Open Access

Beurteilung des Ozonrisikos für die Waldregionen Bayerns am Beispiel des Jahres 2002 und des Extremtrockenjahres 2003 auf der Basis der externen Ozonexposition und der internen Ozonaufnahme

  • Manuela Baumgarten1Email author,
  • Rainer Matyssek1,
  • Christian Huber2 und
  • Hans-Peter Dietrich3
Umweltwissenschaften und Schadstoff-ForschungBridging Science and Regulation at the Regional and European Level201022:129

https://doi.org/10.1007/s12302-010-0129-2

Eingegangen: 9. September 2009

Angenommen: 23. März 2010

Publiziert: 20. April 2010

Zusammenfassung

Hintergrund und Ziel Auch in Zukunft wird die Belastung der Wälder Bayerns durch erhöhte bodennahe Ozonkonzentrationen undvermehrte Sommertrockenheit infolge des Klimawandels zunehmen. Für ein solches Szenario werden Ertragseinbußen prognostiziert. Die Wirtschaftsbaumart Buche (Fagus sylvatica L.) wird im Klimawandel aufgrund ihrer breiten ökologischen Amplitude als sehr anpassungsfähig eingeschätzt, wegen der Kombinationswirkung der Einflussgrößen Trockenheit und Ozonbelastung ist die Buche jedoch besonders hohen Risiken ausgesetzt. Ziel der Studie ist es, das überregionale Risiko für Bayerns Wälder durch die Ozonbelastung anhand verschiedener Bewertungskonzepte insbesondere in einem extremen Trockenjahr am Beispiel 2003 im Vergleich mit einem klimatisch durchschnittlichen, eher feuchten Jahr (2002) zu ermitteln. Darüber hinaus werden die verwendeten Bewertungskonzepte diskutiert und Weiterentwicklungen für eine mehr standortspezifische Risikobeurteilung empfohlen.

Material und Methoden Die Untersuchung wurden an elf bayerischen Waldklimastationen und zwei forstlichen Forschungsstandorten durchgeführt, welche das Spektrum typischer Waldbestände in unterschiedlichen Höhenlagen, bei unterschiedlichen Temperatur- und Niederschlagsverhältnissen in Bayern repräsentieren. Für die Ozonrisikobewertung wurden die derzeit üblichen Bewertungsstandards verwendet, welche entweder auf der Berechnung der kumulativen externen Ozonexponierung (externe O3-Exposition) basieren (MPOC, Critical Level AOT40phen) oder welchen die Berechnung der ozonflussbasierten und phytomedizinisch relevanten Ozonaufnahme über die Stomata, d. h. der tatsächlichen Ozondosis, zugrunde liegt (Critical Level AFst>1,6,). Zudem wurden ozonbedingte Blattsymptome erhoben. Die zugrunde gelegte Datenbasis greift auf kontinuierlich aufgezeichnete Ozonkonzentrationen und meteorologische Daten von Waldstandorten und möglichst nahe gelegenen Luftüberwachungsstationen zurück.

ErgebnisseFür Bayerns Wälder konnte gemäß der Ergebnisse sowohl zu den expositionsbasierten Indices AOT40phen und MPOC als auch zum ozonflussbasierten Index AFst>1.6ein hohes Risiko für ozonbedingte Wuchsbeeinträchtigung während des klimatisch durchschnittlichen, eher feuchten Jahres 2002 und im extremen Trockenjahr 2003 festgestellt werden. Die Schwellenwerte der verwendeten Konzepte wurden in beiden Jahren auf allen Flächen, meist schon zu Beginn der Vegetationszeit, deutlich überschritten. Die ermittelten Schwellenwertüberschreitungen der Critical-Level-Konzepte prognostizieren 5 %ige Wachstumseinbußen. Es konnten nur vereinzelt sehr geringfügig ausgeprägte ozonbedingte Schadsymptome an Blättern festgestellt werden.

Diskussion Gegenüber den Indices zur Bestimmung der externen Ozonexposition zeigte jener des internen Ozonflusses bei Trockenheit deutliche Unterschiede bei der Einschätzung des Risikos: Während die externe Ozonexposition über das gesamte Flächenspektrum ein hohes Risiko anzeigte, war die tatsächlich über die Stomata aufgenommene Ozondosis und somit das Risiko auf allen Flächen in beiden Untersuchungsjahren auf trockenen Standorten bei langanhaltender Wasserlimitierung deutlich geringer als an feuchten Standorten. Die Wasserverfügbarkeit im Boden war für die tatsächlich aufgenommene Ozondosis ausschlaggebend. Aus der ozonflussbasierten Modellierung geht somit hervor, dass es, je nach Wasserverfügbarkeit, sowohl zu synergistischen als auch zu antagonistischen Wirkungen von Trockenheit und Ozonbelastung auf die Bäume kommen kann. An wasserlimitierten, trockeneren Standorten ist eine eingeschränkte Transpiration, gleichzeitig aber auch eine geringe Ozonaufnahme zu erwarten.

Folgerungen, Empfehlungen und Ausblick Die Bestimmung der tatsächlichen Ozondosis infolge der Ozonaufnahme durch die Spaltöffnungen ist für eine realistische standortspezifische Risikoeinschätzung besser geeignet als jene der externen Ozonexposition und wird zur Verwendung bei Risikobewertungen empfohlen. Die prognostizierten 5 %igen Wachstumseinbußen stehen zunächst im Widerspruch zu den allseits beobachteten Zuwachssteigerungen in den vergangenen Jahrzehnten. Eine flächendeckende und statistisch abgesicherte Überprüfung des Ozonrisikos auf den Zuwachs steht ebenso aus wie eine gezielte Validierung von aktuellen Ozonrisikoschwellenwerten und deren Anwendbarkeit im Freiland. Spezifische Zuwachsanalysen von neu erhobenen und retrospektiven Daten könnten diese Lücke füllen. Als neuartiger Ansatz liefert die auf Xylemflussmessung gestützte Ermittlung der Bestandestranspiration standortspezifische Ursache–Wirkungs-bezogene Ergebnisse sowohl zur Ozonaufnahme als auch zum Wasserverbrauch von Waldbeständen und somit schließlich auch für die realistische Einschätzung des regionalen O3-Risikos. Wesentliche zukünftige Ziele sind die Verbesserung der Ozonflussmodellierung durch Einbeziehung boden- bzw. wasserhaushaltsrelevanter Standortseigenschaften sowie die oben erwähnte verbesserte Abschätzung der Kronen- bzw. Bestandestranspiration. Außerdem ist die Etablierung von standort- bzw. klimaspezifischen Schwellenbereichen für Waldbäume und deren Validierung in realen Waldbeständen eine dringende Notwendigkeit für die Entwicklung aussagekräftiger Modellvorhersagen für das O3-Risiko für Wälder.

Schlüsselwörter

BayernCritical-Level-KonzepteKlimawandelOzonExterne und interne Ozonexposition/-dosisOzonschadenssymptomatikTrockenheitWaldWasserverfügbarkeit

Abstract

Background, aim, and scope Increasing background concentrations of ground-level tropospheric ozone and more frequent and prolonged summer drought incidences due to climate change are supposed to increase the stress on Bavarian forests. For such scenarios growth reduction and yield losses are predicted. Sustainable forest management in Bavaria aims to significantly increase the proportion of beech (Fagus sylvatica L.) because of its broad ecological amplitude. In our regional study different approaches for calculating ozone impact were used to estimate the risks for Bavarian forests in the average climatic, rather moist year 2002 and the extremely dry year 2003.

Materials and methods Measurements were conducted for eleven forest ecosystem sites and two forest research sites representing typical Bavarian forest stands under different climatic conditions and situated in different altitudes. For risk assessment currently used approaches were applied either based on the calculation of the cumulative ozone exposure (external dose; MPOC maximal permitted ozone concentration; critical level AOT40phen‚ accumulated ozone exposure over a threshold of 40 nl [O3] l–1, for the effective phenolgy of beech) or based on the calculation of the phytomedically relevant ozone flux into the stomata (internal dose, critical level AFst>1,6, accumulated stomatal flux above a flux threshold of 1.6 nmol O3 m–2 PLA; PLA = projected leaf area). For calculations continuously recorded ozone concentrations and meteorological and phenological data from nearby rural open field background measuring stations from the national air pollution control and from forested sites were used. Additionally ozone induced leaf symptoms were assessed.

Results The exposure-based indices AOT40phen and MPOC as well as the flux-based index AFst>1.6suggest that Bavarian forests are at risk from O3 during a rather moist average year concerning climate conditions (2002) as well as in an extreme dry year (2003). Thus, growth reductions of 5 % are predicted when thresholds are exceeded. Threshold exceedance occurred in both years at all plots, mostly already at the beginning of the growing season and often even many times over. Ozone induced leaf symptoms could be detected only on a few plots in a very slight occurrence.

Discussion The results for the applied critical level indices differed depending on climatic conditions during the growing seasons: Regarding exposure-based indices, the highest degree of threshold exceedance occurred in the dry year of 2003 at all plots; the flux-based approach indicated the highest stomatal ozone uptake and thus an increased risk at moist sites or during humid years, whereas the risk was decreasing at dry sites with prolonged water limitation. Hence, soil and accordingly plant water availability was the decisive factor for the flux-modelled internal ozone uptake via stomata. Drought and increased ozone impact can generate synergistic, but also antagonistic effects for forest trees. At water limited rather dry forest sites restricted transpiration and thus production, but concurrently lower ozone uptake and reduced risk for damage can be expected.

