PDF Download - WSL

Heft 6, 2013 

WSL Berichte 

ISSN 2296-3448 

FORUM 

für Wissen 

2013 

Bodenschutz im Wald: 

Ziele – Konflikte – Umsetzung 

Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft WSL 

CH-8903 Birmensdorf

Heft 6, 2013 

WSL Berichte 

ISSN 2296-3448 

FORUM 

für Wissen 

2013 

Bodenschutz im Wald: 

Ziele – Konflikte – Umsetzung 

Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft WSL 

CH-8903 Birmensdorf

2 Forum für Wissen 2013 

Das Forum für Wissen ist eine Veranstaltung, die von der Eidg. Forschungsanstalt 

für Wald, Schnee und Landschaft WSL durchgeführt wird. Aktuelle Themen aus 

den Arbeitsgebieten der Forschungsanstalt werden vorgestellt und diskutiert. Neben 

Referenten von der WSL können auswärtige Fachleute beigezogen werden. 

Gleichzeitig zu jeder Veranstaltung «Forum für Wissen» erscheint eine auf das 

Thema bezogene Publikation in der Reihe WSL Berichte. 

Verantwortlich für die Herausgabe der Schriftenreihe 

Prof. Dr. Konrad Steffen, Direktor WSL 

Verantwortlich für dieses Heft 

Dr. Ivano Brunner, Leiter Forschungseinheit Boden-Wissenschaften 

Dr. Peter Lüscher, Senior Consultant 

Schriftleitung 

Sandra Gurzeler 

Wir danken folgenden Personen, welche sich als Reviewer zur Verfügung stellten, 

für die kritische Durchsicht der Beiträge und die hilfreichen Kommentare: 

Franz Borer, Ivano Brunner, Beat Frey, Fritz Frutig, Elisabeth Graf-Pannatier, 

Benjamin Lange, Reinhard Lässig, Felix Lüscher, Peter Lüscher, Jörg Luster, 

Christine Meyer, Martin Moritzi, Patrick Schleppi, Massimiliano Schwarz, Christoph 

Sperisen, Manfred Stähli, Oliver Thees, Peter Waldner, Martin Ziesak und 

Stephan Zimmermann 

Zitierung 

Eidgenössische Forschungsanstalt WSL (Hrsg.) 2013: Forum für Wissen 2013. 

Bodenschutz im Wald: Ziele – Konflikte – Umsetzung. WSL Ber. 6: 116 S. 

Layout 

Jacqueline Annen, WSL 

Sandra Gurzeler, WSL 

Druck 

Rüegg Media AG, Aesch ZH 

PERFORMANCE 

neutral 

Drucksache 

01-13-307354 

myclimate.org 

Bezugsadresse 

WSL Shop 

Zürcherstrasse 111 

CH-8903 Birmensdorf 

http://www.wsl.ch/eshop/ 

ISSN 2296-3448 

© Eidgenössische Forschungsanstalt WSL 

Birmensdorf 2013

Forum für Wissen 2013 3 

Vorwort 

Gesunde Böden sind für die Erhaltung einer alles umfassenden Nachhaltigkeit im 

Wald eine grundlegende Voraussetzung. Naturbelassene Böden stellen ein System 

mit erstaunlich grosser Selbsterhaltungskraft dar und gewährleisten umfassend 

die Erfüllung aller Waldfunktionen. Böden sind aber auch eine nicht erneuerbare 

Ressource. Es ist daher wichtig, dass Waldböden in ihrer Fruchtbarkeit weder 

durch Stoffeinträge noch durch die Waldbewirtschaftung mit entsprechenden physikalischen 

Einwirkungen beeinträchtigt werden. 

Das Forum für Wissen behandelt verschiedene Bodenschutzthemen anhand aktueller 

Beispiele und zeigt Interessenskonflikte sowie Vorschläge zu deren Lösung 

auf: Inwieweit lassen sich die Zielvorgaben des Umweltschutz- und des Waldgesetzes 

erreichen? Welche Auswirkungen haben die Massnahmen des Bodenschutzes 

auf die Biodiversität im Boden? Welche Lösungsansätze werden für das Spannungsfeld 

zwischen Ökologie und Ökonomie verfolgt? 

