahre (Kristöfel 1999).
Die Prozentanteile an deutlich verlichteten Probebäumen auf den Flächen
Waldschadenbeobachtungssystems sind der nachstehenden Österreichkarte zu entnehmen.
des
Seite 69
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 48: Prozentanteile an deutlich verlichteten Probebäumen auf den Probeflächen des
Waldschadenbeobachtungssystems 1998 (Kristöfel 1999)
Diese Darstellung stammt aus dem Erhebungsjahr 1998, in welchem im Vergleich zum Vorjahr
keine wesentlichen Änderungen eingetreten sind. Schwerpunkte zeigen sich auf den Kiefern- und
Eichen-Probeflächen im nordöstlichen Alpenvorland und im Weinviertel, auf Probeflächen in den
nördlichen Kalkalpen sowie bei einzelnen Altbeständen im Zentralalpenbereich (Neumann 1997,
Kristöfel 1999).
Seite 70
3. Ergebnisse und Diskussion
Seehöhe und Bestandsalter: Der Großteil der Probebäume ist zwischen 60 und 120 Jahre alt,
wobei mit zunehmendem Alter der mittlere NBV deutlich ansteigt (Halbwachs et al. 1985).
Fichte
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
10,0
8,0
6,0
4,0
Fichten [%]
-30
0
-90
0
-12
00
-15
00
-18
00
>1
80
0
-60
0
-30
0
-90
0
-12
00
-15
00
-18
00
>1
80
0
2,0
0,0
2,0
0,0
-60
0
Bäume [%]
Alle Baumarten
14,0
12,0
Seehöhe [m]
Seehöhe [m]
ABBILDUNG 49: Anteile der verlichteten Bäume nach Baumalter (Neumann 1997)
Es ist allerdings nicht bekannt, ob ältere Bäume tatsächlich einen schlechteren Gesundheitszustand
aufweisen, oder ob der größere Nadel-/Blattverlust altersbedingt ist (Neumann 1997).
Mit steigender Seehöhe nimmt die Anzahl der Nadeljahrgänge der Bäume zu, die
Benadelungsdichte und die Nadellänge allerdings ab (Halbwachs et al. 1985), was bei der
Kronenzustandserhebung natürlich berücksichtigt wird.
Fichte
>1
60
-14
0
-10
0
-60
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
-20
Fichten [%]
Alter [a]
>1
60
-14
0
-10
0
-60
-20
Bäume [%]
Alle Baumarten
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
Alter [a]
ABBILDUNG 50: Anteil der verlichteten Bäume bzw. Fichten in Abhängigkeit von der Seehöhe (Neumann
1997)
Wie der Abbildung zu entnehmen ist, zeigt die Seehöhe keinen so deutlichen Einfluß auf das Maß
der Kronenverlichtung wie das Bestandsalter. In Lagen bis 300m ist, bedingt durch den
dominanten Anteil von Kiefer und Eiche, ein hoher mittlerer NBV zu verzeichnen. Bei der Fichte
nimmt der Nadelverlust mit steigender Seehöhe zu, was durch das zunehmende Durchschnittsalter
überlagert und möglicherweise mitbedingt ist (Neumann 1997).
Seite 71
3. Ergebnisse und Diskussion
3.4.2. Waldzustände der Nachbarländer Österreichs
Ein direkter Vergleich von Österreich mit seinen Nachbarländern ist trotz gleicher
Beurteilungskriterien nicht möglich, weil in den einzelnen Ländern unterschiedliche
Kronenbereiche in die Beurteilung einbezogen werden. In Österreich werden – im Gegensatz zu
anderen Ländern - etwa mechanische Schäden nicht als Kronenverlichtung gewertet und es wird
nur die Lichtkrone taxiert. Die Taxation erfolgt durch ein einziges Team. In Deutschland hingegen
ist der Wald Landessache, weshalb es bereits auf Grund verschiedener Taxatoren zu
unterschiedlichen Klassifizierungen kommen kann. Ein weiteres Problem besteht in der Auswahl
des Referenzbaumes, für den in jedem Land unterschiedliche Vorstellungen gelten (UN-ECE
1997). Im allgemeinen ist es jedoch so, daß die Beobachtung der Trends eines Staates Vorrang
vor der europaweit einheitlichen Erhebung hat. Ländervergleiche sind somit nur mit großem
Vorbehalt möglich, eher schon Aussagen über die Entwicklung der Kronenzustände für alle
europäischen Länder zusammen.
ABBILDUNG 51: Tendenz der Kronenverlichtungen in Österreich und Österreichs Nachbarländer von 1989
bis 1998 (Kristöfel 1999)
Aus dieser Darstellung geht hervor, daß sich der Kronenzustand in Österreich, Ungarn, Südtirol
und der Schweiz in den letzten Jahren auf gleichbleibendem Niveau befindet. In Slowenien wird
eine Verschlechterung des Zustandes verzeichnet, wohingegen in der Slowakei eine geringfügige
Verbesserung eintrat.
Seite 72
3. Ergebnisse und Diskussion
Bei der Interpretation des Waldzustandes über ganz Europa ist, aus den bereits genannten
Gründen, besondere Vorsicht geboten. Sie wurden den Berichten „Waldzustand in Europa“
(UN-ECE 1998, 1999 und 2000A) entnommen.
Europaweit gesehen hat sich der Kronenzustand der Hauptbaumarten seit 1988 insgesamt laufend
verschlechtert, wovon besonders die Laubbaumarten Eiche und Buche betroffen waren.
Insgesamt wurde in Europa ungefähr ein Viertel aller Bäume als mittelstark oder stark geschädigt
angesprochen. Ein Vergleich der Jahre 1992 und 1998 für Gesamteuropa zeigt, daß es in Europa
mehr Aufnahmeflächen gibt, an denen sich der Kronenzustand signifikant verschlechterte
(31,2%), als solche, auf denen eine signifikante Verbesserung vorliegt (15,4%). Die Flächen mit
einer Verschlechterung sind über ganz Europa verteilt, Konzentrationen zeigen sich aber in
Frankreich und Italien. Nur in der borealen Zone, die unter anderem Skandinavien umfaßt blieb
der Kronenzustand stabil. 0,9% der europäischen Probebäume waren tot und knapp 40% aller
Probebäume sind in die Warnstufe einzuordnen. Lediglich die Nadelbäume weisen einen großen
Anteil an gesunden Bäumen auf (50% in der Verlichtungsstufe 1).
3.5. Bodenzustand
pH-Wert: In der nachstehenden Abbildung ist der pH-Wert des Bodens in Österreich und
Österreichs Nachbarländern dargestellt.
ABBILDUNG 52: pH-Wert des Bodens in Österreich und Österreichs Nachbarländern im Jahr 1998 (UN-ECE
1999)
Extrem saure Bedingungen im Oberboden (pH<3,0) treten hauptsächlich in Ländern Zentral- und
Osteuropas auf, etwa in Deutschland, im Norden Tschechiens und der Slowakei. An diesen
Seite 73
3. Ergebnisse und Diskussion
Stellen werden die sauren Einträge gepuffert und Aluminium aus der Bodenlösung freigesetzt.
Hohe pH-Werte sind im Bereich der Alpen, in Italien und Ungarn zu finden; sie weisen unter
anderem auf kalkhaltiges Grundgestein hin (UN-ECE 1999). In Österreich gibt es vereinzelt
Stellen mit pH-Werten hinab bis 3.
Säureeintrag: Seit Mitte der 80er Jahre konnte eine starke Abnahme der Säureeinträge
verzeichnet werden, was vor allem auf die hohe SO2-Reduktion zurückzuführen ist (UN-ECE
1997). Stellt man den berechneten durchschnittlichen Säureeintrag zwischen 1986 und 1995 für
alle Level I Flächen dar, so ergibt sich folgende Abbildung:
Acid deposition
[molc ha-1 a-1]
<1000
1000-2000
2000-4000
4000-6000
>6000
ABBILDUNG 53: Mittelwert des Säureeintrages in Österreich und Österreichs Nachbarländern 1986-1995
(UN-ECE 1997)
Es zeigt sich, daß die Punkte mit den höchsten Einträgen in Zentraleuropa, Teilen Deutschlands
und vor allem in der Tschechischen Republik liegen. In Österreich liegen die Säuredepositionen
zwischen 2000 und 4000molc ha-1 a-1 (molc = mol of charge). Der Eintrag von Säure kann
langfristig zu einer Veränderung des Stofflusses zwischen verschiedenen Kompartimenten eines
säureempfindlichen Ökosystems führen (Führer 1982), weshalb der Eintrag durch saure
Schadstoffe ein ernstzunehmender Faktor ist.
Abschließend muß angemerkt werden, daß ein Parameter (z.B. der pH-Wert) allein nur bedingte
Aussagekraft über Status und Entwicklungstendenz der Bodenacidität hat (Umweltbundesamt
1996). Um eine sichere Beurteilung und ein differenzierteres Bild des Säurehaushaltes zu
Seite 74
3. Ergebnisse und Diskussion
bekommen, müßten mehrere Kennwerte, wie z.B. die Kationenaustauschkapazität, die
Basensättigung, das Ca/Al-Verhältnis, das C/N-Verhältnis oder die Basensumme betrachtet,
werden.
3.5.1. Zusammenhang Boden – Kronenzustand
Auf vier Dauerbeobachtungsflächen in Vorarlberg (Schlins, Mittelberg, Hohenems und Jungholz)
wurden Bodenkennwerte und von rund 60 Fichten je Versuchsfläche Nadelkennwerte, der
Zuwachs und die Entwicklung des Kronenzustands erhoben. Die hier genannten Ergebnisse
stammen aus dem Report des Umweltbundesamtes (1996).
Boden: Die Böden dieser 4 Standorte weisen unterschiedliche Qualität und Säurebelastung auf.
Die Probefläche Schlins kann mit einem pH-Wert von 4 und der gemessenen Basensumme und
Basensättigung als gering versauerungsgefährdet eingestuft werden. Die Beurteilung der
Probefläche Hohenems, hinsichtlich ihres Säurestatus (pH=3, sehr saures Milieu), gibt Anlaß eine
starke Belastung bzw. Gefährdung zu vermuten. Am Standort Jungholz ist der pH-Wert etwas
höher (3,3) als in Hohenems, jedoch alle anderen erhobenen Kennwerte liegen im selben
ungünstigen Bereich. Auf Grund der fortschreitenden Entbasung der Böden dieser beiden
Standorte, vermutlich auch durch anthropogene Immissionen verursacht, kann eine (zukünftige)
Gefährdung der Vegetation nicht ausgeschlossen werden. Der vierte Standort (Mittelberg) dürfte
hinsichtlich seines Säurehaushaltes der stabilste und der am wenigsten durch bodenversauernde
Einflüsse gefährdeteste sein.
