Final Report - KATER

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
DANKSAGUNG ......................................................................................................... 3
VORWORT................................................................................................................. 4
1. EINLEITUNG.......................................................................................................... 5
2. ARBEITSGEBIET .................................................................................................. 7
2.1 Hochlagen ........................................................................................................................................................ 7
2.2 Waldgürtel ....................................................................................................................................................... 7
3. METHODEN ........................................................................................................... 8
3.1 Hydrologische Kenngrößen auf den Messstationen auf der Rax ................................................................ 8
3.2 Datenerhebung ................................................................................................................................................ 8
3.2.1 Ableitung von Standortsvariablen.............................................................................................................. 8
3.3 Rekonstruktion der Nutzungsgeschichte in den Hochlagen......................................................................10
3.4 Aufbereitung der naturräumlichen und der Nutzungsdaten .................................................................... 11
3.5 Hydrotopkartierung im Waldgürtel............................................................................................................ 11
3.5.1 Hydrotop-Gliederung nach Boden-Charakteristika (Hydrotop A)........................................................... 12
3.5.2 Hydrotop-Gliederung nach Waldvegetations-Charakteristika (Hydrotop B)........................................... 13
3.5.3 Versuchsflächen (Weiserflächen) ............................................................................................................ 14
3.5.4 Entscheidungshilfe für die Waldbewirtschaftung .................................................................................... 15
3.6 Datenerhebung in der Kampfzone des Hochwaldes................................................................................... 16
4 MODELLE ............................................................................................................. 17
4.1 Szenarien des Klimas und der Almwirtschaft ............................................................................................ 17
4.2 Potentielle Vegetation der Hochlagen.......................................................................................................... 17
4.2.1 Modellstruktur ......................................................................................................................................... 17
4.2.2. Parametrisierung..................................................................................................................................... 17
4.3 Ausbreitungsmodell der Latsche ................................................................................................................. 18
4.3.1 Modellstruktur ......................................................................................................................................... 18
4.3.2 Parametrisierung...................................................................................................................................... 19
4.4. Modellierung der Waldentwicklung........................................................................................................... 19
4.4.1 Modellierung der Waldentwicklung – statistisches Modell..................................................................... 19
4.4.2 Modellierung der Waldentwicklung – Sukzessionsmodell......................................................................19
4.4.3 Abschätzung der Waldentwicklung, SITE – Verfahren........................................................................... 20
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5 HYDROLOGISCHE EIGENSCHAFTEN ............................................................... 21
5.1 Stationen Wald und Wasser......................................................................................................................... 21
5.1.2 Bestandes-Niederschlag und Freiflächen-Niederschlag im montanen Waldgürtel.............................. 32
5.1.3 Bodenfeuchtigkeits-Dynamik im montanen Waldgürtel ..................................................................... 35
5.1.4 Qualität des Bodenwassers und Niederschlagswassers ....................................................................... 38
5.1.5 Schneedynamik auf den Versuchsflächen....................................................................................... 39
5.2 Hydrologie der Hochlagen und klima- bzw. landnutzungsbedingte Veränderungen ............................. 42
6 ERGEBNISSE ....................................................................................................... 43
6.1 Potentielle Vegetation der Hochlagen.......................................................................................................... 43
6.2 Ausbreitungsmodell der Latsche ................................................................................................................. 44
6.3 Bergwald ........................................................................................................................................................ 51
6.3.1 Die bodenbezogene Hydrotopgliederung................................................................................................. 51
6.3.2 Die waldvegetationsbezogene Hydrotopgliederung ................................................................................ 54
6.3.3. Versuchsflächen...................................................................................................................................... 57
6.3.4 Waldaufbau, Waldentwicklung und waldbauliche Maßnahmen.............................................................. 63
6.3.5 Die Simulation der Waldentwicklung auf Spezialstandorten anhand von Beispielen ............................. 69
6.3.6 Die Modellierung der Waldentwicklung unter veränderten Klima-Szenarien......................................... 70
6.4 Szenarien der Quellschutzwirkung für die Hochlagen .............................................................................. 71
6.4.1 Hydrologische Eigenschaften von Hydrotopen der Hochlagen ............................................................... 71
6.4.2 Klima- und nutzungsinduzierte Veränderungen ...................................................................................... 73
6.5 Exkurs: Almwirtschaft und Biodiversität................................................................................................... 75
7 SCHLUSSFOLGERUNGEN.................................................................................. 78
7.1 Zu erwartende Klimafolgen ......................................................................................................................... 78
7.1.1 Hochlagen................................................................................................................................................ 78
7.1.2 Wald......................................................................................................................................................... 79
7.2 Landnutzungsänderungen und ihre Folgen................................................................................................ 79
7.2.1 Hochlagen................................................................................................................................................ 79
7.2.2 Wald......................................................................................................................................................... 81
7.3 Folgen des Zusammenspiels von Klima- und Landnutzungsänderungen................................................ 82
7.4 Management-Maßnahmen ........................................................................................................................... 82
7.4.1 Almwirtschaft und Krummholzbewirtschaftung ..................................................................................... 82
7.4.2 Management-Maßnahmen Waldwirtschaft.............................................................................................. 83
LITERATUR ............................................................................................................. 85
ANHANG.................................................................................................................. 89
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
DANKSAGUNG
Die Durchführung des Projektes war nur durch die Zusammenarbeit und Hilfe verschiedener Personen
möglich. Deshalb sei hier folgenden Personen und Institutionen unser Dank ausgedrückt:
Dem Bundesministerium für Bildung, Wissenschaft und Kultur für die Finanzierung dieses Projektes
und speziell Herrn Dr. Christian Smoliner.
Herrn Dr. Gerhard Kuschnig und Herrn Dipl. Ing. Herbert Weidinger für die Initiativen, welche
entscheidend zum Zustandekommen des Projektes beigetragen haben. Der MA 31 und deren Direktor,
Herrn Dipl. Ing. Hans Sailer und der MA 49 und deren Direktor Dipl. Ing. Andreas Januskovecz für
die Bereitschaft zur Finanzierung dieses Projektes.
Den Bediensteten des Forstamtes der Stadt Wien (MA 49) und speziell Herrn Dipl. Ing. Dr. Franz
Fischer, Herrn Dipl. Ing. Werner Fleck und Frau Dipl. Ing. Karin Fasching für die fachliche
Zusammenarbeit.
Den Wasserwerken der Stadt Wien (MA 31) im Bereich der I. Wiener Hochquellenleitung, und
speziell Herrn Ing. Hans Tobler, Herrn Josef Stanglauer und Herrn Josef Böck für die tatkräftige
Unterstützung. Den Wiener Wasserwerken (MA 31) im Bereich der II. Wiener Hochquellenleitung
und speziell Herrn Ing. Ewald Uresch und Ernst Formann für die Unterstützung.
Den Bediensteten der Forstverwaltung Nasswald der MA 49 und speziell Herrn Dipl. Ing. Irmfried
Hanreich, Herrn Dipl. Ing. Peter Lepkovicz, Herrn Ing. Kurt Lumpi, Herrn Ing. Hermann
Haubenberger, Herrn Ing. Rainer Huber, Herrn Hans Werner Raganitsch und Herrn Dietmar
Pfatschbacher.
Den Bediensteten der Forstverwaltung Wildalpen der MA 49 und speziell Herrn Dipl. Ing. Peter
Gulas, Herrn Dipl. Ing. Hans Schnaubelt, Herrn Ing. Hans Mayer, Herrn Ing. Manfred Arrer und Herrn
Ing. Andreas Tiller.
Für die Mitarbeit bei den Feldarbeiten in den Bereichen Hochlagen und Wald und bei weiteren
Arbeiten Herrn Mag. Thorsten Englisch, Herrn Dr. Norbert Sauberer, Herrn Dr. Sepp Greimler, Herrn
Gerhard Brutti, Herrn Dipl. Ing. Wolfram Allinger, Herrn Dipl. Ing. Robert Jackl, Frau Dipl. Ing.
Andrea Drexler, Herrn Dipl. Ing. Dr. Markus Rauchecker, Frau Dipl. Ing. Karin Wriessnig, Herrn
Boris Podzeit und Frau Susanne Otruba.
Für das Quartier und die Kontrolle der Meteo-Station Herrn Franz Eggl.
Für die Bereitstellung von Daten Herrn Dipl. Ing. Dr. Maximilian Steinkellner, Herrn Dr. Gerhard
Mandl, Herrn Dr. Gerhard Bryda, Herrn Prof. Dipl. Ing. Dr. Josef Jansa, Herrn Prof. Dr. Karl Kraus
und Herrn Dipl. Ing. Dr. Robert Tscheliesnig.
Für die Mitarbeit bei den GIS-Arbeiten im Bereich Wald den Mitarbeitern des Institutes für
Freiraumgestaltung und Landschaftspflege und speziell Herrn Dipl. Ing. Dr. Christian Holtermann,
Herrn Dipl. Biol. Andreas Bartel und Herrn Dipl. Ing. Alfred Peinsitt.
Den Mitarbeitern des Institutes für Waldbau und speziell Herrn Dipl. Ing. Dr. Manfred Lexer, Frau
Ing. Monika Lex, Frau Barbara Brenner und Herrn Werner Egelhofer.
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
VORWORT
Für die Erstellung des Endberichts zum Forschungsprojekt „Modelle der Vegetationsentwicklung
unter veränderten Nutzungs- und Klimaverhältnissen und ihre Auswirkungen auf den
Karstwasserhaushalt in den Quelleinzugsgebieten der Stadt Wien“ wurde eine besondere
Vorgangsweise gewählt um den Ansprüchen der Auftraggeber (Bundesministerium für Bildung,
Wissenschaft und Kultur, Wiener Wasserwerke/MA31, Forstamt der Stadt Wien/MA49) gerecht zu
werden. Die allgemein verständliche Darstellung der wissenschaftlichen Arbeiten und ihrer Ergebnisse
stellt den Hauptteil dar und soll vor allem den an der Umsetzung interessierten Entscheidungsträgern
der Wiener Wasserwerke und des Forstamtes der Stadt Wien hilfreich sein. Die detaillierten
wissenschaftlichen Beschreibungen und Ergebnisse sind als Einzelmanuskripte im Appendix zu
finden. Diese sind bereits in wissenschaftlichen Zeitschriften erschienen oder zumindest zur
Publikation eingereicht. Im Appendix finden sich auch weiterführende, die Daten oder Auswertung
betreffende Abschnitte. Neben einem Kartenband liegt dem Endbericht auch eine CD mit den digitalen
Versionen der Karten und des Berichts bei.
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
1. EINLEITUNG
Der Trinkwasserbedarf der Stadt Wien wird zu 95% aus Karstquellen der Nordöstlichen Kalkalpen
gedeckt. Da Karstaquifere eine besonders geringe Filterleistung aufweisen, sind sie im Vergleich zu
Porengrundwässern in viel höherem Maß durch im Infiltrationsgebiet anfallende Schadstoffe gefährdet
(Ford & Willams 1996; Iqbal & Krothe 1995; Plagnes & Bakalowicz 1999). Für den
Karstwasserschutz sind daher die Vegetations- und Bodendecke von besonderer Bedeutung, weil sie
das einzige effektive Filtersystem darstellen (z.B. Huntoon 1997).
Vegetations- und Bodendecke können durch menschliche Nutzungseingriffe verändert werden. In den
Einzugsgebieten der Wiener Hochquellleitungen haben vor allem die Forst- und die Almwirtschaft
eine Jahrhunderte lange Tradition. Almwirtschaftliche Nutzung hat besonders in den Hochlagen die
Flächenanteile von Wald-, Gebüsch- und Rasenvegetation stark beeinflusst. In den letzten 150 Jahren
hat sich die Almbewirtschaftung zunehmend auf Gunstlagen zurückgezogen. Die weitere Entwicklung
wird von den almwirtschaftlichen Rahmenbedingungen abhängen, ein weiterer Rückgang ist
zumindest nicht auszuschließen. Die forstwirtschaftliche Nutzung unterliegt heute großteils der
direkten Einflussnahme der Gemeinde Wien als größtem Waldbesitzer in den Quelleinzugsgebieten.
Auch die Waldbewirtschaftung hat sich in den letzten Jahrzehnten grundlegend verändert. Das
Kahlschlagverbot innerhalb der Quellenschutzwälder der Stadt Wien wurde in der letzten Hälfte des
vorigen Jahrhunderts formuliert, danach folgten weitere wirksame Richtlinien zur Bewirtschaftung der
Quellenschutzwälder. Bestandesaufbau und Baumartenverteilung in den Waldbeständen werden sich
in der Folge verändern.
Für die kommenden Jahrzehnte ist eine einschneidende Veränderung der globalen und regionalen
Klimaverhältnisse prognostiziert (Watson et al. 2001, Lexer et al. 2001). Es wird allgemein erwartet,
dass ansteigende Temperaturen zu einer Arealverschiebung vieler Pflanzenarten, in
Gebirgsökosystemen insbesondere zu einer Höhenverschiebung der Obergrenzen ihres Vorkommens
führen werden (z.B. Grabherr et al. 1995, Walther et al. 2001). Eine wahrscheinliche Folge davon wird
ein Höherwandern der Waldgrenze auf Kosten alpiner Vegetationstypen sein (Aber et al. 2001,
Theurillat & Guisan 2001). Über den zeitlichen und räumlichen Ablauf dieser Prozesse ist man bis
heute großteils auf Spekulationen angewiesen. Diese Unsicherheiten sind einerseits durch die
beträchtlichen Schwankungsbreiten aktueller Klimaprognosen bedingt. Andererseits ist auch mit einer
beträchtlichen regionalen Variabilität zu rechnen, eine Folge der spezifischen naturräumlichen und
biologischen Ausgangsbedingungen. Dementsprechend haben Forschungen über die Auswirkungen
rezenter Erwärmungstrends des letzten Jahrhunderts auf die Waldgrenze zu stark divergierenden
Ergebnissen geführt (vgl. z.B. Kullmann 1993, Lavoie & Payette 1994, Szeicz & MacDonald 1995,
Hessl & Baker 1997, Meshinev et al. 2000, Paulsen et al. 2000, Cullen et al. 2001, Didier 2001, Masek
2001, Motta & Nola 2001, Sturm 2001, Klasner & Fagre 2002, Kullmann 2002).
Eine zusätzliche Komplikation entsteht, wo klimatische Verhältnisse und Bewirtschaftungsformen
sich gleichzeitig verändert haben oder verändern werden und beide Prozesse die Vegetation in
ähnlicher Weise beeinflussen. Das ist insbesondere im Waldgrenzbereich der europäischen Alpen der
Fall, wo während des letzten Jahrhunderts sowohl der Rückgang der Almbewirtschaftung als auch die
Temperaturerhöhung zu einem Vordringen des Waldes in zuvor gehölzfreie Bereiche geführt haben.
Eine kausale Interpretation der rezenten Vegetationsdynamik kann hier große Probleme bereiten
(Didier 2001, Motta & Nola 2001). Dementsprechend ist es schwierig, verlässliche Prognosen über
mögliche zukünftige Entwicklungen zu erstellen.
Im montanen bis subalpinen Waldgürtel ist die Situation insofern eine andere, als durch die fast
flächendeckende forstwirtschaftliche Nutzung die Vegetations- und Bodenentwicklung in viel
höherem Ausmaß der direkten menschlichen Einflussnahme unterliegen. Nicht Fortsetzung oder
Aufgabe der Bewirtschaftung sind im Waldbereich die wesentlichen Zukunftsszenarien sondern die
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Orientierung an forstwirtschaftlichen Nutzungsstrategien, welche in den Wäldern des
Untersuchungsgebietes vor allem Management-Richtlinien zur Bewirtschaftung von
Quellenschutzwäldern sind. Diese beziehen sich beispielsweise auf standortsgemäße
Baumartenverteilung und auf einen stabilen und strukturierten Waldaufbau. Aus der Sicht des
Quellenschutzes konzentriert sich das Interesse im subalpinen und alpinen Bereich daher auf die
möglichen Ergebnisse natürlicher Sukzessionsprozesse, die durch Klimawandel und mögliche
Almaufgabe in Gang gesetzt werden. Im montanen bis subalpinen Waldbereich ist dagegen vor allem
eine Abstimmung forstwirtschaftlicher Strategien auf die Erfordernisse eines optimierten
Quellenschutzes und auf sich möglicherweise verändernde klimatische Verhältnisse gefragt.
Die grundsätzliche Aufgabenstellung der Studie war es
(1) Szenarien über die Veränderung von Vegetation und Boden unter dem Einfluss verschiedener
zukünftiger Klima- und Landnutzungsszenarien für die Einzugsgebiete der Wiener Hochquellleitungen
zu entwickeln,
(2) die daraus resultierenden Konsequenzen für den Quellschutz aufzuzeigen und
(3) Grundlagen für eine aus Sicht des Quellschutzmanagements nachhaltige Bewirtschaftungsstrategie
zu liefern.
Da aufgrund des ausreichenden Wasserdargebotes in den Einzugsgebieten der Wiener
Hochquellleitungen qualitative Aspekte bei der Einzugsgebietsbewirtschaftung im Vordergrund stehen
(Maslo 1995), galt das Hauptaugenmerk dieser Studie der Quellschutzwirkung von Boden und
Vegetation und ihrer zukünftigen Entwicklung. Direkte Folgen von Klimawandel auf die
Einzugsgebietshydrologie (z.B. über Änderungen des Temperatur- und Niederschlagsregimes, vgl.
z.B. Loáiciga et al. 2000, Entner & Zojer 2000) waren dagegen nicht Gegenstand dieses
Forschungsprojekts.
Entsprechend der unterschiedlichen Ausgangslage im montanen bis subalpinen Bergwald und in den
subalpin-alpinen Hochlagen wurden die gestellten Aufgaben mit unterschiedlichen Methoden
bearbeitet. Die Bearbeitung der Hochlagenbereiche stützte sich vor allem auf flächendeckende Daten
zu den natürlichen Umweltverhältnissen und einer Rekonstruktion der Almwirtschaftsgeschichte der
letzten 200 Jahre. Die prognostischen Modelle liefern einerseits Karten der potentiellen
Vegetationsverteilung unter veränderten Umweltbedingungen, d.h. sie zeigen den wahrscheinlichen
Endzustand, der sich nach Eintreten klimatischer und almwirtschaftlicher Veränderungen innerhalb
eines nicht näher bestimmten Zeithorizonts einstellen wird. Andererseits simulieren sie in einer
zeitlich expliziten Form die Ausbreitungsdynamik der regional wichtigsten Gehölzart im
Waldgrenzbereich, der Latsche (Pinus mugo). Die Fokussierung auf die Latsche ist vor allem durch
die Annahme motiviert, dass die Ausdehnung des Latschenkrummholzes auf Kosten alpiner
Vegetationstypen auch der für den Wasserhaushalt der Einzugsgebiete entscheidende Prozess während
der nächsten Jahrhunderte in den subalpinen und alpinen Hochlagen sein wird (Dirnböck & Grabherr
2000).
Die Umsetzung von Vegetationssimulationen auf regionalisierte, wasserhaushaltlich wirksame
Parameter stellt bis heute eine Herausforderung dar. Für die Hochlagen, die eine beträchtliche
Ausdehnung (ca. 150 km²) haben, wurde eine Methode gewählt, wie sie für ähnlich groß angelegte
Untersuchungen bereits mehrfach angewandt wurde (Köppel 1993). Hydrologisch homogene
Raumausschnitte („Hydrological response units“ sensu Gurtz et al. 1999) dienen dabei als
Basiseinheiten. Ihre Charakterisierung basiert auf den Resultaten experimenteller Untersuchungen, die
einem Mindeststandard entsprechen und auf das Einzugsgebiet der Wiener Wasserversorgung
anwendbar sind. Grundlagen für ein nachhaltiges Quellschutzmanagement ergeben sich vor allem
durch die Möglichkeit, den Einfluss almwirtschaftlicher Nutzung auf den Zustand von Vegetation und
Boden abzuschätzen und so, etwa durch Ausweisung von Schutzzonen oder Prioritätensetzungen, die
Vegetationsentwicklung in eine gewünschte Richtung lenken zu können.
Die Arbeiten im Bergwald konzentrierten sich aufgrund der starken menschlichen Einflussnahme
durch die Forstbewirtschaftung vor allem auf die geänderten Nutzungsverhältnisse, welche sich aus
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
technischen Innovationen und wissenschaftlichen Erkenntnissen der letzten Jahrzehnte ergeben haben.
Die geänderten Ziele und Verfahren einer quellenschutzorientierten Waldbewirtschaftung sind auch
bei möglichen klimatischen Veränderungen zu gewichten. Die Szenarien der Waldentwicklung
vergleichen demnach Varianten ohne waldbauliche Eingriffe mit Varianten, wo waldbauliche
Strategien zum Einsatz kommen, die eine Optimierung des Quellenschutzes zum Ziel haben. Als
weiteres Szenario werden auch mögliche klimatische Veränderungen in ihrer Wirkung auf die
Waldentwicklung einbezogen.
Die hydrologische Bedeutung von Waldvegetation wurde in zahlreichen Studien dargestellt (Reynolds
et al. 1992, Herwitz & Slye 1995, Likens & Bormann 1995, Hager & Holzmann 1997, Katzensteiner
2000, Rothe et al. 1998, v. Wilpert et al. 2000). Im Zuge des Forschungsprojektes wurden auf der
Raxalpe Messstationen eingerichtet, die durch Vergleiche zwischen verschiedenen Klassen von
Waldvegetation oder zwischen Latschenvegetation und Almvegetation Basisdaten zur Ableitung von
hydrologischen Trends liefern. Durch Zusammenschau von Literaturdaten und eigenen
Messergebnissen können Richtlinien zur Quellenschutzwaldbewirtschaftung untermauert
beziehungsweise neu definiert werden. Wie in den Hochlagen wurden auch im Wald hydrologisch
homogenen Flächeneinheiten (Hydrotop oder hydrological response unit, Gurtz et al. 1999) definiert,
um flächenrelevante Aussagen zu erhalten. Zwei flächendeckende und eine repräsentative Kartierung
schufen die Grundlage zur Hydrotop-Ausscheidung, wobei diese Gliederung auch funktionale
Einheiten für ähnliche waldbauliche Managementmaßnahmen schuf. Die Definition von verfeinerten
und spezifischen Management-Richtlinien zur Optimierung des Quellenschutzes wurde auf die
verschiedenen Hydrotope bezogen durchgeführt und erlangt dadurch auch eine räumlich explizite
Dimension.
2. ARBEITSGEBIET
2.1 Hochlagen
Das Arbeitsgebiet des „Hochlagenteiles“ umfasst die subalpinen und alpinen Gebiete von Schneeberg,
Rax, Schneealpe, Zeller Staritzen und Hochschwab, also einen großen Teil der Einzugsgebiete der I.
und II. Wiener Hochquellleitung. Es handelt sich um eine Gesamtfläche von ca 150 km², die von
alpinen Rasen, Schutt- und Felsvegetation, Latschenkrummholz und den obersten Ausläufern
subalpiner Fichten und Lärchenwäldern bedeckt werden. Die naturräumlichen Verhältnisse und
Details der aktuellen Vegetation sind in den Berichten und Publikationen zum Projekt
„Vegetationskartierung in den Hochlagen der Wiener Hochquelleinzugsgebiete“ ausführlich
dokumentiert worden (Greimler & Dirnböck 1996, Dirnböck & Greimler 1997, Dirnböck 1998,
Dirnböck et al. 1999, Dullinger et al. 2001).
2.2 Waldgürtel
Das Arbeitsgebiet des „Waldteiles“ umfasst den montanen bis hochmontan-subalpinen Bereich des
Fronbachgrabens und den montanen Bereich der Fuchspassquelle, welche den südwestlichen Abhang
des Schneeberges darstellen, sowie den hochmontan-subalpinen Bereich des Kuhschneeberges. Die
zwei ersten Teileinzugsgebiete sind großflächig von Fichten-Tannen-Buchen-Wäldern und
kleinflächiger von Sonder-Waldgesellschaften (Bergahorn-Eschen-Wälder, Kiefernwälder, etc.)
bestockt. Der Kuhschneeberg wird von hochmontanen Fichten-Tannen-Buchen-Waldgesellschaften
und von subalpinen Fichten-(Tannen)-Waldgesellschaften bedeckt. Alle drei Bereiche stellen
Teileinzugsgebiete der I. Wiener Hochquellenwasserleitung dar. Detaillierte Angaben zur
Waldvegetation sind in den Berichten zur forstlichen Standortskartierung (Weidinger & Mrkvicka
2001, Fraissl 1997, Gatterbauer et al. 1996, Köck et al. 2002) nachzulesen.
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
3. METHODEN
3.1 Hydrologische Kenngrößen auf den Messstationen auf der Rax
Auf dem Raxplateau und auf der Scheibwaldleiten werden seit Juni 1999 beziehungsweise seit Juni
2000 (in der alpinen Höhenstufe) meteorologische und hydrologische Daten aufgezeichnet. Die Daten
wurden während des gesamten Jahres erhoben. Fünf Versuchsflächen wurden bereits im Rahmen der
Projekte ‚Wald und Wasser’ (Köck et al. 2001) und ‚Untersuchungen zu Bodenwasserhaushalt und
Abflussverhalten von karbonatischen Standorten im Quellenschutzgebiet der Stadt Wien’ (Köck et al.
2002) eingerichtet und für das gegenständliche Projekt weitergeführt. Davon wurden drei
Versuchsflächen in der montanen Höhenstufe im Bereich des Fichten-Tannen-Buchen-Waldes
(Helleboro-Abieti-Fagetum, Zukrigl 1973; Helleboro-Fagetum, Mucina et al. 1993) installiert und
zwei Versuchsflächen in der subalpinen Höhenstufe im Latschen-Buschwaldgürtel (Hochstauden-
Latschenbuschwald, Rhododendro-hirsuti-Mugetum prostratae, Adenostyles alliariae – Ausbildung,
Mayer 1974, Köck 2002).
In der alpinen Höhenstufe wurde eine Station im Bereich eines Polsterseggen-Rasen (Caricetum
firmae) und eine Station im Bereich eines Horstseggen-Rasen (Seslerio-Caricetum sempervirentis)
eingerichtet.
Eine genaue Darstellung des Messaufbaues und der verwendeten Messgeräte findet sich im Bericht
„Wald und Wasser“ (Köck et al. 2001) und im Zwischenbericht zum gegenständlichen Projekt
(Unpublizierter Zwischenbericht, 2000).
Ziel der Datenerhebung auf den Versuchsflächen ist es, hydrologische und meteorologische
Unterschiede zwischen verschiedenen Vegetationsformen zu erarbeiten. Vergleiche erfolgen somit in
der subalpinen Höhenstufe zwischen Latschen-Buschwald-Vegetation und Almflächen-Vegetation. In
der montanen Höhenstufe werden ein Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand, ein 60-jähriges Fichten-
Stangenholz und Verjüngungsflächen-Vegetation miteinander verglichen. Diese fünf
Vegetationsformen sind für das Quellenschutzgebiet der Stadt Wien repräsentativ und weit verbreitet.
Die Vergleiche werden möglich, weil den miteinander verglichenen Vegetationsformen ähnliche
ökologische Rahmenbedingungen (Seehöhe, Exposition, Geologie, Bodentyp, Wasserhaushaltsklasse,
etc.) gemein sind. Vergleiche zwischen den drei beprobten (sub)alpinen Rasenformen wurden bis dato
aufgrund der kurzen Messreihen nicht durchgeführt.
Da eine flächige Extrapolation von punktuell erhobenen hydrologischen und meteorologischen Daten
mit großen Unsicherheiten behaftet ist, wurden nur allgemein anwendbare hydrologische Wirkungen
aus den Messreihen abgeleitet und mit den flächenbezogenen Vegetations-Szenarien verknüpft,
welche basierend auf der Hydrotop-Kartierung dargestellt werden. Die hydrologischen Wirkungen
wurden aus den vergleichenden Messreihen auf der Raxalpe und aus Literatur-Recherchen abgeleitet
und sollen durch die Verknüpfung mit den Daten der Vegetations-Szenarien auf Hydrotop-Basis
Hydrologische Tendenzen zeigen, welche einfache Orientierungsmarken für die Bewirtschafter der
Quellenschutzgebiete darstellen. Die Formulierung von hydrologischen Tendenzen erlaubt trotz des
Fehlens adäquater hydrologischer Modelle für karstalpine Einzugsgebiete die praktische Umsetzung
von Ergebnissen hydrologischen Messreihen.
3.2 Datenerhebung
3.2.1 Ableitung von Standortsvariablen
3.2.1.1 Topographie
Aufgrund der hohen Reliefenergie kommt der Geländemorphologie in Gebirgslebensräumen eine
entscheidende Bedeutung für Vegetationsentwicklung und Bodenbildung zu. Das Relief beeinflusst
unter anderem Mikroklima, Bodenfeuchte, Schneeverteilung, Windgeschwindigkeit und
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Erosionsprozesse. Ein Geländemodell bildet daher eine Grundvoraussetzung für eine flächendeckende
Beschreibung der natürlichen Standortsbedingungen. Für dieses Projekt wurde ein Digitales
Höhenmodell (DGM) des Bundesamtes für Eich- und Vermessungwesen verwendet. Es handelt sich
dabei um Rasterdaten mit einer Maschenweite von 20 Metern und zusätzlichen Informationen über
den Verlauf von Geländekanten.
Aus dem DGM wurden direkt Daten zu den Hangneigungsverhältnissen übernommen. Des weiteren
wurden zwei topographische Indizes abgeleitet. Der Erosionsindex EROS beschreibt die Verteilung
des Bodenserosions- und Akkumulationspotentials im Gelände, der Bodenfeuchteindex WET die
topographisch bedingten Unterschiede in den Bodenfeuchteverhältnissen. Beide Indizes wurden mit
Hilfe des Programmpakets TAPES-G (Gallant & Wilson 1996) berechnet.
Darüberhinaus wurde das DGM zur Ableitung der im folgenden beschriebenen Standortsvariablen
benutzt.
3.2.1.2 Klimadaten
Um räumliche Klimaparameter abzuleiten wurden folgende metereologische Daten herangezogen:
Monatswerte (seit 1961) aller Stationen der Zentralanstalt für Meteorologie und Geodynamik im
Arbeitsgebiet und seiner näheren Umgebung.
Messwerte dreier Stationen von M. Steinkellner (unpubliziert) auf der Schneealpe.
Messwerte der im Rahmen des Projektes installierten Stationen auf der Raxalpe.
Temperaturtage (= Summer der Tage pro Jahr mit Tagesmittelwerten > 0 °C) und Niederschlagswerte
wurden statistisch mit Seehöhe und geographischer Breite korreliert und über multiple
Regressionsverfahren auf die Gesamtfläche des Arbeitsgebietes extrapoliert. An Niederschlagswerten
wurde ausschließlich der Mittelwert des Monats August verwendet und gemeinsam mit der
Solarstrahlung und der entsprechenden Monatsmitteltemperatur (für August) zur Berechnung der
Wasserbilanz herangezogen. Zur Berechnung der topographisch stark variablen Globalstrahlung (Nord
– Südexposition, Horizontüberhöhung, lokale, reliefbedingte Beschattung) wurden ein
Strahlungsmodell und das DGM verwendet. Eine detaillierte Darstellung der Kalkulation der
Klimaparameter ist in Appendix Nr. 1 zu finden.
3.2.1.3 Schneeverteilung
Die Schneeverteilung stellt einen Schlüsselfaktor für die Verbreitung von alpinen Pflanzenarten dar.
Durch die Arbeiten zur Schneeschmelzdynamik auf der Schneealpe (Jansa et al. 2000) waren
ausgezeichnete Grundlagendaten, nämlich klassifizierte Satellitenbilder vorhanden. Diese
Schneeverteilungskarten decken allerdings nur einen Teil des Arbeitsgebietes ab (Schneealpe, Teile
der Raxalpe). Für die Extrapolation auf das Gesamtgebiet wurde ein eigenes Verfahren entwickelt. Die
aufwendige Methodik ist in Appendix Nr. 1 beschrieben.
3.2.1.4 Geologie
Die chemische Zusammensetzung des Muttergesteins und seiner Verwitterungsprodukte ist ein
wichtiger Selektionsfilter für Pflanzenarten. Als Grundlagendaten für dieses Projekt wurden die im
Rahmen des Karstforschungsprogramms der Stadt Wien neu erstellten geologischen Karten
(Geologische Bundesanstalt, unpubliziert) herangezogen. Für fehlende Bereiche auf der Schneealpe
wurde eine Kompilation älterer geologischer Datensätze übernommen (Heinz-Arvand et al. 1997). Aus
den sehr detaillierten petrologische Informationen dieser Karten wurde in Zusammenarbeit mit Dr. G.
Bryda (Geologische Bundesanstalt) ein vereinfachtes 5-stufiges Schema abgeleitet, das die für die
Vegetation wenig relevanten Unterschiede ausfiltert. Differenziert wurde dabei zwischen reinen
Kalken, tonig verwitterenden Kalke, reinen Dolomiten, tonig verwitternden Dolomiten und rezenten
Lockersedimenten (Schuttkörper, Schwemmkegel, Bergstürze, Moränenmaterial).
3.2.1.5 Böden
Der charakteristische Bodentyp in den subalpinen und alpinen Gebieten der Kalkalpen sind
verschiedene Varianten der Rendzina-Serie (Moderrendzina, Polsterrendzina, Tangelrendzina, usw.),
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
die sich vor allem aufgrund ihrer Humusgehalte voneinander unterscheiden. Ein weitverbreitetes
Phänomen auf den Plateaubergen der Nordöstlichen Kalkalpen ist aber auch die Anreicherung
kolluvialer Braunlehme (Kalkbraunlehm) an bestimmten Stellen des Geländereliefs (Dolinen, kleinere
Mulden, Verebnungen, Unterhänge). Die unterschiedliche Wasserzügigkeit von Rendzinen und
Kalkbraunlehmen hat nachhaltige Auswirkungen auf die Vegetationsdecke (vgl. Kapitel 3.5.1 für eine
detailliertere Beschreibung der regionalen Bodentypen). Leider existieren für das Arbeitsgebiet keine
flächendeckenden Bodenkarten. Im Rahmen dieses Forschungsprojekts wurde daher versucht, die
Verbreitung der Lehmböden unter Ausnutzung ihrer engen Bindung an bestimmte Positionen im
Geländerelief aus Punktdaten zu extrapolieren. Verwendet wurden dafür 573 Bodenaufnahmepunkte,
das DGM und die daraus abgeleiteten topographischen Variablen sowie ein spezielles statistisches
Analyse- und Prädiktionsverfahren (rekursive Entscheidungsbäume – Classification Tree). Das
Auftreten von Lehmböden konnte dabei für 85% der Probepunkte richtig vorhergesagt werden.
3.2.1.6 Aktuelle Vegetation
Der Status quo der Vegetationsdecke ist für prognostische Vegetationsmodelle ein entscheidender
Bezugs- und Ausgangspunkt. Für das Gesamtgebiet der Hochlagen konnte auf die im Rahmen des
Forschungsprojekts „Vegetationskartierung in den Hochlagen der Wiener Hochquelleinzugsgebiete“
erstellten Karten zurückgegriffen werden. Für einige Randgebiete wurde darüberhinaus die aktuelle
Verteilung des Latschenkrummholzes mit Hilfe von Luftbildern (Schwarz-Weiß- und Infrarot-
Orthophotos) ergänzt.
3.3 Rekonstruktion der Nutzungsgeschichte in den Hochlagen
Die Hochlagen der Quelleinzugsgebiete werden seit Jahrhunderten almwirtschaftlich genutzt. Weite
Bereiche der natürlichen subalpinen Wälder und Latschengebüsche wurden gerodet, um die
Weideflächen zu vergrößern, teilweise auch um verkohlbares Holz für die Eisenverhüttung zu
gewinnen. Seit der Mitte des 19. Jahrhunderts geht die Almwirtschaft in den Hochlagen zurück. Statt
ehemals 52% des Arbeitsgebietes werden heute nur noch 22% beweidet. Die
Bewirtschaftungsintensität ist insgesamt niedrig (durchschnittlich etwa 0.5 Großvieheinheiten pro
Hektar), aber räumlich variabel: Gunstlagen in unmittelbarer Nähe der Almhütten werden relativ
intensiv beweidet, abgelegene Teile der Almen, steile Hänge und die höchsten Lagen werden sehr
extensiv bewirtschaftet.
Für die flächige Rekonstruktion der Nutzungsgeschichte wurden eine große Zahl historischer Quellen
ausgewertet (siehe Appendix Nr. 4). Die wichtigsten Grundlagen lieferte der Franziszäische Kataster,
der im Arbeitsgebiet in den Jahren 1821 bis 1825 erstellt wurde. Das damalige Parzellennetz hat sich
bis heute nur marginal verändert und wurde daher als geographischer Bezugsrahmen verwendet. Für
jede einzelne Parzelle des Katasters wurde anhand systematischer (Regulierungsurkunden,
Steuerschätzungsanschläge, Almkatastererhebungen) und anekdotischer (Reisehandbücher und
Lokalbeschreibungen aus dem 19. und frühen 20. Jahrhundert) Quellen, die Nutzungsgeschichte
rekonstruiert. Prinzipiell wurden dabei 3 Kategorien von Flächen unterschieden: (1) solche, die im
dokumentierten Zeitraum (seit 1755 für die Steiermark, bzw. ca. 1820 für Niederösterreich, siehe
Appendix Nr. 4) nie almwirtschaftlich genutzt wurden, (2) solche, auf denen die Nutzung im
dokumentierten Zeitraum aufgegeben worden ist, und (3) solche, die heute noch beweidet werden. Für
die zweite Kategorie wurde anhand der historischen Quellen, in einigen Fällen auch anhand von
Gesprächen mit den aktuellen Bewirtschaftern, versucht, das Auflassungsdatum zu rekonstruieren.
Eine genaue Bestimmung der Jahreszahl war dabei nur für die relativ kurz aufgegebenen Almen (~ seit
1950) möglich. Für alle schon länger brachliegenden Flächen konnte nur ein Zeitraum eruiert werden,
in dem die endgültige Auflassung erfolgt sein muss. Dieser Zeitraum entspricht den Jahren zwischen
dem Datum der letzten historischen Quelle, die die Fläche als bewirtschaftet dokumentiert, und der
ersten, die sie als aufgelassen bezeichnet. Für die Kalkulation in den Vegetations- und Bodenmodellen
wurden diese Zeiträume in fünf Gruppen zusammengefasst, die den Erstellungsdaten der wichtigsten
historischen Quellen entsprechen:
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Quelle Datum
Franziszäischer Kataster 1820
Steuerveranschlagungsurkunden 1889
Almbuch von 1927 (nur Steiermark) 1927
Almkataster von 1952 1952
Almkataster von 1986 1986
Als Variable in den Modellen wurde die Zahl der Jahre, seit der eine Fläche brach liegt, verwendet
(Bezugsjahr = 2000). Aus den Daten der genannten Quellen wurden folgende mögliche Werte dieser
Variablen abgeleitetet:
Auflassungsdatum Variablenwert
zwischen 1820 und 1889 180
zwischen 1899 und 1927 110
zwischen 1927 und 1952 73
zwischen 1952 und 1986 48
heute noch beweidet 0
im dokumentierten Zeitraum nie beweidet 1000
Die Verwendung des Wertes 1000 für nie beweidete Flächen beruht auf der Annahme, dass dieser
Zeitraum ausreichend ist, um alle Nachwirkungen der ehemaligen Beweidung auf die
Vegetationsdecke zu eliminieren.
3.4 Aufbereitung der naturräumlichen und der Nutzungsdaten
Entsprechend der Auflösung des DGM wurden alle Umweltvariablen und die Nutzungsdaten in einem
rasterbasierten Geographischen Informationssytem mit einer Zellgröße von 20 x 20 Metern
aufbereitet. Die prognostischen Modelle besitzen dieselbe räumliche Auflösung.
3.5 Hydrotopkartierung im Waldgürtel
Im Waldgürtel wurde die Erhebung der Standortsvariablen den spezifischen Erfordernissen für
Waldökosysteme angepasst. Der Aufnahmeschlüssel umfasste hydrologisch bedeutende Parameter wie
Boden, Humus, Relief und Vegetation. Die Erhebungen erfolgten flächig im Fronbachgraben und im
Bereich Fuchspassquelle. Die gesamten Teileinzugsgebiete wurden, wo es technisch möglich war,
begangen und einem Aufnahmeschlüssel folgend beschrieben. Am Kuhschneeberg erfolgte die
Hydrotop-Aufnahme repräsentativ, mit der Vorgabe, in weiterer Folge alle vorkommenden Hydrotope
flächenhaft darzustellen zu können; für diesen Zweck wurden Daten der forstlichen
Standortskartierung (Weidinger & Mrkvicka 2001, Gatterbauer et al. 1996) als Hilfsmittel
herangezogen.
Die Datenerhebung erfolgte im Waldgürtel vor Ort. Bei der flächendeckenden und repräsentativen
Hydrotopkartierung kam jeweils dasselbe Aufnahme-System zur Anwendung.
Die flächige Erhebung und Kartierung im Fronbachgraben und im Bereich Fuchspassquelle, sowie die
repräsentative Aufnahme am Kuhschneeberg bildeten die Grundlage für die Ableitung und
Ausscheidung der Hydrotope. Um eine klar differenzierte Hydrotop-Struktur für die bewaldeten
Bereiche der Quellenschutzgebiete zu erhalten, hat sich die Gliederung in zwei Stufen bewährt:
A: Hydrotop-Gliederung nach Boden-Charakteristika
B: Hydrotop-Gliederung nach Waldvegetations-Charakteristika
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
3.5.1 Hydrotop-Gliederung nach Boden-Charakteristika (Hydrotop A)
Der Boden ist der Ort, wo die Transformation des Niederschlagswassers und demnach auch die
Wasserspeicherung stattfinden. Bodentyp, Bodenart, Bodenmächtigkeit und Bodenskelettanteile sind
wesentliche Parameter für die Fähigkeit eines Standortes, Wasser zu speichern und zu transformieren.
Wesentliche Merkmale der Böden sind auch Kriterium für eine Vulnerabilitäts-Abschätzung eines
Standortes (z.B. Oberflächen-Skelettanteil, Humusmächtigkeit, etc.). In karstalpinen Regionen kommt
der Humusschicht, welche auf Rendzina-Böden oft der einzige mögliche Ort für Wasserspeicherung
ist, eine besondere Bedeutung zu. Die Humusschicht stellt als dynamischer Bereich der Boden-
Charakteristika auch das Bindeglied zur Waldvegetation und somit zur Hydrotop-Gliederung B dar.
Im Wesentlichen sind die Boden-Charakteristika als relativ statisch anzusehen, das heißt sie verändern
sich grundsätzlich über längere Zeitperioden und sind durch Management-Maßnahmen nicht direkt
beeinflussbar.
Die Hydrotop – Gliederung (A) erfolgt nach folgenden Boden- und Humuseigenschaften:
Bodentypen: Ein den karstalpinen Bodenvariationen angepasstes Bodentypen-Schema stellt die erste
Ebene der Hydrotop-Gliederung (A) dar. Sie stellt auch eine grobe Gliederung nach Wasserspeicher-
Kapazitätsstufen dar.
Vertiefungsstufen:
I: Skelettanteil oberflächlich: Indikator für Erosions-Gefährdungspotenzial.
II: Boden – Gründigkeit: Gemeinsam mit Bodentyp, Bodenart und Humus Indikator für die
Wasserspeicher–Kapazität
III: Humusform: Indikator für Wasserspeicher-Kapazität und natürliche Humusentwicklung.
IV: Humusmächtigkeit: Indikator für die Wasserspeicher-Kapazität in der Humusschicht und das
humusbezogene Erosions-Potenzial.
V: Humusdynamik: Indikator für die aktuelle Entwicklungs-Tendenz der Humusschicht, somit
ein Parameter für das Quellenschutz – Gefährdungspotenzial.
Es wurden nur die wesentlichsten Bodeneigenschaften der verschiedenen Bodentypen, welche im
Waldbereich der Hydrotopkartierung auftreten, beschrieben. Genauere Bodenbeschreibungen finden
sich in den diversen Berichten zur forstlichen Standortskartierung (Gatterbauer et al. 1996, Fraissl
1997, Köck et al. 2002). Die Bezeichnung der Böden sowie Teile der Bodenbeschreibung folgen
grundsätzlich der Österreichischen Bodensystematik 2000 (Nestroy et al. 2000), sind aber auch den
regionalen Verhältnissen in besonderer Weise angepasst und beziehen sich diesbezüglich auf Arbeiten
zur forstlichen Standortskartierung der Quellenschutzwälder der Stadt Wien (Köck 1995). Die
Kennzeichnung der regional bezogenen Bodentypen erfolgte mit „STO“. Für die Wasserspeicher-
Kapazität (WK) wurden die Stufen gering bis hoch vergeben.
Pseudovergleyter Kalkbraunlehm:
Besonders bindige und mächtige Kalkbraunlehm-Decken (meist reliktischer Natur) sind im Laufe der
Bodenentwicklung pseudovergleyt. Der Prozess der Pseudovergleyung erfolgte durch
Tondurchschlämmung (Lessivierung) und ist oberflächlich an der Ausbildung von Stauwasser-Lacken
(„Hirschlacken“) zu erkennen. Die Wasserspeicher-Kapazität dieser Böden ist aufgrund des hohen
Tongehaltes und der Tiefgründigkeit hoch. (WK: hoch)
Kalkbraunlehm:
Kalkbraunlehme sind bindige, tonreiche Böden auf Karbonatgestein, deren Bildung meist reliktischer
Natur ist. Die hohe Wasserspeicher-Kapazität ist in erster Linie in den tonreichen Bodenhorizonten
gegeben, welche oftmals tiefgründig ausgebildet sind. (WK: hoch)
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Kalkbraunlehm-Inseln (STO):
Kalkbraunlehm-Inseln bezeichnen Bodenbildungen, wo sich mosaikartig kleinflächige
Kalkbraunlehm-Partien mit Rendzina oder Kalklehm-Rendzina abwechseln. Die Wasserspeicher-
Kapazität ist geringer als im Falle des reinen Kalkbraunlehms, aber immer noch relativ hoch. Der
Bodenhumusgehalt ist relativ zum Kalkbraunlehm meist höher. (WK: mittel-hoch)
Kalklehm-Rendzina:
Die Kalklehm-Rendzina ist ein rendzinaartiger Boden auf Hangschutt oder klüftig aufgewittertem
Karbonatgestein mit Kalklehm-Komponenten. Sie ist ein Übergangstyp zwischen Rendzina und
Kalkbraunlehm. Die Wasserspeicher-Kapazität ist durch den Lehm- und Tongehalt des Bodens und
den Bodenhumusgehalt (wenn vorhanden) gegeben. (WK: mittel)
Insellehm-Komplex (STO):
Der Insellehm-Komplex ist gekennzeichnet durch mosaikartigen Wechsel zwischen Bodenbereichen,
die einerseits der Kalklehm-Rendzina und andererseits der Rendzina zuzuordnen sind. Die
Wasserspeicher-Kapazität ist einerseits durch lehmige Bodenbestandteile (mosaikartig verteilt) und
meist flächendeckend durch den Bodenhumusgehalt gegeben. (WK: mittel-gering)
Rendzina:
Rendzina – Böden sind Humusböden auf festem oder lockeren Karbonatgestein, sie sind meist stark
humos und skelettreich. Die Wasserspeicher-Kapazität ist aufgrund des geringen (oder fehlenden)
Gehaltes von lehmigen und tonigen Bodenbestandteilen nur niedrig. Die Wasser- und
Nährstoffspeicherung erfolgt oftmals ausschließlich im Bodenhumus. (WK: gering)
Schutt-Rendzina (STO):
Schutt-Rendzinen treten im Bereich von Schuttfächern oder Schuttrinnen auf, sind also Humusböden
auf lockerem Karbonatgestein und in der Regel ständig in Bewegung. Der Feinboden-Anteil zwischen
dem groben Schuttmaterial (Größen: von Feinschutt bis zum Blockschutt) und der Humusgehalt
ermöglichen das Wachstum von Bäumen. Die Wasserspeicher-Kapazität ist an den Feinboden-Gehalt
und an den Bodenhumus-Gehalt gebunden und meist niedrig. (WK: gering)
Fels:
Fels hat die geringste Wasserspeicher-Kapazität und fungiert in vielen Fällen bei Starkregen-
Ereignissen als Quelle für den konzentrierten Anfall von starken Oberflächen-Abflüssen. Diese stellen
dann für darunter liegende Waldbereiche eine potenzielle Erosionsgefahr dar. (WK: sehr gering)
3.5.2 Hydrotop-Gliederung nach Waldvegetations-Charakteristika (Hydrotop B)
Die Waldvegetation stellt einen dynamischen Faktor dar. Zur Klassifizierung dieses dynamischen
Bereiches erfolgt eine Hydrotop-Gliederung nach Waldvegetations-Charakteristika. Die
Waldvegetation spiegelt die Bodenverhältnisse bis zu einem gewissen Grad wider (Baumvegetation,
Strauchvegetation und Bodenvegetation) und ist für die Transformation des Niederschlagswassers
(Interzeption, Stammabfluss, Wasserspeicherung, Bodenwasser-Chemie; Herwitz & Slye 1995, Köck
et al. 2001, Wilpert et al. 2001, Katzensteiner 2001) von wesentlicher Bedeutung. Bewaldung schafft
auch die Grundvoraussetzungen für die Humusbildung auf höherem Niveau, was vor allem für
karstalpine Standorte von besonderer Bedeutung ist (Wasserspeicherung in der Humusschicht). Die
spezifische Art der Bewaldung (Baumarten-Zusammensetzung, Struktur, Dichte, Alter) hat spezifische
Wirkungen auf die Hydrologie eines Einzugsgebietes. Um den verschiedenen hydrologischen
Wirkungen der Waldtypen gerecht zu werden, ist die Hydrotop-Gliederung nach Waldvegetations-
Charakteristika durchgeführt worden.
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Die Hydrotop-Gliederung B erfolgt nach folgenden Vegetations- und Bestandesmerkmalen:
Gruppen potenzieller Waldgesellschaften:
Basierend auf den potenziellen Waldgesellschaften, wie sie bei der forstlichen Standortskartierung der
Quellenschutzwälder ausgeschieden wurden, erfolgte eine Zusammenfassung in Gruppen, welche
ähnliche waldhydrologische Rahmenbedingungen repräsentieren. Die Gruppen stellen funktionale
Einheiten bezüglich der waldbaulichen Rahmenbedingungen (Baumartenwahl, Management-
Konzepte) dar.
Vertiefungsstufen:
I: Baumarten –Verteilung: Mischungsgrad und –form
Einfluß auf Interzeption, Transpiration, Wasserspeicherkapazität (Humuszustand und –
Dynamik; Durchwurzelung). Gibt Auskunft über das Mischungsverhältnis von Laubbäumen
und Nadelbäumen
II: Stufigkeit: Einfluss auf Interzeption und Stabilität von Waldbeständen.
Gibt Auskunft über den Strukturierungs-Grad der Waldbestände.
III: Entwicklungsstufe: Einfluss auf Interzeption und Evapotranspiration.
Gibt Auskunft über das Bestandesalter.
IV: Aktuelle waldbauliche Maßnahmen:
Gibt Auskunft über aktuell angewandte waldbauliche Konzepte
V: Notwendige waldbauliche Maßnahmen:
Gibt Auskunft über jene waldbaulichen Management-Maßnahmen, welche notwendig wären,
um optimale Quellenschutz-Wirkungen zu gewährleisten
Eine ausführliche Darstellung der Aufnahmekriterien für die vegetationsspezifischen Aspekte der
Hydrotope befindet sich in Appendix Nr.9 ‚Hydrotop-Buch’.
3.5.3 Versuchsflächen (Weiserflächen)
Ergänzend zu den taxativen Erhebungen waldhydrologisch relevanter Standorts- und
Bestandesmerkmale wurden in 21 Waldbeständen mit dem Ziel, die repräsentativen
Entwicklungsstufen für die dominierenden Hydrotope zu erfassen, Versuchsflächen angelegt. Auf den
permanent vermarkten Versuchsflächen [Flächengrößen zwischen 400 m² (Jungwuchs, Dickung) und
2500 m 2
(Stangen-, Baum, Altholz)] wurden die Baummerkmale, wie Baumart,
Brusthöhendurchmesser, Höhe, Primärkronenansatz und Schadmerkmale erhoben. Die Bäume wurden
koordinativ eingemessen. Die Verjüngungs- (Keimlinge, Jungpflanzen bis 20 cm Höhe) und
Jungwuchsaufnahmen (Pflanzen > 20cm bis 130 cm Höhe) erfolgten in Probekreisflächen (6,25 m² bis
12,5 m²) im Mittelpunkt von 20*20 m großen Quadraten. Keimlinge und Jungpflanzen wurden,
getrennt nach Baumarten, gezählt, bei den Jungwuchsbäumchen wurden neben der Baumart, die Höhe,
der Verbissgrad und Schadmerkmale erhoben.
Die 21 Versuchsflächen (12 Versuchsflächen in der hochmontan-subalpinen Waldstufe des
Kuhschneebergs und 9 Versuchsflächen im montanen Bereich des Fronbachgrabens) dienen einer
detaillierten Beschreibung repräsentativer Hydrotope, zur Evaluierung der taxativen Erhebungen, als
Grundlage für die Anwendung des Simuationsmodells PROGNAUS zur Abschätzung der mittel- bis
langfristigen Waldentwicklung, zur PICUS-Modellierung und als Weiserflächen für die
Quellenschutzwaldbewirtschaftung vor Ort (Waldbau-Controlling).
14

