Ermittlung der (potenziell) zu erwartenden Signalstärke von ...

Signalstärke von Bodenveränderungen
Tabelle 33 zusammengestellt. Aus der Tabelle ist ersichtlich, dass zum Zeitpunkt der
Erhebung - d.h. in den 70er und 80er Jahren des vorigen Jahrhunderts -
insbesondere an Belastungsstandorten sehr hohe Elementeinträge möglich waren
und die Spannbreite der Einträge sehr groß war (z.B. Pb min. 27, max. 730 g ha -1 a -1
oder Cd min. 0,88 und max. 15,9 g ha -1 a -1 ).
Tab. 33: Gesamtdeposition mit trockener Deposition an verschiedene deutschen
Waldstandorten [g ha -1 a -1 ], nach Bergkvist et al. (1989)
Standort Cu Zn Pb Cd
Göttingen 104 470 229 3,8
Solling 236 1377 285 15,9
Lüneburger Heide 113 - 143 11,2
Solling 8,8 - 48 0,88
Harste 5,5 - 27 0,58
Spanbeck 6,9 - 27 0,66
Teutoburger Wald 520 440 215 3,6
Göttinger Stadtwald 26 240 118 1,9
Oberrheinebene 16 143 86 2,1
Goslar 80 - 365-730 7,3
Die europaweiten Anstrengungen bei der Reduktion von Schadstoffemissionen
haben in den letzten zehn Jahren zu einem starken Rückgang vor allem der Blei- und
in geringerem Ausmaß der Cadmium-Emissionen durch die Einführung von bleifreien
Kraftstoffen und industriellen Filteranlagen geführt. Auch die Emissionen der anderen
Schwermetalle wurden durch die Einführung umweltfreundlicherer Technologien und
den Umbruch der Industrien in den Ländern des ehemaligen Ostblocks gesenkt
(Dutchak und Ilyin 2005, Hettelingh und Sliggers, 2006). Die modellierten
Depositionsraten von Blei und Cadmium nach Dutchak und Ilyin (2005, Tab. 34)
zeigen, wie sich dieser Rückgang der Emissionen in den Depositionen im Wald
widerspiegelt. Aufgrund der hohen Aufnahmekapazität der Böden für Schwermetalle
gehen de Vries et al. (2002) anhand der Daten aus dem ICM-Monitoring jedoch
davon aus, dass der Rückgang der Emissionen noch keine messbaren
Auswirkungen auf die Schwermetallgehalte im Boden hat.
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