Kronenzustand: Am Standort Hohenems ist seit einer sprunghaften Verschlechterung des
Kronenzustands der Fichten 1986 ein Trend zur Verbesserung zu beobachten. Die Fichten der
Versuchsflächen Jungholz und Mittelberg zeigen ebenfalls eine Verbesserung des
Kronenzustandes, lediglich auf der Fläche Schlins trat eine Verschlechterung ein. Der
Kronenzustand der Tannen, die nur in Schlins und Jungholz vertreten sind, ist etwas schlechter als
jener der Fichten. Am Standort Schlins, konnte entgegen dem Trend der Fichten, eine
Verbesserung des Kronenzustandes der Tannen, in Jungholz eine Verschlechterung verzeichnet
werden. Prinzipiell stellt sich aber der Kronenzustand der Versuchsflächen als konstant dar. Die
Mittelwerte der Kronenzustände (Fichte und Tanne) im Jahr 1988 lagen zwischen 1,97 (Jungholz)
und 2,13 (Schlins). Diese geringe Differenz fällt bereits in den Bereich der Bewertungsgenauigkeit.
Sowohl die unterschiedlichen Bodenzustände dieser 4 Standorte - insbesonders ihre
Säurebelastung - als auch Differenzen der Nährstoffversorgung zwischen den einzelnen Bäumen
äußern sich offensichtlich nicht in einem besseren oder schlechteren Kronenzustand.
3.6. Zusammenhang zwischen Immissionssituation und Waldzustand in
Österreich
Am Beginn der Betrachtungen stehen die Emissionen, die bereits nach ihrer Entstehung und den
Anteilen der einzelnen Bundesländer untersucht wurden. Zusammenfassend läßt sich aus der
nachstehenden Abbildung ablesen, daß die SO2-Emissionen österreichweit am stärksten
Seite 75
3. Ergebnisse und Diskussion
abgenommen haben, die NOx-Emissionen sinken, wohingegen die NH3-Ausstöße nahezu
konstant bleiben.
450
400
SO2
-1
Emissonen [Gg a ]
350
300
250
NOx
200
150
100
NH3
1998
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
1982
1981
0
1980
50
ABBILDUNG 54: SO2-, NOx - und NH3- Emission Österreich von 1980-1998 (Umweltbundesamt 1999)
Für einen Vergleich der Immissionen mit den Emissionen werden eine Reinluftmeßstation und
eine Station in einem typischen Emissionsgebiet herangezogen. Es ist klar, daß diese beiden
Stationen nur die lokalen Trends darstellen.
80,0
SO2
Schöneben
-3
SO2 [µg m ]
70,0
60,0
SO2
Steyregg
50,0
40,0
NO2
Schöneben
30,0
20,0
NO2
Steyregg
10,0
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
1982
0,0
ABBILDUNG 55: SO2- und NO2-Jahresmittelwerte an den österreichischen Stationen Schöneben
(Hintergrundstandort) und Steyregg (Industriestandort)
Wie sich aus diesen Darstellungen entnehmen läßt, zeigt die Station Steyregg, die nahe dem
Großemittenten VÖST liegt, eine große Abhängigkeit der Immissionen von den Emissionen.
Demgegenüber sind im Reinluftgebiet Schöneben keine oder nur sehr geringe Änderungen zu
verzeichnen.
Da die Meßreihen der Depositionen aus einem anderen Gebiet stammen als jene der
Immissionen, läßt sich keine direkte Schlußfolgerung über den Zusammenhang ziehen. Stellt man
Seite 76
3. Ergebnisse und Diskussion
-1 -1
[kg ha a ]
aber die S- und N-Einträge in einem Reinluftgebiet und an einer belasteten Station dar, so ergibt
sich das folgende Bild:
20,0
18,0
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
N-Eintrag
Innervillgraten
N-Eintrag
Haunsberg
S-Eintrag
Innervillgraten
S-Eintrag
Haunsberg
1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997
ABBILDUNG 56: Stickstoff- und Schwefeleinträge an 2 österreichischen Meßstationen (Innervillgraten und
Haunsberg) von 1983 bis 1997
An der am Beginn des Erhebungszeitraumes stärker belasteten Station Haunsberg ging der
Säureeintrag stark zurück, an der weniger belasteten Station Innervillgraten sind nur geringe
Änderungen zu verzeichnen.
Geht man nun auf die Schwefelgehalte der Nadeln über, so zeigt sich, daß die Maximalwerte
gesunken sind, die S-Immissionseinwirkung insgesamt aber gleich geblieben ist, was sich aus den
konstanten Mittelwerten ablesen läßt.
0,3
0,3
Nadeljahrgang 2
Nadeljahrgang 1
Minimum
0,25
0,25
0,2
0,15
Maximum
0,1
0,15
0,1
0,05
Mittel
0
0,05
19
98
19
95
19
92
19
89
19
86
19
83
19
98
19
95
19
92
19
89
0
19
86
19
83
S[%]
S [%]
0,2
ABBILDUNG 57: Schwefelgehalte in Fichtennadeln des Grundnetzes von 1983-1999 (Daten der Homepage
der Forstlichen Bundesversuchsanstalt)
Zum Abschluß wird der Waldzustand betrachtet, der, wie aus der Abbildung zu entnehmen ist,
über den Erhebungszeitraum annähernd konstant geblieben ist.
Seite 77
3. Ergebnisse und Diskussion
100%
stark/tot
Anteil Bäume
80%
60%
mittel
40%
leicht
20%
nicht
0%
1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995
1996 1997 1998 1999
ABBILDUNG 58: Kronenverlichtung in Österreich (alle Baumarten) von 1989-1999 (Kristöfel 1999)
Aus dieser zusammenfassenden Betrachtung erhebt sich nun die Frage, ob der Waldzustand von
der Luftsituation gänzlich unbeeinflußt bleibt und welche anderen Ursachen für das nach wie vor
schlechte Niveau verantwortlich sein könnten.
Weiters zeigt sich aus Gegenüberstellung der Emissionen, Immissionen bzw. Depositionen und
den S-Gehalten der Nadeln, daß nur in emissionsbelasteten Gebieten ein Zusammenhang zu
finden ist, in unbelasteten hingegen nicht. Um dies zu belegen, werden in den folgenden Kapiteln
ein typisches Emissionsgebiet und ein Reinluftgebiet näher betrachtet.
3.6.1. Immissionsgebiet Arnoldstein
Für die Darstellung des Zusammenhanges der Emissionen mit den Immissionen und den
Waldzuständen in einem klassischen Immissionsgebiet wurde Arnoldstein in Kärnten gewählt.
Emissionen: Zu Beginn der 70er Jahre zählte die Blei- und Zinkhütte Arnoldstein mit einem
Jahresausstoß von 8.000t SO2 zu den größten Emittenten Österreichs. Aus der nachfolgenden
Abbildung kann der Verlauf der SO2-Emissionen entnommen werden. Als Bezugswert für die
Darstellung wurde der Ausstoß des Jahres 1974 mit 8.516t SO2 (entspricht 100 %) gewählt.
120
100
60
40
20
1992
1991
1990
1989
1988
1987
1986
1985
1984
1983
1982
1981
1980
1979
1978
1977
1976
1975
0
1974
SO2 [%]
80
Seite 78
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 59: Entwicklung der SO2-Emissionen im Raum Arnoldstein in Relation zum Jahr 1974 (8.516t
SO2 = 100%) (Neumann 1998)
Ende 1986 wurde eine Rauchgasentschwefelungsanlage in Betrieb genommen, die erst im Laufe
der Zeit voll funktionsfähig wurde. Ab 1987 konnten damit die Schwefelemissionen um 90-95%
reduziert werden; sie betrugen im Jahre 1992 nur noch 563t SO2. Diese starke Abnahme liegt
über der gesamtösterreichischen SO2-Reduktion von 86% in den letzten 20 Jahren. Weiters
wurde aus dem Werk bis 1980 Fluor emittiert, der Ausstoß von Blei verringerte sich von
13.000kg (1989) auf 9.000kg (1992) und die Zinkemissionen betrugen in diesem Zeitraum
5.000kg a-1. 1993/94 wurde die Zinkhütte geschlossen und die Bleihütte auf die
Wiederverwertung von Akku Schrott umgestellt.
Immissionssituation: Aus der dargestellten Emissionssituation kann aber nicht direkt auf die
Immissionssituation geschlossen werden, weil
•
häufig langanhaltende Inversionen den vertikalen Austausch verhindern,
•
die orographischen Gegebenheiten den horizontalen Austausch einschränken und
•
weitere Emittenten in der näheren Umgebung und im Großraum Villach den Schadstoffgehalt
in der Luft beeinflussen (Halbwachs 1982).
An den Meßstationen Hohenthurn (ca. 2500m westlich des Werkes) und Waldsiedlung (etwa
1200m östlich des Werkes im Ortsgebiet von Arnoldstein) wird seit Mai 1985 kontinuierlich die
SO2-Belastung gemessen. Die Meßergebnisse sind als Jahresmittelwerte in nachfolgender
Abbildung dargestellt.
140
Waldsiedlung
100
-3
SO2 [µg m ]
120
80
Hohenthurn
60
40
Grenzwert
20
0
1984
1986
1988
1990
1992
1994
1996
1998
ABBILDUNG 60: SO2-Jahresmittelwerte an den Stationen Hohenthurn und Waldsiedlung von 1984 bis 1997
(Neumann 1998)
Es zeigt sich, daß die Belastung an der werksnäheren Station Waldsiedlung durchgehend höher ist
als jene der Meßstation Hohenthurn. Die Abnahme der Belastung an beiden Meßpunkten ist vor
allem auf die nachgerüstete Entschwefelungsanlage zurückzuführen. Der ab 1992 zu
Seite 79
3. Ergebnisse und Diskussion
verzeichnende Belastungsrückgang geht auf die allgemeine Betriebsumstellung und die Einstellung
der Zinkhütte zurück. Ab 1994 wurde WHO-Grenzwert zum Schutz der Vegetation (20µg m-3
SO2) an beiden Stationen deutlich unterschritten.