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tab. 3.5.3-1: Verteilung der Versuchsflächen nach Hydrotop-Gruppen und Entwicklungsstufen
(Jungwuchs=JW=bis 1,3 m; Dickung= DI= ODM bis 10cm; Stangenholz=STH=ODM=10-30cm;
Baumholz=BH= OBD> 30cm; Altholz=AH > 120 Jahre; KU=Kuhschneeberg; FR=Fronbachgraben),
ODM=Oberdurchmesser.
Hydrotop (H) JW DI STH BH/AH BH/AH
+JW
H 10: hochmontaner Fi-Ta-Bu-Wald,
pseudovergleyter Kalkbraunlehm
KU1
H 9: hochmontaner Fi-Ta-Bu-Wald;
frisch
KU4 KU3 KU2
H 12: subalpiner Fi-Wald, sehr frisch bis
frisch
KU7 KU6 KU4
H 13: subalpiner Fi-Wald, Felsrippen –
Muldenlage
KU9 KU8
H 11: subalpiner Fi-Ta-Wald,
pseudovergleyter Kalkbraunlehm
KU10 KU12 KU11
H 1: montaner Fi-Ta-Bu-Wald, frisch bis
sehr frisch, lehmreiche Böden
H 2: montaner Fi-Ta-Bu-Wald, frisch bis
mäßig frisch
H 3: Fi-Ta-Bu-Wald, mäßig frisch bis
mäßig trocken, -sonnseitig
FR1,
FR7
3.5.4 Entscheidungshilfe für die Waldbewirtschaftung
FR8 FR6
FR3 FR2
FR4 FR9 FR5
Die forstliche Bewirtschaftung hat in den Quellenschutzwäldern der Stadt Wien historisch eine
beachtenswerte Entwicklung durchlaufen. Bis in die Mitte des letzten Jahrhunderts wurde auch im
Quellenschutzbereich die schlagweise Waldbewirtschaftung („Kahlschlagwirtschaft“) praktiziert. Zu
Beginn der Achtzigerjahre des letzten Jahrhunderts wurde der „Kahlschlagbetrieb“ im Quellenschutz-
Bereich der Stadt Wien verboten und das System der schlagfreien Waldbewirtschaftung eingeführt.
Ein Wechsel des Waldbausystems bedeutet eine große Herausforderung für die Waldbauplanung und
Waldbewirtschaftung vor Ort (Thomasius 1996). Waldumbaumaßnahmen wie zum Beispiel die
Überführung gleichaltriger, einschichtiger Nadelbaum-Reinbestände in ungleichaltrige, mehrstufige
Laub-Nadel-Mischbestände oder kleinstflächige Verjüngungsverfahren erfordern auch eine
Veränderung der Waldbau-Technologie (Thomasius 1996; Otto 1994). In den beiden letzten
Jahrzehnten wurde daher an einer kontinuierlichen Verbesserung und Adaptierung der Waldbau-
Maßnahmen (Verjüngung, Pflege, etc.) gearbeitet um den Quellenschutz-Waldbewirtschaftungs-
Zielen und -Grundsätzen gerecht zu werden (Fischer 1989, Grundsätze zur Bewirtschaftung
Quellenschutzwälder der Stadt Wien, Anonymus 2001).
Als Entscheidungshilfe für die waldbauliche Planung vor Ort wurde für den Teilbereich
Zustandserfassung ein Bewertungsschlüssel zur Einschätzung (Gefährdungserkennung,
Schadensvorbeugung) der Disposition („Voraussetzung“) für eine mögliche Gefährdung der
Trinkwasserproduktion (Menge und Qualität) erarbeitet (Award-Penalty-Point-System; vgl. Führer &
Nopp 2001; Gundermann 1974; Ott & Schönbichler 1986; Aulitzky 1983; Krummenbacher 1995;
Frank & Hinterleitner 1994; Langenegger 1979). Kienholz (1995) unterscheidet bei der
Gefahrenbeurteilung und –Bewertung die Disposition zu und die Auslösung von gefährdenden
Prozessen. Entsprechend diesen Überlegungen werden beispielhaft für die Zielsetzung Trinkwasser-
Ressourcenschutz die aus Tabelle 3.4.4-1 ersichtlichen Faktoren dargestellt. Dabei wurde zwischen
den Standorts-Faktoren („Grund-Disposition“) und Bestandes-Faktoren („variable“ Disposition)
unterschieden. Für den Bewertungs-Schlüssel wurden Standortsfaktoren und Bestandesfaktoren
herangezogen. Gewichtung und Punktevergabe erfolgte gutachtlich auf der Basis eigener
15

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Untersuchungen und einer umfassenden Literaturrecherche. Die Bewertung der Merkmale
(Skalierung) der jeweiligen Faktoren erfolgte mit 1 bis 10 Punkten. Eine genaue Darstellung befindet
sich in Appendix Nr.9‚Hydrotop-Buch’.
Tab. 3.5.4-1: Grunddisposition und variable Disposition zu einem die Trinkwasserproduktion gefährdenden
Prozess und auslösende Ereignisse (adaptiert nach Kienholz, 1995) [Fettdruck: Faktoren (Gewichtung)
wurden im Bewertungsschlüssel verwendet].
Grunddisposition
Faktoren
Klima
Geologie
Seehöhe
Neigung
Exposition
Relief
Humustyp
Humusmächtigkeit
Humusdynamik
Bodentyp
Gründigkeit
Grobskelettanteil
Bodenart
Duchwurzelung
Bodendeckung
variable Disposition
Faktoren
Witterungsverlauf
Schneedecke
Wassersättigung
Vegetations (Wald)-zustand
Deckungsgrad/Schlußgrad
Entwicklungsstufe
Jungwuchsanteil bei Baumholz
Baumartenvielfalt
Mischungsart, -grad
Schichtung
Textur
Alter
Schäden
Bodenvegetation
Totholz
auslösendes Ereignis
Wetter
3.6 Datenerhebung in der Kampfzone des Hochwaldes
spontane und kausale Störungen
Wind-> Windwurf
Schnee -> Schneebruch
Mensch
Hiebseingriff
Pflegeingriff
Die aktuelle Obergrenze des Hochwaldes ist in weiten Bereichen des Arbeitsgebietes eine
Übergangszone zwischen Fichten- bzw. Lärchenwald und Latschenkrummholz. Über die Entstehung
und die Stabilität dieses Ökotons ist wenig bekannt. Eine gängige Hypothese sieht das
Latschenkrummholz als ein Zwischenstadium der Sekundärsukzession bei Almverbrachung, das im
Lauf der Zeit an prinzipiell hochwaldfähigen Standorten durch Fichten- oder Lärchenwald ersetzt
wird. Desgleichen ist eine Höhenverschiebung dieses Ökotons als Folge des Klimwandels denkbar.
Um die Dynamik in diesem Übergangsbereich zu analysieren, wurden 36 Höhentransekte im
Arbeitsgebiet untersucht. Jeder Transekt umfaßt 3 Flächen á 400 m² im Abstand von jeweils 100
Metern. Die Transekte verlaufen von der Obergrenze des Hochwaldes durch das Ökoton
hangaufwärts. Auf jeder Fläche wurden populationsbiologische Parameter (Verjüngung,
Wachstumsraten, Mortalität, Fruchtbarkeit) und Vitalität (Schadbilder) aller Baumindividuen erhoben.
Die Bearbeitung dieser speziellen Frage geht über die im Projektantrag formulierte Aufgabenstellung
hinaus. Eine endgültige Auswertung der erhobenen Daten war daher nicht termingerecht möglich. Die
Ergebnisse der entsprechenden Analysen werden aber selbstverständlich dem Bundesministerium für
Bildung, Wissenschaft und Kultur und der Gemeinde Wien zur Verfügung gestellt, sobald sie
vorliegen.
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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
4 MODELLE
4.1 Szenarien des Klimas und der Almwirtschaft
Für alle Klima- und Landnutzungsszenarien wurden einheitliche Annahmen getroffen, die aus Tabelle
4.1.-1 ersichtlich sind. Die Klimaszenarien basieren auf den zur Zeit für Österreich aktuellsten
Prognosen, die im Zuge der Bewertung von Klimafolgen auf die österreichischen Wälder aus
sogenannten „Global Circulation Models“ abgeleitet wurden (Lexer et al. 2001; siehe auch Appendix
Nr. 1). Dieses Szenario, gemittelt für die Periode 2035 – 2065, wird im folgenden 2050er Szenario
genannt. Um gravierendere Folgen des Klimawandels bewerten zu können, wurden darauf basierend
stärkere Temperaturanstiege und Niederschlagsabnahmen unterstellt. Die zukünftige Almwirtschaft
wurde für alle Klimaszenarien als entweder gleichbleibend oder völlig aufgelassen angenommen
(siehe Tabelle 4.1.-1).
Tabelle 4.1.-1: Szenarien des Kimas und der Almwirtschaft. a jährliches Mittel im Vergleich zu 1961 – 1995
(nach Lexer et al. 2001); b monatliches Mittel des August-Niederschlag im Vergleich zu 1961 – 1995 (nach
Lexer et al. 2001).
Szenarien der
Szenarien des Klimawandels
Almwirtschaft aktuell +0.65°C a ; -30 mm b +2°C a ; -30 mm b +2°C a , -60 mm b
gleichbleibend LU3 – baseline LU3-2050 LU3-K2 LU3-K2plus
völlig aufgegeben LU4 LU4-2050 LU4-K2 LU4-K2plus
4.2 Potentielle Vegetation der Hochlagen
4.2.1 Modellstruktur
Die Verbreitung von Pflanzenarten im realen geographischen Raum ist maßgeblich durch ihre
ökologische Einnischung bestimmt. Wesentliche Determinanten der ökologischen Nische einer
Pflanzenart sind die Nährstoffversorgung aus dem Boden und das Klima. Dieser Zusammenhang kann
für die Vorhersage der potentiellen Verbreitung einer Art herangezogen werden. Meist sind
Pflanzenarten unimodal entlang von Standortsgradienten verteilt. Viele alpine Arten zeigen
beispielsweise ein bestimmtes Temperaturoptimum und gedeihen schlechter bei hohen bzw. niedrigen
Temperaturen. Solche Abhängigkeiten können mit sogenannten "response curves" und im
multivariaten Standortsraum mit "environmental envelops" abgebildet werden. Als statistische
Werkzeug für die Erstellung solcher „envelops“ wurden in diesem Forschungsprojekt „Generalized
Linear Models" verwendet. Der Vorteil solcher Modelle ist, dass die statistischen Zusammenhänge
relativ einfach räumlich umgesetzt werden können: Bei Verfügbarkeit flächig expliziter
Standortsdaten lässt sich eine Standortsveränderung (z.B. durch Temperaturanstieg,
Niederschlagsabnahme, Beweidungsaufgabe) direkt in ein verändertes Verbreitungsmuster einer
Pflanzenart übersetzten.
4.2.2. Parametrisierung
Für das Untersuchungsgebiet wurden für 85 alpine Pflanzenarten "environmental envelops"
parameterisiert. Dazu dienten etwas mehr als 1000 verortete Vegetationsaufnahmen und obige
Standortsparameter (Temperaturtage, Wasserbilanz, Geologie, Boden, Topographie, Zeitpunkt der
Almauflassung). Die methodischen Details werden in Appendix Nr. 1 ausführlich beschrieben.
17