Conclusions, recommendations, and perspectives For realistic site-specific risk assessment in forest stands the determination of the internal ozone dose via modeling flux based internal stomatal ozone uptake is more appropriate than the calculation of the external ozone dose. The predicted 5 % growth reductions are in discrepancy with the frequently observed increment increase during the last decades in forest stands. Comprehensive and significant statistical verification for ozone induced forest growth reduction as well as the systematic validation of thresholds for ozone in the field is still lacking. However, a multiplicity of different specific new and retrospective growth analysis data should allow closing the gap. Moreover, the determination of canopy transpiration with sap flow measurements is a novel approach to provide cause-effect related, site specific results for the effective internal ozone dose as well as for canopy water supply and consecutively for regional risk estimation. A further future objective is the refinement of O3 flux modelling by further consideration of soil/water budget characteristics and the above mentioned improved estimations of crown and canopy transpiration. Further, the introduction of threshold ranges for forest trees in view of their specific regional climatic conditions and their validation in real forest stands is necessary for developing meaningful ozone risk predictions for forests.

Keywords

BavariaCritical level conceptsClimate changeDroughtExternal and internal ozone exposure and doseForestOzoneOzone-induced foliar damageWater availability

1 Problemstellung

Hohe Ozonkonzentrationen der bodennahen Luft während der Vegetationsperiode und zumindest zeitweise Trockenheit während der Sommermonate sind für Europa und Nordamerika charakteristisch (Coyle et al. 2003; Bytnerowicz et al. 2004; Ciais et al. 2005). Zukünftig wird wohl die Häufigkeit von O3-Spitzenkonzentration leicht abnehmen, jedoch werden die jährlichen Mittelwerte der O3-Hintergrundkonzentration weiter steigen (Coyle et al. 2003; Vingarzan 2004). Neben Ballungsräumen und verkehrsnahen Bereichen kommt es aufgrund des Ferntransportes von Ozon und dessen Vorläufersubstanzen gerade auch in ländlichen, industriefernen, vormals „Reinluftgebiete“ genannten Regionen zu hoher Ozonbelastung, was regelmäßig zur Überschreitung der Ozonschwellenwerte führt (Stockwell et al. 1997). In weiten Teilen Europas stiegen 2003 die Ozonkonzentrationen der bodennahen Luftschicht auf das höchste Niveau seit fast zehn Jahren. Ertragseinbußen durch erhöhte Ozonbelastung sind für landwirtschaftliche Nutzpflanzen seit langem beschrieben (z. B. Murphey et al. 2002; Holland et al. 2002; Morgan et al. 2006). Zahlreiche experimentelle Untersuchungen an Jungbäumen haben eine negative Wirkung von Ozon auf Wachstum, Photosynthese, Blattstruktur sowie die Resistenz gegenüber Krankheiten gezeigt (z. B. Chappelka und Samuelson 1998; Matyssek und Innes 1999; Percy et al. 2002). Obwohl der Nachweis für eine zuwachsbegrenzende Wirkung von Ozon wegen multifaktorieller Einflüsse (Spiecker 1999) und der Langlebigkeit von Waldbäumen im Freiland schwierig ist (Matyssek et al. 2007a), gibt es seit einigen Jahren vermehrt Hinweise auf Wachstumseinbußen durch erhöhte Ozonkonzentrationen bei Waldbäumen (z. B. Retzlaff et al. 2000; Dittmar et al. 2003, 2005; Karnosky et al. 2005, 2007; Wipfler et al. 2005; Sitch et al. 2007; Pretzsch et al. 2009).

In den vergangenen beiden Jahrzehnten wurde eine Häufung von Witterungsperioden mit starker Austrocknung der Waldböden beobachtet. Bei zunehmender Klimaerwärmung ist mit einer zunehmenden, zunächst räumlich begrenzten, zumindest zeitweisen Wasserlimitierung bis hin zum Trockenstress zu rechnen (z. B. Coyle et al. 2003; Bytnerowicz et al. 2004; Vingarzan 2004; Rebetez et al. 2006; Fowler et al. 2008). Die Buche (Fagus sylvaticaL.), welche als potenziell natürliche Baumart für große Teile der bayerischen Waldregionen gilt, wird als Baumart der Zukunft für Bayern angesehen (LWF 2003; Walentowski et al. 2004; Ammer et al. 2005), deren Eignung angesichts des Klimawandels und der erhöhten Ozonempfindlichkeit (Lipperat et al. 1996; Grams et al. 1999; Matyssek et al. 2007a; Pretzsch et al. 2009) jedoch wissenschaftlich kontrovers diskutiert (z. B. Rennenberg et al. 2004; Ammer et al. 2005). Forstliche Schäden und Einbußen im Produktionspotenzial von Waldbäumen bei Trockenheit (Extremereignisse, wiederkehrende temporäre Wasserlimitierung in verschiedenen Bodenschichten) sind aus der nahen Vergangenheit bekannt (Ciais et al. 2005; Löw et al. 2006). Die Ozonexponierung als weitere Wirkung des Klimawandels ist ein zusätzlicher, durch Trockenstress beeinflusster Belastungsfaktor für die Waldbäume (Matyssek und Sandermann 2003; Matyssek et al. 2006, 2007a, 2009). Unter dem Einfluss eines fortschreitenden Klimawandels wird die Ozonbelastung an zahlreichen Waldstandorten Bayerns erhöht bleiben und potenziell weiter ansteigen. Da eine Koppelung zwischen Spaltöffnungsregulation, Wasserhaushalt und Ozonaufnahme besteht (Matyssek et al. 2006), ist gerade in trockenen Jahren die Ermittlung der tatsächlichen Ozonaufnahme der Waldbäume unter wasserlimitierten Bedingungen von Interesse.

Ziel der überregional angelegten Studie ist es, das Risiko des Ozoneinflusses anhand verschiedener Bewertungskonzepte für typische Waldstandorte Bayerns in einem klimatisch durchschnittlichen, eher feuchten Jahr (2002) und einem extremen Trockenjahr (2003) zu ermitteln. Für die Ozonrisikobewertung wurden bewährte expositionsbasierte Modelle wie das MPOC-Konzept (maximal permitted ozone concentration, Grünhage et al. 2001) und das Critical-Level-Konzept AOT40phen (accumulated ozone exposure over a threshold of 40 ppb [O3] for the effective phenology, Fuhrer und Achermann 1994) sowie das ozonflussbasierte Critical-Level-Konzept AFst>1,6zur Ozonaufnahme in die Blätter (AFst>1,6 accumulated stomatal flux above a flux threshold of 1,6 nmol O3 m–2 PLA; PLA = projected leaf area, Karlsson et al. 2004) und die direkte Bestimmung von ozonbedingten Blattsymptomen herangezogen. Die verschiedenen Bewertungsstandards werden diskutiert und Empfehlungen für die Risikoüberwachung gegeben.

2 Material und Methoden

Folgende Methoden wurden für die Beurteilung des Ozonrisikos für die Waldregionen Bayern herangezogen:
  • MPOC (O3-konzentrationsbasiert, externe Exposition),

  • Critical Level AOT40phen (O3-konzentrationsbasiert, externe Exposition),

  • Critical Level AFst>1,6(O3-flussbasiert, interne Dosis),

  • ozonbedingte Schadsymptome an der Belaubung und

  • Kronenverlichtung.

Das MPOC-Konzept ist ein Modell zur Ableitung der Worst-case-Belastungssituation für Waldbäume und schließt verschiedenste Effekte (s. u.) mit ein. Dieses Modell ist weitgehend auf den deutschsprachigen Raum beschränkt. Die derzeit im europäischen Raum üblichen Methoden zur Bewertung der Ozonbelastung für Wälder sind die Bestimmung des Critical Level AOT40 und der internen stomatären Ozonaufnahme (Critical Level AFst). Die Schwellenwerte für AOT40 und AFst>1,6, ab welchen mit ca. 5 %igen Wachstumseinbußen zu rechnen ist, sind die von der UNECE Convention on Long-range Transboundary Air Pollution (UNECE 2004a) empfohlenen Bewertungsmaßstäbe für das Ozonrisiko in Wäldern (anhand der als sensitiv bewerteten Baumart Buche). Die Bestimmung von ozonbedingten Schadsymptomen an der Belaubung ist ein weiterer routinemäßig an einigen Waldklimastationen und den Forschungsflächen erhobener Parameter zur Feststellung von Schäden, ist jedoch nicht in Beziehung mit den oben genannten Critical-Level-Schwellenwerten zu setzten. Ein vorzeitiger Blattverlust wird als weiteres Symptom von Ozonbelastung beschrieben. Die Bestimmung der nicht ozonspezifischen, innerhalb der terrestrischen Waldzustandserhebung routinemäßig erhobenen Kronenverlichtung liefert Zusatzinformationen zu potenziell frühzeitigem Blattverlust auf den untersuchten Flächen.

Als Untersuchungszeitraum für die Studie wurden das klimatisch durchschnittliche, eher feuchte Jahr 2002 (DWD 2004), welches im Vergleich deutlich über den langjährigen Mittelwerten der Niederschlagssummen liegt (ca. 135 %; Daten werden nicht gezeigt) und das extreme Trockenjahr 2003 (DWD 2004; Schär et al. 2004; Ciais et al. 2005) mit lang anhaltender Sommertrockenheit ausgewählt.