S-Gehalte der Nadeln: Zur Untersuchung des Schwefelgehaltes wurden drei Versuchsflächen
westlich des Werkes in rund 600m Seehöhe, in Höhe des Rauchgasaustrittes aus dem 100m
hohen Kamin, angelegt. Die Entfernungen zwischen dem Schlot des Werkes und den
Probeflächen betragen 1.050m (Fläche 701), 1.300m (Fläche 702) und 1.900m (Fläche 703).
Die Ergebnisse der Nadelanalysen können dem nachgestellten Diagramm entnommen werden.
0,7
Fläche 701
0,6
S [%]
0,5
Fläche 702
0,4
0,3
Fläche 703
0,2
0,1
0
1986
Grenzwert
1987
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
ABBILDUNG 61: Schwefelgehalte im Nadeljahrgang 1 an den 3 Probeflächen im Raum Arnoldstein von
1986-1996 (Neumann 1998)
Es zeigt sich, daß zu Beginn der Erhebungen der Grenzwert von 0,11% im NJ.1 an allen drei
Flächen teilweise um ein Vielfaches überschritten wurde. Die Mittelwerte der
3 Flächen
verringerten sich von 1986-1996 fast konstant, sodaß in den letzten Jahren der Grenzwert der 2.
Verordnung gegen forstschädliche Luftverunreinigungen (0,11% S) gerade erreicht wird.
Zwischen den Flächen bestehen vor allem zu Beginn der Erhebungen 1986 deutliche
Unterschiede. Die Bäume, der dem Werk naheliegenden Fläche 701, zeigten 1986 die höchsten
Schwefelgehalte und die stärkste Abnahme. Mit der Entfernung vom Emittenten nehmen die
Belastungen deutlich ab. So betrugen die ersten Erhebungswerte der 300m weiter entfernten
Probefläche 702 nur noch die Hälfte von Fläche 701, wodurch auch die Abnahmen geringer
ausfielen.
Stickstoffversorgung: Die Stickstoffversorgung ist mit Werten unter 1,5% an allen drei Flächen
als nicht ausreichend zu bewerten.
Benadelung: Um feststellen zu können, inwieweit sich Belastungsunterschiede im Wachstum und
in der Benadelung manifestieren, wurden auf allen 3 Probeflächen in den Jahren 1972/73 Fichten
gesetzt. Auf der dem Werk nächsten Fläche 701 sind in den ersten 5 Jahren nach der
Bepflanzung von den 830 gesetzten Bäumen 99% abgestorben. Die 9 verbliebenen überlebten bis
1990. Um aussagekräftige Nadelanalysen durchführen zu können, wurden 1976 nochmals 483
Seite 80
3. Ergebnisse und Diskussion
Bäume gepflanzt. Von den auf Probefläche 702 gepflanzten 939 Fichten fielen in den ersten 5
Jahren 50% aus. Bis 1981 reduzierte sich die Anzahl weiter, sodaß 1990 nur noch 39% der
Erstbepflanzung verblieben. 1976 wurden 241 Bäume nachgepflanzt. Auf Fläche 703 fielen von
den 896 Bäumen etwa 25% aus und 1976 wurden 47 junge Fichten gesetzt. Läßt man die
Ausfälle zu Versuchsbeginn außeracht, so liegt die Mortalität auf dieser Fläche bei 3%.
Die Beurteilung der Benadelung der Probebäume wurde an Hand der Dichte der Nadeln und
eventueller Verfärbungserscheinungen, nach folgender Aufstellung, durchgeführt.
Stufe
1
2
3
4
5
Nadelverlust
nein
Nadeljahrgang 1-2
Verlust von bis zu 3 Nadeljahrgängen
Verlust von NJ. 3-4 (nur 1-2 verbleibt)
Wipfeldürre
Verfärbung/Nekrosen
nein
sehr gering
häufige Spitzennekrosen
ältere Nadeljahrgänge braun
nicht mehr berücksichtigt
TABELLE 14: Beurteilungsschlüssel der Bäume im Raum Arnoldstein (Neumann 1998)
In der nachfolgenden Abbildung sind die Ergebnisse der Benadelungserhebung auf den 3 Flächen
an den 1972/73 gepflanzten Fichten (bzw. 1976 gepflanzten auf Fläche 701) ab 1977 bis zum
Ende der Beobachtung der jeweiligen Fläche dargestellt.
Fläche 701
100%
wipfeldürr
80%
stark
60%
mittel
40%
leicht
20%
normal
Fläche 702
19
96
19
93
19
91
19
89
19
87
19
85
19
83
19
81
19
79
19
77
0%
Fläche 703
100%
100%
wipfeldür
80%
80%
stark
60%
60%
mittel
40%
40%
leicht
20%
20%
normal
19
81
19
79
19
77
19
89
19
87
19
85
19
83
19
81
0%
19
79
19
77
0%
Seite 81
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 62: Kronenverlichtung an den 1972 gepflanzten Fichten auf den 3 Probeflächen; Fläche 701
(1977-1996), Fläche 702 (1977-1991) und Fläche 703 (1977-1983) (Neumann 1998)
Festzustellen sind starke Schwankungen der Einstufungen zwischen 1977 und 1981. Besonders
deutlich erkennt man den Taxatorenwechsel 1980 an Fläche 703. Die schlechtesten Resultate auf
allen Flächen ergeben sich 1981/82, mit Anteilen von über 50% stark verlichteten bzw.
wipfeldürren Pflanzen. Danach zeigt sich eine klare Tendenz der Verbesserung des
Benadelungsgrades. Die Anteile der Stufen normal und leicht verlichtet auf Fläche 702 nehmen
von einigen Prozent 1977 auf beinahe 80% in den Jahren 1989-1991 zu. Ganz entscheidend hat
sich im Erhebungszeitraum auch der Anteil der Pflanzen mit starkem Nadelverlust verringert. Auf
Fläche 701 ist die Verbesserung ab 1987 augenfällig und kontinuierlich.
3.6.2. Hintergrundgebiet Gasteinertal
Auf Grund der geologischen Verhältnisse ist das Gasteinertal durch Rutschungen, Murenabgänge,
aber auch durch Hochwasser und Lawinen gefährdet, wodurch dem Wald als abflußminderndes,
bodenstabilisierendes und lawinenhemmendes Landschaftselement besondere Bedeutung
zukommt (Umweltbundesamt 1989).
Immissionssituation Luft: Nachfolgend sind die SO2-Tagesmittelwerte der Meßstationen
Felsenbad und Fernheizkraftwerk in Badgastein, als auch die Werte der Station Kurzentrum Bad
Hofgastein dargestellt.
400
Fernheizkraft Bad Gastein
-3
SO2 [µg m ]
350
300
250
200
150
100
50
0
X.-
XII. I. 1974
IV.
1975
XII. I. 1979
IV. II.1980
IV. II. 1981
IV.
1985
Seite 82
3. Ergebnisse und Diskussion
Kurzentrum Bad Hofgastein
140
100
120
SO2 [µg m ]
80
-3
-3
SO2 [µg m ]
Felsenbad Bad Gastein
120
60
40
20
100
80
60
40
20
0
XII.
I.
1987
+
0
I.
IV.- V.
1989
1982
XII.
1988
XI.- XII.
1986
I.-
IV.
1987
ABBILDUNG 63: SO2-Immissionsmeßwerte (Tagesmittelwerte) in den Wintermonaten der angegebenen
Monate (Daten der Salzburger Landesregierung) im Vergleich zum SO2-Grenzwert außerhalb der
Vegetationszeit (100 µg m-3, laut 2. Verordnung gegen forstschädliche Luftverunreinigungen)
Bei allen Werten handelt es sich um Daten der Wintermonate (November - März). Deutlich zu
erkennen ist, daß die Belastungen der Luft stark gesunken sind. Der in der Zweiten Verordnung
gegen forstschädliche Luftverunreinigungen festgesetzte SO2-Grenzwert von 100µg m-3
(außerhalb der Vegetationszeit) wird am Ende des Erhebungszeitraumes an allen Stationen
deutlich unterschritten.
Immissionssituation Depositionen: Im folgenden sind die Niederschlagshöhen [mm] und
Schadstoffgehalte [mg l-1] an den 2 Salzburger Stationen Werfenweng und Kolm Saigun
dargestellt. Die mittlere Niederschlagsmenge der letzten 10 Jahre beträgt in Werfenweng 944mm
mit einem durchschnittlichen pH-Wert von 4,99. Bildet man den Mittelwert über die 4 Meßjahre
der Station Kolm Saigun, so liegt die mittlere Niederschlagshöhe bei 650mm und der pH-Wert
bei 4,8 (Amt der Salzburger Landesregierung 1995).
Werfenweng
0,3
600
0,2
400
0,1
200
NO3
SO4
NS
1200
1000
800
600
400
200
0
19
92
19
90
19
88
1990 1991 1992 1993
19
86
0
19
84
0
NH4
1
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Niederschlagshöhe (NS) [mm]
800
-1
0,4
[mg l ]
1000
Niederschlagshöhe (NS) [mm]
-1
[mg l ]
Kolm Saigun
0,5
Seite 83
3. Ergebnisse und Diskussion
ABBILDUNG 64: NH4-, NO3-, SO4-Gehalte [mg l-1] im Regenwasser und Niederschlagshöhen [mm] an den
Salzburger Stationen Kolm Saigun (1990-1993) und Werfenweng (1984-1993) (Amt der Salzburger
Landesregierung 1995)
Aus den Meßwerten der Station Werfenweng läßt sich eine deutliche Abnahme der SO4-S
Gehalte im Regenwasser von 0,85mg l-1 (1984) auf knapp über 0,4mg l-1 (1993) erkennen. Die
SO4-S-Gehalte im Niederschlagswasser der Station Kolm Saigun liegen etwas unter jenen von
Werfenweng. Die NO3--Konzentrationen nehmen an beiden Stationen nur geringfügig ab und
liegen im Mittel über alle Erhebungsjahre bei 0,37mg l-1 (Werfenweng) und 0,28mg l-1 (Kolm
Saigun). Die NH4+-Werte unterliegen starken Schwankungen.