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
4.3 Ausbreitungsmodell der Latsche
4.3.1 Modellstruktur
Die Latsche ist die bei weitem wichtigste Gehölzpflanze im aktuellen Waldgrenzökoton der
Hochlagen. Von ihrer räumlichen Dynamik sind daher auch die nachhaltigsten Wirkungen auf den
Wasserhaushalt der Hochlagenbereiche zu erwarten. Diese Sonderstellung der Latsche rechtfertigt die
Konzentration auf die Simulation ihrer Ausbreitungsdynamik im Rahmen des Projekts.
Im Unterschied zum Modell der potentiellen Vegetation der Hochlagen ist das Simulationsmodell der
Latsche sowohl zeitlich als auch räumlich explizit. Es liefert Darstellungen der Latschenverbreitung
für das gesamte Gebiet der Hochlagen (oder wahlweise für spezielle Teilbereiche) in Zeitschritten von
50 Jahren. Exakter formuliert, wird für jede 20 x 20 m-Zelle der rasterbasierten Darstellung des
Untersuchungsgebietes und für jeden 50-Jahres-Schritt der prozentuelle Anteil der Latschenbedeckung
vohergesagt.
Strukturell basiert dieses Ausbreitungsmodell auf den populationsbiologischen Prozessen Verjüngung,
Wachstum, Reproduktion/Ausbreitung und Mortalität (siehe Abb. 4.3.-1).
Klima - und Nutzungsszenarios
Umwelt
Aktuelle Vegetation
Samenverfügbarkeit
Fruchtbarkeit
Verjüngung
Wachstum
Mortalität
Abb. 4.3.-1: Ablaufschema des raum-zeitlich expliziten Ausbreitungsmodells der Latsche;
Diese Prozesse werden für die Latschenpopulation jeder einzelnen Zelle für einen Zeitraum von
jeweils 50 Jahren gesondert simuliert. Intensität und Geschwindigkeit dieser Prozesse sind
standortsabhängig. Über die Standortsbindung können klimatische Veränderungen das
Ausbreitungsgeschehen beeinflussen. Bezüglich der Landnutzung wurde angenommen, dass
regelmäßiges Schwenden und Beweiden die Latschenverteilung auf bewirtschafteten Almen konstant
hält, während auf aufgegebenen Almen die Latschen ungehindert in bisherige Weidebereiche
vordringen können. Appendix Nr. 6 gibt eine detaillierte Beschreibung der Modellstruktur.
18
Deckung

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
4.3.2 Parametrisierung
Die Standortsabhängigkeit der populationsbiologischen Prozesse wurde auf 140 20 x 20 Meter
Flächen im Arbeitsgebiet erhoben. Alle diese Flächen liegen auf ehemaligen Almen, die noch nicht
vollständig von Latschen überwachsen sind. Auf jeder Fläche wurden Daten über Verjüngung,
Wachstumsrate, Fruchtbarkeit, Vitalität und Mortalität der Latschenindividuen gesammelt und mit den
oben beschriebenen Standortsparametern und der Distanz zum nächsten geschlossenen
Latschenkrummholzbestand über geeignete statistische Modellierungstechniken in Beziehung gesetzt.
Details zum Parametrisierungsprozess werden in Appendix Nr. 5 und Appendix Nr. 6 beschrieben.
4.4. Modellierung der Waldentwicklung
Die Waldvegetations-Entwicklung wurde ausgehend von der aktuellen Bestandeszusammensetzung in
die Zukunft modelliert. Dazu wurden ein Waldwachstumssimulator (PROGNAUS 2.1, Monserud &
Sterba 1996) und ein Sukzessionsmodell (PICUS, Lexer & Hönninger 2001) verwendet. Die
Modellierung erfolgte vorerst für zwei repräsentative Waldbestände im Falle von PICUS und für 21
repräsentative Waldbestände im Falle von PROGNAUS, wobei sich PICUS auch auf ein zukünftiges
Klima-Szenarios bezieht. Darüber hinaus wurde auf der gesamten Fläche der Hydrotop-Kartierung
eine Entwicklungs-Abschätzung angewendet (SITE-Verfahren). Der Zweck des letzteren Verfahrens
ist, die Waldentwicklung auf der gesamten Fläche der Hydrotop-Kartierung darzustellen, also auch auf
Flächen, die mit den beiden Modellen aufgrund von standörtlichen Vorgaben nicht gerechnet hätten
werden können. Die Ergebnisse der Modell-Anwendungen wurden für die Standorte, wo alle drei
Methoden zur Anwendung kamen, miteinander verglichen.
Es wurde unterstellt, dass die Temperaturen unter dem Klimaänderungsszenario im Mittel um +2.0 °C
ansteigen, die Sommerniederschläge (Mai-September) um 15% sinken. Simuliert wurde die
Entwicklung über die nächsten 1000 Jahre beginnend von einer Kahlfläche.
4.4.1 Modellierung der Waldentwicklung – statistisches Modell
Eine mittel- bis langfristige (Zeitraum 50 Jahre) Simulation der Waldentwicklung erfolgte für die 21
Versuchsflächen mit dem Waldwachstumssimulator PROGNAUS 2.1 bestehend aus den Teilmodellen
Kreisflächenzuwachsmodell (Monserud & Sterba 1996; Hasenauer 2000), Höhenzuwachsmodell
(Schieler, 1997), Kronenmodell (Hasenauer & Monserud 1996), Mortalitätsmodell (Monserud &
Sterba 1999; Hasenauer 2000) und Einwuchsmodell (Ledermann 2002). Es wurden die Varianten
„Unbehandelt“ und „Behandelt“ in 5-Jahresperioden simuliert. Bei der „unbehandelten“ Variante
fallen Bäume aufgrund natürlicher Mortalität aus, bei der „behandelten“ Variante werden Bäume
infolge von Pflegeingriffen (Auslesedurchforstung und Zielstärkennutzungen, selektive
Einzelstammentnahmen) entnommen bzw. fallen ebenfalls durch natürliche Mortalität aus. Entnahmen
erfolgen erst zu jenem Zeitpunkt, bei dem die Erntemengen 40 VFMs/ha überschreiten.
4.4.2 Modellierung der Waldentwicklung – Sukzessionsmodell
PICUS v1.2 ist ein für mitteleuropäische Waldökosysteme parametrisiertes Sukzessionsmodell vom
patch-Modelltyp (Lexer & Hönninger 2001). Die horizontalen Basiselemente zur Definition der
Raumstruktur des zu simulierenden Waldes in PICUS v1.2 sind Kleinflächen von 10 x 10 m 2 Größe.
Dies entspricht etwa der Kronenprojektionsfläche eines herrschenden Baumindividuums in
zentraleuropäischen Wäldern (Leibundgut 1982, Hasenauer et al. 1994). Diese 100 m 2 – Flächen sind
modellintern im Standardfall in Nord-Süd-Richtung ausgerichtet und in bezug auf ihre Lage im
Verband aller simulierten patches definiert. Die vertikale z-Dimension wird über jedem 10 x 10 m 2 –
patch von je 5 m starken Kronenzellen gebildet. Im Standardfall werden 12 solcher Vertikalelemente
definiert. Im Hinblick auf diese Basisstruktur ähnelt PICUS dem Modell ZELIG (Urban 1990). Die 10
x 10 x 5 m 3 – Zellen enthalten sämtliche im Modell verfügbare Information über die Verteilung von
Biomasse im Raum und die Standortsattribute der einzelnen patches. In PICUS werden mittels dieses
räumlichen Ansatzes Wechselwirkungen zwischen simulierten patches u.a. in Bezug auf das
19

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Strahlungsklima im Bestandesinneren und in Bezug auf die Verbreitung von Samen fruktifizierender
Baumindividuen berücksichtigt. Die Reichweite der räumlichen Interaktionen im simulierten Wald
hängen von Attributen der simulierten Vegetation selbst (Baumhöhe, Kronenlängen) sowie von
Standortsattributen (Neigung, Exposition, Breitengrad) und Zeitpunkt (Sonnenhöhe, Sonnenazimuth)
ab. Für den gesamten simulierten Verband von Kronenzellen wird der Effekt von Horizontüberhöhung
der umgebenden Topographie sowie der Einfluss von Exposition und Hangneigung auf die über dem
Kronendach einlangende Globalstrahlung berücksichtigt. In den Simulationsexperimenten wurde eine
Fläche von 1.0 ha simultan über 1000 Jahre beginnend von einer Kahlfläche simuliert. Die
Artenanteile der Simulationsjahre 800-1000 wurden als Schätzwert für die Equilibrium-
Vegetationszusammensetzung (i.e., PNV) verwendet.
4.4.3 Abschätzung der Waldentwicklung, SITE – Verfahren
Wichtig für die Waldbauplanung ist auch eine möglichst eingehende Beurteilung der
Entwicklungsdynamik des Bestandes, sowohl in der Vergangenheit als auch für die Zukunft (Mayer
1976, BUWAL 1996). Um Kenntnisse über die Waldentwicklung im Projektsgebiet zu bekommen,
wurde die Entwicklungstendenz (Entwicklungsprognose) hinsichtlich Baumartenzusammensetzung
und Mischungsgrad auf allen Hydrotopflächen (Bestandesweise) bei den Begehungen vor Ort
beurteilt. Die Entwicklungsprognose erfolgte unter der Annahme, dass jene waldbaulichen
Maßnahmen umgesetzt werden, welche für das Erreichen des geforderten Bestockungszieles
mittelfristig als notwendig erachtet wurden. Die Zielbestockungen wurden den vorliegenden
Standorts- und Waldgesellschaftskartierungen entnommen (Gatterbauer et al. 1996, Köck et al. 2002).
Alle Parameter der Hydrotop-Kartierung (eingehend beschrieben in Appendix 9, Hydrotop-Buch)
bilden die Grundlage für die Abschätzung.
Die Abschätzung der Waldentwicklung mit dem SITE-Verfahren (Arbeitstitel) ermöglicht es auch,
Sonderstandorte mit einzubeziehen, welche zum Beispiel in den Teileinzugsgebieten Fronbachgraben
und Fuchspassquelle weit verbreitet sind. Klassische Waldentwicklungs-Modelle können für Böden
auf Sonderstandorten (wie etwa Schutt-Standorte oder Block-Standorte) nicht angewandt werden.
Diese Standorte stellen aber für Quellenschutz-Überlegungen zentrale Bereiche dar.
Dieses Verfahren wurde verwendet, weil es - auf Expertenwissen beruhend - für die Arbeit vor Ort ein
praktikables Mittel zur Entscheidungsfindung sein kann. Es kann bei Begehungen mit dem
zuständigen Forstpersonal einen Weg aufzeigen, mit dem auf einer kommunizierbaren Ebene ein
Konsens über Waldentwicklungstrends und notwendige Waldmanagement-Maßnahmen erreicht
werden kann. Das Ergebnis dieser Entwicklungsprognose wurde mit den Simulationsergebnissen von
Prognaus verglichen.
20

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5 HYDROLOGISCHE EIGENSCHAFTEN
5.1 Stationen Wald und Wasser
Die Ableitung von hydrologische Eigenschaften aus vegetationsspezifischen Begebenheiten erfolgte,
vor allem wegen der längeren Messdauer, auf den Stationen des Projektes ‚Wald und Wasser’.
Die Versuchsflächen:
Montane Höhenstufe:
Fichten-Tannen-Buchen-Mischbestand (Altbestand) B1
Seehöhe: 1040 m Boden: Kalklehm-Rendzina über Dolomit
Humus: Moder Exposition: Südwest
Fichten-Reinbestand (Stangenholz) F1
Seehöhe: 1040 m Boden: Kalklehm-Rendzina über Dolomit
Humus: Moder Exposition: West
Verjüngungsfläche nach Windwurf-Kahlschlag (25-jährig) B2
Seehöhe: 1040 m Boden: Kalklehm-Rendzina über Dolomit
Humus: Mull Exposition: Südwest
Subalpine Höhenstufe:
Almfläche Alm (PA)
Seehöhe: 1840 m Boden: Kalkbraunlehm über Wettersteinkalk
Humus: Mull Exposition: eben
Latschenfläche Lat (MU)
Seehöhe: 1840 m Boden: Kalkbraunlehm über Wettersteinkalk
Humus: Moder Exposition: eben
Alpine Höhenstufe:
Polsterseggen-Rasen PO
Seehöhe: 1870 m Boden: Pechrendzina
Humus: Pechmoder Exposition: Ost-Nord-Ost
Horstseggen-Rasen HO
Seehöhe: 1855 m Boden: Rendzina
Humus: Mull Exposition: Ost-Süd-Ost
21

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5.1.1 Bodentemperatur und Bodenfeuchtigkeitsdynamik Alm-Latschen-Vegetation
Bodenfeuchte-Gehalt [cm 3 cm -3 ]
Bodentemperatur [°C]
Lufttemperatur [°C]
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
2
1,5
1
0,5
0
-0,5
15
10
5
0
-5
-10
-15
0
1.4
-1
1.4
1.4
A
2.4
B
2.4
C
2.4
4.4
4.4
4.4
5.4
5.4
5.4
7.4
7.4
7.4
8.4
8.4
8.4
10.4
10.4
10.4
11.4
11.4
12.4
13.4
13.4
13.4
Abbildung 5.1-1: A: Bodenfeuchte-Verlauf in 35 cm Tiefe im April 2000 auf der Almfläche (PA) und auf der
Latschenfläche (MU). B: Bodentemperatur in 5 cm Tiefe auf der Almfläche (PA) und auf der
Latschenfläche (MU) im April 2000. C: Lufttemperatur auf der Almfläche im April 2000.
14.4
14.4
22
15.4
16.4
16.4
16.4
17.4
17.4
18.4
19.4
19.4
19.4
20.4
21.4
21.4
22.4
22.4
23.4
23.4
24.4
24.4
25.4
25.4
26.4
26.4
27.4
27.4
PA
MU
28.4
PA
MU
28.4
29.4
30.4
30.4
30.4

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-2: Bodentemperatur in allen Messhorizonten auf der Almfläche, im Winterhalbjahr 1999 / 2000.
Abb. 5.1-3: Bodentemperatur in allen Messhorizonten auf der Latschenfläche, im Winterhalbjahr 1999 / 2000.
23

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-4: Schneehöhen auf der Almfläche (PA) und auf der Latschenfläche (MU), Winter-Saison 1998/99 bis
2000/01.
Im April 2000 setzte die Schneeschmelze ab dem 14. des Monats ein (Abb. 5.1-1C). Zu diesem
Zeitpunkt war der Boden auf der Almfläche noch gefroren (Abb. 5.1-1B – PA), während auf der
Latschenfläche die Bodentemperatur über dem Gefrierpunkt lag (Abb.5.1-1B – MU). Das
Schneeschmelzwasser konnte folglich auf der Latschenfläche ungehindert in den Boden eindringen,
während auf der Almfläche dies nicht auf der gesamten Fläche möglich war (Abb. 5.1-1A). Der
Vergleich des Bodentemperatur-Verlaufes von Almfläche (Abb. 5.1-2) und Latschenfläche (Abb. 5.1-
3) während des Winterhalbjahres 1999/2000 zeigt deutlich signifikante Unterschiede zwischen den
beiden Vegetationsformen. Auf der Latschenfläche war der Boden in allen Messhorizonten während
des gesamten Winterhalbjahres 1999/2000 nicht gefroren, während auf der Almfläche der Boden in
allen Messhorizonten während dieses Winterverlaufes gefroren war, in 5 cm Tiefe bis zu –4°C (siehe
auch Appendix Nr.7).
Eine Erklärung für diese unterschiedliche Dynamik ist aufgrund der Schneeverteilung am Raxplateau
(Abb. 5.1-4) gegeben. Es ist zu sehen, dass im Frühwinter immer wieder der Latschenbuschwald (MU)
größere Schneehöhen aufweist als die Almfläche (PA), wie beispielsweise am 31.10.1998, am 6.12.
1999 und am 22.12. 2001. Die Latsche kann im Frühwinter durch ihre Rauhigkeit Schnee an ihren
Ästen anlagern (interzepieren) und es baut sich so auch bei starken Winden im Latschen-Buschwald
eine Schneedecke auf, während starke Winde nicht verfestigte (unkonsolidierte) Schneedecken auf der
Almfläche wegblasen können. Wenn Schnee auf Latschen fällt, so drückt dieser durch sein Gewicht
die Latschen-Äste zu Boden. Es entsteht eine inhomogene Schneedecke, welche auch Luftpakete mit
einschließt. Diese Schicht aus Schnee, eingeschlossener Luft und den Latschen-Ästen stellt eine
effiziente Isolationsschicht dar, welche zusätzlich die Ausstrahlungs-Abkühlung des Bodens
verhindert. Eine Schneedecke, welche während des gesamten Winterverlaufes gegeben ist, kann
gewöhnlich Böden vor dem Gefrieren bewahren (Aulitzky 1961). Die Bodentemperatur beeinflusst
definitiv das Einsickern (die Perkolation) von Schmelzwasser in Böden, besonders wenn die Böden
gefroren sind (Shanley & Chalmers 1999). Bodenfeuchtigkeit wird in alpinen Regionen von der
Schneeverteilung und der Dauer der Schneebedeckung beeinflusst (Körner 1999).
24

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Der Tagesgang der Bodenfeuchtigkeit auf der Latschenfläche in der zweiten Hälfte des April 2000
(Abb. 5.1-1A - MU), welcher einen gegenläufigen Tagesgang der Bodentemperatur zur Folge hatte
(Abb. 5.1-1B – MU) kann demnach mit der Schneedeckenentwicklung während des Winters 1999 /
2000 in Zusammenhang gebracht werden. Das kalte Schneeschmelzwasser, welches in die
Bodenhorizonte einsickerte, bewirkte einen Eintrag von kühler Temperatur in die relativ wärmeren
Bodenhorizonte auf der Latschenfläche, was dort den gegenläufigen Bodentemperatur-Trend bewirkte
(vgl. Appendix Nr.7). Die Bedeutung der Schneedecken-Entwicklung für die Unterschiede der
Bodentemperatur- und Bodenfeuchtigkeitsdynamik zwischen Almfläche und Latschenfläche legt die
Frage nach dem Verlauf dieser Messgrößen während anderer Wintersaisonen nahe.
Im Winterhalbjahr 2000 / 2001 ist die Bodentemperatur auf der Latschenfläche ebenfalls nur
geringfügig unter den Gefrierpunkt abgefallen (Abb. 5.1-6), während auf der Almfläche wiederum alle
Bodenhorizonte gefroren waren und die tiefste Bodentemperatur fast –6°C betrug (Abb. 5.1-5). Im
Frühling 2001 waren am Raxplateau bereits im März erste Schneeschmelz-Ereignisse zu beobachten.
Der Eintrag des Schneeschmelzwassers war wiederum auf der Latschenfläche deutlicher zu erkennen,
als auf der Almfläche (März 2001), obwohl nach einer Vorlaufzeit der Schneeschmelzereignisse im
April 2001 auch auf der Almfläche das Einsickern von Schmelzwasser in die Bodenhorizonte deutlich
erkennbar war (Abb. 5.1-7 und Abb. 5.1-8).
Im Winterhalbjahr 2001 / 2002 kam es aufgrund der frühen Ausbildung einer stabilen Schneedecke
(sowohl auf der Almfläche als auch auf der Latschenfläche) zu einer Abschwächung der Bodenfrost –
Ausbildung auf der Almfläche. Während des gesamten Winterverlaufes ist es in diesem
Winterhalbjahr auf der Almfläche in 5 cm Tiefe nur knapp –1°C kalt geworden (Abb. 5.1-10),
während auf der Latschenfläche kein nennenswerter Bodenfrost aufgetreten ist (Abb. 5.1-9).
Durch den ungewöhnlich warmen Winterverlauf ab 20.1. 2002 kam es schon zu diesem Zeitpunkt zu
Schmelzwassereintrag in die Bodenhorizonte. Der Eintrag des Schmelzwassers trat auf der
Latschenfläche zwar einen Tag früher und ausgeprägter als auf der Almfläche auf, trotzdem konnte
auch auf der Almfläche das Einsickern (Perkolation) von Schmelzwasser in die Bodenhorizonte
beobachtet werden (Abb. 5.1-11 und Abb. 5.1-12). Der nur leicht gefrorene Boden auf der Almfläche
dürfte während der Wintersaison 2001 / 2002 das Eindringen von Schmelzwasser in die
Bodenhorizonte auch auf dieser Fläche erlaubt haben.
Die Analyse des Mittelwertes der Bodenfeuchtigkeit (Mittel von allen vier Sensoren auf jeder
Probefläche, Mittel aus allen Messwerten) ergab für alle bisher gemessenen Halbjahre höhere Werte
für die Latschenfläche (Abb. 5.1-13). Am stärksten ausgeprägt war der Unterschied im Winterhalbjahr
1999 / 2000 (Abb. 5.1-13A). In diesem Halbjahr wie auch im Falle des Winterhalbjahres 2000 / 2001
(Abb. 5.1-13C) ist der Unterschied zwischen Almfläche und Latschenfläche auch statistisch
signifikant.
Die Schneeverteilung am Raxplateau zeigte, dass Latschen-Vegetation im Frühwinter zur
Akkumulation von Schnee beitrug (Abb. 5.1-4 – Frühwinter-Termine). Im Spätwinter und auch im
Frühling konnte während zwei Winterhalbjahren auf der Almfläche eine in Relation zur
Latschenfläche größere Schneehöhe und auch eine zeitlich verzögerte Schneeschmelze nachgewiesen
werden (Abb. 5.1-4, 6.5. 1999 und 3.5. 2000).
25

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-5: Bodentemperatur in allen Messhorizonten auf der Almfläche, Winterhalbjahr 2000 / 2001.
Abb. 5.1-6: Bodentemperaturverlauf in allen Messhorizonten auf der Latschenfläche, Winterhalbjahr 2000 /
2001.
26

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-7: Verlauf der Bodenfeuchtigkeit in 35 cm Tiefe, 1.3. – 30.4. 2001, Vergleich Almfläche und
Latschenfläche.
Abb. 5.1-8: Verlauf der Bodenfeuchtigkeit in 20 cm Tiefe (1B), 1.3. bis 30.4. 2001, Vergleich Almfläche und
Latschenfläche.
27

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-9: Bodentemperaturverlauf in allen Messhorizonten auf der Latschenfläche, Winterhalbjahr 2001 /
2002 (1.11. 2001 bis 30.4. 2002).
Abb. 5.1-10: Bodentemperaturverlauf in allen Messhorizonten auf der Almfläche, Winterhalbjahr 2001 / 2002
(1.11. 2001 bis 24.2. 2002).
28

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-11: Verlauf der Bodenfeuchtigkeit in 35 cm Tiefe (1A) vom 1.11. 2001 bis 30.4. 2002, Vergleich
Almfläche und Latschenfläche.
Abb. 5.1-12: Verlauf der Bodenfeuchtigkeit in 20 cm Tiefe (2B) vom 1.11. 2001 bis 30.4. 2002, Vergleich
Almfläche und Latschenfläche.
29

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-13: Mittlere Bodenfeuchtigkeit und deren Standardabweichung auf der Almfläche (Alm) und auf der
Latschenfläche (Lat). A: 11.11. 1999 – 30.4. 2000 (Winterhalbjahr), B: 1.5. – 22.9. 2000
(Sommerhalbjahr), C: 13.12. 2000 – 30.4. 2001 (Winterhalbjahr), D: 21.6. 2001 – 31.10. 2001
(Sommerhalbjahr), E: 1.11. 2001 – 30.4. 2002 (Winterhalbjahr), F: 1.5. – 31.10. 2002 (Sommerhalbjahr).
Mittelwert-Berechnung aus den Messwerten von allen Sensoren auf der jeweiligen Probefläche.
30

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Das frühere Abschmelzen der Schneedecke im Bereich von Latschen-Buschwald steht mit
Wuchscharakteristika der Latsche in Verbindung. Wie schon erwähnt, drückt der Schnee die Latschen-
Äste im Winter zu Boden. Wenn im Frühjahr die Schneedecke während der Schneeschmelze an
Gewicht und Stärke verliert, können die Latschen-Äste aufgrund ihrer hohen Elastizität aus dem
Schnee herausschnellen. Latschen-Äste, welche aus der Schneedecke herausragen, strahlen Infrarot-
Strahlung auf die Schneedecke aus, wodurch diese rascher abschmilzt.
Auch der Albedo-Effekt der Schneedecke (im kurzwelligen Strahlungsbereich) wird durch die aus der
Schneedecke herausragenden Latschen-Äste herabgesetzt. Die Schneeschmelze erfolgte aufgrund der
erläuterten Charakteristika der Latsche daher zeitverschoben, auf Latschenflächen früher als auf
subalpinen und alpinen Gras- und Almflächen.
Zusammenfassung:
Die effiziente Verhinderung von ausgeprägtem Bodenfrost auf der Latschenfläche, welche direkt mit
der Wirkung der Latsche als Ort der Schnee-Akkumulation im Frühwinter im Zusammenhang steht,
ermöglichte während aller bisher durch Messungen belegten Winterhalbjahre ein ungehindertes
Einsickern von Schnee-Schmelzwasser in die Bodenhorizonte unter Latschen-Vegetation. Auf der
Almfläche verhinderte während zwei Winterhalbjahren der starke Bodenfrost ein flächiges Einsickern
von Schmelzwasser in die Bodenhorizonte.
Im Frühwinter konnten Latschenflächen aufgrund ihrer Rauhigkeit Schnee akkumulieren, während auf
den Almflächen die Schneedecke von starken Winden abgeweht wurde. Während der
Schneeschmelzperiode kam es während zwei Winter-Halbjahren auf den Latschenflächen zu einer
früheren Schneeschmelze als auf den Almflächen.
Hydrologische Wirkung:
Latschen-Vegetation verminderte oder verhinderte die Ausbildung von Bodenfrost. Dadurch wurden
die Bedingungen für ein flächenhaftes Einsickern von Schnee-Schmelzwasser im Frühling optimiert.
Die Gefahr von Erosion, wie sie im Falle des Versickerns von Schmelzwasser entlang von bevorzugten
Wasserleitungsbahnen entstehen könnte, wurde minimiert.
Latsche als Erosions-Schutz.
Latschen-Vegetation ermöglichte im Frühwinter durch ihre Rauhigkeit Schneeakkumulation an ihren
Ästen, während starke Winde auf Almflächen den Schnee abwehten.
Latschen als Schnee-Akkumulations Pflanzen.
Alm-Vegetation (subalpine und alpine Rasenflächen, Milchkrautweiden, etc.) ermöglichten im
Frühjahr eine zeitlich verzögerte Schneeschmelze, also eine desynchronisierte Freigabe des
Wasserspeichers Schnee in Relation zu Latschen-Vegetation.
Alm-Vegetation als Ort der verzögerten Schneeschmelze.
31

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5.1.2 Bestandes-Niederschlag und Freiflächen-Niederschlag im montanen
Waldgürtel
Abb. 5.1-14: Bestandesniederschlag in Prozent des Freiflächenniederschlages in B1 (Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand) und in F1 (Fichten-Reinbestand, Stangenholz-Phase) während des Sommerhalbjahres 1999. Sta
(Stammabfluss), Kdl (Kronendurchlass).
Abb. 5.1-15: Bestandesniederschlag in Prozent des Freiflächenniederschlages in B1 (Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand) und in F1 (Fichten-Reinbestand, Stangenholz-Phase) während des Sommerhalbjahres 2000. Sta
(Stammabfluss), Kdl (Kronendurchlass).
32

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
% des Freiflächenniederschlages
65
60
55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Bestandesniederschlag in % desFreiflächenniederschlages:
B1 (Fi-Ta-Bu-Bestand) + F1 (Fi-Bestand):
Sommer 2001
B1 F1
Sta
Kdl
Abb. 5.1-16: Bestandesniederschlag in Prozent des Freiflächenniederschlages in B1 (Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand) und in F1 (Fichten-Reinbestand, Stangenholz-Phase) während des Sommerhalbjahres 2000. Sta
(Stammabfluss), Kdl (Kronendurchlass).
Der Bestandesniederschlag setzt sich im Fichten-Tannen-Buchen-Mischwald aus Kronendurchlass und
Stammabfluss, welcher vor allem an Buche und Bergahorn auftritt, zusammen. In Fichten-
Reinbeständen kann der Bestandesniederschlag mit dem Kronendurchlass gleichgesetzt werden, weil
der Stammabfluss an Fichte weniger als 1 % des Freiflächenniederschlages beträgt und somit
vernachlässigbar ist (Hager & Holzmann 1997).
Während der Sommerhalbjahre wurden die Messgrößen Freiflächenniederschlag, Kronendurchlass
und Stammabfluss erhoben und für diese Periode Versuchsflächen–bezogen gemittelt. Die
Halbjahressummen des Bestandesniederschlages, welcher in Prozentwerten des
Freiflächenniederschlages berechnet wurde (Abb. 5.1-14, 5.1-15 + 5.1-16) zeigen, dass der
entscheidende Unterschied zwischen Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand (B1) und Fichten-
Reinbestand (F1) durch den Stammabfluss gegeben ist. Der Kronendurchlass erreichte auf beiden
Waldflächen im Halbjahresmittel ähnliche Größen. Somit ist der Stammabfluss, welcher an den Laub-
Baumarten Buche und Bergahorn entsteht, der entscheidende Parameter für die Unterschiedlichkeit
des Bestandesniederschlages zwischen Fichten-Reinbeständen und Buchen-Beständen (vgl. Appendix
Nr.8). Auch in anderen Arbeiten wurde diese waldhydrologische Tendenz bereits nachgewiesen
(Hager & Holzmann 1997).
33

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tabelle 5.1-1: Überblick über den Bestandesniederschlag und den Freiflächenniederschlag während der
Sommerhalbjahre für den Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand (B1) und den Fichten-Reinbestand (F1).
B1 F1
1999 BeNds 73,1 %
BeNds 69,7 %
FrNds 1178 mm
FrNds 1226 mm
2000 BeNds 67,0 %
BeNds 61,6 %
FrNds 882 mm
FrNds 901 mm
2001 BeNds 60,2 %
BeNds 53 %
FrNds 813 mm
FrNds 891 mm
BeNds (Bestandesniederschlag), FrNds (Freiflächenniederschlag). Der Bestandesniederschlag ist in % des
Freiflächenniederschlages angegeben.
Je höher der Mischungsanteil der Buche in den Waldbeständen ist, desto höher wird der Anteil des
Freiflächenniederschlages, welcher als Bestandesniederschlag auf dem Waldboden ankommt und
demnach zur Grundwasser-Neubildung beitragen kann.
Aus den Darstellungen des Bestandesniederschlages (Abb. 5.1-14 – 5.1-16, Tab. 1) geht die jährliche
Variation dieser Größe hervor. Im Jahr 1999, welches das niederschlagreichste während der
Messreihen war, ist der Bestandesniederschlag am höchsten gewesen. Die Variationen sind mit den
unterschiedlichen Niederschlagsintensitäten erklärbar. Je stärker ein Regen ist, umso höher ist der
Bestandesniederschlag (Abb. 5.1-18 + 5.1-20). Bei Schwachregen-Ereignissen kann der
Bestandesniederschlag in manchen Fällen nur eine geringe Prozentrate des Freiflächenniederschlages
erreichen (Abb. 5.1-17 + 5.1-19). Grundsätzlich ist zu sagen, dass jedes Regenereignis seine
spezifischen Charakteristika hat. In Jahren mit hohen Anteilen von Starkregen am Gesamtniederschlag
ist folglich der Bestandesniederschlags-Wert am höchsten. Wenn Jahre mit geringen
Gesamtniederschlags-Werten auch hohe Anteile von Schwachregenereignissen haben, ist der
Bestandesniederschlags-Wert am niedrigsten.
Hydrologische Wirkung:
Laub-Nadel-Mischbestände mit hohem Laubbaumanteil oder reine Laubbaumbestände erzielen
höhere Bestandesniederschlags-Werte als Nadelbaum-Reinbestände. Der Unterschied ergibt sich aus
dem Stammabfluss, welcher vor allem an Buche und Bergahorn auftritt.
34

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-17: Kronendurchlass und Freilandniederschlag Abb. 5.1-18: Kronendurchlass und Freilandnieder-
(=Freiflächenniederschlag) in B1 (Fichten-Tannen- schlag (=Freiflächenniederschlag) in B1
Buchen-Altbestand), 14. bis 24.7. 2000: Schwach- (Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand), 3. bis 7.8.
Regenereignis. 2000: Starkregenereignis.
Abb. 5.1-19: Freilandniederschlag (=Freiflächen- Abb.5.1-20: Freilandniederschlag (=Freiflächen-
-niederschlag) nahe B1 (Fichten-Tannen-Buchen- -niederschlag) nahe B1 (Fichten-Tannen-Buchen
-Altbestand) während der Schwachregenperiode -Altbestand) während der Starkregenperiode
vom 14. bis 24.7. 2000. vom 3. bis 7.8. 2000.
5.1.3 Bodenfeuchtigkeits-Dynamik im montanen Waldgürtel
Der Bodenfeuchtigkeits-Verlauf ist in karstalpinen Waldgebieten mit den charakteristischen
skelettreichen karbonatischen Waldböden durch schnelles Ansteigen der Bodenfeuchtigkeits-Werte
bei ausreichend starken Niederschlägen gekennzeichnet. In der Folge ist der Verlauf der
Bodenfeuchtigkeits-Kurven wiederum von einem schnellen Absinken charakterisiert, welches die
Perkolation (das Einsickern) des Bodenwassers in tiefere Boden- und Gesteinschichten kennzeichnet.
Dieses schnelle Ansteigen und Absinken der Bodenfeuchtigkeits-Kurve (Abb.5.1-21 + 5.1-22) ist mit
der relativ geringen Wasserspeicher-Fähigkeit der karstalpinen Böden erklärbar. Die große Variation
der Mittelwerte der Bodenfeuchtigkeit auf den drei montanen Probeflächen der Forschungsregion I
zeigen während aller analysierter Messperioden deutlich, dass die Wasserspeicher-Kapazität innerhalb
des Fichten-Tannen-Buchen-Altbestandes (B1) am größten ist (Abb. 5.1-23). Besonders deutlich ist
der Unterschied während der zwei gemessenen Winterhalbjahre 1999/2000 und 2000/2001 ausgeprägt.
Auf der Fläche des Fichten-Tannen-Buchen-Altbestandes kam es während der letzten 150 bis 200
Jahre zu keiner Störung des Bodengefüges, insbesondere des Humusgefüges (durch Kahlschläge,
Windwürfe oder ähnliches).
35