2.1 Flächenauswahl und Datenbasis

Um Aussagen über das mögliche Ozonrisiko in bayerischen Wäldern machen zu können, orientierte sich die Flächenwahl für diese Studie an den Kriterien, die auch zur Wahl der Waldklimastationen führten, welche explizit als Dauerbeobachtungs- und Monitoringflächen zur intensiven Überwachung der Wälder eingerichtet wurden. Somit wurden für die überregionale empirische Studie 13 standortstypische Waldflächen aus 11 der 15 Forstlichen Wuchsgebiete Bayerns ausgewählt (Kreutzer und Foerst 1978; STMELF 1992; Gulder 2001). Mit der Auswahl von elf bayerischen Waldklimastationen der Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft LWF (Level-II-Flächen aus dem ICP-Forest-Programm) und zwei Forschungsflächen (TUM, UBA/Nationalpark Bayerischer Wald) als Referenzwaldstandorte wird das Spektrum für Bayerns Wuchsgebiete mit den unterschiedlichen Höhenlagen (200–1800 m ü. NN), den jährlichen durchschnittlichen Niederschlagseinträgen (650–1800 mm) und mittleren Lufttemperaturen (4–8 °C), dem Baumartenbesatz und den Bodeneigenschaften sowohl klimatisch als auch waldbaulich definiert und in der Studie weitgehend abgedeckt (Tab. 1 und 2). Die aus der Studie resultierenden Ergebnisse und Schlussfolgerungen sind daher in demselben Maßstab und mit derselben Tragweite zu bewerten, wie sie sich auch für die Übertragbarkeit und für Aussagen auf der Basis der Waldklimastationen/Level-II-Monitoring-Flächen ergeben.
Tabelle 1

Informationen zu den Untersuchungsflächen: langjährige Meteorologie, Charakter der Untersuchungsflächen, Entfernung und Höhenunterschied der kombinierten Flächenpaare (aus Waldstandort und Station der bayerischen Luftüberwachung), Lage und verantwortliche Institutionen

Flächenpaar

Flächenname

HL

F-ND

LT

Flächencharakter

HU

Dis

Koordinaten

Ins

as-ROT

Aschaffenburg

134

Freifläche, Stadtrand

–341

25

9°7’7’’E, 49°59’33’’N

LfU

Rothenbuch

475

945

7

Waldlichtung

9°28’E, 49°59’N

LWF

wb-WUE

Würzburg

230

Freifläche, Stadtrand

–100

5

9°57’29’’E, 49°48’22’’N

LfU

Würzburg

330

651

8

Waldlichtung

9°53’E, 49°43’N

LWF

ns-RIE

Neustadt

370

Freifläche, ländlich

–64

10

11°46’45’’E, 48°51’16’’N

LfU

Riedenburg

475

656

7,5

Waldlichtung

11°47’2’’E, 48°55’47’’N

LWF

me-AOE

Mehring

415

Freifläche, ländlich

+9

12

12°10’58’’E, 48°10’58’’N

LfU

Altötting

406

1001

7,5

Waldlichtung

12°45’E, 48°13’N

LWF

KF-FRE

Kranzberger Forst

485

Wald

–23

2

11°39’41’’E, 45°25’08’’N

TUM

Freising

508

826

7,5

Waldlichtung

11°39’E, 48°24’N

LWF

ab-ZUS

Augsburg

500

Freifläche, Stadtrand

–15

25

10°54’15’’E, 48°19’38’’N

LfU

Zusmarshausen

515

782

7,5

Waldlichtung

10°32’E, 48°25’N

LWF

re-BOD

Regen

536

Freifläche, urban

+140

12

13°7’47’’E, 48°58’25’’N

LfU

Bodenwörth

396

715

7,5

Waldlichtung

12° 23‘ E, 49° 17‘ N

LWF

na-ROK

Naila

540

Freifläche, Stadtrand

–130

30

11°43’24’’E, 50°19’28’’N

LfU

Rothenkirchen

670

912

6

Waldlichtung

  

11°21’E, 50°27’N

LWF

ga-SOG

Garmisch

735

Freifläche, ländlich

–54

50

11°3’52’’E, 47°28’40’’N

LfU

Schongau

789

1253

6,5

Waldlichtung

10°48’E, 47°53’N

LWF

tb-FLO

Tiefenbach

750

Freifläche, ländlich

–90

50

12°33’6’’E, 49°26’22’’N

LfU

Flossenbürg

840

820

6

Waldlichtung

12°24’E, 49°56’N

LWF

FB-MIT

Forellenbach

807

Wald

–218

35

13°25’22’’E, 48°56’54’’N

UBA

Mitterfels

1025

1311

5,5

Waldlichtung

12°53’E, 48°59’N

LWF

hp-KRE

Hohenpeißenberg

989

Freifläche, ländlich

–86

50

11°0’38’’E, 47°48’9’’N

DWD

Kreuth

1075

1829

5

Waldlichtung

11°49’E, 47°44’N

LWF

gw-BER

Garmisch/Wank

1776

Freifläche, Berg, ländlich

+301

110

11°8’37’’E, 47°30’35’’N

LfU

Berchtesgaden

1475

1482

4

Waldlichtung

11°57’E, 47°35’N

LWF

Flächenpaar: kombiniertes Flächenpaar von Waldstandort mit Station (aus dem ländlichen Bereich) der bayerischen Luftüberwachung, HL: Höhenlage (m ü. NN), F-ND: Freilandniederschlag Jahressumme (mm), LT: durchschnittliche Lufttemperatur (°C) jeweils langjährige Mittelwerte, HU: Höhenunterschied der Flächenpaare (m), Dis: Entfernung der Flächenpaare (km), Ins: Für Datenerhebung verantwortliche Institution; LfU: Bayerisches Landesamt für Umwelt, LWF: Bayerische Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft, TUM: Technische Universität München, UBA: Umweltbundesamt, DWD: Deutscher Wetterdienst

Tabelle 2

Standortscharakterisierung der kombinierten Flächenpaare, klimatische Verhältnisse und Ozonregime für die Jahre 2002 und 2003

Flächenpaar

BA

WG

BT

BS

BD

nFk

ND2002

ND2003

TI2002

TI2003

O32002

O32003

as-ROT

Ei/Bu

2

BB

Ls

f

n

258

1,00

0,90

25 ± 21

97

32 ± 26

134

672

wb-WUE

Ei

4

LL-DD

Tu

f-m

n

411

873

200

415

1,00

0,74

29 ± 19

89

39 ± 23

122

ns-RIE

Ei

6

sw ss LL ü CF

Tu

f-m

m

442

262

0,98

0,87

35 ± 20

99

42 ± 21

117

904

455

me-AOE

Fi

13

sw pp LL

Lt

f

n-m

598

352

1,00

0,77

32 ± 18

92

38 ± 21

100

1113

685

KF-FRE

Bu

12

LL/BB

Lu

f-m

n-m

558

304

1,00

0,83

34 ± 17

90

46 ± 20

106

Bu

12

1015

558

ab-ZUS

Fi

12

BB-SS

Ut

f-m

m

709

403

9,99

0,53

35 ± 20

93

41 ± 24

113

1274

721

re-BOD

Ki

9

sw pp BB

St

m-g

n

424

238

0,99

0,90

28 ± 19

36 ± 22

957

477

90

109

na-ROK

Fi

8

sw pp BB

Lt

f

m

384

294

1,00

0,88

31 ± 20

39 ± 23

1294

882

89

113

ga-SOG

Fi

15

LL

Lt

f

n-m

781

541

1,00

1,00

31 ± 16

41 ± 19

Bu

13

1043

990

86

96

tb-FLO

 

10

BB-PP

Sl

f

n-m

636

268

1,00

0,85

45 ± 14

52 ± 16

Fi

10

1236

512

89

114

FB-MIT

Bu/Fi

11

BB

Ls

f

m

898

349

1,00

1,00

41 ± 12

50 ± 13

Bu

11

pp BB

2552

1007

85

107

hp-KRE

Fi

14

BB-H.GG

Lt

f

m

1203

773

1,00

1,00

42 ± 12

51 ± 14

Fi

15

2126

1478

91

95

gw-BER

Fi

15

L.RR

Ls

g

m-h

1220

856

1,00

1,00

56 ± 13

96

64 ± 14

111

15

2016

1536

BA: Baumart (Hauptbaumart an Waldklimastation), WG: Forstliche Wuchsgebietsgliederung (nach Gulder 2001), BT: Bodentyp (nach Bodenkundliche Kartieranleitung 2005), BS: Bodensubstrat, nFk: nutzbare Feldkapazität bis ca. 45 cm Bodentiefe (n: 60 < 140, m: 140 < 220, h: >220 [mm]), ND 2002/2003: Freilandniederschlag [mm], oben – Summe während der Vegetationszeit (April–September 2002/2003), unten (kursiv) – Jahressumme 2002/2003, TI 2002/2003: Trockenheitsindex (aktuelle Transpiration/potentielle Transpiration, mittlerer TI während der Vegetationsperiode in 2002, bzw. in 2003; LWF-BROOK90, Hammel und Kennel, 2001), O3 2002/2003: Ozonkonzentration [nl O3 l–1], oben – Mittelwert und Standardabweichung in den Jahren 2002 und 2003, unten(kursiv) – Maximalwert während der Vegetationszeit in den Jahren 2002 und 2003; 2: Spessart-Odenwald (regionale natürliche Waldzusammensetzung nach Walentowski et al. 2004): Bu, 4: Fränkische Platte (Bu+Ei/HBu), 6: Frankenalp (Bu), 8: Frankenwald, Fichtelgebirge, Steinwald (Bu-Ta+Fi+[Elbh]), 9: Oberpfälzer Becken/Hügelland (Ei/Kie-Bu-Fi-[Ta]), 10: Oberpfälzer Wald (Bu-Ta-Fi), 11: Bayerischer Wald (Bu-Ta-Fi+Fi//Fi), 12: Tertiäres Hügelland (Bu-[Ta-Ei]+Fi), 13: Schwäbisch-Bayerische Schotterplatten- und Altmoränenlandschaft (Bu-[Ta]+Fi), 14: Schwäbisch-Bayerische Jungmoräne und Molassevorberge (Fi-Ta-Bu), 15: Bayerische Alpen (Bu-Ta-Elbh\\Fi-Bu-Ta\\Fi\\Zir/Lä+Fi+Lä), Bu: Buche, Ei: Eiche, HBu: Hainbuche, Ta: Tanne, Fi: Fichte, Kie: Kiefer, Elbh: Edellaubhölzer, Zir: Zirbe, Lä: Lärche, La: Latsche,/: Mischungstypen, \\: Höhenzonierung, (): örtliches Vorkommen, BB: Braunerde, LL: Parabraunerde, DD: Pelosol, CF: Terra fusca, SS: Pseudogley, PP: Podsol, H.GG: Hanggley, L.RR: Lehmrendzina, sw: schwach, ss: pseudovergleyt, ü: über, pp: posolig; Ls: sandiger Lehm, Tu: schluffiger Ton, Lu: schluffiger Lehm, Ut: toniger Schluff, St: toniger Sand, Sl: lehmiger Sand; n: niedrig, m:mittel, h: hoch.