Referierende aus Forschung und Praxis präsentieren den aktuellen Stand des 

Wissens und zeigen aus Sicht der Bodenschutzpraxis Wege für erfolgversprechende 

Massnahmen und Entwicklungen auf. 

Der Tagungsband richtet sich an Fachleute aus dem Forstdienst und dem Bodenschutz 

sowie aus Verwaltung und Wissenschaft. Er soll – ausgehend von der 

heutigen Situation – allen beteiligten Stellen aufzeigen, wie sich der Bodenschutz 

im Wald weiter verbessern lässt. 

Wir danken allen Autoren und Autorinnen für ihre Beiträge. Wir möchten gemeinsam 

mit unseren Partnern das zusammengetragene Wissen künftig weiterentwickeln 

und vertiefen sowie die eingeschlagene Umsetzung fortführen. Damit 

schaffen wir die nötigen Voraussetzungen für eine nachhaltige Bodennutzung. 

Folgenden Personen sei an dieser Stelle herzlich für ihr Engagement bei den Tagungsvorbereitungen 

und -durchführung gedankt: 

Ivano Brunner, Beat Frey, Frank Hagedorn, Jörg Luster, Stephan Zimmermann 

Organisation und Sekretariat: Sandra Gurzeler, Martin Moritzi, Susanne Senn- 

Raschle 

Birmensdorf, im November 2013 

Konrad Steffen, Direktor WSL 

Peter Lüscher, Tagungsleiter


Inhalt 

Seite 

Vorwort 3 

Nur wer den Boden kennt, kann ihn schützen und nachhaltig nutzen. 7 

Gedanken zur «Mechanischen Belastung von Waldböden» 

Peter Lüscher 

Bodenschutz in Europa 17 

Winfried E.H. Blum 

Protection du sol dans les forêts Suisse 21 

Jean-Pierre Clément 

Bodenschutz im Wald – Beitrag der Waldpolitik 2020 des Bundes 23 

Sabine Augustin und Silvio Schmid 

Umsetzung des Bodenschutzes im Aargauer Wald 29 

Alain Morier 

Ökonomische Überlegungen zum physikalischen Bodenschutz im Wald 31 

Oliver Thees und Roland Olschewski 

Bodenverdichtung und Bodenstruktur 45 

Rainer Schulin, Christine Meyer und Peter Lüscher 

Sind Waldbodenfunktionen nachhaltig gewährleistet? 47 

Beispiel Säurepufferung 

Stephan Zimmermann und Jörg Luster 

Werden im Boden gespeicherte Metalle durch Umweltveränderungen 55 

freigesetzt? 

Wolfgang Wilcke, Moritz Bigalke und Adrien Mestrot 

Biodiversität von Waldböden – Auswirkungen des Einsatzes 61 

von Holzerntemaschinen auf mikrobielle Gemeinschaften 

Beat Frey und Martin Hartmann 

Bodenbiologie im Referenzmessnetz der Nationalen Bodenbeobachtung 71 

NABO 

Anna-Sofia Hug, Andreas Gubler, Franco Widmer, Beat Frey, 

Hansruedi Oberholzer, Peter Schwab und Reto Meuli 

Baumwurzeln und Infiltration 83 

Benjamin Lange, Peter Lüscher, Peter Germann und Axel Bronstert 

Die Bedeutung der Waldböden für Wassermenge und -qualität 91 

in Einzugsgebieten 

Karl-Heinz Feger, Raphael Benning und Andreas Wahren 

Umsetzung des Bodenschutzes im Aargauer Wald 99 

Andreas Freuler 

Bodeninformationen für die Waldwirtschaft im Kanton Solothurn 103 

Gaby von Rohr, Stephan Margreth und Christine Hauert 

Hochwasserschutzwald Gantrisch: der Weg zur quantitativen Methode 107 

für die Praxis 

Massimiliano Schwarz, Lukas Dämpfle, Peter Lüscher, Philipp Mösch 

und Jean-Jacques Thormann

Forum für Wissen 2013: 7–16 7 

Nur wer den Boden kennt, kann ihn schützen und 

nachhaltig nutzen 

Gedanken zur «Mechanischen Belastung von Waldböden» 