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-21: Bodenfeuchtigkeits-Verlauf auf der Fichten-Tannen-Buchen-Altbestands-Fläche, vom 1.5. bis 16.7.
2001. 1A bis 3A bezeichnen Bodenfeuchtigkeits-Sensoren in 50 cm Tiefe, 1B bis 3B bezeichnen
Bodenfeuchtigkeits-Sensoren in 20 cm Tiefe.
Abb. 5.1-22: Bodenfeuchtigkeits-Verlauf in 50 cm Tiefe (3A) in der Forschungsregion I (montane Höhenstufe) –
1.5. bis 16.7. 2001, B1 – Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand, F1 – Fichten-Reinbestand, B2 –
Verjüngungsfläche.
36

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Die Humusschicht ist besonders für karstalpine Böden ein wichtiger Ort der Wasserspeicherung. Ein
weiterer Grund für die bessere Wasserspeicherung auf der Altbestandesfläche könnte der geringere
Transpirations-Bedarf von alten Bäumen in Relation zu jüngeren (Dickungs- bis Stangenholzphase)
sein, was in Australien für Eukalyptus-Bestände (Eucalyptus regnans) nachgewiesen wurde (Vertessy
1998) und auch für unseren Klimaraum Bestätigung findet (Peck & Mayer 1996).
Abb. 5.1-23: Mittlerer Bodenfeuchtigkeits-Gehalt in der montanen Höhenstufe: B1 – Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand, F1 – Fichten-Reinbestand, B2 – Verjüngungsfläche, während Winter- und Sommerhalbjahres –
Messperioden seit dem November 1999. (Mittelwerte aus allen Messwerten und allen Sensoren einer
Versuchsfläche.)
Hydrologische Wirkung:
Bodenfeuchtigkeit wurde während der gemessenen Jahre am besten im Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand gespeichert. Der Grund dafür ist nicht eindeutig festlegbar und kann sowohl mit der
Baumartenverteilung, der ungestörten Humusdynamik als auch mit dem Alter der Bäume bezeichnet
werden. Gemischte und gestufte Laubbaum-Nadelbaum-Altbestände, welche im wesentlichen eine
ungestörte Humusdynamik aufweisen, sind für den Quellenschutz vorteilhaft.
37

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5.1.4 Qualität des Bodenwassers und Niederschlagswassers
Abb. 24: Nitrat-Konzentration im Bodenwasser in Forschungsregion I (FR I) während der Periode vom 7. bis
21.9. 1999: B1 Lysimeter I auf der Fichten-Tannen-Buchen-Fläche, F1 Lysimeter auf der Fichten-
Reinbestandes-Fläche, B2 Lysimeter auf der Verjüngungsfläche, B1-II Lysimeter II auf der Fichten-
Tannen-Buchen-Fläche. 1A bis 3A: Lysimeterplatten in 15 cm Tiefe, 1B bis 3B: Lysimeterplatten in 60 cm
Tiefe.
Auf allen Versuchsflächen wurden Lysimeteranlagen zur Analyse des Bodenwassers installiert. Der
generelle Trend der Nitrat-Analysen waren relativ höhere Nitrat-Konzentrationen im Bodenwasser des
Fichten-Reinbestandes (Abb. 5.1-24). Trotzdem ist anzumerken, dass die Nitrat-Konzentrationen im
Bodenwasser auf der Rax vergleichsweise niedrig sind, was auch Vergleiche mit anderen
Forschungsregionen belegen (Smidt 2001, Feichtinger et al. 2002). Der Trend der höheren Nitrat-
Konzentrationen unter Fichten-Reinbeständen mag einerseits mit den Charakteristika der Nitrat-
Frachten im Niederschlagswasser unter Fichte im Zusammenhang stehen. Andererseits ist die
Aufnahmefähigkeit von Nadelbaumarten für Nitrat aus dem Boden und Bodenwasser im Vergleich zu
Laubbaumarten wesentlich geringer oder auch nicht vorhanden (Deschrijver 1998, Rothe et al. 1998).
Die höchsten Konzentrationen von Nitrat als auch von Ammonium im Niederschlagswasser (Kronen-
Durchlass) wurden unter Fichten-Kronen (in B1 – Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand als auch in F1 –
Fichten-Reinbestand) gefunden (Abb. 5.1-25) (vgl. Appendix Nr.8). Die Tendenz von Fichte, höhere
Quantitäten an Luftverschmutzungs-Stoffen aus der Luft zu filtern, wurde auch in anderen Studien
belegt (Rothe et al. 1998, v. Wilpert et al. 2000, Adamson et al. 1993, Robertson et al. 2000).
Hydrologische Wirkung:
Laubbäume (Buche, Bergahorn, etc.) können Nitrat aus dem Boden und Bodenwasser besser
aufnehmen als Nadelbaumarten (Fichte, Kiefer, etc). Weiters filtern Nadelbaumarten wesentlich mehr
Luftschadstoffe aus der Luft, was zu einem höheren Eintrag dieser Stoffe in das Bodenwasser führt.
Laubbaumreiche Bestände fördern folglich die Aufrechterhaltung von hoher Wasserqualiät durch
günstigere Stoffbilanzen.
38

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-25: Nitrat-Konzentration im Niederschlagswasser, Messperiode vom 4. 10 bis 7.11. 2000. T1
Freiflächenniederschlags-Sammler nahe B1 (Fichten-Tannen-Buchen-Fläche). B1-1 Niederschlagssammler
unter Fichten-Krone in B1, B1-2 und B1-3: Niederschlagssammler unter Buchen-Kronen in B1, F1-1
Niederschlagssammler unter Fichten-Krone in F1 (Fichten-Reinbestandsfläche), T3
Freiflächenniederschlags-Sammler auf der subalpinen Almfläche, L1-1 Niederschlagssammler unter
Latschen-Vegetation.
5.1.5 Schneedynamik auf den Versuchsflächen
Schneehöhe und Schneewasseräquivalent wurden in beiden Forschungsregionen (montan und
subalpin) mittels eines fixierten Schneekurses, welcher mit den Versuchflächen übereingestimmt
wurde, erhoben. Dabei zeigte sich in der montanen Höhenstufe, dass zwar die Schneehöhen generell
auf B2 (Verjüngungsfläche, welche Freiflächen-Charakter aufweist) am größten waren (Abb. 5.1-26),
das Schnee-Wasser-Äquivalent allerdings auch immer wieder in B1 (Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand) relativ größer war als auf den anderen beiden Versuchsflächen (Abb. 5.1-27). In der
montanen Höhenstufe waren die Schneehöhen in F1 (Fichten-Reinbestand) während aller Messtermine
am niedrigsten. Laub-Nadel-Mischbestände sind für eine effiziente Schneespeicherung am Waldboden
besser geeignet als Fichten-Reinbestände. Im Mischbestand kann bei Schneefall im Bereich der
Buchenkronen der Schnee fast ungehindert bis auf den Waldboden durchdringen. Umliegende Fichten
beschatten die inhomogene Schneedecke und verzögern somit die Abschmelz-Geschwindigkeit.
Fichten-Reinbestände weisen eine hohe Schnee-Interzeptionsrate auf (Mayer et al. 1994), wodurch in
der Regel weniger Schnee auf dem Waldboden ankommt.
In der subalpinen Höhenstufe kommt es im subalpinen Fichtenwald, welcher an die Alm- und
Latschenflächen des Raxplateaus anschließt, zu einer relativ hohen Schnee-Anreicherung. Bei
Starkwind-Wetterlagen wird Schnee vom Raxplateau abgeweht und wird im angrenzenden subalpinen
Fichtenwald wegen dessen hoher Rauhigkeit abgelagert. Wenn der subalpine Fichtenwald naturnah
aufgebaut ist, also Rottenstruktur und kleine Freiflächen aufweist, so kann vor allem in den
Freiflächen Schnee akkumuliert und aufgrund der gegebenen Beschattung im Frühling lange
gespeichert werden.
39

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-26: Schneedynamik in FR I (Forschungsregion I): Gemittelte Schneehöhen auf den Versuchsflächen B1
(Fichten-Tannen-Buchen-Altbestand), B2 (Verjüngungsfläche mit Freiflächen-Charakter) und F1 (Fichten-
Reinbestand).
Abb. 5.1-27: Mittleres Schnee-Wasser-Äquivalent in FR I (Forschungsregion I): B1 (Fichten-Tannen-Buchen-
Altbestand), B2 (Verjüngungsfläche mit Freiflächen-Charakter) und F1 (Fichten-Reinbestand).
40

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Abb. 5.1-28: Schneedynamik in Forschungsregion II (FR II): Mittlere Schneehöhen. Alm (Almfläche am
Raxplateau in 1840 m Seehöhe), Latsche (Latschenfläche am Raxplateau in 1840 m Seehöhe), Rotte
(Rotten-Fläche im subalpinen Fichtenwald in 1450 m Seehöhe), Lichtung (kleine Freifläche im subalpinen
Fichtenwald – 1450 m), Schirmsch. (Schirmschlag-Fläche im subalpinen Fichtenwald, 1450 m).
Die Messreihen, welche seit dem Winter 1998/1999 durchgeführt wurden, belegen diese Dynamik
(Abb. 5.1-28). So wurde im Mai der gemessenen Jahre oft nur mehr auf der Lichtungs-Fläche im
subalpinen Fichtenwald Schnee vorgefunden, während auf den höher gelegenen Messorten am
Raxplateau der Schnee schon geschmolzen war. Auch Mayer et al. (1998) bestätigen den
überproportionalen Schneereichtum auf kleinen Waldlichtungen und Karnischen in Fichtenwäldern.
Die Schneedynamik am Raxplateau (Almflächen- und Latschenflächen – Dynamik) wurde bereits im
Kapitel 5.1.1 erläutert.
Hydrologische Wirkung:
Der subalpine Fichtenwald ist, so er naturnah aufgebaut ist (Rotten- und Klein-Freiflächen- Struktur)
ein Ort der Schneeakkumulation und Schneespeicherung.
Im montanen Bergmischwald können gemischte Laub-Nadel-Bestände effizienter Schnee speichern als
Fichten-Reinbestände.
Weitere Ausführungen bezüglich der Messdaten-Auswertung finden sich in Appendix Nr.7 und
Appendix Nr.8.
41

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5.2 Hydrologie der Hochlagen und klima- bzw. landnutzungsbedingte
Veränderungen
Die Ableitung hydrologischer Eigenschaften von alpinen und subalpinen Boden-Vegetationseinheiten
folgt im wesentlichen den durchgeführten Studien am Schneeberg (Dirnböck & Grabherr, 2000, 2001;
Dirnböck & Greimler 1999). Konzeptuell ähnliche Vorgangsweisen wurden auch in anderen Studien
für große Einzugsgebiete, im speziellen Karstgebiete, gewählt, um lokalisierbare Aussagen zur
Vulnerabilität des Karstgrundwassers zu erhalten, und schlussendlich die Abgrenzung von
Schutzzonen zu gewährleisten (Dörflinger et al 1999; Dörflinger & Zwahlen 1997; Plagnes &
Bakalowicz 1999). Die von Gurtz et al. (1999) vorgeschlagene Methodik wurde im Rahmen dieses
Projekts insofern vereinfacht, indem die Pflanzendecke als integrierender Parameter für klimatische,
topographische und bodenkundliche Gegebenheiten herangezogen wurde (siehe auch Köppel 1993).
Methodische Grundlage dieser Vorgangsweise ist eine Stichprobenerhebung zur Abschätzung
spezifischer Bodenwasserhaushaltsparameter für Böden regionaltypischer Pflanzengesellschaften. Die
bereits aus früheren Studien (Dirnböck & Grabherr, 2000, 2001) vorliegenden Daten wurden im Zuge
dieses Projektes verdichtet. Neben den so erhaltenen Bodenwasserhaushaltsparametern wurden
mittlere Pflanzengesellschafts-spezifische Verdunstungsraten aus einer umfangreichen
Literaturrecherche abgeleitet und für den Schneeberg kalibriert (Dirnböck & Grabherr, 2000). Das
Ergebnis ist eine Liste von Boden-Vegetations-Einheiten (Hydrotopen) mit charakteristischem
hydrologischem Verhalten. Die hydrologischen Eigenschaften der Hydrotope stellen natürlich nur
Durchschnittswerte dar. Das Verhalten konkreter Bestände kann aufgrund standörtlicher Heterogenität
beträchtlich von diesem Mittelwert abweichen.
In Karstgebieten ist die Filterleistung der Vegetation und des Bodens eine wesentliche Komponente
für die Bewertung der Vulnerabilität der Karstgrundwässer gegenüber Stoffeinträgen. Andererseits
spielt auch das Rückhaltevermögen von Starkniederschlägen insofern eine Rolle, als durch
Niederschlagsinterzeption im Bestand und Infiltration des Bestandesniederschlags in den Humus und
das Porensystem des Mineralbodens Oberflächenabflüsse und Erosion vermieden werden.
Rückhaltevermögen (Retention) der Böden, Verlängerung der Infiltrationsdauer, sowie Interzeption
und Transpiration der Pflanzendecke sind daher jene Parameter, die für die Bewertung der
Quellschutzwirkung von Vegetation und Boden im Vordergrund stehen (Dörflinger et al 1999;
Dörflinger & Zwahlen 1997; Plagnes & Bakalowicz 1999).
Als Grundlage für die Regionalisierung, das heißt die Übertragung von Punktdaten auf die Fläche,
dienten in dieser Studie die Karte der aktuellen Vegetation und alle unter Annahme von Klimawandel,
bzw. Nutzungsveränderung modellierten Szenarienkarten. Eine Hydrotopkarte wurde auch in den für
die Einzugsgebiete repräsentativen Waldgebieten Fronbachgraben, Fuchspassquelle und
Kuhschneeberg erstellt (siehe Kapitel 6.3). Die Kombination beider lässt somit eine Interpretation der
Veränderung der Quellschutzwirkung bei Szenarien der Klimaänderung sowie der Forst- und
Almwirtschaft zu.
Wie bereits erwähnt ist die Ausbreitung der Latsche der prägende Faktor in Bezug auf die potentielle
Veränderung der Vegetationsdecke und auch der Hydrologie der Hochlagen. Neben der erhöhten
Verdunstung, vor allem durch höhere Interzeption, und des veränderten Schneeregimes (siehe Kapitel
5.1.1) spielt bei Latschenverbrachung der Aufbau einer Moderhumusdecke auch hydrologisch eine
entscheidende Rolle. Durch die umfangreichen Aufnahmen zum Latschenalter in Kombination mit
Bodenerhebungen war es auch möglich, den mit dem Alter von Latschen zunehmenden Humus
funktional abzubilden. Im Wesentlichen führen geringe Temperatursummen des alpinen Klimas, der
Anfall von Nadeln und die Veränderung des Bestandesklimas zur Akkumulation von Humus im
Bereich von 5 – 15cm während der ersten 100 Jahre nach Keimung der Latsche (siehe Appendix Nr. 2
für weitere Details). Die zeitliche Akkumulation des Humus und die damit einhergehende
Veränderung des Bodenwasservolumens wurde auf die simulierten Verbreitungskarten der Latsche
angewendet. Unter Verwendung des zeitlich-räumlichen Latschenmodells (Kapitel 4.3) wurden für
42

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
den Zeitraum von 2050 bis 2250 in 50-Jahr-Intervallen Verbreitungs-Szenarien erstellt. Die Humus-
Akkumulation wurde mit der in Appendix Nr. 2 detailliert erläuterten Funktion berechnet. In
Kombination mit den statischen Eigenschaften der Hydrotope wurden Wasserhaushalts-Szenarien
abgeleitet. Die außerhalb des sich verändernden Krummholzgürtels liegende Vegetation wurde als
stabil angenommen, da innerhalb der relativ kurzen Zeitspanne nur mit geringen Verschiebungen im
Verbreitungsmuster der Offenvegetation gerechnet wird. Als Modellierungsgrundlage wurde daher die
Karte der aktuellen Vegetation verwendet. Neben den Karten der Retention und der
Evapotranspiration wurden auch Gesamtsummen für die einzelnen Gebirgsstöcke und das
Gesamtgebiet berechnet um wahrscheinliche Trends bei klima- und Nutzungsänderung darzustellen.
Als Vergleichsbasis diente die Karte der aktuellen Vegetation. Die Ausgangs-Humusmächtigkeit
wurde mangels detaillierter, räumlich expliziter Daten, für die Gesamtfläche einheitlich gesetzt und
nur zwischen Lehm- und Rendzinaböden unterschieden.
6 ERGEBNISSE
6.1 Potentielle Vegetation der Hochlagen
Die Ergebnisse der Modellberechnungen zur Veränderung der Hochlagenvegetation wurden
zusammenfassend in der Fachzeitschrift Journal of Biogeography publiziert. Das Manuskript ist im
Anhang enthalten (Appendix Nr. 1). Die wesentlichen Resultate werden daher hier nur kurz
zusammengefasst.
Die Klimafolgenforschung der letzten Jahre hat bei weiterer Temperaturerhöhung eine beträchtliche
Gefährdung alpiner Pflanzen und Pflanzengesellschaften prognostiziert. Durch das Höhersteigen der
Waldgrenze und wärmebedürftiger, konkurrenzkräftiger krautiger Arten werden typische alpine Arten
verdrängt. Das Untersuchungsgebiet am Ostrand der Nördlichen Kalkalpen stellt insofern ein
interessantes Modellgebiet dar, als durch die niedrige Lage der Gipfelflur relativ geringfügige
Temperaturerhöhungen zu massiven Einschränkungen der gesamten waldfreien Zone führen könnten.
Die Modellrechnungen bestätigten grundsätzlich die besagten Hypothesen und detailliertere Aussagen
sind nun für das Untersuchungsgebiet möglich:
Das 2050er Szenario (+0,65° C; - 30 mm August-Niederschlag), also moderater prognostizierter
Klimawandel, führt, bei vollständiger Anpassung der Vegetation an die neuen Bedingungen, zu
insgesamt 25% Verlust an waldfreien subalpinen und alpinen Bereichen bei Beibehaltung der
Almwirtschaft. Bei stärkerem Klimawandel (K2: +2° C; - 60 mm August-Niederschlag) gehen 48%
der aktuell waldfreien Fläche verloren (Abb. 6.1.-1).
Bei gleichzeitiger Aufgabe der Almwirtschaft verstärkt sich der Verlust auf 42% bzw. 64% der
aktuellen waldfreien Fläche (Abb. 6.1.-1).
Die niedrigeren Berge, wie Raxalpe und Schneealpe, sind relativ mehr und früher von diesem Trend
betroffen als der Hochschwab (Abb. 6.1.-1).
Bei Klimaerwärmung und Niederschlagsabnahme des 2050er Szenarios ist mit nur moderaten
Auswirkungen auf die Gesamtpopulationen der alpinen und subalpinen Pflanzen zu rechnen. Eine
Temperaturerhöhung im Bereich von 2°C und gleichzeitige völlige almwirtschaftliche
Nutzungsaufgabe hätte jedoch dramatische Auswirkungen: 50% der untersuchten Arten (das sind alle
heute häufigeren Arten) würden beinahe ihr gesamtes heutiges Areal verlieren.
Das Offenhalten der potentiellen Latschenstandorte durch die Almwirtschaft kann die Folgen stärkerer
Klimaerwärmung abschwächen, indem Refugialräume für konkurrenzschwache Alpenpflanzen
geschaffen werden. Allerdings ist dieser Effekt durch die im Verhältnis zur Gesamtfläche relativ
kleinen Almweidegebiete von nur begrenzter Wirksamkeit.
Eine mögliche Niederschlagsabnahme würde die durch Temperaturerwärmung ausgelösten Trends
noch verstärken.
43

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Zusammenfassend kann also gesagt werden, dass ein prognostizierer Klimawandel die gesamte
Pflanzendecke der Hochlagen massiv verändern wird. Die in diesem Kapitel besprochenen Modelle
der potentiellen Verbreitung erlauben allerdings nicht, den Zeitbedarf dieser Veränderung
abzuschätzen.
Abb. 6.1-1 Flächenveränderung der alpinen und subalpinen waldfreien Vegetation unter Szenarien des
Klimawandels und der Almwirtschaft. Die Bilanzen berücksichtigen alle über 1600 m liegenden Flächen.
LU3 und LU4: Beibehaltung und Aufgabe der Almwirtschaft, baseline, 2050 und K2 siehe Tabelle 4.1.-1.
6.2 Ausbreitungsmodell der Latsche
Neben der Landnutzung, die vor allem über die regelmäßige Schwendung eine Kontrolle über die
räumliche Verteilung des Latschenkrummholzes ausübt, werden die die Ausbreitungsdynamik der
Latsche steuernden populationsbiologischen Prozesse von einer Reihe verschiedener Faktoren
beeinflusst (vgl. Appendix Nr. 6). Das Wachstum ist im Wesentlichen eine Funktion der Temperatur,
des Nährstoffangebots und der Vitalität der Individuen. Die Vitalität ist wiederum eine Funktion des
standortsspezifischen Temperaturregimes und der Position im Geländerelief. Auf die Mortalität
wirken in erster Linie topographische Variable. Die Wirkung der Topographie ist als indirekte zu
interpretieren, d.h. die topographischen Variablen implizieren eine Reihe von direkt wirksamen
Faktoren, insbesondere Lawinenfrequenz, Schneeakkumulation und mechanische Beschädigung durch
44

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Eisgebläse an exponierten Standorten. Die Fruchtbarkeit zeigt eine starke Altersabhängigkeit, d.h. die
Latschen sind zur sexuellen Reproduktion frühestens im 15. bis 20. Lebensjahr fähig. Die Intensität
der Samenproduktion steigt anschließend bis etwa zum 80. Lebensjahr und bleibt danach mehr oder
weniger konstant. Die Verjüngung ist nach unseren Ergebnissen eine Funktion des Sameneintrags und
der Konkurrenzsituation am jeweiligen Standort. Der Sameneintrag wurde im Ausbreitungsmodell
über die Distanz zum nächsten, samenproduzierenden Latschenbestand geschätzt. Die
Konkurrenzwirkung wird durch die Dichte und Höhe der Rasenvegetation, in der sich die Latschen
verjüngen, gesteuert (vgl. Abb. Nr. 5). Abiotische Umweltbedingungen haben nach unseren Daten nur
marginalen Einfluss auf die Verjüngungsintensität, zumindest innerhalb des aktuellen
Verbreitungsgebietes der Latsche.
Die Abhängigkeit der Ausbreitungsdynamik von der Konkurrenzsituation hat zur Folge, dass im
Bereich der aktuellen oberen Verbreitungsgrenze der Latsche bei Klimaerwärmung mit einer relativ
raschen Ausbreitung in kalkalpine Rasengesellschaften gerechnet werden kann. Ursache dafür ist der
relativ geringe Widerstand, den die dort dominierenden Polsterseggenrasen der Latschenverjüngung
entgegensetzen. Im Vergleich dazu sind viele Weiderasengesellschaften, die auf aktuellen und
aufgelassenen Almen tieferer Lagen dominieren, für die Latsche relativ schwer zu besiedeln (vgl. Abb.
6.2-1 und Appendix Nr. 5).
Relative Verjüngungsintensität
1.5
1
0.5
0
-0.5
-1
Cfi
Aa-Fp Hp
Cs
Cfe Cv TH Lh-Ca Ns Dc
Abb. 6.2-1: Relative Verjüngungsintensität der Latsche in verschiedenen Rasengesellschaften der subalpinen und
alpinen Stufe. Cfi: Polsterseggen-Rasen, Aa-Fp: Alpenstraußgras-Zwergschwingel-Rasen; Hp:
Staudenhafer-Horstseggen-Rasen, Cs-Horstseggen-Rasen, Cfe: Rostseggen-Rasen, Cv: Buntreitgras-
Rasen, TH: Hochstaudenfluren, Lh-Ca: Milchkrautweiden, Ns: Bürstlingsweiden, Dc –
Rasenschmielenweiden. Für methodische Details siehe Appendix Nr. 5.
Simuliert man für das Gesamtgebiet der Hochlagen oberhalb von 1700 Höhenmeteren die
Latschenausbreitung unter den oben spezifizierten Nutzungs- und Klimaszenarien (Tabelle 4.1-1)
durch die nächsten 250 Jahre, so ergibt sich folgendenes Bild:
45

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
km²
km²
28
26
24
22
20
18
16
14
12
28
26
24
22
20
18
16
14
12
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Year
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Year
Jahr vs B0°C
Jahr vs A0°C
Jahr vs B0.65°C
Jahr vs A0.65
Jahr vs B2°C
Jahr vs A2°C
Jahr vs B0°C
Jahr vs A0°C
Jahr vs B0.65°C
Jahr vs A0.65
Jahr vs B2°C
Jahr vs A2°C
Abb. 6.2-2: Anstieg der Latschendeckung im Gesamtgebiet der Hochlagen (> 1700 m Seehöhe) unter
verschiedenen Klima- und Landnutzungsszenarien. A0°C/B0°C – Alle Almen aufgelassen/Alle heute noch
aktiven Almen weiter bewirtschaftet, Mitteltemperturen wie heute. A0.65°C/B0.65°C - Alle Almen
aufgelassen/Alle heute noch aktiven Almen weiter bewirtschaftet, Mitteltemperaturen um 0.65°C höher als
heute; A2°C/B2°C - Alle Almen aufgelassen/Alle heute noch aktiven Almen weiter bewirtschaftet,
Mitteltemperaturen um 2°C höher als heute.
Abweichend vom Modell der potentiellen Vegetation wurde für die Latschendynamik kein abrupter
sondern ein kontinuierlicher Anstieg der Temperaturen angenommen. Im ersten Modellierungsschritt
(2000-2500) wird für alle Szenarien das heutige Temperaturregime unterstellt. Erst im zweiten Schritt
(2050-2100) erfolgt die Erwärmung um 0.65°C. Für das 2k-Szenario steigen die Temperaturen bis
2150 auf +1.2°C und erreichen erst im Jahr 2200 den neuen, stabilen Gleichgewichtswert von +2°C.
Die Ergebnisse der Latschenmodellierung zeigen eine relativ langsame Dynamik in Übereinstimmung
mit dem generell verzögerten Ablauf von Sukzessionsprozessen in Hochgebirgen (Wildi & Schütz
2000). Bis zum Jahr 2100 hat sich die unter den Annahmen von Klimaerwärmung und völliger
46

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Bewirtschaftungsaufgabe aller Almen die gesamte von Latschen bedeckte Fläche im Bereich oberhalb
1700 Höhenmeter um ca. 5 km² vergrößert. Bis zum Jahr 2250 erfolgt aber immerhin eine
Verdopplung der latschenbedeckten Fläche von heute 13.9 km² auf 26.5 km². Das entspricht einer
Zunahme von aktuell 22% auf 42.5% der Gesamtfläche in dieser Höhenstufe.
Vergleicht man die Auswirkungen der einzelnen Szenarien, so fällt auf, dass selbst unter Annahme
stabiler Bewirtschaftungs- und Klimaverhältnisse die Latschendeckung mittelfristig zunehmen wird.
Ursache dafür ist einerseits der fortschreitende Verbrachungsprozess bereits aufgegebner Almen,
andererseits auch der verzögerte Effekt der im Lauf des letzten Jahrhunderts bereits eingetretenen
Klimaerwärmung. Diesen letzeren Effekt illustriert auch die Tatsache, dass die Zunahme des
maximalen Höhenvorkommens einzelner Latschen für alle Szenarien bis zum Jahr 2100 sehr ähnlich
verläuft (Abb 6.2-3). Aufgrund des langsam Ausbreitungsprozesses benötigt die Latsche also viele
Jahrzehnte bis Jahrhunderte um ihre aktuelle Ausbreitung an die potentielle obere Verbreitungsgrenze
anzupassen.
Seehöhe
2100
2080
2060
2040
2020
2000
1980
1960
1940
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Jahr
Jahr v B0°C
Jahr v A0°C
Jahr v B0.65°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v B2°C
Jahr v A2°C
Abb. 6.2-3: Anstieg des höchsten Latschenvorkommens im Gesamtgebiet unter unterschiedlichen Klima- und
Landnutzungsszenarien: A0°C/B0°C – Alle Almen aufgelassen/Alle heute noch aktiven Almen weiter
bewirtschaftet, Mitteltemperturen wie heute. A0.65°C/B0.65°C - Alle Almen aufgelassen/Alle heute noch
aktiven Almen weiter bewirtschaftet, Mitteltemperaturen um 0.65°C höher als heute; A2°C/B2°C - Alle
Almen aufgelassen/Alle heute noch aktiven Almen weiter bewirtschaftet, Mitteltemperaturen um 2°C
höher als heute.
Die Unterschiede zwischen den einzelnen Klimaszenarien bezüglich der oberen Verbreitungsgrenze
der Latsche werden erst deutlicher, wenn die Modellierung auf längere Zeiträume ausgedehnt wird.
Für den Bereich des Hochschwab wurde der Modellierungszeitraum auf 1000 Jahre erweitert (Abb.
6.2-4). Die endgültige Höhendifferenz der oberen Verbreitungsgrenze steigt dabei mit der Zeit an,
bleibt aber immer kleiner als aufgrund des doch bedeutenden Temperaturunterschieds zu erwarten
wäre. Ursache dafür ist die niedrige Gipfelhöhe im Gebiet: Die potentielle obere Ausbreitungsgrenze
der Latsche liegt bei einem +2°C-Szenario oberhalb des Hochschwabgipfels, also des höchsten
Punktes im gesamten Untersuchungsgebiet.
Der treppenartige Anstieg und einzelne Zacken in der Kurve des Höchstvorkommens sind keine
Klima- oder Almauflassungseffekte, sondern illustrieren die Bedeutung des Zufalls für die jeweilige
Lage des absoluten Höchstvorkommens: An der oberen Verbreitungsgrenze werden günstige
Kleinstandorte immer seltener. Dementsprechend wird die Wahrscheinlichkeit, dass ein solcher
Standort von Diasporen erreicht wird und diese dort erfolgreich keimen geringer. Gleichzeitig steigt
47

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
das Mortalitätsrisiko mit der Höhe an. Trotz eines generellen Aufwärtstrends kann daher das reale
Höchstvorkommen phasenweise absinken.
Seehöhe
2300
2250
2200
2150
2100
2050
2000
1950
1900
J2000
J2050
J2100
J2150
J2200
J2250
J2300
J2350
J2400
J2450
J2500
Jahr
J2550
J2600
J2650
J2700
J2750
J2800
J2850
J2900
J2950
J3000
Jahr v A0°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v A2°C
Abb. 6.2-4: Anstieg des höchsten Latschenvorkommens am Hochschwab in den nächsten 1000 Jahren unter
verschiedenen Klimaszenarien. A0°C – Alle Almen aufgelassen, Klima wie heute; A0.65°C – Alle Almen
aufgelassen, Mitteltemperaturen um 0.65°C höher als heute. A2°C – Alle Almen aufgelassen,
Mitteltemperatur um 2°C höher als heute.
Generell fördert die Auflassung der Almen die Latschenausbreitung während des
Untersuchungszeitraumes stärker als die Klimaerwärmung. Die Abstände der Kurven zwischen
Szenarien mit beibehaltener Bewirtschaftung und Almauflassung bei ein und demselben
Klimaszenario sind größer als die Abstände der Kurven bei unterschiedlichen Klimaszenarien unter
demselben Bewirtschaftungsregime (Abb. 6.2-5). Die Erklärung dafür liegt in der Tatsache, dass bei
Almauflassung viele Gebiete im klimatisch optimalen Wuchsbereich der Latsche besiedelbar werden,
während bei Klimaerwärmung und beibehaltener Almbewirtschaftung der Latsche überwiegend
Flächen im oberen Bereich und an der Höhengrenze ihre Verbreitung zur Neubesiedelung zur
Verfügung stehen. Längere Generationszeiten, verlangsamtes Wachstum und erhöhte Mortalität
verzögern hier den Ausbreitungsprozess. Dass die Unterschiede nicht noch deutlicher ausfallen, ist auf
die erwähnte leichtere Besiedelbarkeit (geringe Konkurrenzhemmung der Latschenverjüngung durch
die Rasenvegetation) in diesen hochgelegenen Bereichen zurückzuführen (vgl. Appendix Nr. 5 und Nr.
6).
48