Für die Verwendung der verschiedenen Bewertungskonzepte sind qualifizierte, kontinuierlich erhobene und zeitlich hoch aufgelöste Messdaten der Ozonkonzentrationen über dem Bestandskronendach, der Witterung und Informationen zur Bestandescharakteristik (Boden, Wasserhaushalt u. a.) an den jeweiligen Waldstandorten erforderlich, zur
  • Beurteilung des Standortsklimas und insbesondere der Niederschlagseinträge,

  • zur Berechnung der MPOC und des AOT 40phen (Abschn. 2.2 und 2.3),

  • zur Modellierung der flussbasierten internen Ozonaufnahme AFst(Abschn. 2.4) und

  • zur Modellierung von Wasserhaushaltsparametern (LWF-BROOK90).

Die lufthygienische Überwachung für Ozon findet in der Regel außerhalb der Wälder statt. In ländlichen Gebieten und an Waldstandorten sind Informationen zur Immissionssituation immer noch sehr begrenzt. Mittels einer Kombination der typischen Referenzwaldstandorte mit Stationen der Luftüberwachung („kombinierte“ Flächenpaare) konnte die erforderliche Datenbasis für die Anwendung von Modellen zur Ozonrisikobewertung erreicht werden (Tab. 1): an den elf bayerischen Waldklimastationen und den zwei Forschungsstandorten (KF, FB) mit intensiver Messinstrumentierung stehen standörtliche und klimatische Daten bzw. an den Forschungsstandorten noch zusätzlich kontinuierlich erhobene Ozondaten zur Verfügung; für die Charakterisierung der Ozonbelastung (über der Bestandeskrone) an den Waldklimastationen wurde auf Flächen (Stationen im ländlichen Bereich zur Bestimmung der Hintergrundkonzentrationen) des kontinuierlichen Ozonmonitorings der bayerischen Luftüberwachung (LfU, DWD) zurückgegriffen (Abb. 1). Die Übertragbarkeit der an den lufthygienischen Stationen erhobenen Ozondaten auf Waldstandorte wurde anhand von Vergleichen mit der Ozonmessung (aktiv und passiv) an verschiedenen Waldflächen geprüft (Baumgarten et al. 2009). Dabei war die Entfernung der kombinierten „Flächenpaare“ weit weniger entscheidend als die Höhenlage, wobei bei der Einschätzung der Ozonkonzentrationen bei einer Höhendifferenz der kombinierten Flächen von 100 m eine ca. 10 %ige Abweichung zu erwarten ist (Baumgarten et al. 2009). Solche kontinuierlich erhobenen Ozonkonzentrationen (Stundenmittelwerte) von anderen Messpunkten, außer über dem Kronendach, wurden mittels einer Transferfunktion auf eine durchschnittliche Bestandeshöhe (25 m) korrigiert (Krause et al. 2003; UNECE 2004a,b).
Abb. 1

Lage der ausgewählten Untersuchungsflächen in Bayern (Waldstandort und Station der bayerischen Luftüberwachung: kombinierte Flächenpaare); schwarzer Kreis (drei Großbuchstaben): Waldklimastation (Level-II-Flächen), schwarzes Quadrat (zwei Großbuchstaben): Forschungsfläche (KF TUM/SFB); FB (ECE-Monitoring, UBA/Nationalpark Bayerischer Wald); weißes Quadrat (zwei Kleinbuchstaben): Station der Luftüberwachung (LfU, DWD); Schraffur: Waldfläche

Die für die Berechnungen/Modellierung nötigen, zeitlich hoch aufgelösten, meteorologischen Messdaten (Stundenmittelwerte von Luftdruck, Lufttemperatur, relative Luftfeuchte, Freilandniederschlag) stammen von den Waldklimastationen oder den nächstgelegenen Luftüberwachungsstationen (Globalstrahlung, Windgeschwindigkeit). Die Informationen zu den Bodeneigenschaften an den Waldstandorten sind ausführlich dokumentiert (LWF 2002); die Daten zum Wasserhaushalt und zur Wasserverfügbarkeit wurden im Programm der Waldklimastationen routinegemäß gemessen oder modelliert (LWFBROOK90, Hammel und Kennel 2001, Tab. 2). Die phänologischen Parameter Austrieb und herbstlicher Laubfall wurden entweder direkt auf der Waldfläche bestimmt oder über ein Temperaturmodell errechnet (Kramer 1994, 1995).

Die Parameter Bodentyp, Bodensubstrat, Bodendichte und nutzbare Feldkapazität werden zum einen zum Zweck einer umfassenden Standortscharakterisierung aufgeführt, zum anderen für die Parametrisierung bei der Ozonflussmodellierung im DO3SE-Modell (Abschn. 2.4) sowie bei der Beurteilung der daraus resultierenden Ergebnisse verwendet.

2.2 Berechnung der maximal zulässigen Ozonkonzentration (MPOC)

Das MPOC-Konzept (Grünhage et al. 2001; VDI 2002; Krause et al. 2003) ist ein empirisches, expositionsbasiertes Modell, das aus stündlichen Ozonkonzentrationen eine Worst-case-Belastungssituation für Waldbäume ableitet. Die relative Risikobewertung für einen Bestand erfolgt durch den Vergleich von über definierte Zeiträume aggregierten Stundenmittelwerten der Ozonkonzentration am Kronendach mit einer Referenz-Dosis-Wirkungskurve, welche aus experimentellen Literaturquellen bis einschließlich dem Jahr 1999 abgeleitet wurde (Grünhage et al. 2001). Hieraus erfolgt eine konservative Risikoabschätzung insbesondere zeitlich begrenzter Ozonepisoden. Die Stundenmittelwerte der Ozonkonzentration innerhalb der Vegetationsperiode (April bis September) werden in absteigender Reihenfolge angeordnet. Aus dieser Reihung werden für unterschiedliche Zeitspannen (Stunden, Tage, Wochen, Monate, Vegetationsperiode) jeweils maximale Mittelwerte berechnet. Die ermittelten „maximal erlaubten Ozonkonzentrationen“ (MPOC) werden in drei Risikokategorien eingeteilt (Abb. 2) und liefern qualitative Aussagen zur Gefährdung von Bäumen je Kategorie (Grünhage et al. 2001): Bei der Risikokategorie „maximal möglicher Schutz“ (Abb. 2, grüner bzw. grauer Bereich) werden schädigende Effekte auf Pflanzen nach derzeitigem Wissensstand als unwahrscheinlich angesehen. Bei der Beurteilung „weitgehender Schutz“ (gelber bzw. weißer Bereich) wird eine kurzzeitige Reaktion auf die Ozoneinwirkung als möglich erachtet (z. B. sichtbare Schäden, Beeinträchtigung von Wachstum, Ertrag, Photosynthese, Biodiversität). Bei der Risikokategorie „dauerhafte Schäden“ (roter bzw. schwarzer Bereich) werden direkte Effekte durch Ozon auf einzelne Pflanzen als wahrscheinlich angenommen (Schädigungen von Photosynthese, Wachstum, Reproduktion), die mit Beeinträchtigungen von Struktur und Funktion des jeweiligen Vegetationstyps (Artenzusammensetzung, genetische Variabilität, Nährstoffhaushalt) verbunden sind.
Abb. 2

MPOC (maximal erlaubte O3-Konzentrationen) am Kronendach für unterschiedliche Zeitintervalle während der Vegetationsperiode (April–September) für die Jahre 2002 und 2003, Angaben für MPOC-Bereiche zum Schutz europäischer Laub- und Nadelbaumarten (nach Grünhage et al. 2001; VDI 2002); die MPOC-Werte werden in drei farbige Risikokategorien eingeteilt: Bei der Risikokategorie „maximal möglicher Schutz“ (grüner Bereich bzw. grauer Bereich) werden schädigende Effekte auf Pflanzen nach derzeitigem Wissensstand als unwahrscheinlich angesehen. Bei der Beurteilung „weitgehender Schutz“ (gelber Bereich) wird eine kurzzeitige Reaktion auf die Ozoneinwirkung als möglich erachtet. Bei der Risikokategorie „dauerhafte Schäden“ (roter Bereich bzw. schwarzer Bereich) werden direkte Effekte durch Ozon auf einzelne Pflanzen als wahrscheinlich angenommen. Detaillierte Informationen zu Ermittlung und Effekte siehe Material und Methoden, Abszisse: logarithmische Skalierung

2.3 Berechnung des Critical Level AOT40 phen

Das Critical Level Konzept AOT40 (AOT40, accumulated ozone exposure over a threshold of 40 nl [O3] l–1) basiert auf der Annahme, dass Ozonkonzentrationen bis zu 40 nl [O3] l–1 keine Schadwirkung an Waldbäumen in Europa auslösen. Um die externe Ozonexposition zu bestimmen, werden alle Ozonkonzentrationen auf Kronendachhöhe und während der Tageslichtstunden (Globalstrahlung im Stundenmittel >50 Ws–2) als Beurteilungsgrundlage herangezogen. Beginnend mit der Vegetationsperiode werden die Stundenmittelwerte kumuliert (Fuhrer und Achermann 1994). Mit AOTphen wird, anders als bei AOT40, die angenommene kritische, externe Ozonexposition nicht für eine modellhaft durchschnittliche Vegetationsperiode von April bis September berechnet, sondern die Phänologie (Zeitpunkte für Austrieb und herbstlichen Laubfall) an der jeweiligen Fläche für die Berechnung berücksichtigt. Eine solche Berechnungsgrundlage ist insbesondere für Hochlagen mit zum Teil deutlich verkürzten Vegetationsperioden geeignet (ab ca. 700 m ü. NN; AOT40phen ca. 25 ± 9 % geringer als AOT40, Daten nicht gezeigt). Bei Überschreitung des Critical Levels nach AOT40 von 5 µl [O3] l–1 h an der Blattoberfläche wird von einer ca. 5 %igen Wachstumseinbuße bei sensitiven Laubbäumen ausgegangen (UNECE 2004a; Karlsson et al. 2004). Dieser Critical Level ersetzt seit 2004 den bislang gültigen Wert von 10 µl [O3] l–1 h mit einer prognostizierten Wachstumseinbuße von entsprechend 10 % (UNECE 1996; Ashmore und Davidson 1996; Fuhrer et al. 1997).