Die nassen Depositionen werden von der Ionenkonzentration im Niederschlag und der gefallenen
Wassermenge bestimmt. Hohe Einträge können daher sowohl von hohen Konzentrationen, als
auch von ergiebigen Niederschlägen verursacht werden. Stellt man die mittleren Einträge von
1984-1994 (Werfenweng) bzw. 1990-1994 (Kolm Saigun) in kg ha -1 a-1 dar, so ergibt sich die
folgende Tabelle (Amt der Salzburger Landesregierung 1995):
Station
Kolm Saigun
Werfenweng
SO4-S [kg ha-1 a-1]
3,1
5,5
NO3-N [kg ha-1 a-1]
2,2
3,4
NH4-N [kg ha-1 a-1]
2,6
4,3
TABELLE 15: Mittelwerte der Schadstoffeinträge an den Stationen Kolm Saigun (1990-1993) und
Werfenweng (1984-1993) (Amt der Salzburger Landesregierung 1995)
Die gesamten N-Einträge von 4,8kg ha -1 a-1 (Werfenweng) bzw. 7,7kg ha -1 a-1 (Kolm Saigun)
liegen unter den Critical Loads für Nadelwälder von 10-12kg ha -1 a-1(vgl. Anhang Grenzwerte).
Hinsichtlich der S-Einträge zeigt sich, daß die gemessenen Werte innerhalb der Critical Loads für
Gneis (3-8kg ha -1 a-1) liegen und die Critical Loads für den großteils vorliegenden Mergel und
Kalkstein von >32kg ha -1 a-1 stark unterschritten werden.
Schwefelgehalte der Nadeln: Die nachfolgend dargestellten Daten sind Mittelwerte von
Erhebungen rund um das Fernheizkraftwerk Bad Gastein, welches aber am Ende der Meßreihe
saniert wurde.
Seite 84
3. Ergebnisse und Diskussion
0,3
Nadeljahrgang 1
0,25
[%]
0,2
Nadeljahrgang 2
0,15
Grenzwert für NJ.1
0,1
0,05
Grenzwert für NJ. 2
0
1983
1986
1987
1988
1989
1990
1991
ABBILDUNG 65: Mittelwerte der Schwefelgehalte in Nadeln aus 4 bis 8 beprobten Bäumen je Erhebungsjahr
in der Umgebung des Fernheizkraftwerkes Bad Gastein (Daten der Salzburger Landesregierung)
Aus dieser Abbildung ist ersichtlich, daß die S-Gehalte der Nadeln deutlich unter jenen der
Bäume in der Nähe des Emittenten in Arnoldstein liegen. Die Werte des NJ. 1 unterschreiten
1988 erstmals den Grenzwert des S-Gehaltes im NJ.1 von 0,11% (2. Verordnung gegen
forstschädliche Luftverunreinigungen). Die Schwefelgehalte des Nadeljahrganges 2 liegen erstmals
1990 unter dem Grenzwert von 0,14% (2. Verordnung gegen forstschädliche
Luftverunreinigungen) im NJ2.
Aus den Österreichkarten, die die Klassifikationstypen der Jahre 1985-1988 bzw. 1996-1999
darstellen (vgl. Kap 3.4.2.), kann für die beiden Untersuchungspunkte im Gasteinertal aus beiden
Karten folgendes abgelesen werden:
•
ein Untersuchungspunkt 4 x GK2
•
der zweite Punkt 1 x GK1 sonst GK2
D.h., daß sich die S-Gehalte der Nadeln in den Jahren 1985-1999 nicht verändert haben und
keine Grenzwertüberschreitungen vorliegen.
Waldzustand: Die Erfassung des Kronenzustandes erfolgte mittels Infrarotluftbildern und
terrestrischer Kronenanspache erstmals im September 1986 (Umweltbundesamt 1989).
Insgesamt wurden 29.061 Einzelkronen von Fichten, Lärchen und Tannen beurteilt. Rund 24%
der Probebäume wurden der Kronenzustandsstufe 1 (keine sichtbaren Schäden), 58% der
Kronenzustandsstufe 2 (geringfügige Kronenveränderungen) zugeteilt. Die Stufe 3 mit rund 16%
aller Kronen ist als deutlich geschädigt anzusehen, während in Stufe 2 (auch Warnstufe) sowohl
leicht geschädigte Bäume, als auch natürliche Variationen des Kronenzustandes vertreten sind.
Der Mittelwert der Kronenverlichtung im betrachteten Bestand liegt bei 1,91. In Umgebung des
einzigen „Großemittenten“, dem Fernheizkraftwerk Bad Gastein, konnten keine signifikanten
Unterschiede zu Bäumen an anderen Standorten des Gasteinertales nachgewiesen werden
(Umweltbundesamt 1989).
Seite 85
3. Ergebnisse und Diskussion
3.6.3. Zusammenhang zwischen Nadel-Schadstoffgehalten und Blattverlusten
Waldzustandserfassung Nordrhein-Westfalen: Im Rahmen der immissionsökologischen
Waldzustandserfassung, die 1979 von der Landesanstalt für Ökologie, Landschaftsentwicklung
und Forstplanung Nordrhein-Westfalen in mehreren Forstbetrieben durchgeführt wurde, konnte
eine deutliche Abhängigkeit der Benadelung junger Fichten vom Schadstoffgehalt (F, S) in den
Nadeln nachgewiesen werden (Knabe 1984, Knabe et al. 1986). In nachstehender Tabelle sind
die Korrelationskoeffizienten zwischen der Gesamtbenadelung und den Nadelinhaltsstoffen 1- und
2-jähriger Nadeln angegeben:
r
Element
0,4-0,5
0,3-0,4
0,2-0,3
0,1-0,2
0-0,1
C
P
Mg
Zn, Cu
positiv
Signifikanz
**
*
negativ
Element
Fe, Cl, F, N
Pb, Si, Al
Signifikanz
***
**
Mn, Ca, S
K
TABELLE 16: Korrelationskoeffizienten zwischen Gesamtbenadelung und Nadelinhaltsstoffen
N=56 Signifikanzstufen: *:p=0,05; **: p=0,01; ***:p=0,001 (Knabe et al. 1986)
Wie der Tabelle zu entnehmen ist, bestehen hochsignifikante negative Korrelationen zwischen der
Gesamtbenadelung und den Komponenten Eisen, Chlor, Fluor und Stickstoff, wobei die drei
letztgenannten als immissionsbedingt angesehen werden können. Wesentlich geringer und nicht
signifikant sind die negativen Beziehungen des Nadelverlustes zu Mangan, Calcium, Schwefel und
Kalium. Allerdings unterliegen die Zusammenhänge zwischen der Abnahme der Benadelung und
den einzelnen Elementgehalten (auch jene mit hochsignifikanter Korrelation) großen Streuungen,
woraus zu schließen ist, daß ein einzelner Schadstoff nicht allein die Benadelung bestimmt,
sondern auch andere Faktoren daran beteiligt sein müssen (Knabe et al. 1986).
Hinweise auf Zusammenhänge zwischen Schadstoffgehalten in Blattorganen und Wirkungsklassen
gibt die folgende Tabelle (Knabe et al. 1985):
Wirkung
s-klasse
1
2
3
4
5
Anmerkung
S [%]
Cl [%]
F [%]
kein Hinweis auf Waldgefährdung durch
Immissionen
Hinweis auf mögliche Waldgefährdung durch
Immissionen
Hinweis auf beginnende Waldgefährdung durch
Immissionen
Hinweis auf stärkere Waldgefährdung durch
Immissionen
Hinweis auf sehr starke Waldgefährdung durch
Immissionen
<0,16
<0,06
<0,006
0,16-0,189
0,06-0,119
0,006-0,0099
0,19-0,219
0,12-0,179
0,01-0,0159
0,22-0,249
0,18-0,239
0,016-0,0239
>0,25
>0,24
>0,024
Seite 86
3. Ergebnisse und Diskussion
TABELLE 17: Bewertung der Gehalte von S, Cl und F in einjährigen Nadeln des 7. Astquirl 41-60 jähriger
Fichten nach Wirkungsklassen (Knabe et al. 1985)
Bei Beobachtungen von 145 Fichenbeständen in Nordrhein-Westfalen zeigte sich, daß bei SGehalten zwischen 0,15 und 0,35% die Benadelung zwischen 22 und 66% abnahm, wobei bei
hohen Gehalten keine Meßpunkte mit gut benadelten Fichten und unter 0,18% S keine mit extrem
schlechter Benadelung zu finden waren (Knabe 1981A).
Aus anderen Studien ist bekannt, daß nicht alle Bäume bei einem bestimmten Schwefelgehalt
gleich reagieren, was u.a. an Hand eines Beispiels aus dem Erzgebirge belegt wurde (Pelz et al.
1964). In nachstehender Abbildung sind die Schwefelgehalte des NJ. 1 und 2 von geschädigten
bzw. ungeschädigten Fichten im Erzgebirge dargestellt.
Nadeljahrgang 1
Nadeljahrgang 2
0,4
0,35
stark
geschädigt
0,3
S[%]
S[%]
0,25
0,2
0,15
ungeschädigt
0,1
0,05
0
VII
IX-XII I-II
Monat
0,4
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
V
VII
IX-XII
I-II
V
Monat
ABBILDUNG 66: Schwefelgehalte der Nadeln verschieden rauchharter Fichten im Erzgebirge in
verschiedenen Jahreszeiten der Jahre 1957 bis 1961 (Pelz et al. 1964)
Aus diesen Mittelwerten läßt sich ablesen, daß sich geschädigte von ungeschädigten Bäumen
durch höhere Schwefelgehalte unterscheiden. Werden aber anstatt der Durchschnittswerte die
Einzelwerte betrachtet, so zeigt sich, daß die Schwefelgehalte bei ungeschädigten Bäumen oft
dieselben oder manchmal noch höher sind als die Schwefelgehalte von geschädigten Fichten (Pelz
et al. 1964). Hieraus ergibt sich, daß Bäume eine individuelle Rauchhärte entwickeln können (Pelz
et al. 1964, Däßler 1991), was die Festsetzung eines Grenzwertes weiter erschwert.
Folglich ist die Akkumulation von Schwefel in der Pflanzensubstanz allein kein Kriterium für eine
Schädigung der Pflanze, sondern nur ein Indiz für das Vorhandensein von Schadstoffen (Kolb et
al. 1985).
Im Zuge der Waldschadensdiskussion wurde ein Zusammenhang zwischen "neuartigen
Waldschäden" (also solchen außerhalb klassischer Immissionsgebiete) und der Luftverschmutzung
Seite 87
3. Ergebnisse und Diskussion
außer Frage gestellt (z.B. Nießlein & Voss 1985), jedoch auch vereinzelt in Frage gestellt
(Kandler 1993).