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
km²
18
16
14
12
10
8
6
4
2
J2000
J2050
J2100
J2150
J2200
J2250
J2300
J2350
J2400
J2450
J2500
J2550
J2600
J2650
J2700
Jahr
J2750
J2800
J2850
J2900
J2950
J3000
Jahr v A0°Ck
Jahr v A0°Cnk
Jahr v A0.65°Ck
Jahr v A0.65°Cnk
Jahr v A2°Ck
Jahr v A2°Cnk
Abb. 6.2-5: Zunahme der Latschendeckung am Hochschwab in den nächsten 1000 Jahren unter verschiedenen
Klimaszenarien: A0°C – Alle Almen aufgelassen, Klima wie heute; A0.65°C – Alle Almen aufgelassen,
Mitteltemperaturen um 0.65°C höher als heute. A2°C – Alle Almen aufgelassen, Mitteltemperatur um 2°C
höher als heute; k – Unterschiedliche Konkurrenzstärke der aktueller Vegetation berücksichtigt; nk -
Unterschiedliche Konkurrenzstärke der aktueller Vegetation nicht berücksichtigt.
Abb. 6.2-5 zeigt diesen Effekt für den erweiterten Modellierungszeitraum (1000 Jahre) am
Hochschwab. Kontrastiert wurden eine Simulation mit Resistenzwerten der Rasenvegetation
differenziert nach den Parametrisierungsdaten (Schwankungsbreite 0 bis 2.3, siehe Appendix Nr. 5)
und eine Simulation, die identische Resistenzwerte (= 1) aller Vegetationstypen annimmt. Es zeigt
sich, dass die Latschenausbreitung bei abgestufter Resistenz unter allen Klimaszenarien schneller als
bei homogener Resistenz erfolgt und dass dieser Unterschied bei stärkerer Erwärmung zunimmt. Die
Erklärung für diesen Effekt liegt eben in der Dominanz leicht besiedelbarer Rasentypen an und ober
der aktuellen Höhenverbreitungsgrenze der Latsche.
Abb. 6.2-2 illustriert noch ein weiteres überraschendes Resultat. Unter der Annahme der
Almauflassung erfolgt die Zunahme der Latschendeckung bei einer Erwärmung um 0.65°C schneller
als bei einer angenommenen Erwärmung von 2°C. Dieser relativ geringere Anstieg bei stärkerer
Erwärmung ist auf eine erhöhte Mortalität der Latsche in den unteren Bereichen des Arbeitsgebietes
zurückzuführen. Er ist noch stärker ausgeprägt, wenn das Modellierungsgebiet nach unten erweitert
wird, z.B. auf die Fläche oberhalb 1600 Höhenmetern. Die Ergebnisse für diesen Bereich sind
allerdings nur bedingt verläßlich. Einerseits zeigt Abb. 6.2-6, dass die Vertrauensbereiche der
Mortalitätsfunktion, wie sie aus den Parametrisierungsdaten abgeleitet wurde, in den wärmsten
Randbereichen des Latschenvorkommens sehr weit werden. Des weiteren ist die Abnahme der
Überelebenswahrscheinlichkeit mit zunehmender Temperatur vermutlich nur zum Teil ein direkter
Temperatureffekt. Am ehesten wahrscheinlich ist eine direkte Temperaturwirkung auf die Mortalität
über eine gesteigerte Aktivität von Pathogenen, insbesondere von Schneeschimmelpilzen. Zum
vermutlich größeren Teil beruht die zunehmende Mortalität mit steigender Temperatur aber auf
Korrelationen mit zwei anderen Faktoren.
49

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Überlebenswahrscheinlichkeit
0.88 0.90 0.92 0.94 0.96 0.98
2.0 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5
Temperaturtage
Abb 6.2-6: Abhängigkeit der Latschenmortalität von der Temperatur (Tage > 0°C/Jahr/100). Logistisches
Regressionsmodell. Die y-Achse zeigt die Wahrscheinlichkeit, mit der ein Latschenindividuum unter
entsprechenden Temperaturverhältnissen nicht abgestorben ist. Die gepunkteten Linien geben 95%-
Konfidenzintervalle wieder.
Einerseits verschärft sich für die Latsche in den tiefsten Lagen, also bei höherer Temperatur, die
Konkurrenz mit Fichte, Lärche und anderen Baumarten, die der Latsche aufgrund ihrer Wuchsform
immer überlegen sind und sie von geeigneten Standorten durch Ausdunklung verdrängen. Zum
anderen sind gerade die tiefsten Lagen Unterhänge und Hangfußpositionen mit verstärkter
Lawinenablagerung. Bei einer angenommenen Temperaturerhöhung um 2°C löst sich diese
Korrelation auf. Ein Temperaturregime, das den ehemaligen Unterhangpositionen entspricht, herrscht
nur in den tieferen Plateaulagen etwa des Grünschacher auf der Raxalpe oder der Hinteralpe auf der
Schneealm. Diese Bereiche werden aufgrund mangelnder Einzugsgebiete nie einen vergleichbaren
Lawineneinfluss zeigen. Dagegen ist allerdings in diesen Gebieten sehr wohl mit Ausdehnung der
Fichten- und Lärchenwälder zu rechnen.
Zusammenfassend lässt sich also sagen, dass die Verlässlichkeit der Mortalitätsfunktion für die
Latsche im unteren Subalpinbereich zweifelhaft ist. Aus diesem Grund wurden die Ergebnisse der
Modellierung auch nur für den Hochlagenbereich oberhalb von 1700 Höhenmetern dargestellt. Um die
verbliebenen Unklarheiten zu beseitigen, wären zusätzliche Untersuchungen notwendig, die den
relativen Beitrag der einzelnen Mortalitätsursachen im Bereich der aktuellen unteren
Verbreitungsgrenze der Latsche zu ermitteln hätten. Sehr wahrscheinlich ist, dass das
Latschenausbreitungsmodell die Mortalität der Latsche im tiefsubalpinen Bereich bei stärkerer
Klimaerwärmung überschätzt. Es ist daher anzunehmen, dass die Latschenausbreitung bei einer
Erwärmung um 2°C tatsächlich schneller und nicht langsamer erfolgen wird als bei einer Erwärmung
um 0.65°C. In jedem Fall wird aber ein Großteil des durch die erhöhte Mortalität verlorenen Areals
nicht von Rasenvegetation, sondern von subalpinem Wald eingenommen werden. Betrachtet man also
den aus hydrologischer Sicht entscheidenden Wechsel von Rasen- zu Gehölzvegetation, so wird dieser
Umwandlungsprozess auf jeden Fall mit steigenden Temperaturen beschleunigt werden.
50

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
6.3 Bergwald
Die flächige und die repräsentative Hydrotop-Kartierung haben eine differenzierte Strukturierung der
Teileinzugsgebiete ermöglicht. Die Aufgliederung in Hydrotop A-Bodencharakteristika und Hydrotop
B-Waldvegetations-Charakteristika wird in diesem Bericht in ihren wesentlichsten Teilen dargestellt
und zusammengefasst. Appendix Nr.9 gibt eine detaillierte Beschreibung jedes einzelnen
Teileinzugsgebietes und Hydrotopes.
6.3.1 Die bodenbezogene Hydrotopgliederung
Der Boden stellt für den Quellenschutz einen zentralen Interessensbereich dar. Er befindet sich
hinsichtlich seiner mineralischen Komponenten in einem relativ langsamen Veränderungsprozess und
muss besonders im karstalpinen Raum geschützt werden; die auf weiten Flächen nicht mehr mögliche
Nachlieferung von nennenswerten lehmigen und tonigen Bodenbestandteilen durch die
Grundgesteinsverwitterung macht die Bedeutung einer nachhaltigen Bodenbestands-Sicherung
deutlich (Bezvodova & Lobitzer 1993, Köck 1995). Der Humus und die Humusdynamik spielen in
karstalpinen Regionen eine besondere Rolle hinsichtlich ihrer Bedeutung für die Wasserspeicher-
Kapazität und für das Waldwachstum. Auf vielen karstalpinen Bodenbildungen ist der Moderhumus
der einzige Ort, wo Nährstoffe und Wasser gespeichert werden können (z.B. Rendzina-Böden). Der
Verlust solcher Humusauflagen wäre sowohl für den Quellenschutz als auch für das potenzielle
Waldwachstum schwerwiegend.
Die Einheit von mineralischem Boden und Humusauflage stellt für das Niederschlagswasser einen
effizienten Biofilter dar und ist der Ort, wo Wasser gespeichert wird. Die in humiden Klimaregionen
zentrale Funktion von Wald und Waldböden ist die Wasserspeicherung, also die langsame und
zeitverzögerte Abgabe von Niederschlagswasser an das Grundwasser und die Vorfluter. Zur Erfüllung
dieser Funktion ist eine Optimierung des Boden-Humus-Gefüges von zentraler Bedeutung.
Mineralischer Boden als auch Humusauflagen dürfen nicht der Gefahr der Erosion ausgesetzt werden.
Die natürlichen Humusformen auf den diversen Hydrotop-Typen stellen eine wertvolle Ressource für
den Quellenschutz dar und müssen hinsichtlich ihrer Dynamik stabil erhalten werden, was durch eine
angepasste Waldbewirtschaftung gewährleistet werden kann.
Eine Gliederung von Teileinzugsgebieten nach bodenspezifischen Parametern ermöglicht eine
einfache und übersichtliche Darstellung von Flächen bezüglich Wasserspeicher-Kapazität und Grund-
Disposition für etwaige Gefährdungen.
-Bodentypen:
Die Bodentypen geben einen ersten Hinweis auf die Wasserspeicherkapazität eines Hydrotops und
stellen daher die oberste Hierarchiestufe der bodenbezogenen Hydrotopgliederung dar. Die Reihung
der Böden erfolgt nach der Wasserspeicher-Kapazität. Am höchsten ist diese im Falle des
pseudovergleyten Kalkbraunlehms, am geringsten im Falle der Schutt-Rendzina (siehe Kapitel 3.4.1).
In Tabelle 6.3.1-1 sind die Bodentypen und deren Verteilung in den einzelnen Teileinzugsgebieten
dargestellt. Es ist zu beachten, dass die Angaben für den Kuhschneeberg nicht deckungsgleich mit den
Angaben für die beiden anderen Gebiete zu interpretieren sind, weil dort nicht flächig kartiert wurde
(repräsentative Aufnahmen nach der neuen Boden-Nomenklatur). Die Angabe zu den Bodentypen der
neuen Nomenklatur war am Kuhschneeberg aber trotzdem möglich, weil die Daten der
Standortskartierung zur Interpretation zur Verfügung standen (Gatterbauer et al. 1996).
51

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tabelle 6.3.1-1: Bodentypen-Verteilung in den Teileinzugsgebieten Fronbachgraben (FRO), Fuchspassquelle
(FU) und Kuhschneeberg (KU) in Prozent der Gesamt-Einzugsgebietsfläche:
FRO (%) FU (%) KU * (%)
Fels 32,6 3,1 0
Insellehm-Komplex 25,4 17,9 15,4
Kalkbraunlehm 1,2 7,4 18,5
Kalkbraunlehm-Inseln 1,4 0,4 51,4
Kalklehm-Rendzina 22,6 39,4 0
Pseudovergleyter Kalkbraunlehm 0 0 14,7
Rendzina 6,7 20,8 0
Schutt-Rendzina 10,2 10,6 0
Bodentypen-Verteilung in den Teileinzugsgebieten in Prozent der Gesamtfläche: Fels...umfasst alle
Bodenbildungen auf unzugänglichen felsigen Standorten. Die Erläuterung der Bodentypen findet sich in
Kapitel 3.4.1; Die Flächenausdehnung der einzelnen Teileinzugsgebiete: Fronbachgraben (FRO): 393 ha,
Fuchspassquelle (FU): 101 ha, Kuhschneeberg (KU): 493 ha. *Kuhschneeberg: repräsentative Kartierung.
Der Vergleich zwischen den drei Teileinzugsgebieten zeigt deutlich, dass die Böden mit höherer
Wasserspeicherkapazität im Teileinzugsgebiet Kuhschneeberg einen größeren Flächenanteil aufweisen
als in den anderen beiden Gebieten.
Bei den Bodentypen können Rendzina, Schutt-Rendzina, Insellehm-Komplex und Kalkbraunlehm-
Inseln als erosions-gefährdeter bezeichnet werden als etwa Kalkbraunlehm, pseudovergleyter
Kalkbraunlehm oder Kalklehm-Rendzina. Es sind zur Beurteilung des Gefährdungs-Potenzials aber
auch die nachfolgend beschriebenen Parameter zu berücksichtigen.
-Oberflächenskelettanteil:
Ein weiteres wesentliches Kriterium der bodenbezogenen Hydrotop-Aufnahmen war der Oberflächen-
Skelettanteil der Böden. Ein hoher Bodenskelettanteil minimiert die Flächenanteile eines Standortes,
die als potenzielles Keimbett für Bäume fungieren können und erleichtert den erodierenden Angriff
von Niederschlagswasser auf Feinboden-Bestandteile. Niederschlagswasser, welches auf
Gesteinsmaterial auftrifft, wird dort abgeleitet und kann für die Feinbodenpartien durch den
konzentrierten Anfall zu einer größeren Erosions-Gefahr werden. Karten mit Klassen von
Oberflächen-Skelettanteilen weisen folglich Gebiete erhöhten Schutzbedarfes aufgrund
bodenbezogener Vorgaben aus. Als Beispiel für die Verteilung des Oberflächen-Skelettanteiles der
Böden sind die Teileinzugsgebiete Fronbachgraben und Fuchspassquelle herangezogen worden
(Kuhschneeberg wurde nicht flächig nach diesen Kriterien kartiert).
Im Teileinzugsgebiet Fronbachgraben weisen 78 % der Böden mehr als 26 % Oberflächen-
Skelettanteil auf (Abb. 6.3.1-1). Auf den Karten-Darstellungen ist die genaue räumliche Verbreitung
dieser stärker erosionsgefährdeten Flächen ersichtlich. Wenn hohe Bodenskelettanteile auf einer
Hydrotopfläche mit großen Humusmächtigkeiten gemeinsam auftreten, wird die Gefährdung des
Bodens durch Erosion nochmals gesteigert. Kahlschlag würde große Teile des Wuchspotenzials und
des Wasserspeicher-Potenzials dieser Hydrotope gefährden, während eine nachhaltig stabile und
geschlossene Bewaldung auf solchen Flächen unverzichtbar ist.
52

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
26-50
28%
51-75
6%
76-100
3%
0-25
63%
51-75
23%
76-100
13%
0-25
22%
26-50
42%
Abb. 6.3.1-1: Abb. 6.3.1-2:
Der Oberflächen-Skelettgehalt der Böden im Der Oberflächen-Skelettgehalt der Böden
Teileinzugsgebiet Fronbachgraben. Angaben (0-25, im Teileinzugsgebiet Fuchspassquelle. Angaben
26-50, etc.) in Prozent der Bodenoberfläche. Prozent- (0-25, 26-50, etc.) in Prozent der Bodenoberfläche.
angaben in Prozent der begehbaren Gesamtfläche Prozentangaben in Prozent der begehbaren
(Fronbachgraben: 257 ha). Gesamtfläche (Fuchspassquelle: 96 ha ).
- Humusformen und Humusdynamik:
MU
5%
muMO
5%
SM
9%
MO
81%
MU
9%
moMU
6%
muMO
4%
Abb. 6.3.1-3: Abb. 6.3.1-4:
Humusformen im Teileinzugsgebiet Fronbach- Humusformen im Teileinzugsgebiet Fuchs-
Graben: MO...Moder, moMU...moderartiger Mull, passquelle: MO...Moder, MU...Mull, muMO...
MU...Mull, muMO...mullartiger Moder, SM...Schutt- mullartiger Moder, SM...Schuttmoder. Prozent-
moder. Prozentangaben: % von 259 ha begehbarer angaben: % von 96 ha begehbarer Fläche.
Fläche.
Die Verteilung der Humusformen sowohl im Bereich Fronbachgraben als auch im Bereich
Fuchspassquelle unterstreichen die Dominanz der natürlichen Humusform Moder im karstalpinen
Bereich der Aufnahmegebiete (Abb. 6.3.1-3+4). Besonders auf den skelettreichen karstalpinen
Waldstandorten ist die Moderhumusauflage weit verbreitet und ein Bereich, welcher das potenzielle
Keimbett für die Baumarten erweitert. Im Humus kann das zehnfache seines Gewichtes an Wasser
gespeichert werden (Hager & Holzmann 1997). Die Humusmächtigkeit ist folglich ein weiteres
Kriterium zur Beurteilung von Hydrotop-Eigenschaften. Das Bindeglied zu den Waldvegetations-
Charakteristika stellt die Humusdynamik dar.
53
SM
11%
MO
70%

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Die Humusform Moder baut sich im Zuge der Waldentwicklung auf den entsprechenden Standorten
kontinuierlich auf und erreicht ab einem gewissen Stadium derselben ein dynamisches Gleichgewicht.
Dieses dynamische Gleichgewicht kann durch angepasste Waldwirtschaft annähernd erhalten werden
(Dauerwaldwirtschaft, Vermeidung von großflächigen Eingriffen) oder im schlechtesten Fall abrupt
unterbrochen werden, was im Falle eines Kahlschlages zu einem annähernd vollständigen Abbau der
Moderhumushorizonte führen würde. Kahlschlag-Bewirtschaftung ist in den Quellenschutzwäldern
schon seit den Achtziger-Jahren des letzten Jahrhunderts verboten. Der bei dieser
Waldbewirtschaftungs-Form auftretende Humus- und Bodenabbau vermindert einerseits das
Wuchspotenzial eines Standortes, und stellt andererseits eine Quelle der Grundwasserverschmutzung
durch den Eintrag von Abbauprodukten dar (Likens & Bormann 1995, Reynolds et al. 1992, v.
Wilpert et al. 2000, Forti et al. 2000).
Die Karten bezüglich Bodentyp, Humusform, Humusmächtigkeit und Oberflächen-Skelettanteil
weisen Flächen aus, die eine besondere Grund-Disposition für eine Erosions-Gefährdung aufweisen.
Aufbauend auf diesen Grundlagen können Flächen definiert werden, wo bei der Durchführung
waldbaulicher Maßnahmen besondere Vorsicht geboten ist.
Es sind also auch die Humus- und Bodendynamik, welche man durch Waldbewirtschaftung
beeinflussen kann. Optimierung im Sinne des Quellenschutzes kann gezielt waldbauliche Maßnahmen
definieren, welche beispielsweise das Auftreten von Humusabbau-Prozessen auf Hydrotopen
minimieren.
Daher ist die Gliederung in Waldvegetations-Charakteristika (Hydrotop B) von Bedeutung für die
Definition von Management-Richtlinien für Quellenschutzwälder.
Eine ausführlichere Beschreibung der Ergebnisse der bodenbezogenen Hydrotop-Kartierung findet
sich in Appendix Nr.9 ‚Hydrotop-Buch’.
6.3.2 Die waldvegetationsbezogene Hydrotopgliederung
Die Gliederung der Teileinzugsgebiete in waldvegetationsbezogene Hydrotope schuf eine Grundlage,
um waldhydrologisch ähnliche Flächen und in diesem Sinne funktionale Einheiten für hydrologische
und waldbauliche Belange als Orientierungsmarken zu erhalten. Die erste Hierarchie der Gliederung
bezieht sich auf die potenzielle natürliche Waldgesellschaft.
Im montanen bis hochmontanen Bereich sind aktuell Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope
flächenmäßig dominant. Ebenfalls von Bedeutung sind die Bergahorn-Eschen-(Linden)-Wald-
Hydrotope. Montane Fichtenwald-Hydrotope und Sondergesellschaften sind flächenmäßig weniger
bedeutend, während Felswald-Hydrotope in Teilbereichen (Fronbachgraben) von großer Bedeutung
sind. Es ist zu beachten, dass hier nur eine überblicksartige Beschreibung der Hydrotope getätigt wird.
Eingehend beschrieben werden sie im Hydrotop-Buch, wo auch das gesamte Baumartenspektrum,
welches ein spezifisches Hydrotop zu besiedeln vermag, angeführt ist.
-Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope: Im montanen Höhenbereich wurden vier Hydrotope dieser
Kategorie ausgeschieden, wobei sich alle durch waldökologische und hydrologische
Unterschiedlichkeiten voneinander abgrenzen lassen. Ein frische bis sehr frische Standorte
umfassendes Hydrotop bezeichnet potenziell laubbaumreiche und laubbaumdominierte Fi-Ta-Bu-
Waldbestände. Ein weiteres Hydrotop umfasst frische bis mäßig frische Standorte, die meist von
nadelbaumreicheren Fi-Ta-Bu-Waldbeständen bestockt werden. Das dritte Hydrotop fasst sonnseitig
exponierte, mäßig frische Standorte, welche von laubbaumreichen Fi-Ta-Bu-Beständen bestockt
werden, zusammen. Das vierte Hydrotop umfasst mäßig frische bis mäßig trockene Fi-Ta-Bu-Wald-
Standorte, auf denen Lärche und die beiden autochthonen Kiefernarten besser gedeihen als Fichte und
Tanne, die Laubbaumarten aber auch vital und in höheren Mischungsanteilen auftreten.
54

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Im hochmontanen Höhenbereich wurden drei Hydrotope der Fichten-Tannen-Buchen-Kategorie
ausgeschieden, eines auf Blockstandorten, wo der Nadelbaumanteil tendenziell höher ist als der
Laubbaumanteil. Das zweite Hydrotop bezeichnet Standorte auf pseudovergleyten Kalkbraunlehmen,
die Baumartenverteilung zwischen Fichte, Tanne und Buche wäre dort potenziell ausgeglichen. Das
dritte Hydrotop umfasst frische, lehmreiche Standorte, wo Fichte, Tanne und Buche mit weiteren
Baumarten gedeihen, der Nadelbaumanteil aber entsprechend der Höhenlage bereits höher sein kann.
-Bergahorn-Eschen-(Linden)-Wald-Hydrotope: Im montanen Höhenbereich wurde ein Bergahorn-
Eschen-Wald-Hydrotop und ein Bergahorn-Eschen-Linden-Wald-Hydrotop, welches ausschließlich
auf bewegten Schuttfächern auftritt, ausgeschieden.
-Fichtenwald-Hydrotope: Im montanen Höhenbereich wurden zwei Fichtenwald-Hydrotope
ausgeschieden, wobei es sich bei ersterem um einen Fichten-Blockwald handelt, beim zweiten um
Fichtenwald auf Rendzina-Standorten.
-Sonder-Gesellschaften: In der montanen Höhenzone tritt ein Schwarzkiefern-Blockwald-Hydrotop
und in der hochmontanen Höhenzone ein Buchen-Bergahorn-Hydrotop auf. Sonder-Gesellschaften
weisen grundsätzlich eine geringe Flächenausdehnung auf.
Im subalpinen Höhenbereich treten im Teileinzugsgebiet Kuhschneeberg in erster Linie subalpine
Fichtenwald-Hydrotope auf.
-Subalpine Fichten-(Tannen)-Wälder: Am Kuhschneeberg wurden vier unterschiedliche Hydrotope
dieser Kategorie ausgeschieden. Das erste Hydrotop umfasst Fichten-Tannen-Waldstandorte auf
pseudovergleyten Kalkbraunlehmen und wird potenziell in erster Linie von Fichte und Tanne
besiedelt. Das zweite Hydrotop umfasst sehr frische bis frische, lehmreiche Hochstauden-Fichtenwald-
Standorte, die von Fichte und teilweise von Tanne besiedelt werden können. Das dritte Hydrotop
bezeichnet Felsrippen-Mulden-Standorte, welche in erster Linie von Fichte besiedelt werden. Das
vierte Hydrotop bezieht sich auf mäßig frische bis mäßig trockene Fichtenwald-Standorte, die von
Fichte und Lärche besiedelt werden können.
Felswald-Hydrotope treten vor allem im (hoch)montanen Bereich auf und sind infolge ihrer
Unzugänglichkeit nicht weiter differenziert. In den Hydrotopbeschreibungen (Appendix xx, Hydrotop-
Buch) sind außerdem Wiesen, Gräben und Schuttflächen ohne Baumvegetation, Felsflächen,
Lahnstandorte und Straßenflächen angeführt und als waldfreie Hydrotope zusammengefasst.
Die Darstellung der Verteilung der Hydrotopgruppen gibt Aufschluss über deren flächenbezogene
Bedeutung. In den montanen bis hochmontanen Teileinzugsgebieten Fronbachgraben und
Fuchspassquelle dominieren eindeutig die Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope.
Aber auch die Bergahorn-Eschen-(Linden)-Wald-Hydrotope sind in den beiden Teileinzugsgebieten
relativ weit verbreitet (Abb. 6.3.2-1, 6.3.2-2). Im Teileinzugsgebiet Kuhschneeberg sind die
subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald-Hydrotope am häufigsten (Abb. 6.3.2-3).
Richtlinien für waldbauliche Maßnahmen sind immer hydrotopbezogen zu definieren, weil sie sich an
den spezifischen waldökologischen Vorgaben (Boden, Standort, etc.) orientieren. Es ist aber möglich,
für Hydrotopgruppen ähnliche waldbauliche Leitfäden zu definieren, die dann hydrotopspezifisch
verfeinert werden. Entsprechend der Verteilung der häufigsten Hydrotope wurden die 21 fix
verpflockten Aufnahmeflächen in den Teileinzugsgebieten Fronbachgraben und Kuhschneeberg
angelegt, um waldbauliche Management-Maßnahmen für diese Flächen mit verschiedenen Methoden
darstellen zu können.
55

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Flächen-Prozent: %
60
50
40
30
20
10
0
Fi-Ta-Bu Fels(wald) Bah-Es-(Li) Fi-Wald So-Ges Waldfrei
Abb. 6.3.2-1: Hydrotop-Verteilung im Fronbachgraben: Fi-Ta-Bu...Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope,
Fels(wald)...Hydrotopflächen, die unzugänglich sind und Felswald verschiedenster Bestockung oder
Felsflächen umfassen, Bah-Es-(Li)...Bergahorn-Eschen-(Linden)-Wald-Hydrotope, Fi-Wald...Fichtenwald-
Hydrotope, So-Ges...Hydrotope mit seltenen Sonder-Waldgesellschaften, Waldfrei....waldfreie
Hydrotopflächen. Gesamtfläche des Teileinzugsgebietes Fronbachgraben: 393 ha.
Flächen-Prozent: %
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fi-Ta-Bu Bah-Es-(Li) Fi-Wald Fels(wald) Wiese
Abb. 6.3.2-2: Hydrotop-Verteilung im Bereich Fuchspassquelle: Fi-Ta-Bu...Fichten-Tannen-Buchen-Wald-
Hydrotope, Bah-Es-(Li)...Bergahorn-Eschen-(Linden)-Wald-Hydrotope, Fi-Wald...Fichtenwald-Hydrotope,
Fels(wald)...Hydrotopflächen, die unzugänglich sind und Felswald verschiedenster Bestockung oder
Felsflächen umfassen, Wiese...Wiesenflächen. Gesamtfläche des Teileinzugsgebietes Fuchspassquelle: 101
ha.
Flächen-Prozent: %
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fi-Ta-Bu Fi-Wald Wiese
Abb. 6.3.2-3: Hydrotop-Verteilung im Teileinzugsgebiet Kuhschneeberg: Fi-Ta-Bu....hochmontane Fichten-
Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope, Fi-Wald....subalpine Fichten-(Tannen)-Wald-Hydrotope,
Wiese...Wiesen-flächen. Gesamtfläche des Teileinzugsgebietes Kuhschneeberg: 493 ha.
56

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
In der hochmontanen Höhenzone des Kuhschneeberges sind vier Aufnahmeflächen innerhalb von
Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotopen eingerichtet. Acht Aufnahmeflächen befinden sich in drei
verschiedenen Hydrotopen des subalpinen Fichten-(Tannen)-Waldes. Im Fronbachgraben befinden
sich neun Aufnahmeflächen in drei verschiedenen Hydrotopen des montanen Fichten-Tannen-Buchen-
Waldes. In den meisten Fällen werden durch die Versuchsflächen (Aufnahmeflächen) verschiedene
Bestandesentwicklungs-Stadien einer Hydrotopfläche repräsentiert.
6.3.3. Versuchsflächen
Kuhschneeberg
Aus Tabelle 6.3.3-1 sind die Bestandes- und Jungwuchskennzahlen für die Versuchsflächen am
Kuhschneeberg ersichtlich. Im subalpinen Fi-Wald dominiert ab der Entwicklungsstufe Dickung die
Fichte. Mischbaumarten wie naturverjüngte Ebereschen und Bergahorn und gepflanzte Lärchen sind
nur in den jüngeren Beständen (Jungwuchs, Dickung) vorhanden.
In den flächenbezogen bedeutenden Dickungen und Stangenhölzern des hochmontanen Fi-Ta-Bu-
Waldes und des subalpinen Fi-Ta-Waldes dominiert die Fichte. Teilweise sind auch Lärchenanteile bis
zu 3/10 vorhanden. Tannen und Buchen fehlen in diesen Entwicklungsstufen, obwohl im
Jungwuchsstadium auf Freiflächen und unter lockerer Schirmstellung stammzahlreiche (Stammzahlen
von rund 600 St/ha bis 20.000 St/ha) Mischbestockungen mit reichlich Bergahorn, Eberesche, Fichte,
Lärche und Tanne anzutreffen sind.
Die Grundflächen- und Vorratshaltung in den Baum- (Alt)hölzern und in den Überhalt- (Verjüngungs)
Beständen in der subalpinen Höhenstufe liegt im Bereich von 15 bis 42 m²/ha und 162 bis 415
VFMs/ha. Die Stammzahlen pro ha schwanken zwischen 80 und 613 St/ha. Höhere Bestandesvorräte
mit 500 bis 600 VFMs/ha (50 bis 68 m² Grundfläche) bei Stammzahlen von 20 bis 590 St/ha sind auf
den Fi-Ta-Wald-Standorten gegeben. Wie aus der Grundflächen- und Vorratshaltung in den
Verjüngungsbeständen erkennbar ist, werden zur Verjüngungseinleitung und –Förderung rund 30 %
(40 %) des Vorrates entnommen.
Fronbachgraben
Die Bestandes- und Jungwuchskennzahlen für die Versuchsflächen im Fronbachgraben sind in Tabelle
6.3.3-2 dargestellt. Die Baumartenzusammensetzung auf den älteren Versuchsflächen (Baumholz;
Baumholz + Jungwuchs) zeichnet sich durch eine hohe Baumartenvielfalt aus. Laub-Nadelbaum-
Mischbestände dominieren. Der Laubholzanteil beträgt rund 2/3. Auf den Versuchsflächen der
Hydrotope 1 und 3 liegt der Tannenanteil bei rund 1 bis 2/10, während in beiden Versuchsflächen des
Hydrotop 3 die Lärche einen Anteil von 1/10 einnimmt bzw. dominiert (8/10). Auffallend ist das
Fehlen der Tanne in der Jungwuchs- und Dickungsstufe des montanen Fi-Ta-Bu-Waldes. Die
stammzahlreichen Jungwuchs- und Dickungsflächen mit unterschiedlichen Anteilen von Buche,
Esche, Bergahorn, Mehlbeere, Fichte und Lärche unterstreichen das hohe Verjüngungspotenzial dieser
Standorte und Bestände. Die Verjüngungsanalysen weisen aber auch darauf hin, dass die
Verjüngungsentwicklung, vor allem hinsichtlich Tanne und Laubholz, infolge des laufenden
Entmischungsprozesses (Wildverbiss) derzeit noch nicht zufriedenstellend erfolgt. Bei Grundflächen
57