2.4 Berechnung des Critical Level AF st>1,6

Das Critical-Level-AFstY-Konzept (accumulated stomatal flux above a flux threshold Y) basiert auf der Erfassung des Ozonflusses über die Spaltöffnungen in die Pflanze und somit der tatsächlichen Ozonaufnahme und beschreibt damit die „interne“, phytomedizinisch relevante O3-Dosis (Matyssek et al. 2008). Die Bestimmung des stomatären Ozonflusses Fst für Waldbäume bezieht sich auf die sonnenexponierte Belaubung (d. h. deren projizierte Blattfläche, PLA) in der obersten Baumkrone und berücksichtigt zusätzlich klimatische und standörtliche Bedingungen (u. a. Lufttemperatur, Wasserdampfdruckdefizit, Niederschlag, Wind, Einstrahlung, Bodeneigenschaften/Bodenwasserpotenzial, Phänologie). Die kritische aufgenommene Ozondosis während der Vegetationszeit entspricht der Summe des stündlichen stomatären Ozonflusses oberhalb 1,6 nmol O3 m–2 PLA s–1. Als provisorischer Schwellenwert wurde der AFst>1,6 für Laub- und Nadelbäume (accumulated stomatal O3 flux above a flux threshold of 1,6 nmol O3 m–2 PLA) während der Vegetationsperiode auf 4 mmol O3 m–2 PLA festgelegt (Karlsson et al. 2004; UNECE 2004a). Bei Überschreitung des Critical Level AFst>1,6geht das Modell von einer ca. 5 %igen Wachstumseinbuße aus (UNECE 2004a; Karlsson et al. 2004).

Die flussbasierte Ozonaufnahme bzw. der AFstY-Index wird mittels des DO3SE-Modells berechnet (deposition of ozone and stomatal exchange), einem multiplikativen Modell nach Jarvis (1976), adaptiert nach Emberson et al. (2000a,b, 2007), parametrisiert nach Nunn et al. (2005) und modifiziert nach Baumgarten et al. (2009).

Die Inputgrößen zu Klima und Boden-/Wasserhaushaltsparametern für das DO3SE-Modell gehen weitgehend in die Gleichungen zur Berechnung der verschiedenen Oberflächenwiderstände bzw. der Leitfähigkeiten und letztlich zur Berechnung der stomatären Leitfähigkeit für Ozon ein. Die phänologischen Daten sind nötig zur Beurteilung des Blattalters bzw. zur Kalkulation ab Beginn der Transpiration bzw. dem Beginn der tatsächlichen Vegetationsperiode für den jeweiligen Standort. Nicht gemessene Parameter wie z. B. gmax, fmin, fphena–c, flight, ftempmin,max,opt, fVPDmin und fSWPmax,minwurden für die jeweilige Baumarten (in diesem Fall Buche) aus entsprechenden Ergebnissen in der Fachliteratur rekrutiert (Emberson et al. 2001, 2000a, 2007; Nunn et al. 2002, 2005).

2.5 Ozonbedingte Schädigung der Belaubung

Im Rahmen von ICP-Forest, dem europäischen Programm zur Überwachung von Waldschäden, werden seit 2001 EU-weit an den Level-II-Standorten (Waldklimastationen) sichtbare, durch Ozon hervorgerufene Blattschäden von Waldbäumen kartiert (UNECE 2002). Hierfür wird ein Kartierschlüssel genutzt, welcher ozonbedingte Effekte von biotischen und weiteren abiotischen Effekten unterscheidet (UNECE 2004b). Für die Studie wurden insgesamt acht Standorte (sechs Waldklimastationen und zwei Forschungsstandorte) auf ozonbedingte Blattsymptome geprüft – für die anderen Standorte liegen keine Daten hierzu vor. Die Erhebung wurde an sonnenexponierter Belaubung im oberen Kronendrittel von fünf dominanten Buchen durchgeführt (jährlich je Baum fünf Äste im Zeitraum Juli/August). An den ausgewählten Ästen wurden jeweils 20 bis 40 Blätter bonitiert: Als typische, makroskopisch sichtbare ozonbedingte Blattsymptome galten purpur-rötliche, gelbliche oder schwarze Punkte (Stippling) oder flächige Verfärbungen (z. B. Bronzing) zwischen den Blattadern. Gegen Ende der Vegetationsperiode sind vorzeitig Vergilbung und Blattfall möglich. Es wurden vier Schadklassen festgelegt (Tab. 3). Am Forschungsstandort Forellenbach (FB) wurde eine qualitative Bonitur der Blattsymptomatik an fünf Buchen und jeweils zwei Ästen nach der oben beschriebenen Methodik durchgeführt. Am Forschungsstandort Kranzberger Forst (KF) wurden ozonbedingte Blattschäden an fünf Buchen, jeweils an fünf sonnenexponierten Ästen, zwischen Ende Mai bis zum herbstlichen Laubfall in zweiwöchentlichen Abständen bonitiert (nach Innes et al. 2001). Als ozonbedingte Blattschäden gelten, nach Ausschluss biotischer oder anderer abiotischer Schäden, Chlorosen und/oder Nekrosen in den Interkostalfeldern zwischen den Blattadern. Der Schädigungsgrad der Blätter wurde nach Prozentanteilen geschädigter Blattfläche zur Gesamtblattfläche bestimmt (Nunn et al. 2002, 2005).
Tabelle 3

Ozonbedingte Blattsymptome an Buchen und vorzeitiger (ozonunabhängiger) Laubverlust (in Prozent, Gesamtblattverlust und Schadstufe 2 bzw. 3 + 4; Buche: FRE, KF, SOG, FB, MIT; Eiche: WUE, RIE, Bergmischwald: KRE) an ausgewählten Untersuchungsflächen für die Jahre 2002 und 2003

Nr.

Fläche

Ozonsymptome*

Blattverluste**

2002

2003

2002

2003

2

WUE

0

0

13,2//0/3,1

16,2//4,6/3,1

5

RIE

0

20,7//15,3/0

20,0//13,6/0

9

KF***

0,8

2

9

FRE

0

0

15,8//4,2/0

18,8//12,5/0

15

SOG

0

0

23,5//21,4/2,9

24,9//21,4/2,9

17

FB****

Nein

Ja

25± 11

n=45 14.08

33± 11

n=39 4.08

17

MIT

0

0

20,2//15,6/0

20,2//17,2/3

18

KRE

0

0

23,9//27,2/0

25,9//40,9/0

* Schadstufe 0: keine Schäden, 1:1–5 % der Oberfläche geschädigt, 2:6–55 % geschädigt, 3:51–100 % geschädigt

** Blattverlust insgesamt in Prozent (kursiv)//Schadstufe 2 in Prozent/Schadstufe 3 + 4 in Prozent; Schadstufe 0: Laubverlust 0–10 % – ohne Schadmerkmale, 1:11–25 % – schwach geschädigt oder „Warnstufe“, 2:26–60 % mittelstark geschädigt, 3:61–99 % – stark geschädigt, 4:100 % – abgestorben

*** Schädigungszustand wurde nach Prozentanteilen geschädigter Blattfläche zur Gesamtblattfläche bestimmt, Blattverlust wurde durch Zählung an ausgewählten Ästen bestimmt

**** Schädigungszustand wurde qualitativ bestimmt (ja/nein), Gesamtblattverluste in Prozent inklusive Standardabweichung

2.6 Kronenverlichtung

Die Bewertung des Kronenzustands erfolgt über eine visuelle Abschätzung der Kronentransparenz im Vergleich zu einem „typischen Referenzvergleichsbaum“, der einen theoretischen Optimalzustand der Belaubung aufweist (Sanasilva 1990). Gemäß der Klassifizierungsmethode zur terrestrischen Kronenzustandserhebung (UNECE 1998) erfolgt die Abschätzung der Kronenverlichtung für den oberen Kronenbereich und wird an mindestens 35 Bäumen innerhalb eines Bestandes im Zeitraum Juli/August durchgeführt. Die Belaubungsverluste werden in 5 %-Stufen im Verhältnis zum „Referenzbaum“ abgeschätzt; Vergilbungserscheinungen, Besonderheiten im Kronenraum und mögliche ursächliche biotische oder abiotische Faktoren werden zusätzlich erfasst. Der Grad der Kronenverlichtung wird in fünf Schadstufen eingeteilt (Tab. 3). Die Abschätzung der Kronentransparenz ist ein nichtozonspezifischer Parameter der Waldzustanderhebung, der an Dauerbeobachtungsflächen und den Waldklimastationen routinemäßig bestimmt wird und der für diese Studie Informationen zu einem möglichen vorzeitigen Blattverlust liefert.

Am Forschungsstandort KF wurde ein vorzeitiger Blattverlust während der Vegetationsperiode in zweiwöchentlichen Abständen an fünf Ästen von jeweils fünf Buchen in Sonnen- und Schattenkrone durch Zählung bestimmt.