Level-II-Erhebungen: Erklärende Variablen für den Nadel-/Blattverlust von 4 Baumarten
wurden im Rahmen des Level-II-Monitorings untersucht (UN-ECE 2000A) und sind in der
folgenden Tabelle zusammengestellt. Trotz der häufig signifikanten Zusammenhänge sind die
Bestimmtheitsgrade mit 21-48% als gering einzustufen, zumal sich diese auf die Summe aller in
der Tabelle angeführten Variablen beziehen. Zudem hat bekanntermaßen das Alter (Pelz et al.
1964) und der Niederschlag einen bedeutsamen und dominierenden Einfluß auf den Blattverlust.
(Auswertungen unter Einbeziehung von gasförmigen Luftschadstoffen fehlen, da diese nur auf
wenigen Level-II-Flächen durchgeführt werden.).
Variable
Alter
Bodenart
Niederschlag
N-Deposition
S-Deposition
Nadel/Blattgehalt
N
R2
Kiefer
*
*
*
*
59
21
Fichte
*
*
*
*
*
*
95
35
Eiche
*
*
*
*
*
33
44
Buche
*
*
*
35
48
TABELLE 17: Überblick über erklärende Variable für den Blatt- bzw. Nadelverlust von 4 Baumarten auf den
Intensivbeobachtungsflächen.
2
N: Anzahl der Flächen, R : Prozent erklärte Varianz. *: signifikante Korrelation
3.6.4. Einfluß von SO2-Konzentrationen auf die Benadelung
Oberhalb welcher Schadstoffkonzentration bzw. -dosen in der Luft tatsächlich Blattverluste
auftreten, kann nicht generell gesagt werden, da verschiedene Baumarten bzw. –altersklassen
unterschiedlich auf Immissionseinwirkungen reagieren, Standortbedingungen berücksichtigt
werden müssen und kombinatorische Wirkungen der Schadstoffe die Festsetzung eines
Richtwertes zusätzlich erschweren. Dennoch konnten in der Literatur verschiedene Angaben über
SO2-Konzentrationen in der Luft und deren Einfluß auf die Benadelung gefunden werden.
Die Bezeichnungen „stark geschädigt“ oder „leicht geschädigt“, wie sie in den 70er und Anfang
der 80er Jahre gemacht wurden (z.B. Materna 1972, 1974, 1983, Liebold 1991), beziehen sich
zwar auf den Nadel-/Blattverlust (NBV), sind aber keine Prozentangaben. Da die
Waldzustandserhebung europaweit erst seit 1988 im vollen Umfang durchgeführt wird (vgl. Kap.
2.5; UN-ECE 1998, 1999, 2000A), können diese Blattverluste nicht direkt mit jenen der
obengenannten Autoren verglichen werden.
Sachsen: Im deutschen Bundesland Sachsen zeigten sich bereits 1950 örtlich begrenzte
Schadflächen in Nadelholzwäldern, weshalb die TU-Dresden kontinuierliche SO2Immissionsmessungen veranlaßt hat, und ab 1963 eine systematische Erfassung der Waldschäden
Seite 88
3. Ergebnisse und Diskussion
durch Forsteinrichtungen durchgeführt wurde. Die gemessenen SO2-Jahresmittelwerte schwanken
zwischen 100-140µg m-3 im westlichen Elbsandsteingebiet und 50µg m-3 im Zittauer Gebirge (vgl.
nachstehende Abbildung). Diese Situation hat sich von 1960-1990 nicht wesentlich verändert
(Liebold 1991).
ABBILDUNG 67: SO2-Jahresmittelwerte im SO2-geschädigten Fichtengebiet Sachsens (Liebold 1991)
Betrachtet man hierzu die Schadentwicklung von 1968-1990, so zeigt sich, daß 1968 etwa
26.600ha des Waldbestandes geschädigt waren. Starke Schäden (4% der Fläche) traten vor
allem an der Grenze zur damaligen CSFR, in Gebieten mit Immissionsbelastungen von 120 µg m3
SO2 auf.
ABBILDUNG 68: Schadflächenentwicklung in sächsischen Fichtenbetrieben von 1986-1990 (Liebold 1991)
Schadzone I: überwiegend starke Schäden; Schadzone II: überwiegend mäßige Schäden; Schadzone III:
leichte Schäden
In den Folgejahren kam es zu einer Ausbreitung der Schäden und 1990 waren bereits 202.762ha
betroffen. Die stark geschädigten Gebiete (26% der Fläche) liegen in typischen Immissionszonen
Seite 89
3. Ergebnisse und Diskussion
mit 100-120 µg m-3. 42% der Bestände sind leicht geschädigt und nur in Gebieten mit einer
Immissionsbelastung <55µg m-3 können keine Schäden verzeichnet werden (Liebold 1991).
Begasungsversuch: In einem 6-jährigen Begasungsversuch konnte gezeigt werden, daß es bei
einer Belastung von unter durchschnittlich 50µg m-3 zu keiner Schädigung der Bäume kommt
(Materna 1972). Bei einer kurzzeitigen Spitzenbelastung von 80µg m-3 im
2. Versuchsjahr
zeigten aber bereits 55% der Bäume Schadmerkmale. Im weiteren Versuchsverlauf konnte aber
weder eine äußere Beschädigung der Pflanzen, noch eine Reduktion der älteren Nadeln, wie sie
für chronisch geschädigte Fichtenbestände typisch ist (Knabe 1981) nachgewiesen werden. Diese
durchschnittlich 50µg m-3 entsprechen etwa der Belastung von Gebieten in Sachsen (55µg m-3) in
denen keine Schäden verzeichnet werden konnten.
Erzgebirge: Eine Studie im Erzgebirge, bei der im November 1973 Jungpflanzen in einem
immissionsbelasteten Gebiet (SO2-Konzentration im Winter 90-120µg m-3 und
40-50µg
-3
m im Sommer) und Vergleichsfichten in einem Reinluftgebiet (durchschnittlich 2-4µg m-3 SO2;
Spitzenbelastung <15µg m-3 SO2) ausgepflanzt wurden, lieferten folgendes Ergebnis: Die
Schädigung der Pflanzen im Immissionsgebiet war bereits nach 3 Wochen sehr ausgeprägt und
die Bäume zeigten dieselben Symptome wie in diesem Gebiet ansässige Fichten. Die
Vergleichspflanzen hingegen zeigten keine Schädigungen (Materna 1974). Die Konzentrationen
von 90-120µg m-3 SO2 entsprechen wieder etwa den Bedingungen aus Sachsen, wo bei
Belastungen von >120µg m-3 starke Schäden nachgewiesen werden konnten (Liebold 1991).
Zusammenfassend wäre aus diesen Ausführungen (Materna 1972, Materna 1974 und Liebold
1991) zu sagen, daß es bei Konzentrationen über 90-120µg m-3 zu starken Schäden kommt und
unter 50µg m-3 keine, bis nur sehr leichte Schäden zu verzeichnen sind. Von Beobachtungen im
Erzgebirge stammen aber andere SO2-Konzentrationen in der Luft, die ebenfalls Schäden
hervorrufen können. So konnten etwa Bestände in geschützten Lagen, die einer
Schadstoffbelastung von 82µg m-3 ausgesetzt waren, als sehr schwach geschädigt beschrieben
werden. Hingegen Bestände nahe der Baumgrenze waren bereits bei einer SO2-Konzentration
von 36µg m-3 sehr stark geschädigt (Materna 1983). Aus diesen beiden Werten zeigt sich, daß
eine deutliche Abhängigkeit zwischen der Immissionseinwirkung und anderen ökologischen
Faktoren besteht. So kann es bereits zwischen 20 und 30µg m-3 zu einer Vernichtung eines
Waldbestandes kommen (Materna 1983).
Materna (1994) weist darauf hin, daß negative Reaktionen empfindlicher Baumarten bereits bei
einer langfristigen Belastung mit 20µg m-3 SO2 festgestellt werden können. Demgegenüber ist für
eine sichere akute Schädigung der Bäume ein SO2-Immissionswert von mindestens 1mg m-3
erforderlich (Materna 1983, Liebold 1991).
Grundsätzlich läßt sich aus der hier zitierten Literatur (Materna 1972, 1974, 1983 und Liebold
1991) ableiten, daß für sichtbare Immissionsschäden eine deutliche Überschreitung des
wirkungsbezogenen SO2-Immissionsgrenzwert von 20µg m-3 (WHO 1996) Voraussetzung ist
Seite 90
3. Ergebnisse und Diskussion
(Ausnahme: Materna 1994). Deshalb konnte etwa im Immissionsgebiet Arnoldstein ein
eindeutiger Zusammenhang zwischen den Emissionen, der Immissionsbelastung und dem
Nadelverlust junger Bäume festgestellt werden.
Trotz Unterschreitung des SO2-Immissionsgrenzwertes von 20µg m-3 (vgl. auch Materna 1994),
der Critical Loads oder den Grenzwerten für Schwefelgehalte in Nadeln (laut 2. Verordnung
gegen forstschädliche Luftverunreinigungen) können Waldschäden in Reinluftgebieten auftreten.
Dies wurde an Hand des Reinluftgebietes Gasteinertal/Sbg. gezeigt und ist z.B. auch vom
Hintergrundstandort Schöneben (Böhmerwald, an der Grenze zur BRD und Tschechien) bekannt,
wo neuartige Waldschäden in großer Intensität auftreten (Franz 1989).
In der Literatur (z.B.: Rat von Sachverständigen 1983, Stimm 1984, Nießlein 1985,
Umweltbundesamt 1989, Däßler 1991, Materna 1994) wird darauf hingewiesen, daß
Immissionseinwirkungen (auch unter den Grenzwerten) zu einer latenten Schädigung (z.B.:
Einschränkung der Photosynthese, Veränderung der Enzymaktivität und der Feinstruktur von
Zellbestandteilen [Däßler 1991]) der Bäume führen können. Dadurch ist das Streßniveau
angehoben und es kann bereits durch eine geringe Zusatzbelastung eine sichtbare Schädigung
hervorgerufen werden. Auf Grund dieser kombinatorischen Wirkung, soll hier an Hand einiger
Beispiel ein möglicher Zusammenhang zwischen Luftschadstoffen und klassischen Schadursachen
beleuchtet werden.