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tab. 6.3.3-1: Bestandes- und Jungwuchskennzahlen der Versuchsflächen am Kuhschneeberg
(ENTW=Entwicklungsstufe, VFL=Versuchsfläche, JW=Jungwuchs, DI=Dickung, STH=Stangenholz,
BH=Baumholz, AH=Altholz, UE+JW= Überhalt und Jungwuchs, BE=Bestand, N/ha=Stammzahl pro ha,
BA=Baumarten/MG=Mischungsgrad, Dg=Grundflächenmittelstamm (cm); Hl=Mittelhöhe (m),
G=Grundfläche (m²) V=Vorrat (VFMs=Schaftholz), KM=Keimling, JPFL=Jungpflanze (bis 20 cm Höhe),
JW=Jungwuchs (20cm -130cm), KU1=Kuhschneeberg 1. H10, H12=Hydrotope).
ENTW/
VFL
BE - N/ha
BA/MG
BE - BA
[Dg (cm), Hl
(cm]
BE-G (m²/ha)/
BE-V
(VFMs/ha)
KM (N/ha)
BA
JPFL (N/ha)
BA
JW (N/ha)
BA, MG
ENTW/
VFL
BE - N/ha
BA/MG
BE - BA
[Dg (cm), Hl
(cm]
BE-G (m²/ha)/
BE-V
(VFMs/ha)
KM (N/ha)
BA
JPFL (N/ha)
BA
JW (N/ha)
BA, MG
Fi-Ta-Bu-
Wald
(H10)
STH
KU1-
1230
10 Fi
23,2 cm
16,0 m
52 m²
384 fm
356
Fi
Fi-Wald (H12) Fi-Wald (H13)
JW
KU7
DI
KU6
0 250
7 Fi, 3 Lä
0 Fi
2,9 cm
2,4 m
0 0
0
BH(AH)
KU5
528
10 Fi
FI
31,8 cm
22,5 m
41,8 m²
415 fm
0 0 13.000
Eb
0 0 1.200
Fi
0 3.000
2 Lä, 8 Fi
1.200
3 Eb, 2 Bu, 5 Fi
20.400
Eb, Fi
100
10 Eb
UE+ JW
KU8
80;
10 Fi
Fi
48,6 cm
26,1 m
14,9 m²/
162 fm
Fi-Ta-Bu-Wald (H9) Fi-Ta-Wald (H11)
DI
KU3
1.900
Lä,10 FI
Fi
5,8 cm
4,2 m
4,9 m²
13 fm
0
3,600
Eb, Bah, Bu
10.200
1 Eb, 8 Bah,
1 Bu, Fi
STH
KU2
925
1 Lä, 9 FI
Fi
18,3cm
11,3 m
23,5 m²
128 fm
200
8Fi
400
Eb
JW
KU4
175
3 Lä, 7 Fi
FI
32,6 cm
17,9 m
10,4 m²
74 fm
400
Fi
13.200
Bah, Bu
0 3.000
1 Eb, 7
Bah, 2
Bu
58
DI
KU10
1075
3 Lä, 7 Fi
2,0 cm
2,3 m
0,4 m²
1 fm
356
Bah
2.488
Eb, Bah, Fi
4.455
2 Eb, Bah, 8 Fi
BH
KU12
590
10 Fi
38,3 cm
22,6 m
68,1 m²
663 fm
0 1.600
Fi
AH
KU9
613
10 Fi
Fi
24,1 cm
19,7 m
28, 0m²
236 Vfm
23.600
Eb, Bah, Fi
13.600
Eb, Bah, Fi
400
3 Eb, 1 Bah, 7 Fi
UE+ JW
KU11
320
10 Fi
44,5 cm
24,4 m
49,7 m²
506 fm
178
Eb
0 0 6.400
Eb, Fi
11.200
Mb, Ta, 1
Lä, 9 Fi
0 9.800
10 Fi, Eb

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tab. 6.3.3-2: Bestandes- und Jungwuchskennzahlen der Versuchsflächen im Fronbachgraben
(ENTW=Entwicklungsstufe, VFL=Versuchsfläche, JW=Jungwuchs, DI=Dickung, STH=Stangenholz,
BH=Baumholz, AH=Altholz, UE+JW= Überhalt und Jungwuchs, BE=Bestand, N/ha=Stammzahl pro ha,
BA=Baumarten/MG=Mischungsgrad, Dg=Grundflächenmittelstamm (cm); Hl=Mittelhöhe (m),
G=Grundfläche (m²) V=Vorrat (VFMs=Schaftholz), KM=Keimling, JPFL=Jungpflanze (bis 20 cm Höhe),
JW=Jungwuchs (20cm -130cm), FR1=Fronbachgraben 1.
montaner Fi-Ta-Bu-Wald (H1 und H3)
ENTW/
VFL
BE - N/ha
BA/MG
BE - BA
[Dg (cm), Hl
(cm]
BE-G (m²/ha)/
BE-V
(VFMs/ha)
KM (N/ha)
BA
JPFL (N/ha)
BA
JW (N/ha)
BA, MG
ENTW/
VFL
BE - N/ha
BA/MG
BE - BA
[Dg (cm), Hl
(cm]
BE-G (m²/ha)/
BE-V
(VFMs/ha)
KM (N/ha)
BA
JPFL (N/ha)
BA
JW (N/ha)
BA, MG
JW
FR4
DI
FR7
0 1.575 (Mb, Bu,
soLH, 5 Es, 1
Bah, 1 Lä, 3 Fi
0 Lh (1- 3m)
Nh (4-5m)
0 0
0
0 400
(Bah)
3.600
(Es, Bah,
Bu)
21.000
1 Es, 5
Bah, 1
Bu, 2
Fi, Lä,
10.800
(Es, Bah, Bu)
18.400
(3 Es, 4 Bah, 2 Bu,
1 Fi)
montaner Fi-Ta-Bu-Wald (H2)
BH
FR3
810 (3 Bu, 1 Ta, 1 Lä,
5 Fi)
Bu (23,3cm/22,6m)
Fi (30,2cm/28,6m)
45,7 m²
572 fm
AH/BH
FR9
550 (Mb, 1
Es/Bah, Bu, 1
Ski, 7 Fi)
Fi
(25,1cm/23,0
m)
42,7 m²
420 fm
2.200
(Es, Bah)
61.800
(Eb, Mb, Es,
Bah, Fi)
1,700
1 Mb/Bu, 9 Es
Ue+ JW
FR2
294 (2Bu, 8 Lä, Fi)
Lä (17,4c/7 m)
13,9 m²/212 fm
0 1.900
(Bu, Lä, Fi)
0 10.900
(Mb, Es, Bah, Bu, Ta, Lä, Fi)
0 13.350
1 Es/Bah, 1 Bu, 6 Lä, 2 Fi
59
Ue+ JW
FR5
126 (1 Es, 1
Bah, 8 Bu)
Bu
(45,1cm/22,
7 m
17,6 m²
243 fm
2.400
(Es, Mb)
2.100
(Mb, Es, Bah,
Bu, Fi)
12.100
6 Es, 1 Bah, 2
Bu,, Fi, Lä
AH + JW
FR8
530 (2 Bah,3 Bu, 2 Ta,
3 Fi, Ski)
Bu (35,5cm/33,9m)
Ta (33,5cm/33,9 m)
Fi (22,0cm/16,6m)
43,3 m²/
585 fm
1200 (Es)
27.900
(Mb, Es, Bah, Bu, Ta)
600
10 Es

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
Abb. 6.3.3-1: Entwicklung der Baumartenverteilung in 5 -Jahresschritten (links: Variante-Unbehandelt; rechts:
Variante-Behandelt) für die Versuchsfläche Kuhschneeberg 8 (KU8) – Dickung für eine 50-jährige
Simulationsdauer.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
Abb. 6.3.3-2: Entwicklung der Baumartenverteilung in 5 -Jahresschritten (links: Variante-Unbehandelt; rechts:
Variante-Behandelt) für die Versuchsfläche Fronbachgraben 3 (FR3) – Baumholz für eine 50-jährige
Simulationsdauer.
von 43 m²/ha bis 45 m²/ha im Baumholzstadium betragen die Vorräte 420 bis 600 fm/ha. Durch die
durchgeführten Lichtstellungen zur Verjüngungseinleitung erfolgte eine Absenkung der Vorräte um
rund 50% auf rund (130) 200 bis 250 fm/ha (VFL FR6, Fr 2), was zu einer starken Kronenschluss-
Durchbrechung führte. Erhöhte Windwurfgefährdung, Humusabbau (Erosion) und
verjüngungshemmende Vergrasung sind in den Folgejahren bei diesen Eingriffsstärken zu erwarten.
Die Gegenüberstellung der beiden Behandlungsvarianten (Variante „UB“= Unbehandelt, Variante B=
Behandelt [Einzelstammentnahme: Auslesedurchforstung und Zielstärkennutzung]), welche für die
Waldentwicklungssimulation für einen 50-jährigen Zeitraum unterstellt wurden, zeigt die
Möglichkeiten waldbaulicher Steuerung von Bestandesmerkmalen, wie Baumartenzusammensetzung,
Mischungsgrad, Durchmesser- und Höhenklassenverteilung, Grundflächen- und Vorratshaltung, auf.
Abbildung 6.3.3-1 und 6.3.3-2 zeigen die Entwicklungen der Baumartenverteilung für die
Versuchsfläche KU8 (UE + Jungwuchs) und FR8 (BH) für beide Behandlungsvarianten für einen 50jährigen
Simulationszeitraum. Auf der Versuchsfläche KU8 tritt durch zielstärkenorientierte
Einzelstammnutzung nach rund 20 (30) Jahren eine deutliche Veränderung der Baumartenanteile ein,
60
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
A: Baumartenverteilung [Bestand vor Mortalität/Eingriff] (FI=Fichte, EB=Eberesche):
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
B: Durchmesser- und Höhenklassenverteilung [Bestand vor Mortalität/Eingriff] (BHDKL =
Brusthöhendurchmesser-Klasse in 8 cm Stufen; HKL=Höhenklasse in 5 m Stufen; N/ha = Stammzahl/ha;
J00=Jahr 2000; UB-J50=Variante Unbehandelt nach 50 Jahren; B-J50= Variante Behandelt nach 50 Jahren):
N/ha
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
BHDKL (cm )
J00 UB-J50 B-J50
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
40-45
35-40
30-35
25-30
20-25
15-20
15-20
10-15
C: Grundfläche (m²/ha) und Vorrat (VfMs/ha) [verbleibender Bestand]:
G (m²/ha)
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
UB B
HKL (m )
VFMs/ha
0-5
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
20
40
60
80
100
120
N/ha
140
160
J00 UB-J50 B-J50
UB B
Abb. 6.3.3-3: A-Baumartenverteilung, B-Durchmesser- und Höhenstruktur, C-Grundflächen- und
Vorratsentwicklung der beiden Behandlungsvarianten (UB=Unbehandelt, B=Behandelt) in 5-Jahresperioden für
die Versuchsfläche Kuhschneeberg 9 (KU9 - Hydrotop13) für eine 50-jährige Simulationsdauer
61
180
200
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
220

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
A: Baumartenverteilung [Bestand vor Mortalität/Eingriff] (FI=Fichte, TA=Tanne, SKI=Schwarzkiefer,
BU=Buche, BAH=Bergahorn)
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
B: Durchmesser- und Höhenklassenverteilung [Bestand vor Mortalität/Eingriff] (BHDKL= Brusthöhen=
durchmesserklassse 8 cm Stufen; HKL=Höhenklasse- 5 m Stufen; N/ha=Stammzahl/ha; J00=Jahr 2000; UB-
J50=Variante Unbehandelt nach 50 Jahre; B-J50= Variante Behandelt nach 50 Jahre).
N/ha
160
140
120
100
80
60
40
20
0
BHDKL (cm )
J00 UB-J50 B-J50
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
40-45
35-40
30-35
25-30
20-25
15-20
15-20
10-15
C: Grundfläche [G (m²/ha)] und Vorrat (VfMs/ha) [verbleibender Bestand].
G (m²/ha)
60
50
40
30
20
10
0
UB B
HKL (m )
VFMs/ha
0-5
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
20
40
60
80
N/ha
100
120
J00 UB-J50 B-J50
UB B
Abb. 6.3.3-4: A-Baumartenverteilung, B-Durchmesser- und Höhenstruktur, C-Grundflächen- und
Vorratsentwicklung der beiden Behandlungsvarianten (UB=Unbehandelt, B=Behandelt) in %-
Jahresperioden für die Versuchsfläche FR8 (Hydrotop1) für eine 50-jährige Simulationsdauer.
62
140
BI
WIE
EB
ES
BAH
BU
SKI
WKI
TA
LA
FI
160

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
während die Entwicklung der Baumartenzusammensetzung auf der VFL FR8 einen weitgehend
ähnlichen Verlauf nimmt.
Aus den Abbildungen 6.3.3-3 und 6.3.3-4 sind die Entwicklungen der Bestandeskennwerte
Baumartenartenzusammensetzung, Durchmesser- und Höhenklassenverteilung, Grundfläche und
Vorrat für den Prognosezeitraum für die Versuchsflächen KU9 (Altholz) und FR8 (AH + Jungwuchs)
ersichtlich. Baumartenverteilung, Durchmesser- und Höhenstruktur bilden den Zustand vor einem
Eingriff oder Mortalität ab, Grundfläche und Vorrat beziehen sich auf den verbleibenden Bestand. Bei
der Baumartenzusammensetzung sind für die VFL KU9 keine Behandlungseffekte zu erwarten,
während auf der VFL FR3 (Abb. 6.3.3-4) bei der unterstellten Behandlungsvariante (Zielstärke bei
Nadelholz 45 cm) eine Abnahme des Tannenanteils erkennbar ist. Auch eine Verjüngung der Licht-
und Pionierbaumart Schwarzkiefer wird bei dieser Behandlungsvariante, wie zu erwarten, nicht
erfolgen. Es ist anzumerken, dass die im PROGNAUS-Modell verwendete Behandlungs-Variante
keine spezifische Baumartenförderung unterstellt. Es soll gezeigt werden, was bei ‚Einzelstamm-
Entnahmen’ (Auslesedurchforstung – Zielstärkennutzung) als Entwicklungstendenz zu erwarten wäre.
Quellenschutz-optimiert müsste auf der Versuchsfläche Fronbachgraben 8 (FR8) die Tanne gefördert
werden, also bei Entnahmen im Waldbestand belassen werden, um den wichtigen Genpool der Tanne
zu stärken.
Deutliche Unterschiede sind bei Betrachtung der Durchmesser- und Höhenklassenverteilung
erkennbar. Gegenüber der unbehandelten Variante mit kontinuierlicher Zunahme der Grundflächen
und Vorräte auf beiden Versuchsflächen bleiben diese durch die Hiebseingriffe bei der Variante
„Behandelt“ auf etwa gleichem Niveau (FR8) oder steigen leicht (KU 9). Die Steuerung der
Vorrats(Grundflächen)-haltung spielt z.B. für die Sicherstellung einer nachhaltigen Verjüngungs-
(Jungwuchs-) Entwicklung eine entscheidende Rolle.
Die Ergebnisse der Verjüngungs- und Bestandesanalysen in den ausgewählten und für das
Projektsgebiet repräsentativen Beständen (Hydrotope) zeigen ein großes Entwicklungspotential auf.
Dieses kann für einen optimalen Trinkwasser-Ressourcenschutz zielorientiert weiterentwickelt
werden, wie anhand der mittelfristigen Waldentwicklungs-Simulierung durch Vergleich von zwei
Behandlungsvarianten für einen mittelfristigen Prognosezeitraum von 50 Jahre beispielhaft gezeigt
wurde.
6.3.4 Waldaufbau, Waldentwicklung und waldbauliche Maßnahmen
Die Waldentwicklung in den Quellenschutzwäldern der Stadt Wien unterliegt, wie bereits angeführt,
auf dem größten Teil der Waldfläche einer waldbaulichen Steuerung durch unterschiedliche
waldbauliche Pflege- und Hiebsmaßnahmen. Grundlagen für die Waldbauplanung bilden
waldökologische Rahmenbedingungen, bestandesindividuelle Merkmale und die Zielsetzung einer
nachhaltigen Sicherung der Trinkwasserressourcen (Fischer 1989, Anonymus 2001). Für die
Festlegung des „Zielwaldes“ (Thomasius 1996) ist die Sicherstellung einer nachhaltigen und
funktionellen Wirksamkeit des vorhandenen und sich entwickelnden Waldes von entscheidender
Bedeutung. Die Art der waldbaulichen Maßnahmen ist, ausgehend vom aktuellen Waldzustand, für
eine bestmögliche Realisierung der Zielsetzungen auszuwählen, nach Erfolgswirksamkeit und
Dringlichkeit zu planen und in weiterer Folge vor Ort umzusetzen.
Für die Ableitung des „Zielwaldes“ für die dominierenden Hydrotop-Gruppen montaner und
hochmontaner Fi-Ta-Bu-Wald, subalpiner Fi-Ta-Wald und subalpiner Fi-Wald wurden als Grundlagen
die Ergebnisse laufender waldhydrologischen Untersuchungen, Ergebnisse der Standorts- und
Waldgesellschaftskartierung (Gatterbauer et a. 1996, Köck et al. 2002), die Hydrotopkartierung, der
63

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tabelle 6.3.4-1: Beschreibung des Zielwaldes für die wichtigsten Hydrotopgruppen
Hydrotop-Gruppe
Eigenschaften/ Fi-Ta-Bu-Wald
Fi-Ta-Bu-Wald
Merkmale
montan
hochmontan
Schlussgrad/ normal bis locker/
normal bis locker
Deckungsgrad >= 9/10
7/10 bis 9/10
Mischungsart H1, H3: Bu, Bah, Ta, Es, Bul, Fi, Lä, Mb, Eibe H9: Bu, Bah,Ta, Lä, Fi
Mischungsgrad
BV [4-7]
BV [3-6]
H2: Bu, Bah, Ta, Es, Bul, Fi, Lä, Mb, Eibe H10: Fi, Ta, Bu, Bah, Eibe
BV [3-5]
H4: Bu, Es, Bah, Mb, Lä, Ski, Wki
BV [3-5]
BV [3-5]
Mischungsform einzeln, trupp- bis gruppenweise
Verjüngung,
Jungwuchsfläche
auf 1/10 - 2/10 der Fläche; aber Einzelflächen-Durchmesser kleiner als 1 Baumlänge
Verjüngung,
Jungwuchs
entspricht dem Verjüngungsziel; Entwicklungstendenz positiv
Schichtung mehrschichtiger und/oder stufiger Aufbau
Textur mindestens 3 Entwicklungsstufen/ha; Trupps, Gruppen (Horst); mosaikartige
Verteilung
Altersstruktur Ungleichaltrig
Totholz Totholzmenge zwischen 1 – 3 fm/ha
Durchmesserstreuung groß bis sehr groß
Vorrat mittel- bis langfristige Vorratsschwankungen möglichst gering (unter 40 (50%), bei
Einzelmaßnahmen (kurzfristig) im Bereich von 15 – 20 %
Hydrotopgruppe Hydrotopgruppe
Eigenschaften/ Fi-Ta-Wald
Fi-Wald
Merkmale
subalpin
Subalpin
Schlussgrad/ normal bis locker
locker bis räumdig
Deckungsgrad 7/10 bis 9/10
6/10 bis 8/10
Mischungsart H11: Fi, Ta, Bah, Eb
H12: Fi, Ta, Bah, Eb
Mischungsgrad
BV [1]
BV [1]
H13: Fi, Lä, Bah, Eb
BV [1]
H20: Fi, Lä, Bah, Eb
BV [1]
Mischungsform Kleinkollektive, Rottenstruktur Kleinkollektive, Rottenstruktur
Verjüngung
auf 1/10 - 2/10 der Fläche; aber auf 1/10- 2/10 der Fläche; aber
Jungwuchsflächen Einzelflächen-Durchmesser kleiner Einzelflächen-Durchmesser kleiner als
als 1 ½ Baumlängen
1 ½ Baumlängen
Verjüngung,
Jungwuchs
entspricht dem Verjüngungsziel; Entwicklungstendenz positiv
Schichtung mehrschichtiger und/oder stufiger Aufbau
Textur
mindestens 3 Entwicklungsstufen/ha; mindestens 3 Entwicklungsstufen/ha;
Kleinkollektive-Rottenstruktur;
Kleinkollektive-Rottenstruktur;
mosaikartige Verteilung
mosaikartige Verteilung
Altersstruktur Ungleichaltrig
Totholz Totholzmenge zwischen 3- 5 fm/ha
Durchmesserstreuung groß bis sehr groß
Vorrat mittel- bis langfristige Vorratsschwankungen möglichst gering (unter 40 (50%), bei
Einzelmaßnahmen (kurzfristig) im Bereich von 15 – 20 %
H1, H2, etc.: Hydrotop 1, …(siehe Hydrotop-Buch); BV...standorts-spezifische Baumartenverteilung, Zahlen in
Klammer: [1]...naturnahe Nadelwaldbestände: (NB 0,9-1,0, LB 0-0,1); [2]... Nadelbaum-Reinbestand –
naturfern: (NB 1,0 – 0,9 + LB 0,0 – 0,1); [3]...Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- dominiert (NB 0,9
– 0,7 + LB 0,1 – 0,3); [4]. Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- reicher (NB 0,7 – 0,5 + LB 0,3 – 0,5);
[5]... Laub-Nadel-Mischbestände: Laubbaumreicher (NB 0,5 – 0,3 + LB 0,5 – 0,7); [6]. Laub-Nadel-
Mischbestände: Laubbaum- dominiert (NB 0,3 – 0,1 + LB 0,7 – 0,9); [7]...Laubwaldbestände: (LB 1,0 –
0,9 + NB 0 – 0,1).
64

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Bewertungsschlüssel zur Einschätzung der Disposition einer möglichen Gefährdung der
Trinkwasserproduktion, die Simulationsergebnisse und Literaturrecherchen (Ammer et al. 1995,
Katzensteiner 2001, Kennel 1998, Lepkowicz 1998, Möschke 1998, Otto 1994, etc.) herangezogen.
Als Hauptprinzipien wurden die Erhaltung eines permanenten standortsspezifischen
Bestandesschlusses, eine an der natürlichen Waldgesellschaft orientierte Baumartenzusammensetzung
und ein kontinuierlicher Verjüngungs-prozess festgelegt. Die Beschreibung des Zielwaldes ist Tabelle
6.3.4-1 zu entnehmen.
Als weitere Entscheidungshilfe für die waldbauliche Planung werden die Ergebnisse der
Waldentwicklung-Simulation nach PROGNAUS 2.1 jenen des SITE Verfahrens hinsichtlich der
Baumartenzusammensetzung und des Mischungsgrades gegenübergestellt. Vorweg ist anzumerken,
dass Unterschiede zwischen den beiden Verfahren bestehen. Für die Simulation mittels Prognaus 2.1
wurde für die Variante „Behandelt“ das bereits beschriebene Behandlungsprogramm (Durchforstung,
Zielstärkennutzung) unterstellt. Das SITE-Verfahren unterstellt die Realisierung unterschiedlicher
waldbaulicher Maßnahmen mit der Zielsetzung, einen für die Quellenschutz-Wirkung optimalen
Waldaufbau anzustreben. Weiters ist zu berücksichtigen, dass die Prognaus-Simulation auf
Versuchsflächendaten (400m² bis 2500 m²) basiert, das SITE-Verfahren aber bestandesbezogene
Entwicklungstendenzen abschätzt. Ausgangspunkt für die Simulation und das SITE-Verfahren bildet
die aktuelle Bestandeszusammensetzung der Versuchsfläche oder der jeweiligen Hydrotop-Fläche. Die
Simulation der Waldentwicklung mit dem PICUS-Modell gibt für vergleichbare Standorte ebenfalls
Hinweise, dass die empfohlene Baumarten-Ausstattung der Zielwald-Definition beispielsweise im
subalpinen Fichtenwald mit der Integration der Tanne für Kalkbraunlehm- und Kalkbraunlehm-Inseln-
Standorte haltbar ist.
Aus Tabelle 6.3.4-2 geht hervor, dass für die repräsentierten montanen Fichten-Tannen-Buchen-Wald-
Hydrotope für das Jahr 2050 in der Regel ein Anstieg des Laubbaumanteiles oder zumindest ein
gleichbleibender Laubbaumanteil in den Beständen zu erwarten ist. Dieser Trend ist sowohl mit der
Modellierung mittels PROGNAUS 2.1 als auch mit der Abschätzung der Waldentwicklung mittels der
SITE Methode zu erhalten und auf den Aufnahmeflächen mit nur einer Ausnahme simuliert worden.
In nur einem Fall kommt es bei den Simulationen zu einem Anstieg des Nadelbaumanteiles, und zwar
im Falle der SITE Methode, wo ein heute von Laubbäumen dominierter lichterer Bestand sich wieder
in Richtung nadelbaumreichere Baumartenverteilungen entwickeln könnte, und zwar infolge von
Mischungsregelungen im Jungwuchs- und Dickungs-Stadium zugunsten eines minimalen Nadelbaum-
Anteiles an der Bestockung. (Fronbach 4 + 5 beziehen sich auf dieselbe Hydrotopfläche). Der Trend
der Entwicklung der Baumartenverteilung ist zwischen der Modellierungsvariante PROGNAUS und
der SITE Methode zeigt gute Übereinstimmung. So war in 7 von 9 Fällen die Übereinstimmung sehr
zufriedenstellend. Grundsätzlich sind die Unterschiede zwischen den beiden Varianten, die
Baumartenverteilung im Jahr 2050 zu simulieren, nur sehr gering.
Für die Weiserfläche FR 1 (Tab. 6.3.4-2) ist beispielsweise eine Dickungs-Entwicklung simuliert
worden. In dieser Dickung gedeihen derzeit 5 Lärche, 4 Fichte, 1 Buche, Bergahorn und Birke mit
einer Überschirmung von 0,6 [Baumartenverteilung 2 - Nadelbaum-Reinbestand – naturfern
(Nadelbäume 1,0 – 0,9 + Laubbäume 0,0 – 0,1)]. Wenn man unterstellt, dass dieser Bestand mittels
einer konsequenten Mischungsregelung zugunsten von Buche und Bergahorn waldbaulich behandelt
wird, ist das Waldentwicklungsszenario für 2050 mit einer Baumartenverteilung 4 erreichbar (SITE -
Methode, vgl. Tabelle 6.3.4-2). Das Simulations-Szenario von PROGNAUS nimmt bei der
Unterstellung von waldbaulichen Maßnahmen nur die Entnahme von Zuwachsvolumen an, was aber
nicht baumartenspezifisch geschieht. Folglich ist das Waldentwicklungs-Szenario für das Jahr 2050
mit einer Baumartenverteilung von 3 erreichbar (SITE: 4 – PROGNAUS: 3, vgl. Tab. 6.3.4-2).
[3...Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- dominiert (NB 0,9 – 0,7 + LB 0,1 – 0,3); 4...Laub-
Nadel-Mischbestände: Nadelbaum-reicher (NB 0,7 – 0,5 + LB 0,3 – 0,5). NB = Nadelbäume; LB =
Laubbäume].
65

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Am Kuhschneeberg ist die Waldentwicklungs-Simulation für die hochmontanen Fichten-Tannen-
Buchen-Hydrotope auf den Weiserflächen KU 1 und KU 2 (vgl. Tab. 6.3.4-3) im Falle der
PROGNAUS Modellierung von den derzeit bestehenden naturfernen Nadelbaum-Reinbeständen in
den nächsten 50 Jahren nicht in laubbaumreichere Bestände überführbar. Unterstellt man aber
spezifische Eingriffe wie Femelung und Voranbau von Laubbaumarten und Tanne im Falle von
Weiserfläche KU 1 oder den Voranbau derselben Baumarten auf Weiserfläche KU 2, so wäre bei
Anwendung der SITE Methode in den nächsten 50 Jahren ein Laub-Nadel-Mischbestand erreichbar
(3...NB 0,9 – 0,7 + LB 0,1 – 0,3). Wenn für die SITE Methode dieselben waldbaulichen Eingriffe wie
für die PROGNAUS Modellierung angenommen werden, wäre das Ergebnis für das 2050-Szenario
übereinstimmend.
Die Mischungsregelung zugunsten von Laubbäumen in der Dickungsphase (KU 3, vgl. Tab. 6.3.4-3)
wirkt sich auf die Waldentwicklung bis zum Jahr 2050 insofern aus, als wiederum eine
Baumartenverteilung von 2 (naturferne Nadelbaum-Reinbestände) in eine von 3 (Laub-Nadel-
Mischbestände, Nadelbaum-dominiert) überführt werden können. PROGNAUS und SITE stimmen in
diesem Fall bezüglich des Szenarios überein.
Im subalpinen Fichtenwald sind die Entwicklungs-Szenarios bezüglich der Baumartenverteilung
anders gelagert. Grundsätzlich kommt es innerhalb der nächsten 50 Jahre zu keinem Anstieg des
Laubbaumanteiles in der Bestockung, weil die Nadelbäume innerhalb dieser Hydrotope ohnehin
natürlich dominieren. Es sind nur vereinzelt stärkere Anteile von Bergahorn zu finden, die im Falle
von zwei Weiserflächen (KU 6 und KU 8) zur Ausscheidung eines Nadelbaum-dominierten Laub-
Nadel-Mischwaldes führen können (aktuell und auch in der Simulation für 2050), allerdings sind diese
Anteile auf kleine Flächen beschränkt. Grundsätzlich sind im subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald
natürliche Nadelwald-Bestände zu finden, welche sich auch bis 2050 unter Annahme ähnlicher
klimatischer Bedingungen bezüglich der Baumartenverteilung zwischen Laubbäumen und
Nadelbäumen nicht verändern werden (PROGNAUS und SITE, Tab. 6.3.4-3).
Veränderungen sind im subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald allerdings vor allem hinsichtlich seines
strukturellen Aufbaues zu erwarten. Im subalpinen Bereich des Kuhschneeberges sind große
Waldflächen vom Windwurfereignis im Jahr 1976 betroffen. Heute wachsen dort Jungbestände in der
Dickungsphase und erhöhen den Überschirmungsgrad dieser Windwurfflächen dadurch sukzessive.
Auf einigen Teilflächen wurde das Nachbessern mit passenden Baumarten (Fichte, Bergahorn und
Tanne) als notwendige waldbauliche Maßnahme empfohlen (KU 6, Tab. 6.3.4-3). Als Folge der
Windwurf-Kahlflächen kam es auch zu jüngeren Windwürfen. Auf einigen solcher Flächen wurde
Aufforstung in Rottenstruktur empfohlen (KU 7). Der subalpine Fichten-(Tannen)-Wald wächst bei
naturnaher Waldentwicklung in Rottenstruktur. Es ist deshalb von Vorteil, diese Stabilitäts-fördernde
Strukturierung der Waldbestände für Aufforstungs-Maßnahmen oder Auflichtungen zu
berücksichtigen.
In ausreichend überschirmten, stabil strukturierten subalpinen Fichtenwald-Hydrotopen (KU 9, Tab.
6.3.4-3) sind aktuell keine waldbaulichen Maßnahmen notwendig. Dort ist eine kontinuierliche
Beobachtung der Waldentwicklung zur rechtzeitigen Entdeckung etwaiger Instabilitäts-Stadien
angebracht und ausreichend. Es finden sich auf ausgedehnten Flächen des subalpinen Felsrippen-
Mulden-Fichtenwald-Hydrotopes ungleichaltrig aufgebaute und gestufte Bestände. Ein Bestand dieses
subalpinen Fichtenwaldes wurde als Quellenschutz-Zielwald für diese Höhenstufe erkannt und
beschrieben (KU 9).
Weite Flächen der subalpinen Fichtenwald-Hydrotope können eine Jungwuchs-Entwicklung nur durch
Kadaver-Verjüngung erfahren. Um in diesen Waldbeständen die Einleitung von Naturverjüngung zu
fördern, ist es notwendig, Stämme von toten oder gefällten Bäumen zum Teil im Bestand zu belassen
oder gezielt zu platzieren, um auf ihnen und um sie die Kadaver-Verjüngung zu ermöglichen (KU 11).
Bei Eingriffen in subalpine Fichten-(Tannen)-Wälder ist zur Erzielung der gewünschten Stufigkeit auf
die Möglichkeiten zur Kadaververjüngung und andererseits auf die Rotte als Bezugsgröße zu achten.
66

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tabelle 6.3.4-2: Modellierung der Baumartenverteilung für die Weiserflächen im Fronbachgraben bis 2050.
Vergleich von PROGNAUS 2.1 Modellierung und SITE Entwicklungs-Abschätzung. Modellszenarien
unter Annahme ähnlicher klimatischer Rahmenbedingungen.
Aufnah
mefl.
Hydrotop-Typ
(Hydrotopgruppe)
FR 1 H 1
(Fi-Ta-Bu)
FR 2 H 2
(Fi-Ta-Bu)
FR 3 H 2
(Fi-Ta-Bu)
FR 4 H 3
(Fi-Ta-Bu)
Zeitbezug
der
Modellierung
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
FR 5 H 3 (Fi-Ta-Bu) 2000
2050
2050 (WM)
FR 6 H 1
(Fi-Ta-Bu)
FR 7 H 1
(Fi-Ta-Bu)
FR 8 H 1
(Fi-Ta-Bu)
FR 9 H 3
(Fi-Ta-Bu)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
PROGNAU
S
Modell
2
3
3
5
5
5
3
4
4
4
4
4
6
6
6
7
7
6
2
4
4
5
5
5
3
3
3
SITE
Verfahren
2
4
4
4
3
3
6
5
6
5
7
7
2
3
5
5
2
3
Waldbau-
Maßnahmen
PROGNAU
S
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
Waldbau-
Maßnahmen
SITE
MR
BvS
Keine
BvS + MR
BvS + MR
BvS + MR
MR
Keine
FR 1...Fronbachgraben 1; Hydrotop-Typ…H 1, 2, etc.: Hydrotop-Codierung aus dem Hydrotop-Buch; Fi-Ta-
Bu...Fichten-Tannen-Buchen-Wald-Hydrotope; 2000...aktuelle Baumartenverteilung; 2050...Baumartenverteilung
im Jahr 2050; 2050 (WM)...Baumartenverteilung im Jahr 2050, waldbauliche Maßnahmen
werden unterstellt; 1...naturnahe Nadelwaldbestände: (NB 0,9-1,0, LB 0-0,1); 2... Nadelbaum-Reinbestand
– naturfern: (NB 1,0 – 0,9 + LB 0,0 – 0,1); 3...Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- dominiert (NB 0,9
– 0,7 + LB 0,1 – 0,3); 4. Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- reicher (NB 0,7 – 0,5 + LB 0,3 – 0,5);
5... Laub-Nadel-Mischbestände: Laubbaumreicher (NB 0,5 – 0,3 + LB 0,5 – 0,7); 6. Laub-Nadel-
Mischbestände: Laubbaum- dominiert (NB 0,3 – 0,1 + LB 0,7 – 0,9); 7...Laubwaldbestände: (LB 1,0 – 0,9
+ NB 0 – 0,1); LB...Laubbäume; NB...Nadelbäume; ADF / ZN... (---); BvS...Belassen vom Schirm; Bvs +
MR... Belassen vom Schirm und Mischungsregelung im Jungwuchs-Dickungs-Stadium;
MR...Mischungsregelung zugunsten von Laubbaumarten und Tanne; EBN...Einzelbaum-Entnahme;
Keine...aktuell keine waldbaulichen Maßnahmen notwendig.
67
EBN