3 Ergebnisse

3.1 Vergleichende Bewertung der Ozonsituation: mittlere und maximale Ozonkonzentration

Die Ozonregime in den beiden Jahren 2002 und 2003 waren deutlich unterschiedlich. Die mittlere Ozonkonzentration während der Vegetationszeit (Tab. 2) betrug im Jahr 2002 an allen Flächen durchschnittlich 34,8 nl O3 l–1, im Jahr 2003 wurden mit 42,8 nl O3 l–1 im Mittel 23 % (±6 %) höhere Werte gemessen als 2002. Die mittlere Ozonkonzentration stieg in beiden Jahren mit der Höhenlage, mit den jeweils höchsten Vegetationsperiodenmittelwerten über 40 nl O3 l–1 2002 bzw. über 50 nl O3 l–1 2003 auf den Flächen ab ca. 1000 m ü. NN (FB-MIT, hp-KRE, gw-BER). 2002 lagen die Maxima der stündlich aufgezeichneten Ozonkonzentration auf allen Flächen um 90 nl O3 l–1, 2003 bei ca. 110 nl O3 l–1 (Tab. 2).

3.1.1 MPOC

Die MPOC-Indices (Abb. 2) lagen in beiden Jahren 2002 und 2003 für alle berechneten Zeiträume (24 h bis gesamte Vegetationszeit von April–September) und alle Flächen im Risikobereich „weitgehender Schutz“ (gelber bzw. weißer Bereich). Hierbei wird von einem mäßigen Risiko mit möglichen direkten, jedoch nicht dauerhaften Ozonschäden für Waldbäume ausgegangen. MPOC-Maxima wurden 2003 ermittelt, und insbesondere für Hochlagen (gw-BER, hp-KRE) ist eine Tendenz zum Risikobereich „dauerhafte Schäden“ (roter bzw. schwarzer Bereich) erkennbar.

3.1.2 Die Critical-Level-Modelle – AOT40phen und AFst>1,6

AOT40 phen Der Critical Level AOT40phen lag 2002 und 2003 auf allen Flächen deutlich über dem Schwellenwert von 5 µl O3 l–1 h (Abb. 3). Der Schwellenwert wurde 2002 im Mittel um 250 % überschritten. Maxima wurden auf den Flächen ns-RIE (24,3 µl O3 l–1 h), tb-FLO (23,6 µl O3 l–1 h), gw-BER (23,5 µl O3 l–1 h) ermittelt. Im Jahr 2003 waren die Werte im Mittel auf allen Flächen um ca. 80 ± 40 % höher als 2002. Der Schwellenwert wurde 2003 im Mittel um 500 % überschritten. Die höchsten Werte wurden auf den Flächen gw-BER (43,7 µl O3 l–1 h), hp-KRE (39,2 µl O3 l–1 h) und ab-ZUS (37,3 µl O3 l–1 h) ermittelt.
Abb. 3

AOT40phen (accumulated ozone exposure over a threshold of 40 nl O3 l–1 for the effective growing season) und AFst>1.6(accumulated stomatal flux above a flux threshold of 1,6 nmol O3 m–2 PLA) für die Flächenpaare während einer Vegetationsperiode für die Jahre 2002 und 2003, dünne Linie: Critical Level für AOT40 = 5 µl [O3] l–1 h, dicke Linie: Critical Level für AFst>1.6= 4 mmol O3 m–2 PLA

AF st>1,6 Der Critical Level AFst>1,6 (4 mmol O3 m–2 PLA) wurde ebenso wie der AOT40phen in beiden Jahren 2002 und 2003 auf allen Flächen deutlich überschritten (Abb. 3), im Mittel um den Faktor 3 (2002 2- bis 5-fach, 2003 1- bis 7-fach). Im Gegensatz zum AOT40phen war der AFst>1,6im stärker ozonbelasteten Jahr 2003 (ca. 20 % höhere mittlere Ozonkonzentrationen) nicht einheitlich höher als 2002. Die höchsten Werte wurden 2002 für die Flächen hp-KRE (23,3 mmol O3 m–2 PLA), tb-FLO (22,5 mmol O3 m–2 PLA) und ab-ZUS (20,8 mmol O3 m–2 PLA) und 2003 für die Flächen hp-KRE (30,8 mmol O3 m–2 PLA), gw-BER (27,3 mmol O3 m–2 PLA) und KF-FRE (23,0 mmol O3 m–2 PLA) ermittelt.

3.1.3 Zeitpunkt der Schwellenwertüberschreitung

Die Dauer der Vegetationsperiode auf den untersuchten Flächen betrug 2002 im Mittel 165 ± 10 Tage und 2003 177 ± 12 Tage. Die Überschreitung der Schwellenwerte von AOT40phen und AFst>1,6 erfolgten 2002 im Mittel 40 ± 11 bzw. 35 ± 10 Tage und 2003 36 ± 9 bzw. 32 ± 8 Tage nach Beginn des Austriebs, d. h. nach nur rund 20 % der Vegetationsperiode. Am frühesten in beiden Jahren (27 Tage nach Beginn der Vegetationsperiode) erfolgte die Schwellenwertüberschreitung auf Flächen oberhalb ca. 1000 m ü. NN. In beiden Jahren wurde der Schwellenwert von AFst>1,6 auf den meisten Flächen im Mittel neun Tage früher überschritten als jener von AOT40phen, auf den restlichen Flächen erfolgte die Überschreitung ungefähr zum gleichen Zeitpunkt (Tab. 4).
Tabelle 4

Zeitraum ab Austriebsbeginn bis zur Überschreitung der jeweiligen Critical Level (CL) Schwellenwerte für AOT40 und für AFst>1,6an den Flächenpaaren für die Jahre 2002 und 2003 (prozentualer Anteil der Tage an der Gesamtvegetationszeit), Anzahl der Tage an denen der Critical Level für AFst>1,6früher überschritten wird als der Critical Level für AOT40 für die Jahre 2002 und 2003

Kombiniertes Flächenpaar

Prozentanteil der Tage an der Vegetationszeit ab Austrieb bis zur Überschreitung des CL AOT40phen

Prozentanteil der Tage an der Vegetationszeit ab Austrieb bis zur Überschreitung des CL AFst>1,6

Anzahl der Tage, an denen der CL AFst>1,6früher (+) bzw. später (–) überschritten wird als der CL AOT40phen

 

2002

2003

2002

2003

2002

2003

as-ROT

26

23

5

wb-WUE

32

23

23

23

14

0

ns-RIE

19

17

20

18

–2

–2

me-AOE

22

20

22

22

0

–4

KF-FRE

34

21

26

21

13

0

ab-ZUS

20

19

15

12

8

13

re-BOD

24

21

26

16

–4

8

na-ROK

22

17

21

14

1

6

ga-SOG

30

31

32

27

–4

6

tb-FLO

19

16

14

16

8

–1

FB-MIT

34

23

23

18

16

8

hp-KRE

21

19

14

15

11

8

gw-BER

13

10

14

11

–2

–2

3.1.4 Vergleich von AOT40phen und AFst>1,6

Abhängig von den Standorts- und Klimabedingungen lieferten die beiden Critical-Level-Konzepte AOT40phen und AFst>1,6 zum Teil eine sehr unterschiedliche Risikoeinschätzung. In Abb. 4 sind der Verlauf von AOT40phen vs. AFst>1,6 vom Beginn bis zum Ende der Vegetationszeit 2002 und 2003 beispielhaft für sechs Standorte dargestellt. Ausgewählt wurden je zwei Flächenpaare, welche typisch für eher geringe, mittlere bzw. hohe Niederschlagseinträge (während der Vegetationsperiode) und niedrige nutzbare Feldkapazitäten sind (wb-WUE und re-BOD, KF-FRE und me-AOE bzw. hp-KRE und gw-BER, siehe Tab. 2). Im eher feuchten Jahr 2002, mit einem mittleren jährlichen Freilandniederschlag auf allen Untersuchungsflächen von 1367 ± 529 mm (April–September 688 ± 278, Juni–August 406 ± 177, siehe Tab. 2), führten die beiden Konzepte zu ähnlichen Ergebnissen, unabhängig von den Standortscharakteristika (außer Ozonsituation): AOT40phen vs. AFst>1,6 verlief mit weitgehend linearer Steigung (Abb. 4). Im Trockenjahr 2003 dagegen, mit einem gegenüber 2002 nur beinahe halb so hohen (58 ± 16 %) mittleren jährlichen Freilandniederschlag von 810 ± 367 mm (April–September 403 ± 203, Juni–August 214 ± 111, siehe Tab. 2), lieferte das AF-Konzept eine differenziertere und realistischere Risikoeinschätzung als AOT40phen. Ähnlich zur Ozonkonzentration (Tab. 2) stieg 2003 der AOT40phen kontinuierlich im Gegensatz zu AFst>1,6 an, wobei sich abhängig von Niederschlagsmenge und Wasserverfügbarkeit im Boden zwei verschiedene Reaktionen für AFst>1,6 unterscheiden ließen (Abb. 4):
  • Reduzierte stomatäre Ozonaufnahme an eher trockenen Standorten und gegebenenfalls eingeschränkter Wasserverfügbarkeit (Standorttyp trocken: eher niedrige nutzbare Feldkapazität, geringe Niederschlagseinträge um 200–300 mm April bis September, Transpirationseinschränkung [ab TI ≤ 0,90, mehr als 30 Tage während der Vegetationsperiode z. T. deutlich unter 0,7 (Daten nicht gezeigt)]; as-ROT, wb-WUE, ns-RIE, re-BOD, na-ROK, tb-FLO).

  • Hohe stomatäre Ozonaufnahme an feuchten Standorten mit hoher Wasserverfügbarkeit (Standorttyp medium: mittlere bis niedrige nutzbare Feldkapazität, mittlere Niederschlagseinträge ca. 300–500 mm April bis September, Transpirationseinschränkung [ab TI ≤ 0,90, mehr als 30 Tage während der Vegetationsperiode unter 0,7 (Daten nicht gezeigt)]; me-AOE, KF-FRE, ab-ZUS, FB-MIT; Standorttyp nass: mittlere [bis hohe] nutzbare Feldkapazität, hohe Niederschlagseinträge > 500 mm April bis September, keine Transpirationseinschränkung; ga-SOG, hp-KRE, gw-BER).