Zusammenhang zwischen den Wirkungen von Luftschadstoffen und anderen
Schadursachen
•
Immissionen - Trockenheit: SO2 beeinträchtigt etwa die Funktionsfähigkeit der
Spaltöffnungen. Dadurch kann es in niederschlagsarmen Sommern, wenn die
Wasserversorgung der Bäume bereits eingeschränkt ist, zu schwer ausgleichbaren
Verdunstungsverlusten kommen. Dies bedeutet, daß die Länge der ertragbaren
Schönwetterlagen bzw. Trockenperioden durch die Immissionseinwirkung herabgesetzt
werden kann (Bundesministerium für Wissenschaft und Forschung 1986).
•
Immissionen - Kälte: Luftverunreinigungen können, neben schlechter Nährstoffversorgung,
Störungen im physiologischen Prozeß des Frosthärteaufbaues verursachen. Durch mangelnde
Frosthärte erhöht sich die Anfälligkeit der Bäume gegenüber Kälte (Rat von Sachverständigen
1983, Bundesministerium für Wissenschaft und Forschung 1986).
•
Immissionen - Schneebruch - Windwurf: Der Durchschnittswert der Waldschäden durch
Sturm und Schnee liegt in Österreich bei 25% des österreichischen Holzeinschlages. Im
Katastrophenwinter 1999 wurden hohe Schäden vor allem aus Tirol gemeldet (Amt der
Tiroler Landesregierung 2000). Der mögliche Einfluß der Immissionsbelastung besteht darin,
Seite 91
3. Ergebnisse und Diskussion
daß die Widerstandskraft der Bäume gegen mechanische Angriffe vermindert wird
(Bundesministerium für Wissenschaft und Forschung 1986).
•
Immissionen - Insekten: Aus Untersuchungen in Rauchschadensgebieten sind,
insbesondere für Kiefern und Tannen, zahlreiche Insektenarten bekannt, die im Bereich der
stärksten Immissionsbelastung zur höchsten Befallsstärke neigen. Zu den wahrscheinlichsten
Ursachen des Schadauftretens in Immissionsgebieten zählt die physiologische Schwächung
der Bäume und damit die Befallsdisposition (Führer 1983).
Seite 92
4. Schlußfolgerungen
4. Schlußfolgerungen
Die wichtigsten Säurequellen unter den anorganischen und sauer wirkenden Luftverunreinigungen
stellen Schwefel- und Stickstoffverbindungen, die sowohl direkt als auch indirekt auf die
Vegetation einwirken, dar (Michaelis 1997). Ihre direkte Wirkung erfolgt über oberirdische
Organe. Dabei bewirken hohe Konzentrationen bzw. Dosen akute Schäden, wie z.B. Nekrosen
oder das Absterben von Blättern. Bei niedrigeren Konzentrationen treten sichtbare
Veränderungen u.U. erst nach einer Akkumulation auf. Der indirekte Wirkungsweg der sauren
Luftverunreinigungen ist der Eintrag in den Boden.
Bei der Entwicklung der Emissionssituation bestehen große Unterschiede zwischen den sauren
Schwefel- und Stickstoffverbindungen. In den letzten 20 Jahren konnte die größte Reduktion
(>80% in Österreich [Umweltbundesamt 1999] und im Schnitt rund 65% in Österreichs
Nachbarländern [EMEP-Homepage www.emep.int]) bei den SO2-Ausstößen verzeichnet
werden. Als Gründe können u.a. der Einbau von Rauchgasent-schwefelungsanlagen und die
Absenkung des Schwefelgehaltes in Mineralölprodukten genannt werden. Bei den Emissionen der
oxidierten Stickstoffverbindungen ist trotz der Zunahme in einigen Ländern z.B. Italien (+8%) eine
europaweit fallende Tendenz zu verzeichnen (EMEP-Homepage www.emep.int).
Mitverantwortlich für den Anstieg in einigen Ländern ist u.a. das gesteigerte Verkehrsaufkommen.
Ammoniak ist der einzige gasförmige Luftschadstoff, der in der Atmosphäre alkalisch wirkt
(Michaelis 2000). Beim Eintrag in den Boden erfolgt eine Nitrifizierung durch Bakterien, wodurch
die doppelte Menge an H+-Ionen freigesetzt wird (Matthes 1998), als bei der Umwandlung von
NO2 zu Salpetersäure in der Luft. Die Erfassung der, vor allem auf die Landwirtschaft
zurückgehenden, NH3-Ausstöße erfolgte nach 1980 nicht in allen österreichischen
Nachbarländern (EMEP Homepage www.emep.int). Aus den vorliegenden Emissionswerten ist
keine bzw. nur sehr geringe Abnahme festzustellen.
Im Gegensatz zu den Emissionsdaten, die flächendeckend berechnet werden, stehen zur
Untersuchung der Immissionsentwicklung nur wenige langjährige Meßreihen waldrelevanter
Stationen zur Verfügung. Es zeigt sich, daß in den letzten 2 Jahrzehnten an Meßstationen, die sich
in unmittelbarer Umgebung von Emittenten befinden, bei denen Rauchgasreinigungsmaßnahmen
ergriffen wurden, die Konzentrationen von NO2 und SO2 in der Luft zurückgegangen sind. An
sogenannten Hintergrundstationen haben sich die Immissionsmeßwerte in den letzten 20 Jahren
nicht
bzw.
nur
geringfügig
verbessert.
Gegenüber
den
Immissionswerten
(Schadstoffkonzentrationen in der Luft) sind für Waldökosysteme Depositionen von großer
Bedeutung. Sie stellen das Ergebnis der großräumigen Ausbreitung der Schadstoffe dar und
führen zu Veränderungen des Bodens. Aus den Mittelwerten der N-, H- und S-Einträge von 5
österreichischen und einigen deutschen Waldmeßstationen kann eine Verbesserung der Situation
Seite 93
4. Schlußfolgerungen
abgelesen werden. Jedoch steht in Österreich 30Gg emittiertem Schwefel 114Gg eingetragener
gegenüber (Umweltbundesamt 1998). Bei den Stickstoffverbindungen beträgt die Differenz
23,8Gg. Somit zeigt sich, daß die Depositionssituation in Österreich zu einem großen Teil von den
Nachbarländern, deren Schadstoffausstöße mengenmäßig über den österreichischen liegen,
dominiert wird. Der Anteil der Importe an deponierten Schwefelverbindungen beträgt 95%, jener
an oxidierten Stickstoffverbindungen 94% und von den eingetragenen reduzierten NVerbindungen stammen immerhin 53% aus dem Ausland (Umweltbundesamt 1998).
Um eine Beziehung zwischen der Immissionseinwirkung und dem Waldzustand aufzuzeigen,
wurde 1979 von der UN-ECE das europaweite Waldschadensmonitoring ins Leben gerufen
(UN-ECE 2000A). Im Rahmen zweier Untersuchungsniveaus werden in unterschiedlichen
zeitlichen Abständen, die in einem Handbuch festgeschrieben sind (UN-ECE 1998), verschiedene
Erhebungen durchgeführt. Dazu zählen die Analyse der Blattinhaltsstoffe, Bodenanalysen,
Zuwachserhebungen, Feststellung der Bodenvegetation, Messung des Schadstoffeintrages und
nicht zuletzt die terrestrische Kronenansprache. Aus ihren Ergebnissen von 1988-1999 können
für Österreich keine bedeutenden Änderungen des Kronenzustands abgelesen werden (Kristöfel
1999). Der Anteil der nicht geschädigten Bäume liegt bei rund 65%. Auch in Ungarn, Südtirol
und der Schweiz befindet sich der Kronenzustand in den letzten Jahren auf gleichbleibendem
Niveau. Ein Vergleich für Gesamteuropa zeigt seit 1988 an 15% der Aufnahmeflächen eine
Verbesserung, aber an doppelt so vielen Flächen eine Verschlechterung des Kronenzustandes
(UN-ECE 1998, 1999 und 2000A). Das heißt, daß sich der Zustand des Waldes nicht in dem
Maße, wie man es aus den Emissions- und Immissionsrückgängen erwartet hätte, verbessert hat.
Der komplexe Begriff des Waldzustandes wird aber nur zu einem (geringen) Teil durch den
Nadel-/Blattverlust beschrieben. Anderer Parameter sind der Holzvorrat und der Holzzuwachs.
Diese nehmen europaweit, im Gegensatz zum Belaubungs-/Benadelungsgrad, zu. Das
Holzvolumen ist in Europa von 1950-1990 um 43% gestiegen (Haß 1996). Nadelverluste bei
Fichten z.B. führen erst ab einem Ausmaß der Größenordnung von 20% zu einem
Zuwachsverlust, Kiefern verlangsamen sogar erst ab einem Nadelverlust von etwa 60% ihr
Wachstum (Spiecker 1996). Auch das Alter der abgeworfenen Nadeln spielt hierbei wegen der
unterschiedlichen Photosyntheseaktivität der einzelnen Nadeljahrgänge eine Rolle.
4.1. Mögliche Ursachen für die Zuwachszunahmen
Vorweg ist zu sagen, daß von den momentan höheren Zuwächsen nicht auf eine generelle
Verbesserung des Zuwachsverhaltens geschlossen werden kann: Bereits ein einziges Ereignis, wie
Seite 94
4. Schlußfolgerungen
z.B.: Frost, Trockenheit oder Insektenbefall, kann das Wachstumsverhalten auf Jahrzehnte
verändern (Spiecker 1996).
Somit ist nicht klar, ob der heutige Zuwachs „normal“ ist und die Jahrzehnte vor 1980
unterdurchschnittlich war, oder ob die Bäume heute schneller wachsen (Zingg 1996). Dennoch
wurden bereits Studien über mögliche Ursachen für die momentanen Zuwächse erstellt und die
nachfolgenden Gründe bzw. Kombinationen aus diesen Gründen als besonders wahrscheinlich
angesehen (Spiecker 1996).
•
Zuwachs - Nutzungsgewohnheiten: Die meisten europäischen Wälder wurden in den
letzten Jahrhunderten mehr oder weniger intensiv genutzt. Durch Sekundärnutzungen (z.B.
Streunutzung oder Scheitelung) wurden dem Wald, die in der Biomasse und im Auflagehumus
gebundenen Nährstoffe entzogen (Umweltbundesamt 1988). Durch Aufgabe dieser
Nutzungsformen konnten sich die Nährstoffe wieder anreichern, was zu einer
Wachstumssteigerung geführt haben könnte (Kandler 1993, Zingg 1996). Hinzu kommt die
Tatsache, daß in vielen europäischen Ländern weniger Holz genutzt wird als zuwächst, was
vielfach zu Durchforstungsrückständen führt.