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Tabelle 6.3.4-3: Modellierung der Baumartenverteilung für die Weiserflächen am Kuhschneeberg bis 2050.
Vergleich von PROGNAUS 2.1 Modellierung und SITE Entwicklungs-Abschätzung. Modellszenarien
Aufnah-
mefl.
unter Annahme ähnlicher klimatischer Rahmenbedingungen.
Hydrotop-Typ
(Hydrotopgruppe)
KU 1 H 10
(Fi-Ta-Bu)
KU 2 H 9
(Fi-Ta-Bu)
KU 3 H 9
(Fi-Ta-Bu)
KU 4 H 9
(Fi-Ta-Bu)
KU 5 H 12
(Fi-Wald)
KU 6 H 12
(Fi-Wald)
KU 7 H 12
(Fi-Wald)
KU 8 H 13
(F-Fi-Wald)
KU 9 H 13
(F-Fi-Wald)
KU 10 H 11
(Fi-Ta-Wald)
KU 11 H 11
(Fi-Ta-Wald)
KU 12 H 11
(Fi-Ta-Wald)
Zeitbezug
der
Modellierung
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
2000
2050
2050 (WM)
PROGNAUS
Modell
2
2
2
2
2
2
2
3
3
7
7
7
1
1
1
3
3
3
1
1
1
1
1
3
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
SITE
Verfahren
2
3
2
3
2
3
3
5
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
Waldbau-
Maßnahmen
PROGNAUS
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
ADF / ZN
Waldbau-
Maßnahme
n SITE
Fe + VB
VB
MR
VB
Keine
NB
AR
BvS
Keine
Keine
KV
Keine
Hydrotop-Typ…H 10, 9, etc.: Hydrotop-Codierung aus dem Hydrotop-Buch; Fi-Ta-Bu...Fichten-Tannen-
Buchen-Wald-Hydrotop; Fi-Wald...Fichtenwald-Hydrotop; F-Fi-Wald...Felsrippen-Mulden-Fichtenwald-
Hydrotop; Fi-Ta-Wald…Fichten-Tannen-Wald-Hydrotop; 2000...aktuelle Baumartenverteilung,
2050...Baumartenverteilung 2050; 2050 (WM)...Baumartenverteilung im Jahr 2050, waldbauliche Maßnahmen
werden unterstellt; 1...naturnahe Nadelwaldbestände: (NB 0,9-1,0, LB 0-0,1); 2... Nadelbaum-Reinbestand –
naturfern: (NB 1,0 – 0,9 + LB 0,0 – 0,1); 3...Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum- dominiert (NB 0,9 – 0,7 +
LB 0,1 – 0,3); 5... Laub-Nadel-Mischbestände: Laubbaumreicher (NB 0,5 – 0,3 + LB 0,5 – 0,7);
7...Laubwaldbestände: (LB 1,0 – 0,9 + NB 0 – 0,1); LB...Laubbäume; NB...Nadelbäume; ADF /
ZN...Auslesedurchforstung bzw. Zielstärkennutzung – standardisierte Modellannahme PROGNAUS; Fe +
VB...Femelung und Voranbau von Laubbaumarten und Tanne; VB...Voranbau von Laubbaumarten und Tanne,
MR...Mischungsregelung zugunsten von Laubbaumarten; NB...Nachbessern mit gewünschten Baumarten;
BvS...Belassen vom Schirm; AR...Aufforstung in Rottenstruktur; KV...Kadaver-Verjüngung; Keine...aktuell
keine waldbaulichen Maßnahmen notwendig.
68

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Stufigkeit und das Vorhandensein von kleinsträumigen Freiflächen fördern die Schneespeicher-
Kapazität des subalpinen Fichten-(Tannen)-Waldes (vgl. Kapitel 5.1.5). Einschichtig aufgebaute und
dicht geschlossene Bestockungen können bei Gefahr der Instabilität durch die Entnahme von Rotten
kleinstflächig in strukturierte und stufige Bestände überführt werden. Grundsätzlich kann für die
Hydrotope des Kuhschneeberges gesagt werden, dass bestehende stabile Bestockungen in der Regel
nicht waldbaulich behandelt werden brauchen und demnach auch unberührt bleiben sollen. Stetiges
Beobachten dieser heute stabilen Wälder ist dennoch notwendig, um instabile Phasen der
Waldentwicklung rechtzeitig erkennen und behandeln zu können. Nur im Falle von instabilen
Entwicklungen von Beständen sind waldbauliche Eingriffe vonnöten. Es ist auch zu überlegen,
rottenbezogene Entnahmen bei schwerer Bringbarkeit gänzlich im Wald zu belassen und so die
Kadaververjüngung zu fördern.
Die Tendenz der Waldentwicklung im subalpinen Bereich des Kuhschneeberges verläuft, wenn die
empfohlenen waldbaulichen Maßnahmen berücksichtigt werden, in Richtung erhöhter Stufigkeit und
Struktur, was eine Förderung der Stabilität der Waldbestände mit sich bringt.
6.3.5 Die Simulation der Waldentwicklung auf Spezialstandorten anhand von
Beispielen
Im Teileinzugsgebiet Fronbachgraben ist beispielsweise das Hydrotop 8, ein Bergahorn-Eschen-
Linden-Schuttwald-Hydrotop, mit 15,9 ha Gesamtfläche relativ weit verbreitet. Die spezifischen
Standortsbedingungen (Schutt-Rendzina) ermöglichen ausschließlich die Anwendung des SITE-
Verfahrens zur Waldentwicklungs-Abschätzung. Auf mehr als 45 % der 15,9 ha Hydrotopfläche sind
räumdig bestockte Waldbestände mit einem Überschirmungsgrad zwischen 30 % und 50 % verbreitet.
Die Standortsbedingungen in Hydrotop 8 begünstigen durch die Schuttdynamik eher locker bestockte
Waldbestände. In den letzten Jahrzehnten konnte auf einigen der Schuttstandorte von Hydrotop 8 aber
ein Zuwachs des Überschirmungsgrades beobachtet werden. Dies ist auf eine Wildstandsreduktion auf
den betroffenen Flächen zurückzuführen. Folglich konnte sich die immer wieder vorhandene vitale
Naturverjüngung in gesicherte Jungwuchs- bis Dickungsphasen weiterentwickeln und die
Überschirmung der Hydrotopflächen stieg an.
Dieser Trend der Waldentwicklung kann auf einigen Flächen von Hydrotop 8 auch für das Szenario
2050 abgeschätzt werden: Es kommt unter der Annahme einer Weiterführung der Wildstands-
Anpassung zu einer Zunahme der Überschirmung. Die Baumartenverteilung (schon heute sind
Laubwaldbestände oder Laubbaum-dominierte Bestände dominant) würde unter dieser Annahme auch
mittel- bis langfristig (Szenario 2050) im Laubbaum-dominierten Bereich angesiedelt sein. Allerdings
ist zu bemerken, dass auf den Flächen von Hydrotop 8 nur in Ausnahmefällen eine vollständige
Überschirmung der Standorte erreicht werden kann, weil einfach zu viele Flächenanteile kein
Baumwachstum zulassen (Steinschlag). Trotzdem ist ein höherer Überschirmungsgrad für
Quellenschutz-Ziele von Bedeutung, weil es sich bei den Standorten von Hydrotop 8 um Flächen
handelt, die immer wieder der Gefahr von Erosion in besonderem Maße ausgesetzt sind (bewegte
Schuttstandorte). Ein höherer Bestockungsgrad kann diese Hydrotopflächen stabilisieren. Weitere
Detaildaten sind unter Hydrotop 8 im Hydrotop-Buch zu finden (Appendix Nr. 9).
Im Teileinzugsgebiet Fuchspassquelle ist Hydrotop 4, ein mäßig frisches bis mäßig trockenes Fichten-
Tannen-Buchen-Wald-Hydrotop, auf 27,4 ha der Gesamtfläche (101 ha) verbreitet. Das Besondere an
diesem Hydrotop ist, dass von den Nadelbaumarten Lärche und Kiefer (Rotkiefer und Schwarzkiefer)
besser gedeihen als Fichte und Tanne. Fichte wächst aktuell oft mit geringer Vitalität. Aktuell sind
naturferne Nadelbaum-Reinbestände noch verbreitet (7,5 ha). Unter Annahme von quellenschutzorientierten
waldbaulichen Maßnahmen können mittel-bis langfristig die naturfernen Nadelbaum-
Reinbestände in laubbaumreichere Bestände überführt werden (vgl. Abb. 6.3.5-1). Die notwendigen
waldbaulichen Maßnahmen sind für verschiedene Teilflächen des Hydrotops spezifisch definiert:
Am häufigsten wurde ein Belassen des Schirms empfohlen, was für aufgelichtete Bestände gilt.
Ebenfalls oft empfohlen wurde das Belassen des Schirmes in Kombination mit einer
Mischungsregelung in Jungwuchs- bis Dickungsphasen, wobei die Mischungsregelung in diesem
69

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Hydrotop am effizientesten einerseits zugunsten der Laubbaumarten und andererseits zugunsten von
Lärche und den Kiefernarten erfolgt. Auf weiteren Teilflächen wurde die Aufforstung
beziehungsweise der Unterbau von passenden Baumarten (Buche, Bergahorn, Lärche, Kiefer)
empfohlen. Zur Schaffung von Strukturen und Verjüngungskernen wurde für Teilflächen eine
Einzelbaum-Entnahme empfohlen. Weitere notwendige waldbauliche Maßnahmen sind nur für
kleinere Flächenanteile des Hydrotops empfohlen worden und werden hier nicht weiter dargestellt.
Flächengröße: ha
14
12
10
8
6
4
2
0
2 3 4 5
Baumartenverteilung
Abb. 6.3.5.-1: Baumartenverteilung für Hydrotop 4 im Teileinzugsgebiet Fuchspassquelle: aktuell (2000) und
simuliert mit dem SITE Verfahren (für das Jahr 2050); 2... Nadelbaum-Reinbestand – naturfern: (NB 1,0 –
0,9 + LB 0,0 – 0,1); 3...Laub-Nadel-Mischbestände: Nadelbaum - dominiert (NB 0,9 – 0,7 + LB 0,1 – 0,3);
5... Laub-Nadel-Mischbestände: Laubbaumreicher (NB 0,5 – 0,3 + LB 0,5 – 0,7); NB...Nadelbäume,
LB...Laubbäume.
6.3.6 Die Modellierung der Waldentwicklung unter veränderten Klima-Szenarien
In der montanen Höhenstufe wurde die Waldentwicklung für ein repräsentatives Hydrotop der
Fichten-Tannen-Buchen-Wald Gruppe hinsichtlich eines Klima-Erwärmungs-Szenarios (Kapitel 4.4.3)
simuliert. Der Standort repräsentiert mittlere Bodenverhältnisse (tief-mittelgründige Kalklehm-
Rendzina, Moderhumus) mit frischer Bodenwasserhaushalts-Klasse. Der Waldbestand liegt auf 870 m
Seehöhe und ist nach Osten exponiert.
Die Darstellung der Entwicklung in Abb. 6.3.6-1 zeigt, dass sich unter heutigen Klimaverhältnissen
auf dem erwähnten Standort des Hydrotops 1 Buche, Tanne, Fichte, Bergahorn, Lärche und
Eichenarten einstellen könnten. Bei Unterstellung des Klima-Szenarios würde sich der Buchenanteil
erhöhen, der Fichten- und Tannen-Anteil verringern und Bergahorn und Lärche würden dort ausfallen.
Der Anteil von Eichen-Arten könnte sich leicht erhöhen. Der Zeithorizont für die Simulation beträgt
1000 Jahre.
In der subalpinen Höhenstufe wurde ein Standort des subalpinen Hochstauden-Fichtenwald Hydrotops
12 hinsichtlich eines Klima-Erwärmungs-Szenarios (Kapitel 4.4.3) simuliert. Der Standort des
Hydrotops 12 ist hinsichtlich Bodentyp und Höhenlage repräsentativ für den Kuhschneeberg: Seichttiefgründige
Kalkbraunlehm-Inseln, Moderhumus, frische Bodenwasserhaushalts-Klasse. Der
Waldbestand liegt in 1500 m Seehöhe und ist nach West-Süd-West exponiert.
Das Entwicklungs-Szenario unter Annahme heutiger Klima-Verhältnisse zeigt deutlich, dass auch die
Tanne zu den potenziellen Baumarten dieses Hydrotops gehört. Das Szenario ‚Klima-Erwärmung’
lässt darauf schließen, dass sich in der subalpinen Fichten-(Tannen)-Waldstufe auch Buche etablieren
würde. Die heute bestehenden subalpinen Fichten-(Tannen)-Wälder am Kuhschneeberg würden zur
Gänze von hochmontan-subalpinen Fichten-Tannen-Buchen-Wäldern abgelöst werden (Abb.6.3.6-2).
70
2000
2050

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
870 m a.s.l.
Heute CC
Quercus sp.
Acer pspl.
Fagus sylvatica
Pinus sylvestris
Larix decidua
Abies alba
Picea abies
Abb. 6.3.6-1: PICUS Entwicklungs-Simulation für das Fi-Ta-Bu-Wald Hydrotop 1: Heute...Szenario
gleichbleibende Klima-Bedingungen, Bezug 1961-1990, CC...Entwicklungs-Szenario für die Option
‚Klima-Erwärmung’.
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
1500 m a.s.l.
Heute CC
Quercus sp.
Acer pspl.
Fagus sylvatica
Pinus sylvestris
Larix decidua
Abies alba
Picea abies
Abb. 6.3.6-2: PICUS-Waldentwicklungs-Simulation für das subalpine Fichten-(Tannen)-Wald Hydrotop 12:
Heute...Szenario gleichbleibende Klima-Bedingungen, Bezug 1961-1990; CC...Entwicklungs-Szenario für
die Option ‚Klima-Erwärmung’.
Es bleibt zu erwähnen, dass auch für das Szenario einer Klima-Abkühlung die Waldentwicklung
simuliert werden sollte, weil auch eine derartige Klimaentwicklung denkbar wäre (Krapfenbauer
2001).
6.4 Szenarien der Quellschutzwirkung für die Hochlagen
6.4.1 Hydrologische Eigenschaften von Hydrotopen der Hochlagen
Für den Wasserhaushalt der Böden in den Hochlagen sind grundsätzlich zwei Faktoren von besonderer
Bedeutung: Zum einen das Vorhandensein von Kalksteinbraunlehm, zum anderen die typische
Humusakkumulation alpiner Böden.
Tertiäre Lehme, die sich oft in flachen Lagen oder Mulden bis heute gehalten haben, können durch
ihre hohen Schluff und Tongehalte beträchtliche Wassermengen aufnehmen. Ihre meist gegenüber
reinen Kalken der Umgebung saure Reaktion bedingt die Ausbildung spezifischer
Pflanzengesellschaften. Bürstlingsrasen, Rasenschmielenrasen, Zwergschwingel-Straußgras Matten
71

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
und bodensaure Blaugrasrasen kommen auf unterschiedlich mächtigen Kalksteinbraunlehmen vor und
weisen so maximale Retentionskapazitäten von 10-50 l/m² auf (Tabelle 6.5.1-1).
Die Humusakkumulation ist auf das kalte Klima und die schwer abbaubaren, sklerenchymreichen
Pflanzenreste zurückzuführen. Ein gutes Beispiel sind die weit verbreiteten Polsterseggenrasen, die je
nach Exponiertheit unterschiedlich mächtige Humusdecken bilden und bei einer Feldkapazität von 40
bis 110 l/m² eine maximale Retention des Niederschlagswassers von 5 bis 20 l/m² aufweisen (Tabelle
6.5.1-1).
Die Gesamtverdunstung der verschiedenen Pflanzengesellschaften hängt vor allem von der
vorhandenen Blattmasse und der Nachlieferung von Bodenwasser ab. Pflanzengesellschaften mit
hoher oberirdischer Biomasse (z.B. Hochstauden) oder hoher Wassernachlieferung (Schneeböden)
neigen zu höherer Evapotranspiration als flachgründige, trockene und nur gering deckende
Vegetationstypen (z.B. Buntschwingelrasen). Aus Quellschutzperspektive spielt die Verdunstung aber
insofern eine geringere Rolle bei klima- oder nutzungsbedingten Veränderungen der Pflanzendecke als
die Gesamtwassermengen im Gegensatz zu ihrer Qualität nur von untergeordneter Bedeutung sind. In
Bezug auf die Pufferung von Niederschlägen durch Interzeption der Pflanzendecke zeigt allerdings
auch verstärkte Evapotranspiration indirekt höhere Quellschutzwirkung an. Je mehr
Niederschlagswassers an der Pflanzenoberfläche haften bleibt und von dort verdunstet, umso geringer
ist die Wahrscheinlichkeit von Oberflächenabflüssen und die Gefahr von Erosion. Weitere
Eigenschaften, die sich speziell auf die Latschen beziehen, wurden im Kapitel 5.1.1 diskutiert.
Tabelle 6.5.1-1: Wesentliche Hydrotope des Untersuchungsgebietes mit durchschnittlicher Feldkapazität [l/m²]
und Retention [l/m²] (berechnet als die Differenz von max. Wasserkapazität und Feldkapaziät), sowie der
Evapotranspiration (l/m²) während der Vegetationsperiode (geschätzt nach Literaturangaben und kalibriert
für den Schneeberg).
Vegetationseinheit Feldkapazität
[l/m²]
Blaugras-Horstseggenhalde
Ausbildung
Blaugras-Horstseggenhaldegeschlossene
Ausbildung
- offene
Retention
[l/m²]
90-110 10-20 10-20
90-110 10-20 20-30
Bodensaurer Blaugras Rasen 90-110 10-20 20-30
Buntschwingel Rasen 10-20 2-10 10-20
Bürstlingrasen 240-260 30-50 10-30
Felsenseggenrasen 80-100 5-20 10-30
Hochstaudenflur 140-170 20-30 30-50
Kalkfelsflur 10-20 2-10 5-15
Kalkschneeboden 50-70 5-20 35-55
Kalkschuttflur 10-20 2-10 5-15
Kopfgras-Rasen 200-230 30-40 10-30
Milchkrautweide 120-240 15-25 15-35
Montane Buntreitgras- und 100-130 10-20 20-40
Pfeifengrashalden
Polsterseggenrasen,
Ausbildung
geschlossene 80-110 5-20 10-30
Polsterseggenrasen, offene Ausbildung 40-60 5-15 10-20
Rasenschmielenrasen 220-240 30-50 25-45
Rostseggenrasen 110-130 10-30 20-40
Staudenhafer-Horstseggenrasen 100-120 10-30 20-35
Zwergschwingel-Straußgras Matten 150-170 15-30 10-30
Zwergstrauchmatten 150-170 20-30 20-30
72
Evapotranspiration/Veg
etationsperiode [l/m²]

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
6.4.2 Klima- und nutzungsinduzierte Veränderungen
Parallel zur Flächenausdehnung des Krummholz in den Hochlagen steigt über die
Humusakkumulation unter Latschen die Bodenwasserkapazität und damit das Retentionspotenzial in
den Einzugsgebieten. Alle Szenarien zeigen einen generellen Anstieg (Abb. 6.5.1-1). Dass auch jenes
ohne Klima- und Nutzungsänderung den gleichen Trend zeigt ist darauf zurückzuführen, dass der
Prozess der Verbrachung auf den bereits aufgelassenen Almwirtschaftsflächen immer noch anhält.
Außerdem zeigen die Modelle, dass die Obergrenze der Latschenverbreitung auch bei aktuellem
Klima noch ansteigen wird. Man darf in diesem Zusammenhang die Langsamkeit der Prozesse nicht
vergessen und die bereits erfolgte Klimaerwärmung in diesem Jahrhundert (1-2° C). Das auffälligste
Ergebnis, das in Abb- 6.5.1-1 ersichtlich ist, ist die relativ ähnliche Auswirkung, die verschieden
starke Klimaänderungen haben und der demgegenüber entscheidende Einfluss der almwirtschaftlichen
Nutzung. Auch wenn bei stärkerer Klimaerwärmung der Ausbreitungsgeschwindigkeit der Latsche
„angekurbelt“ wird, dann doch zu gering um sich flächig in der Gesamtbilanz niederzuschlagen. Die
zusätzlich langsame Humusakkumulation unter sich ausbreitenden Latschen spielt hierbei natürlich
auch eine Rolle.
Der entscheidende Einfluss der Almwirtschaft auf den Bodenwasserhaushalt der Einzugsgebiete wirkt
sich natürlich in Gebirgsstöcken mit intensiver, d.h. großflächiger Almwirtschaft, stärker aus. Abb.
6.5.1-2 zeigt diesen Unterschied für die Schneealpe und den Hochschwab. Große Anteile der
Schneealpen-Hochlagen werden almwirtschaftlich genutzt, entsprechend stark würde sich daher auch
ihre Aufgabe auswirken. Demgegenüber würde am Hochschwab bei Aufgabe der Almwirtschaft
relativ zur Gesamtfläche weniger Flächen von Latschen eingenommen werden. Aus den Ergebnissen
kann geschlossen werden, dass bei Nutzungs- bzw. Klimaänderungen für den Hochschwab, gegenüber
den anderen Einzugsgebieten, mit geringeren hydrologischen Auswirkungen einer
Vegeationsveränderung gerechnet werden kann.
1000m³
1040
1020
1000
980
960
940
920
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Jahr
Jahr v A0°C
Jahr v B0°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v B065°C
Jahr v A2°C
Jahr v B2°C
Abbildung 6.5.1-1: Veränderung der kumulativen Retentionskapazität des gesamten Untersuchungsgebietes (>
1700 m Seehöhe) bei Nutzungs- und Klimaänderung
73

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
1000m³
1000m³
460
458
456
454
452
450
448
446
444
442
220
215
210
205
200
195
190
185
180
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Jahr
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Jahr
Jahr v A0°C
Jahr v B0°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v B065°C
Jahr v A2°C
Jahr v B2°C
Jahr v A0°C
Jahr v B0°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v B065°C
Jahr v A2°C
Jahr v B2°C
Abbildung 6.5.1-2: Vergleich der prognostizierten Veränderung der kumulativen Retentionskapazität für
Hochschwab (oben) und Schneealpe (unten) bei Klima-und Nutzungsänderung.
Die indirekt durch Vegetationsveränderung bedingte Erhöhung der Evapotranspiration entspricht bei
maximal angenommener Klimaänderung und Nutzungsauflassung 10% der aktuellen in 250 Jahren.
Wenn auch nicht im gleichen Ausmaß wie bei der Veränderung des Bodenwasserhaushaltes, so ist
auch hier wieder die Wirkung der Nutzung höher als jene des Klimas. Man muss in diesem
Zusammenhang allerdings die nicht in Betracht gezogene direkte Wirkung einer Temperaturerhöhung
auf das Evapotranspiration erwähnen. Die kumulative Wirkungen einer Klimaerwärmung könnte
daher durchaus größere Folgen für den Gebietswasserhaushalt haben. Sicher ist die durch die
Ausbreitung des Krummholz bedingte verbesserte Interzeption und Pufferung von
Starkniederschlägen
74

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
1000m³
1650
1600
1550
1500
1450
1400
J2000 J2050 J2100 J2150 J2200 J2250
Jahr
Jahr v A0°C
Jahr v B0°C
Jahr v A0.65°C
Jahr v B0.65°C
Jahr v A2°C
Jahr v B2°C
Abbildung 6.5.1-3: Veränderung der Gesamtverdunstung (während der Vegetationsperiode, Juni bis September)
des gesamten Untersuchungsgebietes (> 1700 m Seehöhe) bei Nutzungs- und Klimaänderung.
Die Szenarien beschreiben einen Zeitraum von 250 Jahren, also weit über dem Planungshorizont der
Wasserwirtschaft. Betrachten wir nur die ersten Jahrzehnte so sind nur marginale direkte
Auswirkungen der Vegetationsveränderungen auf die Hydrologie der Einzugsgebiete zu erwarten.
In 50 Jahren sind nur 1-2% der gesamten Retentionskapazität und ebenso wenig der
Gesamtverdunstung betroffen.
6.5 Exkurs: Almwirtschaft und Biodiversität
Die große Menge an Daten, die im Rahmen dieses Projekts und des Vorläuferprojekts
„Vegetationskartierung in den Hochlagen der Wiener Hochquellwasserleitungen“, erhoben worden
sind, wurde im Rahmen einer synthetischen Analyse außerdem dazu verwendet, die Auswirkung von
Almauflassungen auf die Gefäßpflanzendiversität im Arbeitsgebiet zu untersuchen. Die Details zur
methodischen Vorgangsweise sind in Appendix Nr. 4 beschrieben. Die wesentlichen Ergebnisse dieser
Studie lassen sich wie folgt zusammenfassen:
(1) Die Aufgabe der almwirtschaftlichen Nutzung führt längerfristig (mehr als ca. 80 Jahre) zu einer
homogeneren Vegetationsdecke. Insbesondere werden Mosaike aus Latschenkrummholz und
verschieden Rasentypen durch großflächige einheitliche Latschengebüsche ersetzt (vgl. Abb. 6.6-1).
75

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Frequenz
70
60
50
40
30
20
10
0
500 x 500 m
CFi AF CS LC NS DS PM PL
beweidet
aufgelassen
Abb. 6.6-1: Zusammensetzung der Vegetation in 25 ha großen Landschaftsausschnitten ca. 100 Jahre nach
Bewirtschaftungsaufgabe bzw. auf noch beweideten Almen. Der Haupttrend ist eine starke Zunahme der
Latschengebüsche und insgesamt eine Vereinheitlichung der Vegetationsdecke.
Innerhalb der Rasenvegetation gibt es ebenfalls einen, allerdings viel schwächeren, Trend zur
Vereinheitlichung. Das Resultat dieser Sukzessionsprozesse ist eine signifikante Reduktion der
Gefäßpflanzenvielfalt auf „Landschaftsmaßstab“, wobei die exakte Größendefinition dieses
Landschaftsmaßstabs keine Rolle spielt (vgl. Abb. 6.6-2).
Artenzahl
130
100
70
p = 0.73
4.0 4.5 5.0 5.5 6.0
Flächengröße (log)
Abb. 6.6-2: Reduktion der Artenzahl in unterschiedlich großen Landschaftsausschnitten ca. 100 Jahre nach
Almauflassung. Leere Kreise symbolisieren Flächen auf aufgelassenen, gefüllte solche auf noch
bewirtschafteten Almen. Die Artenzahl steigt natürlich mit der Flächengröße, sie liegt aber auf
aufgelassenen Almen konstant unter derjenigen auf noch aktiven Almen. Die beiden Regressionslinien
haben identischen Anstieg, d.h. die Bewirtschaftungsaufgabe zeigt keine signifikante Wechselwirkung mit
der Größe des Landschaftsausschnitts.
76

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
(2) Auf die individuellen Rasengesellschaften wirkt sich die Beweidungsaufgabe längerfristig (mehr
als ~ 80 Jahre) unterschiedlich aus. Eine Reduktion der Artendiversität erfahren vor allem
Gesellschaften auf nährstoffreichen Standorten, die eine für Gebirgslagen relativ hohe
Biomasseproduktion erreichen können. Gesellschaften geringer Produktivität und solche an besonders
stressgeprägten Standorten zeigen dagegen keine Biodiversitätsverluste bei Beweidungsaufgabe. Im
Gegenteil, sie können sogar davon profitieren. (vgl. Abb. 6.6-3).
Artenzahl
40
30
20
10
0
Cfe(*) Dc(*) Ns Lh Cs Aa Cfi
beweidet
aufgelassen
Abb. 6.6-3: Veränderung der Artenzahl der wichtigsten Rasengesellschaften des Arbeitsgebietes ca. 100 Jahre
nach Almauflassung: (*) – Signifikante Veränderung nach Ergebnissen eines GLM (= Generalized Linear
Model), in dem die Variabilität in den abiotischen Standortsbedingungen als zusätzlicher, die Artenzahl
beeinflussender Faktor berücksichtigt wurde. Cfi: Polsterseggen-Rasen, Aa-Fp: Alpenstraußgras-
Zwergschwingel-Rasen; Hp: Staudenhafer-Horstseggen-Rasen, Cs-Horstseggen-Rasen, Cfe: Rostseggen-
Rasen, Cv: Buntreitgras-Rasen, TH: Hochstaudenfluren, Lh-Ca: Milchkrautweiden, Ns: Bürstlingsweiden,
Dc – Rasenschmielenweiden. Für methodische Details siehe Appendix Nr. 4.
77

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
7 SCHLUSSFOLGERUNGEN
7.1 Zu erwartende Klimafolgen
„Global change“ ist ein komplexes Phänomen, das nicht nur eine wahrscheinliche Klimaerwärmung
sondern auch eine Reihe anderer Umweltveränderungen wie erhöhte Stickstoffdepositionen und
steigenden CO2-Partialdruck in der Atmosphäre umfasst. Für den Wasserhaushalt des Karstsystems in
den Nordöstlichen Kalkalpen werden alle diese Prozesse sowohl direkte als auch indirekte Folgen
haben. Nur ein Teilaspekt dieses „Global change-Komplexes“, nämlich die über Vegetation und
Böden vermittelten indirekten Folgen der Klimaerwärmung, war Gegenstand dieses
Forschungsprojekts. Es sind daher auch keine Schlussfolgerungen über die direkten Konsequenzen
eines veränderten Klimaregimes auf Qualität und Quantität der Karstquellwässer, etwa durch erhöhte
Verdunstung bei gleichzeitig reduzierten Niederschlagsmengen oder durch höhere Frequenz von
erosionsauslösenden Starkniederschlagsereignissen, möglich.
7.1.1 Hochlagen
Im Bereich der Hochlagen von Schneeberg, Raxalpe, Schneealpe und Hochschwab wird die
Klimaerwärmung das räumliche Verbreitungsmuster von insgesamt mehr als 700 Pflanzenarten
verändern. Konkrete Prognosen wurden im Rahmen dieser Studie für die 71 häufigsten krautigen und
grasartigen Pflanzen erstellt, womit Schlussfolgerungen bezüglich der zu erwartenden Veränderung
der Vegetationsdecke möglich wurden. Der weitaus überwiegende Teil dieser Arten wird eine mehr
oder weniger drastische Reduktion der potentiellen Standorte erfahren. Das bedeutet für die
betroffenen Arten nicht nur einen Rückgang der regionalen Populationsdichten, sondern auch eine
zunehmende Aufsplitterung in räumlich getrennte Kleinpopulationen und einen damit verbundenen
zusätzlichen Anstieg des lokalen und in weiterer Folgen auch regionalen Aussterberisikos. Aus der
Sicht des Naturschutzes ist dieses Szenario insbesondere für eine Reihe von regional-endemischen
Arten der Nordöstlichen Kalkalpen alarmierend.
Der prognostizierte Habitatverlust vieler krautiger und grasartiger Pflanzen ist nur zum Teil eine
direkte Folge des veränderten Klimaregimes. In vielen Fällen spielt Verdrängungskonkurrenz im
Zusammenhang mit der erwärmungsbedingten Ausbreitung der Latsche in die bislang gehölzfreie
Stufe die entscheidende Rolle. Während Verschiebungen in der Artenzusammensetzung der
Rasenvegetation primär aus der Perspektive des Naturschutzes von Interesse sind, hat die
Latschenausbreitung auch Auswirkungen auf den Karstwasserhaushalt. Der Formationswechsel
bedingt ein Ansteigen der Interzeption und Evapotranspiration pro Flächeneinheit und die mit der
Entwicklung von Latschengebüschen verbundene Humusakkumulation verbessert die Speicher- und
Retentionsfähigkeit der Böden. Darüber hinaus wirken Latschen als „natürliche Schneefänger“, die
über bestandesklimatisch bedingte Reduktion von Bodenfrösten auch eine flächig homogene und
damit erosionsminimierende Infiltration des Schmelzwassers fördern (vgl. Kapitel 5.1.1 und Appendix
Nr. 7). Insgesamt erfahren die Standorte damit eine Verbesserung der Quellschutzwirkung durch
Pufferung von Niederschlägen im Bestand, Rückhalt im Boden und gleichmäßigere Infiltration.
Zusammen führt das zu einer Verringerung der Erosionsanfälligkeit, höherer Filterwirkung und
gleichmäßigerem Abfluss.
Im Bereich der Hochlagen sind die Konsequenzen der Klimaerwärmung aus der Sicht des
Naturschutzes und aus der Sicht des Quellschutzes also gegensätzlich zu beurteilen: überwiegend
negativ in Bezug auf Aspekte der Biodiversität und des Artenschutzes, überwiegend positiv in Bezug
auf den Karstquellwasserschutz. Ein wesentliches Ergebnis dieser Studie ist allerdings, dass sie ein
konkreteres Bild bezüglich der zeitlichen Dimension entwickelt hat, mit der insbesondere der in den
Hochlagen in beider Hinsicht maßgebliche Prozess der Latschenausbreitung abläuft. Die
demographische Entwicklung der Latsche an der Waldgrenze ist ein derart langsamer Prozess, dass
78