Abb. 4

Verlauf von stündlich akkumulierendem AFst>1.6versus AOT40phen an ausgewählten Flächenpaaren während der Vegetationszeit der Jahre 2002 und 2003; vertikaleund horizontale Linien: Critical Level für AOT40 = 5 µl [O3] l–1 h, bzw. Critical Level für AFst>1.6= 4 mmol O3 m–2 PLA. Ausgewählt wurden je zwei Flächenpaare für die jeweiligen Standortstypen: wb-WUE und re-BOD: Typ „trocken“, KF-FRE und me-AOE: Typ „medium“, hp-KRE und gw-BER: Typ „nass“ (vgl. Abb. 5)

An Standorten des Typs „trocken“ kam es mit Einsetzen länger anhaltender Trockenheit bei entsprechend eingeschränkter Wasserverfügbarkeit und Transpiration nur noch zu einer geringfügigen Ozonaufnahme (Abb. 4, Standorte wb-WUE, re-BOD). Die modellierten Wassergehaltwerte im Boden (bis 10 cm Tiefe Mineralboden, modelliert mit LWF-BROOK90, Hammel und Kennel 2001, Abb. 5) sanken mit einsetzender Trockenheit um z. T. mehr als 20 Vol.-% auf 20 bzw. >5 % ab, auch tiefere Bodenschichten (bis 40 cm) waren stark ausgetrocknet (Daten nicht gezeigt).
Abb. 5

Bodenwassergehaltswerte (Vol.-%) an ausgewählten Flächenpaaren für die Jahre 2002 und 2003 (Tag 100 bis zum Jahresende, bis –10 cm Tiefe Mineralboden, modelliert nach LWFBROOK90, Hammel und Kennel 2001). Ausgewählt wurden je zwei Flächenpaare für die jeweiligen Standortstypen: wb-WUE und re-BOD: Typ „trocken“ – eingeschränkte Wasserverfügbarkeit, Wassergehaltswerte z. T. um mehr als 20 Vol.-% auf 20 bzw. >5 % absinkend, auch tiefere Bodenschichten (bis –40 cm) stark ausgetrocknet; KF-FRE und me-AOE: Typ „medium“ – mittlere Wasserverfügbarkeit, Wassergehaltswerte z. T. auf 10 Vol.-% absinkend, Kurzregenereignisse und/oder Wasserspeicher in anderen Bodenschichten; hp-KRE und gw-BER: Typ „nass“ – hohe Wasserverfügbarkeit, hohe Niederschlagseinträge und Wasserreserven im Boden, Wassergehaltswerte nicht unter 40 Vol.-%

An Standorten des Typs „medium“ mit mittlerer Wasserverfügbarkeit kam es bei einsetzender Trockenheit zu einer zeitweisen Transpirationseinschränkung und somit zu verringerter Ozonaufnahme (Abb. 4, Standorte KF-FRE, me-AOE). Die Wassergehalte (bis 10 cm Tiefe Mineralboden, modelliert mit LWF-BROOK90, Hammel und Kennel 2001, siehe Abb. 5) sanken ebenfalls z. T. auf 10 Vol.-% ab. Kurzregenereignisse und/oder Wasserspeicher in anderen Bodenschichten (Daten nicht gezeigt) führten aber, z. T. trotz anhaltender Trockenheit, wieder zu deutlicher Transpiration und erhöhter stomatärer Ozonaufnahme (Abb. 4).

An Standorten des Typs „nass“ mit hoher Wasserverfügbarkeit kommt es aufgrund hoher Niederschlagseinträge und Wasserreserven im Boden zu keiner nennenswerten Transpirationseinschränkung und somit zu hoher stomatärer Ozonaufnahme (Abb. 4, Standorte hp-KRE, gw-BER). Die modellierten Wassergehaltswerte (bis 10 cm Tiefe Mineralboden, modelliert mit LWF-BROOK90, Hammel und Kennel 2001, siehe Abb. 5) sanken nie unter 40 Vol.-%. Zeitweise Trockenereignisse zeigten sich nur durch ein kurzzeitiges starkes Absinken der Wassergehaltswerte (z. T. bis 15 Vol.-%) in der organischen Auflage (Daten nicht gezeigt).

3.1.5 Symptome der Belaubung

Im Jahr 2002 wurden ozonbedingte Blattsymptome (an Buche) in geringer Ausprägung (Schäden an 0,8 % der Gesamtblattfläche) nur auf der Fläche Kranzberger Forst (KF) und im Jahr 2003 auf den Flächen KF (2 % der Gesamtblattfläche, 2002 und 2003 nicht signifikant unterschiedlich) und Forellenbach (FB, keine quantitative Angabe) festgestellt (Tab. 3).

Eine verstärkte Kronenverlichtung durch vorzeitigten Laubverlust (nicht zwingend ozonbedingt), auffällig abweichend vom langjährigen Durchschnitt bei den Waldzustandserhebungen (Daten nicht gezeigt), konnte in keinem Jahr auf keiner Fläche beobachtet werden (Tab. 3).

4 Diskussion

Für Bayerns Wälder wurde sowohl im klimatisch durchschnittlichen, eher feuchten Jahr 2002 als auch im extremen Trockenjahr 2003 gemäß den verwendeten Beurteilungskonzepten ein hohes Risiko für Wuchsbeeinträchtigung durch die Ozonbelastung festgestellt. Die MPOC-Indices prognostizierten in beiden Jahren ein mäßiges Risiko für Laub- und Nadelbäume mit potenziellen Schädigungen an der Belaubung und/oder Beeinträchtigung des Wachstums. Bei erhöhten Ozonkonzentrationen zeigte sich bei den Hochlagenstandorten und im Jahr 2003 eine Tendenz zum Risikobereich „dauerhafte Schäden“. Bei AOT40phen und AFst>1,6 wurden die jeweiligen Schwellenwerte, ab welchem 5 %ige Wachstumseinbußen prognostiziert werden, in beiden Jahren deutlich, z. T. um das 4- bis 8-fache, überschritten. Ozonbedingte Blattschäden ließen sich nicht oder nur in sehr geringem Ausmaß feststellen.

Der Bedeutung der Ergebnisse und Schlussfolgerungen aus der vorliegenden Studie kann mit dem gleichen Anspruch auf Übertragbarkeit gemessen und in den gleichen Maßstab eingeordnet werden, wie sie auch für die Nutzbarkeit und Aussagekraft der auf der Basis von Untersuchungen an den Waldklimastationen bzw. aus dem EU-Level-II-Flächenmessnetz erhobenen Daten gelten.

Eine ozonabhängige, mehrfaktorielle, statistisch abgesicherte Auswertung der Zuwachsdaten ist weiterhin eine Herausforderung für die notwendige Validierung der Modellergebnisse in Freilandstudien.

4.1 Beurteilung der Bewertungsmethoden

Die externe Ozonexposition (MPOC, AOT40) ist phytomedizinisch wenig aussagekräftig, da letztlich nur die von der Pflanze tatsächlich aufgenommene Ozondosis schädigend wirken kann (Skärby et al. 2004; Matyssek et al. 2008). Die exponierungsbasierten Konzepte sind somit nicht mechanistisch und vernachlässigen den Einfluss von Klima- und Standortsfaktoren auf eine mögliche Ozonwirkung. MPOC und AOT40 lassen zudem Baumart, Klima, Standort, die tatsächliche Phänologie und auch den Zeitpunkt und die Umstände bei Auftreten erhöhter Ozonkonzentrationen unberücksichtigt. Beide Konzepte werden deshalb in internationalen Fachkreisen kontrovers diskutiert (Ashmore et al. 2004; Krause et al. 2005; Matyssek et al. 2007b). Die hauptsächlich in Deutschland angewandte MPOC-Methode wurde bisher nicht in EU-weite Monitoringprogramme integriert. Das Critical-Level-Konzept für AOT40phen geht von einer unschädlichen Hintergrundozonkonzentration von 40 nl l–1 aus, beachtet den Austriebszeitpunkt bei der Bestimmung der externen Ozonexposition und erfasst die empfindlichste Baumart ohne Berücksichtigung von Bestandestypen und Umgebungsbedingungen (Matyssek und Innes 1999; Uddling et al. 2004). Aus verschiedenen Studien geht hervor, dass die Bestimmung des AOT40 vor allem zu einer Überschätzung des Risikos führen kann (Paoletti 2006; Ferretti et al. 2007; Matyssek et al. 2007b). Die UNECE wird nur so lange am derzeitigen AOT40-Konzept zur Risikoabschätzung für europäische Waldbäume festhalten, bis validierte Modelle für eine realistischere Bewertung verfügbar sein werden (UNECE 2003, 2005).

Das AFst>1,6-Konzept kalkuliert den stomatären Widerstand bei einer Baumart (in diesem Fall Buche) unter Einbeziehung einer Reihe von klimatischen, standörtlichen und phänologischen Parametern und lässt auf die phytomedizinisch relevante, aufgenommene Ozondosis schließen. Der Schwellenwert von AFst>1,6 für Waldbäume ist noch als provisorisch anzusehen, solange die Datenbasis aus Freilanduntersuchungen begrenzt ist. In internationalen Fachkreisen wird die flussbasierte stomatäre Ozonaufnahme für eine Risikoabschätzung befürwortet (z. B. UNECE 2003, 2005; Palitzsch et al. 2005; Musselman et al. 2006; Matyssek et al. 2008, 2009).

Der Vergleich von AFst>1,6 mit AOT40phen zeigte bei Anwendung des AFst>1,6-Konzeptes insbesondere bei Trockenheit im Jahr 2003 deutlich differenziertere, standortabhängige Resultate für die Risikobewertung als das AOT40-Konzept.