•
Zuwachs - Artenzusammensetzung: Standortangepaßte Wiederaufforstung sowie intensive
Durchforstung bewirken vor allem in jungen Beständen höhere Zuwachsraten (Spiecker
1996).
•
Zuwachs - Klima/Wetter: Der Einfluß der globalen Erwärmung, der zu einer Steigerung der
Produktivität der Wälder führt, ist wahrscheinlich auf die verlängerte Vegetationsperiode
zurückzuführen. (Spiecker 1996, Fabian 2000). Offensichtlich ist der Einfluß von
Witterungsextremen wie Spät- oder Frühfrösten, nassen Wintern und heißen trockenen
Sommern. Vor allem Trockenheit, wie Anfang der 40er Jahre und Mitte der 70er Jahre, hat
zu großen Zuwachs und Blattverlusten geführt (Materna et al. 1994, Spiecker 1996, Spiecker
et al. 1998).
•
Zuwachs - CO2: Der CO2-Gehalt in der Luft nimmt weltweit etwa um 0,4-0,5% p.a. zu.
Neben dem Beitrag zur globalen Erwärmung regt Kohlendioxid die Photosynthese und damit
das Baumwachstum an (Kandler 1993, Zingg 1996, Fabian 2000).
•
Zuwachs - Stickstoff: Stickstoff ist ein Pflanzenhauptnährstoff, der auf Grund seiner
wachstumsfördernden Wirkung, früher auch in Wäldern, als Dünger eingesetzt wurde. Die
heutigen Zuwächse gehen zum Teil darauf zurück, daß der N-Eintrag aus der Luft hoch ist
und in den letzten 2 Jahrzehnten nicht wesentlich abgenommen hat. In Finnland, wo keine
signifikanten Zuwachszunahmen verzeichnet werden können, sind die N-Depositionen am
niedrigsten von ganz Europa (Spiecker 1996). Erst wenn die verfügbaren Vorräte an
Basenkationen, insbesondere Magnesium und Kalium, soweit herabgesetzt sind, daß akute
Mangelernährung oder Nährstoffungleichgewicht entstanden sind, sind Zuwachseinbußen zu
erwarten (Haß 1996).
Seite 95
4. Schlußfolgerungen
•
Zuwachs - SO2: Zuwachsverluste durch SO2-Einwirkungen sind vielfach belegt. So wurden
z.B. nach Errichtung eines kalorischen Kraftwerkes in der Steiermark 1962 Jahrringanalysen
durchgeführt; es zeigte sich, daß der Zuwachs mit steigenden Emissionen und damit
verbundener Immissionserhöhung abnahm (Stefan et al. 1972). Der Rückgang des
Zuwachses durch SO2-Einwirkung wurde auch in Kammerversuchen nachgewiesen (Materna
1972). Es ist daher naheliegend, die Abnahme der SO2-Immissionseinwirkung in Europa als
eine der Ursachen für die Zunahme des Zuwachses zu betrachten.
4.2. Einflußfaktoren auf den Kronenzustand
Neuartige Waldschäden unterscheiden sich von klassischen (z.B.: Schneedruck, Windwurf,
Rückeschäden, Wildverbiß) u.a. durch großflächiges Auftreten, rasche Ausbreitung und vor allem
dadurch, daß sie eine komplexe Schadursache haben. Die festgestellte Kronenverlichtung ist ein
unspezifisches Symptom mit dem Bäume auf Streß reagieren, woraus aber keine Rückschlüsse
auf die verursachenden Faktoren möglich sind. Erschwerend kommt hinzu, daß die in Betracht
kommenden Ursachen kombiniert auf Bäume einwirken (Brang 1998). Zur Feststellung der
Einflußfaktoren auf den Kronenzustand existieren bis dato unzählige Studien, darunter 23, die die
wahrscheinlichsten Gründe für die Kronenverlichtung mit multivariater Statistik beleuchten (UNECE 2000). Vergleiche gestalten sich aber auf Grund der unterschiedlichen
Untersuchungsparameter und -methoden schwierig. Ein umfassender Überblick wird im Bericht
der UN-ECE 2000 gegeben, woraus auch die hier aufgelisteten möglichen Zusammenhänge
entnommen wurden.
•
Kronenzustand - biologische Faktoren: Einer der wichtigsten biologischen Faktoren ist
das Altern, das sich, am stärksten von allen Parametern, negativ auf den Kronenzustand
auswirkt (Franz 1989, Materna et al. 1994, UN-ECE 2000). Alle Baumarten, mit Ausnahme
der Kiefer, sind davon in gleichem Maße betroffen. Auch andere Prozesse, deren Erhebung
jedoch schwierig ist, wie etwa Blüte, Austrieb oder Fruktifikation kommen als mögliche
Ursachen für den Nadel-/Blattverlust in Betracht (UN-ECE 2000, Fabian 2000). Davon
besonders stark betroffen sind Waldkiefern und Buchen.
•
Kronenzustand - biotische Faktoren: Insekten und Pilze spielen eine wichtige Rolle,
besonders für den Blattverlust von Eichen. Biotische Faktoren werden durch
Wetterbedingungen, Umweltfaktoren aber auch zyklische Populationsprozesse begünstigt.
Weiters können auch Krankheiten, die etwa durch Viren oder Bakterien ausgelöst werden
eine Kronenverlichtung zur Folge haben.
•
Kronenzustand - klimatische Faktoren: Als klimatische Ursachen für die
Kronenverlichtung sind vor allem Trockenheit (Materna et al. 1994) und Frost zu nennen. Die
Studien deuten darauf hin, daß sich Trockenheit auf alle Hauptbaumarten auswirkt; Kälte
hingegen vor allem auf Kiefern und Eichen. Zur Beurteilung des Einflusses klimatischer
Faktoren auf den Kronenzustand muß aber das gesamte Klima des betrachteten Bereichs
mitberücksichtigt werden. So führt Hitze in der mediterranen Zone etwa dazu, daß die Bäume
Seite 96
4. Schlußfolgerungen
weniger und kleinere Nadeln ausbilden, in der borealen Zone hingegen kann, bei gleichen
Temperaturen, bereits Nadel oder Blattverlust eintreten. Eine Zunahme des Niederschlags
bewirkt einen erhöhten Nadelverlust bei Kiefern, bei Fichten ist die Wirkung genau
umgekehrt, was durch eine Abnahme des Trockenstreß bedingt ist.
•
Kronenzustand - Wasserhaushalt: Der Feuchtigkeitshaushalt des Bodens, der etwa auf
sandigem Untergrund mit dünner Humusschicht gering ist, ist von wetterbedingter Trockenheit
zu unterschieden. Aus Beobachtungen ist bekannt, daß trockene Böden, vor allem zwischen
März und August negativen Einfluß auf den Kronenzustand haben. Weiters besteht die
Vermutung, daß ein niederer Grundwasserspiegel zu vermehrten Nadel- und Blattverlusten,
auf Grund der unzureichenden Wassernachlieferung, führt (Boer 1985, UN-ECE 2000).
Dieser Zusammenhang ist aber noch nicht ausreichend untersucht. Von Trockenheit sind
insbesondere Fichten, Eichen und Buchen, Waldkiefern hingegen wesentlich weniger
betroffen.
•
Kronenzustand - Bodenchemie: Der Nährstoffgehalt des Bodens hängt direkt mit der
Bodenfruchtbarkeit zusammen und hat somit Einfluß auf die Kronenverlichtung. Allerdings
kann nicht definitiv gesagt werden auf welchen Nährstoff es insbesondere ankommt, da meist
eine Kombination mehrerer Parameter entscheidend ist. Bekannt ist aber, daß niedere
Calcium- und/oder Mangangehalte, niedere Basensättigung und hohe Aluminiumkonzentration
negative Einflüsse auf den Kronenzustand, vor allem von Waldkiefern, Rotfichte und teilweise
Buchen, haben.
Auch konnten bislang keine einheitlichen Aussagen über den Einfluß des pH-Wertes getroffen
werden; die Mitverantwortlichkeit der Bodenversauerung auf den Kronenzustand ist aber
wahrscheinlich.
•
Kronenzustand - Ernährungszustand: Die Nährstoffkonzentration in den Nadeln ist, neben
dem Nährstoffvorrat des Bodens, auch von klimatischen Faktoren, dem Bestandsalter und
der Immissionseinwirkung abhängig. Europaweit zeigt sich an 22% (Fichte) bis 55% (Buche)
der Erhebungspunkte ein Mangel an einem Nährstoff und/oder ein Ungleichgewicht im
Verhältnis zu Stickstoff (UN-ECE 2000A). Der gefundene Zusammenhang zwischen
Nährstoffgehalten und Kronenzustand ist aber als schwach anzusehen.
•
Kronenzustand - Luftschadstoffe:
§
Stickstoff: Die Auswirkungen von Stickstoff hängen stark vom betroffenen Gebiet ab. In
Regionen, in denen Stickstoff nach wie vor den wachstumsbegrenzenden Faktor darstellt,
sind die Auswirkungen zunächst positiv. In stickstoffgesättigten Gebieten wie z.B. in den
Niederlanden kann der Stickstoffeintrag bereits die Kronenverlichtung fördern (UN-ECE
2000A).
Seite 97
4. Schlußfolgerungen
§
Schwefel: Die Auswirkungen von Schwefelverbindungen machen sich vor allem bei der
Fichte, aber auch bei Eichen und Buchen bemerkbar, da ihre langlebigen Nadeln
besonders anfällig gegen hohe Konzentrationen und Depositionen von Schwefel sind. Da
die SO2-Konzentrationen in Europa bereits stark reduziert wurden, war der durch
Schwefelverbindungen in der Vergangenheit angerichtete Schaden wesentlich größer als
heute (UN-ECE 2000A).
§
Ozon: Ozoneinwirkung verursacht eine vorzeitige Blattvergreisung auf Grund von
Zellwandinstabilität und reduzierte Wassernutzungseffizienz, da die Regulationsfähigkeit
der Stomata herabgesetzt ist. Sichtbare Ozonschäden treten zumeist unter den
klimatischen Bedingungen des Mittelmeeres auf (UN-ECE 2000A). Auch muß
angemerkt werden, daß die österreichische Hauptbaumart Fichte unempfindlich gegen
Ozoneinwirkung ist.
Im Gesamtschadensbild kommt Luftschadstoffen in Mitteleuropa in den letzten Jahren eine
untergeordnete Rolle zu, da die Konzentrationen der klassischen Luftverunreinigungen als zu
gering angesehen werden, als daß sie eine direkte Auswirkung auf den Nadel- und
Blattverlust haben könnten (Kandler 1993, UN-ECE 2000).