Peter Lüscher 

WSL Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft, Zürcherstrasse 111, CH-8903 Birmensdorf, 

peter.luescher@wsl.ch 

Ökologische Erkenntnisse, ökonomisches Handeln, technische Weiterentwicklungen 

und gesellschaftliche Ansprüche an den Wald beziehungsweise die Waldwirtschaft 

erfordern grundsätzliche Überlegungen hinsichtlich künftiger Konzepte 

für eine nachhaltige Bodennutzung. Mit der «Waldpolitik 2020» wurden für den 

Bodenschutz Rahmenbedingungen gesetzt, die mit den Zielgrössen und Indikatoren 

– entwickelt im Projekt «Physikalischer Bodenschutz im Wald» – übereinstimmen 

und den Schutz des Bodens vor irreversiblen Veränderungen sicherstellen. 

Diese Vorgaben sollen langfristige Beeinträchtigungen des Bodens vermeiden 

beziehungsweise minimieren. Sie haben verbindlichen Charakter hinsichtlich 

Umsetzung und Vollzug in den Kantonen. Bodenkundliche Grundkenntnisse sind 

dabei unerlässlich, um die nachhaltige Nutzung der Waldböden zu gewährleisten. 

Nicht zuletzt sind sie eine wichtige Voraussetzung für die einheitliche Kommunikation 

der Schutzanliegen zwischen allen Beteiligten. 

VBBo 1998), aber auch in der Waldgesetzgebung 

gefordert – zu erkennen, 

zu bewerten und durch Umsetzung 

bodenkundlicher Kenntnisse soweit als 

möglich zu verhindern bzw. zu minimieren 

(Lüscher et. al. 2009a) um 

damit eine nachhaltige Bodennutzung 

sicherzustellen. Eine wichtige Voraussetzung 

ist dabei, dass alle am Prozess 

beteilgten Akteure begrifflich eine 

gemeinsame Sprache finden. 

1 Einleitung 

Das Befahren von natürlich gelagerten 

Waldböden mit Forstmaschinen 

kann auf einem Grossteil der Böden 

im Schweizer Wald im Bereich der 

Fahrspuren tiefgreifende und zum Teil 

lang anhaltende oder gar irreversivle 

Bodenveränderungen verursachen, 

die wichtige Bodenfunktionen beeinträchtigen. 

Sind Porenvolumen und 

Porenvernetzung beeinträchtigt, ist die 

Transportleistung des Bodens für Wasser 

und Luft eingeschränkt. Die Versorgung 

der Wurzeln mit Wasser und Luft 

ist aber eine unabdingbare Voraussetzung 

für die Fruchtbarkeit von Waldböden 

und für das Wachstum der darauf 

stockenden Bestände. Durch starke 

Bodenverdichtungen werden nicht 

nur im Keimbeet die Voraussetzungen 

für die Naturverjüngung drastisch verschlechtert, 

auch das Wurzelwachstum 

wird bis in beträchtliche Bodentiefen 

nachhaltig gestört. Dies lässt sich mit 

dem Begriff der «langfristigen Beeinträchtigung 

der Bodenfruchtbarkeit 

nach physikalischer Belastung» treffend 

beschreiben und auch quantifizieren. 

Mit dem Projekt «Physikalischer 

Bodenschutz im Wald» ist das in den 

vergangenen Jahre weitgehend erreicht 

worden. Für die Umsetzung der Vorgaben 

sind bodenkundliche Grundkenntnisse 

eine unerlässliche Voraussetzung. 

Das gilt für den Oberboden, den 

Bodenaufbau, bestimmte Bodenmerkmale 

und -eigenschaften, den Bodenwasserhaushalt 

und insbesondere die 

aktuelle Bodenfeuchte zum Zeitpunkt 

des Befahrens spielt eine bedeutende 

Rolle. Aus ökologischer und wirtschaftlicher 

Sicht ist es daher zentral: Der 

Boden muss geschützt werden! 