Ausschlaggebend für die tatsächlich aufgenommene Ozondosis waren v. a. Parameter des Wasserhaushalts wie Niederschlagseintrag, Bodeneigenschaften und Wassergehalt bzw. -verfügbarkeit im Boden. Hohe Einstrahlung ist sowohl Triebkraft für Wasserlimitierung als auch für eine erhöhte Ozonbelastung. Auf wasserlimitierten, trockeneren Standorten ist von einer eingeschränkten Transpiration mit einer Erhöhung des stomatären Widerstandes auszugehen, gleichzeitig aber kommt es so indirekt auch zu einer geringen Ozonaufnahme. Aus der ozonflussbasierten Modellierung geht somit hervor, dass es, je nach Wasserverfügbarkeit, sowohl zu einer faktoriellen Einzelwirkung wie auch zu synergistischen oder auch antagonistischen Wirkungen der Einflussparameter Trockenheit und Ozonbelastung auf die Bäume kommen kann (Matyssek et al. 2006). Zur Trockenheit neigende Standort wiesen wegen der eingeschränkten Transpiration größtenteils eine geringere Ozonaufnahme auf als Standorte mit hoher Wasserverfügbarkeit und hoher Transpiration und somit hoher Ozonaufnahme. Sowohl Transpirationseinschränkung bei Trockenheit mit geringerer Ozonaufnahme als auch hohe Ozonaufnahme bei uneingeschränkter Transpiration und guter Wasserversorgung können die Produktivität durch verminderte Photosyntheseleistung durch verminderte CO2-Fixierung einerseits oder durch notwendige Entgiftungskosten oder strukturelle Schäden durch hohe interne Ozondosen andererseits senken.

4.2 Potenzielle Mechanismen der Ozonempfindlichkeit

Trockenheit kann durch den vermehrten Spaltöffnungsschluss vor O3-Aufnahme schützen, jedoch auch die O3-Empfindlichkeit der Bäume verändern (Löw et al. 2006, 2007). Dabei ist die Empfindlichkeit pro tatsächlich aufgenommener Ozondosis entscheidend (Matyssek et al. 2008).

Veränderte Empfindlichkeiten treten auch abhängig vom Baum- bzw. Bestandesalter oder innerhalb einer Vegetationsperiode auch abhängig vom Alter der Belaubung auf. Hohe Ozondosen bereits zu Beginn der Vegetationszeit während der Differenzierungsphase der Belaubung können zu Schädigungen oder auch Anpassungsmechanismen der Blätter führen (Matyssek und Sandermann 2003). Unabhängig von Trockenheit oder Ozonbelastung konkurrieren die „strukturellen Kosten“ für Transpirationsschutz/-einschränkung oder für Entgiftungsmechanismen mit der Produktion.

Bislang ist ein konkreter Nachweis ozonbedingter Produktionseinbußen in Wäldern unter Freilandbedingungen zur Modellvalidierung immer noch schwierig. Produktionsbedingungen werden dort durch gleichzeitig wirksame, sich dynamisch verändernde Umweltbedingungen stark überlagert. Die Langlebigkeit eines Waldbestandes und die vielfältigen Einflussgrößen z. T. potenziell wachstumsfördernder Faktoren (steigende CO2-Konzentration der Luft, hohe N-Einträge, Klimaerwärmung, verlängerte Vegetationszeiten) erschweren unter den gegebenen Standortbedingungen den kausalen Nachweis. Hinweise für eine zuwachsbegrenzende Wirkung erhöhter Ozonbelastung, die gleichwohl Anlass zur Besorgnis geben, gibt es dennoch nicht nur im Experiment, sondern auch für adulte Waldbäume im Bestand (z. B. Retzlaff et al. 2000; Dittmar et al. 2003, 2005; Karnosky et al. 2005, 2007; Wipfler et al. 2005; Pretzsch et al. 2009). Die Bedeutung O3-bedingter Zuwachseinbußen von Wäldern in Climate-Change-Szenarien wurde bisher eher unterschätzt (Sitch et al. 2007; Pretzsch und Dursky 2002; Pretzsch et al. 2009). Kürzlich konnten Pretzsch et al. (2009) in einem Freiluftbegasungsexperiment bei erhöhten Ozonkonzentrationen eine Veränderung der Stammschaftform an Buche und Fichte feststellen, die sich bei der Buche deutlich zuwachsmindernd auswirkte.

Die Bestimmung der Kronen-/Bestandstranspiration durch Xylemsaftflussmessung zur Ermittlung der O3-Aufnahme von Bäumen und Beständen ist ein neuartiger Ansatz (Nunn et al. 2007; Köstner et al. 2008), welcher inhärent und standortsspezifisch herrschende Luftgrenzschichten und Bodenwasserversorgung in ihrer Wirkung auf Transpiration und Ozonaufnahme berücksichtigt. Hierdurch erhält die Risikoabschätzung eine auf Ursache und Wirkung bezogene Grundlage (Matyssek et al. 2008, 2009).

4.3 Schwellenwerte als differenzierende Instrumente?

Die Schwellenwertbestimmung der Critical-Level-Konzepte für die vermuteten Wachstumseinbußen von 5 % beruhen auf wenigen Untersuchungen an Jungbäumen unter experimentell kontrollierten Kammerbedingungen (z. B. Braun und Flückiger 1994; Braun et al. 2003). Die Übertragbarkeit der Ergebnisse auf reale Waldbestände ist daher unsicher und muss entsprechend neuer Befunde an Bestandsbäumen überprüft werden (Matyssek und Innes, 1999; Baumgarten et al. 2000; Wieser et al. 2002a,b; Matyssek et al. 2004; Karnosky et al. 2005; Nunn et al. 2005; Herbinger et al. 2005; Kubisce et al. 2006, 2007; Matyssek et al. 2007a, 2008, 2009; Pretzsch et al. 2009). Hier gilt es, praxisrelevante und belastbare Aussagen zu schaffen und die Bewertungsgrundlagen weiter zu entwickeln. Schwellenwerte sind politisch notwendige Instrumente und Orientierungshilfen mit biologisch jedoch teilweise eingeschränkter Aussagekraft, sodass stets eine kritische Bewertung im Kontext anderer abiotischer und biotischer Faktoren erfolgen muss. Daher scheint es sinnvoll, eher Schwellenbereiche für standörtlich unterschiedlich ausgestattete Waldbestände zu erarbeiten, als EU-weit über vier geografische Breitengrade hinweg nur einen Schwellenwert für Wälder vorzugeben, wie es gegenwärtig der Fall ist.

5 Schlussfolgerungen und Ausblick

Für Bayerns Wälder wurde ein hohes O3-Schadensrisiko unabhängig von der Wasserversorgung festgestellt. Unter den Voraussetzungen eines fortschreitenden Klimawandels werden Extremereignisse mit starker Trockenheit in Kombination mit hoher O3-Belastung weiter zunehmen.

Die Ermittlung der O3-Aufnahme der Bäume über die Stomata (interne O3-Dosis) ist für eine verlässliche standortspezifische Risikoeinschätzung besser geeignet als auf Basis der Bestimmung der externen O3-Exposition. Sie ist jedoch anspruchsvoll und verlangt detaillierte Basisinformationen. Informationen von Referenzmessstandorten der forstlichen Umweltbeobachtung und der Luftüberwachung können hierzu in idealer Weise genutzt werden. Auf der internen O3-Dosis basierende, mechanistisch fundierte Risikobewertungskonzepte können somit durch Nutzung des o. g. Datenmaterials mit relativ begrenztem Aufwand verwendet und weiterentwickelt werden.

Die Schwellenwertüberschreitungen der gegenwärtig angewandten Critical-Level-Konzepte prognostizieren für Wälder 5 %ige Wachstumseinbußen. Während solche Einbußen bei hoher O3-Belastung vereinzelt für Waldbestände bestätigt wurden, steht eine großregionale und statistisch abgesicherte Überprüfung noch aus.

Die derzeit geltenden Schwellenwerte müssen anhand neuer Ergebnisse aus experimentellen Untersuchungen an Altbeständen überprüft und standortsspezifisch unterschieden werden.

Das Monitoring von ozonbedingten Blattsymptomen sollte an als gefährdet klassifizierten Standorten ausgeweitet werden.

Konzepte zur Bestimmung der aufgenommenen (internen) O3-Dosis müssen standörtlich boden- und wasserhaushaltsspezifische Parameter berücksichtigen.

Notes

Declarations

Danksagung

Wir danken dem Bayerischen Staatsministerium für Landwirtschaft und Forsten (Bay. StMELF) für die Finanzierung dieser Studie. Die Ozonflussmodellierungen wurden dankenswerterweise von Lisa Emberson und Patrick Büker vom Stockholm Environment Institute at York (SEI), University of York (UK) übernommen. Kontinuierliche Ozonkonzentrationen und meteorologische Daten wurden freundlicherweise vom Bayerischen Landesamt für Umwelt (LfU) und dem DWD (Hohenpeißenberg) zur Verfügung gestellt. Passivsammlerozon- und Globalstrahlungsdaten wurden von Christian Heerdt und Michael Leuchner vom Fachgebiet Bioklimatologie der TU München bereitgestellt. Burkhardt Beudert vom Nationalpark Bayerischer Wald danken wir für das Datenmaterial von der Fläche Forellenbach aus dem Projekt „Integrated Monitoring“ (UN/ECE Programm, Fkz. 351 01 012/01). Stephan Raspe (LWF) danken wir für die modellierten Daten zum Bodenwasserhaushalt an den Waldklimastationen.

Authors’ Affiliations

(1)
Lehrstuhl Ökophysiologie der Pflanzen, Weihenstephan, WZW, Department für Ökologie, TU München
(2)
Lehrbereich Waldernährung und Wasserhaushalt, Weihenstephan, WZW, Department für Ökologie, TU München
(3)
SG 2.3 Umweltmonitoring, Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft, LWF

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