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
SO2
Hohenthurn
S-Gehalt NJ.1
Fläche 701
Blattverlust
199
5
199
7
198
5
198
7
198
9
199
1
199
3
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Verlichtung [%]
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
197
5
197
7
197
9
198
1
198
3
-3
SO2 / 10 [mg m ]
S-Gehalt [%]
Tatsächlich ist es so, daß ein direkter Zusammenhang zwischen SO2-Konzentrationen in der Luft
und der Kronenverlichtung nur in klassischen Immissionsgebieten, wo die SO2-Immissionen
den Gesamtschadenskomplex dominieren, gefunden werden kann. Als Beispiel für ein solches
typisches Immissionsgebiet mit klassischen Rauchschäden wurde im Abschnitt 3.5.1. Arnoldstein
näher beleuchtet. Zusammenfassend sind in nachstehender Abbildung die Verläufe der SO2Immissionen an der Station Hohenthurn, der Schwefelgehalt im NJ.1 und der Anteil der stark
geschädigten und wipfeldürren Jungbäume der Fläche 701 dargestellt.
Jahr
Seite 98
4. Schlußfolgerungen
ABBILDUNG 69: Vergleich der stark geschädigten und wipfeldürren Jungbäume an Probefläche 701 von
1977-1996 mit den verfügbaren Jahresmittelwerten der Luftmessungen an der Station Hohenthurn und den
Schwefelgehalten im Nadeljahrgang 1 auf Fläche 701 von 1985-1995 (Neumann 1998)
Es zeigt sich, daß entsprechend dem Rückgang der Immissionsbelastung auch die S-Gehalte der
Nadeln stark abgenommen haben. Demgegenüber verbesserte sich auch der Zustand der
gepflanzten Jungbäume. Der Anteil der Bäume mit „normaler“, „leichter“ und „mittlerer“
Verlichtung nahm von etwa 30% (1977) auf über 75% (1996) zu.
Der hohe Anteil geschädigter Bäume in Österreich (~40% im Jahre 1999) und die europaweite
Verschlechterung des Kronenzustands zeigt, daß auch Bäume in weiterer Entfernung von
Emittenten geschädigt sind.
Hierzu wurde im Abschnitt 3.5.2. der Hintergrundstandort Gasteinertal untersucht. Es zeigte
sich, daß die Immissionen bereits vor 10 Jahren weit unter dem, durch die Zweiten Verordnung
gegen forstschädliche Luftverunreinigungen festgesetzten Grenzwert (vgl. Anhang “Grenzwerte”)
von 100µg m-3, außerhalb der Vegetationsperiode, lagen. Die Schadstoffeinträge, sowohl von
Stickstoff als auch Schwefel, liegen deutlich unterhalb der Critical Loads. Die S-Gehalte der
Nadeln wiesen von 1985-1999 fast durchgehend die Gesamtklassifikationsstufe 2 auf, d.h. daß
der Grenzwert für den Schwefelgehalt in den Nadeln nicht überschritten wurde. Der Mittelwert
der Kronenverlichtung betrug 1996 1,91 und gilt als Warnstufe; ab einem Mittelwert von 2 sind
die Bäume als geschädigt anzusehen. Im Gasteinertal befinden sich 82% der Bäume in der
sogenannten Warnstufe, wodurch jede endgültige Einstufung der Bestände als „gesund” oder
„krank” keine korrekte Interpretation wäre (Umweltbundesamt 1989). Allerdings liegt die
Annahme einer latenten Schädigung der Bäume (z.B. Beeinträchtigungen der Photosynthese,
Schwächung des antioxidativen Systems) nahe, wodurch das Streßniveau angehoben ist und
bereits geringe Zusatzstreßeinwirkungen zu deutlichen Schäden führen können (Materna et al.
1994). Diese zunächst unterschwelligen Streßeinwirkungen führen aber nicht zu einem evidenten
und klassifizierbaren Blattverlust, beeinträchtigen den Stoffwechsel und die Vitalität jedoch häufig
schon deutlich.
Die Dokumentation der Emissions- und Immissionssituation sowie der Waldzustände in
Österreich und seinen Nachbarländern hat gezeigt, daß Kronenzustandsveränderungen nicht im
Einklang mit den geänderten Schadstoffeinträgen stehen. Während es in klassischen
Immissionsgebieten möglich ist, einen Zusammenhang zu finden, stößt man in emittentenfernen
Gebieten auf Schwierigkeiten, weil allfällige sichtbare Immissionsschäden in Form von Nadel- und
Blattverlust von zahlreichen anderen Schadursachen überlagert sind.
Seite 99
5. Zusammenfassung
5. Zusammenfassung
Das Ziel der vorliegenden Arbeit besteht darin, für Österreich und Österreichs Nachbarländer
nach Analyse der Emissions- und Immissionssituation saurer Luftverunreinigungen (seit 1980) und
der Waldzustände, einen möglichen Zusammenhang zwischen den Kronenzuständen und der
Luftschadstoffeinwirkung aufzuzeigen.
•
Emissionssituation: In den vergangenen 20 Jahren konnte in Österreich und Österreichs
Nachbarländern die größte Reduktion bei den SO2-Ausstößen verzeichnet werden. Die
Emissionen von NO2 nehmen in manchen Ländern wie Italien zu, insgesamt ist in Europa aber
eine leicht fallende Tendenz zu verzeichnen. Bei den reduzierten Stickstoffverbindungen zeigen
sich keine signifikanten Veränderungen.
•
Immissionssituation: Die SO2- und NO2-Belastung der Luft, die die lokale Situation
widerspigelt, hat an den Meßstationen in unmittelbarer Umgebung von Emittenten markant
abgenommen. Die 1999 gemessenen Werte sind bereits nahe jenen an
Hintergrundstandorten, an denen in den zwanzig Meßjahren keine oder nur sehr geringe
Rückgänge verzeichnet werden konnten.
•
Depositionen: Depositionen sind das Ergebnis großräumiger Schadstoffausbreitung und
haben, wegen ihrer bodenverändernden Wirkung, besondere Bedeutung für die Vegetation.
An den Meßstationen, von denen Meßwerte vorlagen, konnte ein Rückgang des
Schadstoffeintrags verzeichnet werden. Allerdings sind die Depositionen in Österreich
wesentlich höher als die österreichischen Emissionen. Der Grund liegt in den hohen
Schadstoffimporten aus dem Ausland.
•
Schwefelgehalt der Nadeln: Verglichen mit den Nachbarländern weisen Österreichs Bäume
die geringsten Schwefelgehalte in den Nadeln auf. Die Maximalwerte sind in den letzen 20
Jahren stark gesunken. Der Mittelwert der Schwefelgehalte in Österreich ist jedoch während
des gesamten Erhebungszeitraumes (1983-1999) konstant. Am höchsten unter den
Nachbarländern ist die Belastung in Slowenien; dieses Land trägt auch maßgeblich zur
Schwefel-Immissionseinwirkung im Südosten Österreichs bei.
•
Stickstoffversorgung: Bei mehr als 80% der untersuchten Bäume konnte in Österreich
Stickstoffmangel nachgewiesen werden, wobei sich die Situation seit 1994 langsam
verbessert. Unter den Nachbarländern stellt dies das schlechteste Ergebnis, gefolgt von Italien
dar. Die beste Versorgung weisen slowenische Bäume auf.
•
Waldzustand: Beim Kronenzustand konnte in Österreich und einigen Nachbarländern in den
letzten Jahren keine signifikante Änderung festgestellt werden. Europaweit nimmt der Nadel/Blattverlust aber zu. Demgegenüber stehen allerdings gesteigerte Zuwachsraten, die auf die
Seite 100
5. Zusammenfassung
Änderung der Nutzungsgewohnheiten, geänderte klimatische Verhältnisse, gesunkene SO2Belastung, konstanten N-Eintrag und erhöhte CO2-Gehalte zurückzuführen sein könnten.
Diesen Ergebnissen ist zu entnehmen, daß sich der Kronenzustand nicht in dem Maße verbessert
hat, wie es aus der Emissionsreduktion zu erwarten wäre. An Hand zweier Beispiele wird gezeigt,
daß in einem „klassischen Immissionsgebiet“ die Wirkung der emissionsreduzierenden
Maßnahmen sehr wohl an Hand der Waldzustände nachvollzogen werden kann. In
emittentenfernen Gebieten mit „neuartigen“ Waldschäden stößt man allerdings auf
Schwierigkeiten, weil immissionsbedingte latente Schäden mit Hilfe der Kronentaxationen nicht
nachweisbar sind und die Wirkung der Luftschadstoffe durch andere negative Einflüsse überlagert
ist.
Seite 101
6. Abkürzungen
6. Abkürzungen
BIN
Bioindikatornetz
Corinair
Core Inventory Air
EMEP
Cooperative Programme for Monitoring and Evalution of the Long-Range
Transmission of Air Pollutants in Europe
FBVA
Forstliche Bundesversuchsanstalt Österreich
ICP-Forests
International Co-operative Programme on Assessment and Monitoring of
Air Pollution Effects on Forests
NBV
Nadel-/Blattverlust
NJ.
Nadeljahrgang
SNAP Code
Selected Nomenclature for Air Pollutans Code
UN-ECE
United Nations – Economic Commission of Europe
Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen)
VDI
Verein Deutscher Ingenieure
WHO
World Health Organisation
(=
Seite 102
7. Literatur
7. Literatur
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Land Salzburg Oktober 1983-September 1994: Ergebnis der elfjährigen Meßreihe, Bericht
4/95
AMT DER SALZBURGER LANDESREGIERUNG [1999]: Wirkkataster für das Land Salzburg,
Ergebnisse der Bioindikationsuntersuchungen von 1988-1998
AMT DER TIROLER LANDESREGIERUNG [2000]: Zustand der Tiroler Wälder, Untersuchung
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neue Erkenntnisse, Ulmer; aus: Schubert R. 1991: Bioindikation in terrestrischen
Ökosystemen,. Gustav Fischer Verlag
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Österreichisches Forstgesetz
BUNDESGESETZBLATT FÜR DIE REPUBLIK ÖSTERREICH [1984]: 199. Verordung: Zweite
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Sowie alle im Anhang „Emissionskataster /8.1.3.” und „Immissionskataster / 8.4.5.” genannten
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8. Anhang – Kronenzustand
Seite 114

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