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
ihre klimabedingte Ausbreitung erst im Lauf von Jahrhunderten landschaftswirksam werden wird. Wie
die Langzeitmodellierungen im Bereich des Hochschwab zeigen, sind die potentiellen Auswirkungen
der Klimaerwärmung auf die Latschenverbreitung, und damit indirekt auf den Karstwasserhaushalt,
zwar massiv, sie liegen aber aufgrund ihres Zeitbedarfs weit außerhalb des konkreten
Planungshorizonts der Karstquellwasserbewirtschaftung. Die „Langzeitfolgen“ im Bereich dieser
Planungshorizonte, also die Auswirkungen innerhalb der nächsten 50 bis 100 Jahre, sind relativ
gering. Sowohl die Gesamtverdunstung als auch die kumulative Retentionskapazität in den Hochlagen
werden sich durch den Prozess der klimabedingten Latschenausbreitung innerhalb dieses Zeitrahmens
nur um wenige Prozentpunkte verändern. Das Ausmaß der Klimaerwärmung spielt dabei innerhalb des
hier untersuchten Bereiches (0.65°C – 2°C) kaum eine Rolle. Allerdings wäre in diesem
Zusammenhang die Analyse möglicher direkter Auswirkungen veränderter Temperatur- und
Niederschlagsregime auf die Einzugsgebietshydrologie, wie sie bereits für andere Gebiete
nachgewiesen wurden, zu empfehlen. Nur so ist eine Gesamtbeurteilung der Klimaerwärmungsfolgen
für den Karstquellwasserschutz möglich.
7.1.2 Wald
Die prognostizierten Klimaveränderungen (Szenario Klima-Erwärmung) lassen im montanen Fichten-
Tannen-Buchen-Wald einen Rückgang der Baumarten Fichte, Tanne und Lärche erwarten, während
für Buche ein Anstieg ihres Anteiles am Waldaufbau zu erwarten wäre.
Um für klimatische Veränderungen im Waldbereich vorbereitet zu sein, ist in erster Linie das
Baumartenspektrum in allen Hydrotopen möglichst breit zu erhalten oder zu auch erhöhen. Ein
Waldbestand, der nur von einer Baumart aufgebaut wird, kann bei klimatischen Veränderungen nicht
elastisch reagieren. Wenn allerdings mehrere Baumarten am Bestandesaufbau beteiligt sind, kann eine
besser an die neuen Klimabedingungen angepasste Baumart die Funktion einer weniger angepassten
Baumart übernehmen. Der Buchenanteil in den montanen Bergmischwäldern ist vor allem auch unter
dem Aspekt einer möglichen Klima-Erwärmung von besonderer Bedeutung. Es gibt in allen
Hydrotopen, sowohl im montanen als auch im subalpinen Höhenbereich, Baumartenvielfalt. Diese
Vielfalt zu fördern und in manchen Bereichen zu verstärken ist ein adäquates Mittel, um auf mögliche
klimatische Veränderungen reagieren zu können.
Im subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald kann für das Erwärmungs-Szenario ebenfalls ein Rückgang von
Fichte und Tanne erwartet werden, während die im aktuellen Waldbild dort nicht vertretene Buche am
Bestandesaufbau beteiligt wäre. Unter diesem Aspekt verdient die auf einigen Teilflächen der
Quellenschutzwälder der Stadt Wien bereits versuchsweise durchgeführte Buchenpflanzung besondere
Beachtung.
Wie bereits erwähnt sollte auch für das Szenario einer Klima-Abkühlung die Waldentwicklung
simuliert werden, weil auch eine derartige Klimaentwicklung denkbar wäre.
7.2 Landnutzungsänderungen und ihre Folgen
Auch bezüglich der Konsequenzen von Landnutzungsänderungen für den Karstwasserhaushalt waren
die Untersuchungen im Rahmen dieser Studie auf indirekte Folgen beschränkt, soweit sie über
Vegetations- und Bodenbildungsprozesse vermittelt werden.
7.2.1 Hochlagen
Im Bereich der Hochlagen wurde im wesentlichen ein Landnutzungsszenario näher untersucht – die
Aufgabe der Almbewirtschaftung im Gesamtbereich der Einzugsgebiete. Alle entwickelten Modelle
sind selbstverständlich direkt auf Teilgebiete – einzelne Gebirgsstöcke, Almen oder Teile von Almen
anwendbar. Nicht berücksichtigt wurden andere Nutzungsformen, besonders der Wandertourismus,
vor allem wegen seiner räumlichen Konzentration auf einen sehr kleinen Teil des gesamten
Untersuchungsgebietes (entlang von Wanderwegen, um die Hütten). Nicht berücksichtigt wurden
außerdem indirekte Auswirkungen einer veränderten Besatzdichte der Almen, da der entscheidende
79

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Prozess der Latschenverbrachung vor allem durch das regelmäßige Schwenden und nicht durch
Verbiss kontrolliert wird.
Die heutigen Almwirtschaftsgebiete liegen großteils auf potentiellen Wald- oder Latschenstandorten.
Im Gegensatz zur Klimaerwärmung sind die Folgen der Almaufgabe daher großteils auf die
Subalpinstufe konzentriert. Während der Klimawandel eine „kaleidoskopartige“ Verschiebung im
räumlichen Verbreitungsmuster vieler Arten nach sich zieht – wenn auch für die meisten mit
insgesamt negativer Bilanz – besteht die wesentliche Auswirkung der Almaufgabe in einer
Homogenisierung der Vegetationsdecke. Aktuelle Mosaikbestände aus Weiderasen, Latschen (und in
tieferen Lagen auch Waldinseln) werden durch großflächig geschlossene Latschengebüsche ersetzt.
Die Populationen von Rasenarten verschwinden damit völlig aus dem Subalpingürtel oder werden auf
natürlich gestörte Standorte wie Lawinarwiesen zurückgedrängt. Die Pflanzenartenvielfalt dieser
Höhenstufe wird dadurch reduziert. Insbesondere von Gebirgsstöcken, die keinen oder nur einen
geringen Anteil echt alpiner Hochlagen aufweisen (z.B. Zeller Staritzen, Schneealpe) könnten viele
dieser Arten völlig verschwinden.
Bezüglich der Konsequenzen für den Karstwasserhaushalt gilt prinzipiell das zu den
Klimawandelfolgen gesagte. Die Latschenausbreitung, in tieferen Lagen auch die in dieser Studie
nicht untersuchte natürliche Wiederbestockung aufgelassener Almflächen mit Baumarten, ist der
wesentliche Prozess und seine primären Auswirkungen sind eine Erhöhung der Retentionskapazität
und der Gesamtverdunstung sowie eine direkt und indirekt verbesserte Erosionsschutzwirkung der
Vegetation. Der Unterschied zu den reinen Klimaerwärmungsszenarien liegt vor allem darin, dass die
Latschenausbreitung im Almgürtel schneller abläuft als oberhalb der aktuellen Waldgrenze bei
Klimaerwärmung. Die Ursachen dafür sind die Beschleunigung demographischer Prozesse unter den
insgesamt günstigeren Standortsbedingungen der Subalpinstufe und die Tatsache, dass die heutigen
Almflächen bereits stark von Latscheninseln durchsetzt sind und diese Inseln als Initialen der
Latschenverbrachungsdynamik fungieren.
Innerhalb des näher untersuchten Zeitrahmens von 250 Jahren sind daher die indirekten Auswirkungen
der Almauflassung wesentlich massiver als die des Klimawandels. Retentionskapazität und
Evapotranspiration steigen bei völliger Almauflassung um ca. 10-15% an, im Verlauf der nächsten
100 Jahre immerhin um ca. 5%. Das Ausmaß dieser Veränderungen ist natürlich vom relativen
Flächenverbrauch der aktuellen Almwirtschaft auf den einzelnen Gebirgsstöcken abhängig.
Dementsprechend sind die Auswirkungen auf dem Hochschwab geringer als etwa auf der Schneealpe.
Die Analysen haben aber auch gezeigt, dass es selbst bei Beibehaltung der Almwirtschaft und
unverändertem Klima zu einer erheblichen Ausdehnung der Latschenfläche, mit den entsprechenden
hydrologischen Effekten, kommt. Der Grund dafür liegt in den bis heute noch nicht abgeschlossenen
Verbrachungsprozessen auf ehemaligen Almflächen und möglicherweise auch in den Auswirkungen
bereits erfolgter Klimaerwärmung.
Bei Latschenausbreitung in Almweiden wird außerdem der Erosionsschutz verbessert. Dieser Aspekt
ist vor allem punktuell, etwa im Einzugsbereich von kleineren Dolinen, bedeutsam. Hier sind bereits
relativ kurzfristig qualitative Verbesserungen der Quellschutzwirkung (z.B. Filterung von
Schadstoffeintrag) zu erwarten. Nachteilig wirkt sich dagegen aus, dass die zeitliche Staffelung des
Abschmelzprozesses, der die heute typischen Mosaike aus Almweiden und Latscheninseln
kennzeichnet (vgl. Kapitel 5.1.1), bei einer Homogenisierung der Vegetationsdecke verloren geht.
Insgesamt sind die indirekten Folgen der Almauflassung im Bereich der Hochlagen daher ähnlich
ambivalent einzuschätzen wie die des Klimawandels. Aus der Perspektive des Naturschutzes
überwiegen jedenfalls die negativen Konsequenzen. Aus der Perspektive des Karstquellwasserschutzes
hat die Almauflassung sowohl positive als auch negative Folgen. Noch einmal sei in diesem
Zusammenhang daraufhingewiesen, dass direkte Folgen der Almauflassung (z.B.: keine
Erosionsbelastung durch Viehtritt, reduzierte Fäkalienbelastung des Quellwassers) nicht Gegenstand
dieser Studie waren.
80

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
7.2.2 Wald
Die Waldentwicklung im Bereich der Quellenschutzwälder der Stadt Wien unterliegt seit
Jahrhunderten der menschlichen Einflussnahme. Bis vor rund zwei Jahrzehnten wurden die Wälder im
Kahlschlagverfahren verjüngt, was zu einem Aufbau von Alterklassen-Wälder führte. Basierend auf
den verbesserten ökologischen und waldhydrologischen Kenntnissen wurde die Waldbaustrategie hin
zu einer kahlschlagsfreien Bewirtschaftung geändert. Dies bedeutete auch eine Änderung und
Adaptierung der bisher angewendeten waldbaulichen Methoden, um die Quellenschutz -orientierten
Ziele bestmöglich zu erreichen. Zur weiteren Vertiefung des Wissens um quellenschutz-optimierte
Waldbewirtschaftungs-Strategien wurden Hydrotop-bezogen Zielbestockungen definiert, welche
Baumartenverteilung, Bestandes-Struktur, Verjüngungs-Dynamik und Verjüngungs-Verfahren
umfassen.
Durch den Wechsel der Waldbewirtschaftungs-Strategie kann mittel- bis langfristig eine bedeutende
Veränderung des Waldaufbaus und damit indirekt eine Änderung der Wirkungen auf den
Karstwasserhaushalt erwartet werden. Die Ergebnisse der Simulationen und Modellierungen zeigen
deutlich, dass durch Waldbaumaßnahmen mittelfristig ein gewichtiger Einfluss auf die
Waldentwicklung möglich ist.
Im Bergmischwald werden bei konsequentem Verfolgen der Zielsetzungen zur Bewirtschaftung von
Quellenschutzwäldern die Veränderungen für den Wald vielfältig und nachhaltig sein.
Im montanen Fichten-Tannen-Buchen-Wald wird sich bei Überführung der vorhandenen naturfernen
Nadelbaum-Reinbestände in Laub-Nadelbaum-Mischbestände der Waldaufbau insbesondere
hinsichtlich der Baumarten-Zusammensetzung nachhaltig ändern. Verstärkte kleinflächige Verjüngung
der Bestände wird z.B. zu größerer Baumartenvielfalt, größerer Durchmesserstreuung, zu stufigerem
Bestandesaufbau und zunehmender Ungleichaltrigkeit führen. In den Fichten-Tannen-Buchen-
Wäldern wird sich der Laubbaum-Anteil erhöhen. Die Stabilitäts-fördernden Baumarten wie Tanne
und Lärche können in ihrer Verbreitung und bezüglich ihres Mischungs-Anteiles zunehmen.
Auf im montanen Höhenbereich verbreiteten Schutt-Standorten kann sich die bestockte Fläche mit
Bergahorn-Eschen-Linden-Wäldern erhöhen, was auf den erosionsgefährdeten Flächen von Bedeutung
ist. Eine Erhöhung der Bestockung auf einigen der Schutt-Standorte mit Bergahorn, Esche und Linde
konnte schon in den vergangenen zwei Jahrzehnten festgestellt werden und ist in erster Linie auf eine
konsequente Wildstands-Reduktion in diesen Bereichen zurückzuführen. Die gesamte
Waldentwicklung ist eng mit einem waldökologisch tragfähigen Wildstand verknüpft.
Die hydrologische Wirkung der durch Landnutzungsänderungen induzierten prognostizierten
Waldentwicklung ist im montanen Bereich als positiv zu beurteilen. Die Erhöhung des
Laubbaumanteiles in den Waldbeständen führt zur Erhöhung des Bestandesniederschlages und zu
einer Verbesserung der Stoffbilanz der Wälder. Es werden demnach sowohl qualitative als auch
quantitative Aspekte des Quellenschutzes positiv beeinflusst. Eine erhöhte Stabilität der Waldbestände
(Ungleichaltrigkeit und Stufigkeit) ist für den Quellenschutz ebenfalls als positiv anzuerkennen.
Im subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald-Gebiet wird die Waldentwicklung vor allem bei der
Strukturierung der Waldbestände Veränderungen bringen. Einschichtige Waldbestände werden
strukturreicher werden. Bereits aktuell gestufte und strukturierte subalpine Fichtenwälder sind in ihrer
Entwicklung weiterhin als stabil zu erachten und werden ihre Funktion als Muster-Quellenschutz-
Wälder auch in Zukunft erfüllen können.
Auf den ehemaligen Windwurfflächen etabliert sich zur Zeit eine gesicherte Bestockung (Jungwuchs).
Durch Förderung eines standortspezifischen Rotten-Aufbaus können hinkünftig mosaikartig
aufgebaute Waldbestände mit stabilen Rottenstrukturen erwartet werden.
Die hydrologischen Wirkungen der prognostizierten Waldentwicklung im subalpinen Bereich sind
grundsätzlich als positiv zu beurteilen. Die Verstärkung der Bewaldung der Hydrotope bewirkt eine
Stabilisierung gegen mögliche Boden-Erosion und auch eine Erhöhung der Wasserspeicher-Kapazität.
Wenn die subalpinen Fichten-(Tannen)-Wälder strukturierter werden, so bedeutet das eine höhere
81

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
Stabilität gegenüber Starkwinden und vor allem eine Verbesserung der Wasserspeicher-Kapazität, vor
allem im Winterhalbjahr (Schnee-Speicherung).
7.3 Folgen des Zusammenspiels von Klima- und
Landnutzungsänderungen
Eine Kombination von Klimaerwärmung und Almauflassung hat im Bereich der Hochlagen vor allem
die Konsequenz, dass Latschenverbrachungs-Prozesse sowohl in der heutige Subalpin- als auch in der
heutigen Alpinstufe ausgelöst werden. Die Auswirkungen sind vor allem für die Pflanzendiversität
massiv, weil unter Bedingungen eines veränderten Klimas die Almflächen Refugialgebiete für Arten
offener Standorte darstellen. Im Fall einer Klimaerwärmung kommt der Almwirtschaft daher eine
wichtige kompensatorische Bedeutung zu, deren Effizienz allerdings von der Größe und räumlichen
Verteilung der weiter bestehenden Almflächen abhängen wird.
Für den Karstwasserhaushalt sind die Konsequenzen der Almauflassung innerhalb der nächsten 250
Jahre so dominant, dass eine zusätzliche Klimaerwärmung um 0.65°C – 2°C nur zu vergleichsweise
unerheblichen Modifikationen führt.
Unter den gegenwärtigen Prämissen der Quellenschutz-optimierenden Waldbewirtschaftung und
heutigem Kenntnisstand kann erwartet werden, dass auch etwaige Klimaänderungen von den Wäldern
ohne strukturellen Stabilitätsverlust verkraftet werden könnten. Diesbezüglich ist vor allem, wie
bereits ausgeführt, das breite Baumartenspektrum auf allen Hydrotop-Flächen eine gute Grundlage für
ein elastisches Reagieren der Waldökosysteme auf Klimaänderungen zu nennen. Dieses breite
Baumarten-Spektrum wird bei konsequentem Einhalten der definierten Quellenschutz-optimierenden
Waldbewirtschaftung nachhaltig gewährleistet bleiben.
7.4 Management-Maßnahmen
7.4.1 Almwirtschaft und Krummholzbewirtschaftung
Wie in den Schlussfolgerungen dargelegt, sind die indirekten Auswirkungen der Almwirtschaft auf
den Karstwasserhaushalt ambivalent. Generell erhöhen Latschen- oder Waldvegetation Interzeption,
Retention und Erosionsschutz im Vergleich zu Weiderasen. Homogene Latschenbestände führen
allerdings zu einer stärkeren zeitlichen Konzentration von Abschmelzprozessen, während Mosaike aus
Latschen- und Weiderasen den Abschmelzprozess desynchronisieren und somit zu einem
gleichmäßigeren und länger anhaltenden Abfluss führen (vgl. Kapitel 5.1.1 und Appendix Nr.7).
Solche Mosaike sind auch für die Erhaltung der Pflanzenartendiversität wichtig. Sie erlauben die
Koexistenz von Arten in einer Landschaft, die an verschiedene Standortsbedingungen angepasst sind,
und schaffen Lebensräume für Arten, die potenziell durch den Klimawandel gefährdet sind.
Der Erhalt oder die Förderung solcher Mosaike stellt daher ein sinnvolles Managementkonzept dar
und zwar sowohl aus der Perspektive des Karstquellwasserschutzes als auch im Hinblick auf
Naturschutzziele. Nicht sinnvoll ist dagegen eine Almbewirtschaftungsstrategie, die eine zunehmende
Intensivierung im Zentralbereich rund um Almhütten und eine Extensivierung in den Randbereichen
forciert. Statt einer Mosaikstruktur entsteht dabei eine Zonierung mit homogenen Weidegebieten im
Zentrum und großteils von Latschen verwachsenem Gelände in der Peripherie. Eine solche
Bewirtschaftung würde auch zu erhöhter räumlicher Konzentration des Fäkalieneintrags führen.
Bei der kontrollierten Förderung von Mosaikstrukturen können zusätzliche Quellschutzeffekte durch
die räumliche Verteilung der Latschen erzielt werden. Sinnvoll ist es vor allem, die Einhänge und
Einzugsbereiche von Dolinen und Karstschwinden für die Latschenverbrachung zu „reservieren“, um
die Quellschutzwirkung der Latschengebüsche auszunutzen und gleichzeitig den direkten Eintrag von
Fäkalien in diese besonders sensiblen Bereiche zu minimieren. Auch durch Viehtritt besonders
erosionsgefährdete Steilhänge sind aus der Sicht des Quellenschutzes empfehlenswerte
Latschenstandorte. Da die Latsche ohnehin in relativ offenen und ertragsarmen Rasen häufig keimt
82

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
und somit zu erhöhtem Bewirtschaftungsaufwand (häufiges Schwenden) führt, hat der
Nutzungsverzicht auf solchen Flächen kaum wirtschaftliche Einbußen zur Folge.
Wo aus Managementsicht an günstigen Latschen-Standorten aktuell keine Latschen vorkommen, ist
mit Naturverjüngung kurz- bis mittelfristig nicht in jedem Fall zu rechnen. Die Ergebnisse dieser
Studie haben gezeigt, dass die Naturverjüngung der Latsche vor allem durch zwei Faktoren
kontrolliert wird: Eine räumlich relativ eingeschränkte Samenverbreitung und Konkurrenzhemmung
der Keimung und Keimlingsetablierung in dichten und hohen Rasen- oder Hochstaudenbeständen. Die
Ansamung verläuft optimal auf offenen Rohbodenstandorten im Nahbereich von bereits existierenden
Latschengebüschen. Wo diese Bedingungen nicht gegeben sind, kann die natürliche Etablierung von
Latschengebüschen über Jahrzehnte bis Jahrhunderte fehlen. In solchen Fällen, wenn also die nächsten
samenproduzierenden Latschenbestände mehr als 100-200 Meter entfernt sind oder die aktuelle
Vegetation von dichten und hochwüchsigen Rasen gebildet wird, wäre die gezielte Pflanzung von
Latschen eine sinnvolle Quellschutzstrategie.
Im Hinblick auf die wahrscheinliche Klimaerwärmung ist eine völlige Aufgabe der Almwirtschaft vor
allem aus Naturschutzgründen keine empfehlenswerte Managementmaßnahme. Wie bereits in den
Schlussfolgerungen dargelegt, stellen die offenen Bereiche der Almen Rückzugsräume für alpine
Arten dar, deren regionales Überleben durch klimabedingte Reduktion und Fragmentierung natürlicher
alpiner Habitate gefährdet ist. Darunter befinden sich auch einige endemische Arten, die damit völlig
aussterben würden.
7.4.2 Management-Maßnahmen Waldwirtschaft
Die waldbaulichen Maßnahmen zur Optimierung der Quellenschutz-Wirkung von Waldbeständen sind
auf die ökologischen und waldhydrologischen Vorgaben (Hydrotope) und auf den vorhandenen
Bestandeszustand vor Ort abzustimmen. Es können aus diesen Gründen niemals rezeptartig
einsetzbare Vorgaben definiert werden, weil immer der spezifische Standort mit seinen
Rahmenbedingungen zu berücksichtigen ist. Trotzdem lassen sich, im Bewusstsein dieser
Grundbedingung, Management-Maßnahmen formulieren, nämlich orientiert an Zieldefinitionen
(Kapitel 6.3.4) für spezifische Hydrotope und Waldgesellschaften.
In allen Hydrotopen sind eine Vielzahl an Baumarten am Waldaufbau beteiligt. Neben den weit
verbreiteten Baumarten wie Buche, Fichte, Tanne, Lärche, Esche oder Bergahorn gedeihen Mehlbeere,
Eberesche, Bergulme, Sommer-Linde, Weiden-Arten, Schwarz-Kiefer, Rot-Kiefer und Eibe in den
Wald-Beständen. Dieses vorhandene breite Baumarten-Spektrum bietet günstige Voraussetzungen, auf
mögliche klimatische Veränderungen in alle Richtungen durch eine Anpassung der
Baumartenverteilung elastisch zu reagieren. Alle waldbaulichen Maßnahmen sind darauf auszurichten
dieses Baumartenspektrum zu erhalten und/oder zu erhöhen. Möglichst breites Baumarten-Spektrum
in allen Waldbeständen sichern.
Mit dem vorhandenen Verjüngungspotenzial hinsichtlich Baumarten-Zusammensetzung und
Keimlingsanzahl ist eine natürliche Verjüngung der Waldbestände in zufriedenstellendem Ausmaß
möglich. Für eine dem Zielwald entsprechende Jungwuchsentwicklung (Baumarten-
Zusammensetzung) sind vor allem auf den Standorten des Fichten-Tannen-Buchen-Waldes und des
Fichten-Tannen-Waldes die Bemühungen zur Herstellung eines waldökologisch tragfähigen
Wildstandes fortzusetzen. Waldökologisch tragfähige Wildstände.
Der Deckungsgrad der Waldbestände ist zur Optimierung der Quellenschutz-Wirkung permanent auf
hohem Niveau zu halten. Spezifische Rahmen-Richtlinien für die diversen Hydrotop-Gruppen sind im
Kapitel 6.3.4 angeführt. Permanent hoher Deckungsgrad der Waldbestände.
montaner (hochmontaner) Fichten-Tannen-Buchen-Wald
In Nadelbaum-dominierten Waldbeständen der Jungwuchs- und Dickungsstufe ist zur Erhaltung
und/oder Verbesserung der Mischungsverhältnisse eine konsequente Mischungs-Regulierung
zugunsten von Laubbaumarten und Tanne (und Lärche oder Kiefernarten auf spezifischen
Hydrotopen) erforderlich. Bei rascher Umsetzung (Dringlichkeit: kurzfristig) kann die Entwicklung
83

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
dieser Bestände in Quellenschutz-angepasste Baumartenverteilungen noch positiv gesteuert werden.
Mischungsregulierung (Stammzahlreduktion).
Grundsätzlich sind bei den Pflege- und Hiebseingriffen in allen Entwicklungsstufen (Altersphasen) die
Tanne und seltene Baumarten wie Bergulme, Eibe und Linde zu fördern. Aufgrund der gegebenen
Verjüngungs- (Jungwuchs-) Situation mit der Herausforderung der Sicherung eines nachhaltigen
Tannen-Nachwuchses wird der Erhalt möglichst vieler Tannen unterschiedlichen Alters (und
Dimensionen) empfohlen. Mischungsregulierung in allen Entwicklungsstufen zur Förderung der
Tanne und seltener Baumarten.
In stark aufgelichteten Waldbeständen mit räumdigem Schlussgrad sind die Altbäume mittelfristig zu
belassen, um Freiflächencharakter für die Verjüngung und/oder Jungwuchs zu vermeiden. Dadurch
soll eine strukturierte Entwicklung des Jungwuchses durch die vorhandenen differenzierten
Lichtverhältnisse ermöglicht werden. Belassen des Schirmes von Überhältern.
Etwaiger Nutzungsdruck auf Laubbaumarten ist zu vermeiden. Bäume dürfen in den
Quellenschutzwäldern nur zum Zwecke der Quellenschutz-Optimierung genutzt werden.
Nutzungsdruck auf Laubbaumarten vermeiden.
Bei naturfernen Nadelbaum-Reinbeständen der Entwicklungsstufen Stangenholz und Baumholz ist
eine Überführung in standortsgemäße Mischbestände notwendig. Je nach Bestandeszustand und
Entwicklungspotenzial werden Strukturdurchforstung und Femelhiebe empfohlen. Bei fehlendem
Naturverjüngungspotenzial von gewünschten Mischbaumarten (Tanne, Buche, etc.) wird eine
Pflanzung unter Schirm (Voranbau) zu überlegen sein. Strukturdurchforstung, Femelung, Voranbau
von gewünschten Baumarten.
Das Erhalten eines nachhaltigen Verjüngungsprozesses bei schlagfreier Waldbewirtschaftung ist im
Quellenschutzwald von besonderer Bedeutung. Um den Zielsetzungen (z.B. Verhinderung von
Humusabbau und Erosion) gerecht zu werden sollte bei Hiebseingriffen die Eingriffsstärke von 15-20
% (bezogen auf das Bestandesvolumen) nicht überschritten werden. Die Hiebseingriffe zur
Verjüngungseinleitung- und -Förderung sollten in Form von Einzel-Entnahmen oder eines Gruppen
bis Horst-weisen Femelschlag-Verfahrens erfolgen. Eingriffsstärken begrenzen - Femelung und
Einzel-Entnahmen.
subalpiner Fi- (Ta)-Wald
Der subalpine Fichten-(Tannen)-Wald ist geprägt durch seine charakteristische Rottenstruktur.
Dadurch wird die Stabilität gegenüber den rauen Klimaverhältnissen in dieser Höhenzone erhöht.
Bereits ab dem Jungwuchs- bis Dickungsstadium ist bei den Pflegeeingriffen auf die gezielte
Förderung beziehungsweise Erhaltung eines Rottenaufbaus zu achten. Rotten-Auflösung ist zu
vermeiden. Kleinflächige Eingriffe, bei denen (instabile) Rotten-Gruppen als Ganzes zu entnehmen
sind, sind zu wählen. Rotten-bezogene Pflege- und Hiebseingriffe
Im subalpinen Fichten-(Tannen)-Wald stellt die Verjüngungs-Entwicklung eine besondere
Herausforderung dar. Durch die lange Dauer der Schneebedeckung und das kühle Bestandesklima im
Sommer ist die Kadaver-Verjüngung eine weit verbreitete Strategie der Verjüngungs-Entwicklung.
Um bei rotten-bezogenen Verjüngungs-Eingriffen auch das notwendige Mikro-Klima für die
Verjüngungs-Entwicklung zu schaffen, ist die gezielte Platzierung von Baumstamm-Segmenten als
Orte für eine potenzielle Kadaver-Verjüngungsentwicklung ein gangbarer Weg. Auf so platzierten
Stämmen können die Jungbäume sowohl auf dem Kadaver als auch im Nahbereich des Kadavers
besser keimen und gedeihen. Förderung der Kadaver-Verjüngung
Es gibt im Quellenschutzwald verbreitet Waldbestände, in denen aktuell keine waldbaulichen
Maßnahmen notwendig sind. Allerdings sind solche Bestände zur nachhaltigen Sicherung des
Quellenschutzes einer stetigen Beobachtung bezüglich ihrer Entwicklungs-Tendenz und etwaiger
instabiler Bestockungs-Glieder zu unterziehen. Stetige Beobachtung von Waldbeständen, die aktuell
als stabil erachtet werden und keiner dringenden waldbaulichen Maßnahmen bedürfen.
84

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Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
ANHANG
Im Anhang, der seperat gebunden vorliegt, finden sich folgende Publikationen und Werke:
(Weiters befindet sich im Publikationen-Band eine Übersicht zu besuchten Konferenzen)
1
Dirnböck, T., Dullinger, S. & Grabherr, G.: A regional impact assessment
of climate and land use change on alpine vegetation.
Manuskript, zur Publikation akzeptiert in der Zeitschrift
Journal of Biogeography
2
Dirnböck, T., Dullinger, S. Köck, R. & Grabherr, G: Organic matter
accumulation following Pinus mugo Turra invasion into subalpine nonforest
vegetation.
Manuskript, zur Publikation eingereicht in der Zeitschrift
Basic and Applied Ecology
3
Dirnböck, T. & Dullinger, S: Disturbance and the predictability of plant
species distribution in alpine environments.
Manuskript, zur Publikation eingereicht in der Zeitschrift
Journal of Vegetation Science
4
Dullinger, S., Dirnböck, T. Greimler, J. & Grabherr, G 2003: A resampling
approach for evaluating effects of pasture abandonment on subalpine plant
species diversity
Manuskript, zur Publikation akzeptiert in der Zeitschrift
Journal of Vegetation Science
89

Endbericht Vegetationsszenarien – Quelleneinzugsgebiete der Stadt Wien
5
Dullinger, S., Dirnböck, T. & Grabherr, G.: Patterns of shrub invasion into
high mountain grasslands of the Northern Calcareous Alps (Austria).
Manuskript, zur Publikation eingereicht in der Zeitschrift
Arctic, Antarctic and Alpine Research
6
Dullinger, S., Dirnböck, T. & Grabherr, G.: Tree-line shifts prone to
climate change: Evaluating relative effects of temperature increase,
dispersal and invasibility by means of a plant spread model
Manuskript, vorbereitet zur Einreichung bei der Zeitschrift
Journal of Ecology
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Köck, R, Härtel, E., Holtermann, C., Hochbichler, E., Hager, H.: Soil
Moisture Dynamics Related to Vegetation Cover in the Subalpien Zone of
the Northeastern Calcareous Alps in Austria. Results of Case Studies in the
Rax Area.
Artikel, publiziert in der Zeitschrift
Centralblatt für das gesamte Forstwesen
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Köck, R., Härtel, E., Hochbichler, E., Hager, H., Schönthaler, K.E.:
Monitoring hydrological processes in montane and subalpine karst regions:
comparison between differnt types of vegetation. Experimental design,
techniques and first results.
Manuskript, zur Publikation akzeptiert in der Zeitschrift
UNESCO Technical Documents of Hydrology
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Köck, R. Hochbichler, E., Härtel, E.: Hydrotop-Buch
Handbuch zur Erläuterung der thematischen Karten im Waldbereich. Hilfsmittel zur praktischen
Umsetzung der Forschungs-Ergebnisse im Waldbereich.
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