Ziel muss es sein, eine langfristige 

Beeinträchtigung der Bodenfruchtbarkeit 

durch Bodenverdichtung – wie im 

Umweltschutzgesetz (USG 1983 und 

D 

Driving 

forces 

2 Rahmenbedingungen zur 

Beurteilung der nachhaltigen 

Bodennutzung 

Zur Beurteilung einer nachhaltigen 

Bodennutzung wird auf europäischer 

Ebene oft das Indikator-Rahmenprogramm 

DPSIR (Abkürzung für Driving 

forces, Pressure, State, Impact and 

Response nach EEA 1999; vgl. Abb. 1) 

verwendet. Damit werden unter anderem 

Bodenschutzprobleme erfasst, 

deren zeitliche Veränderungen überwacht 

sowie die dahinter stehenden 

Kräfte, Einflüsse und Aktionen kont- 

Vermehrte Nutzung der Ressource Holz durch bodengestützte 

Holzernte 

P Pressure Auf und in den fruchtbaren Boden wirkende Kräfte 

S State Struktur- und Eigenschaftsveränderungen im Boden in 

Abhängigkeit von statischen und dynamischen Parametern 

I Impact Langfristige Beeinträchtigung der Bodenfruchtbarkeit mit 

negativen Folgen für Waldwaschstum und -verjüngung 

R Response Massnahmen wie bspw. Ausbildung und Sensibilisierung der 

Akteure, Vorgaben zu Holzernteverfahren, zum Einsatz von 

Maschinen sowie zur Maschinentechnik 

Abb. 1. DPSIR-Modellansatz (EEA 1999) mit konkreter Abstimmung auf die Holzerntemassnahmen.


rolliert und gesteuert. Das Modell kann 

auch verwendet werden, um Umweltbelastungen 

und Umweltschutzmassnahmen 

darzustellen. Im Folgenden 

wird dieser Ansatz zur Beurteilung der 

mechanischen Belastung des Waldbodens 

durch die Holzerntemassnahmen 

eingesetzt. Die Systembetrachtung soll 

visualisieren, wie der Waldboden im 

Umfeld von Waldbestand, Waldstandort 

bis zur Holznutzung über die Systemgrenzen 

hinweg beeinflusst wird. 

Im System «Ressourcennutzung 

Holz» sind, bezogen auf das Modell 

DPSIR (Abb. 2), die Holzernte und der 

Maschineneinsatz die treibenden Kräfte 

(D). Sie sind Ursache der potenziellen 

Belastung (P), die im Boden zu 

einer Veränderung (DS) verschiedener 

Bodeneigenschaften führt. Die Wirkung 

solcher Veränderungen ist besonders 

im Hinblick auf eine allfällige 


(I) zu beurteilen und zu bewerten. 

Zu diesem Zweck verwenden wir für 

die konkrete Umsetzung in der Praxis 

zuvor klar definierte Spurtypen, die es 

erlauben, durch den Maschineneinsatz 

entstehende Fahrspuren zu unterscheiden 

(Tab. 1). Im Vergleich mit bekannten 

Referenzgrössen lassen sich diese 

Spurtypen als wirkungsorientiertes 

Mass der Bodenveränderung nutzen. 

Je nach Grad der Beeinträchtigung 

werden entsprechende Massnahmen 

Ressourcennutzung Holz 

Holzernteverfahren 

Waldstandort 

Standortfaktoren 

Waldbestand 

Wachstum Verfüngung 

Waldboden 

Wurzeln 

Abb. 2. Systembetrachtung im Rahmen der DPSIR-Indikatoren. 

(R) erforderlich, die rechtzeitig einzuleiten 

bzw. umzusetzen sind. 

Dieser Modellansatz zeigt einen Weg 

für eine direkte Zusammenarbeit zwischen 

Wissenschaft, Forstwirtschaft, 

Gesellschaft und Politik. Ebenfalls lässt 

sich daraus eine thematische Strategie 

für den Wissenstransfer ableiten 

(Lüscher et al. 2008a und b). 

Der Boden steht über die Wurzeln 

der Bäume in einer engen Verbindung 

mit dem Waldbestand. Ein Waldbestand 

setzt sich aus oberirdischen 

Teilen (Stamm, Krone) und einem 

unterirdischen Teil, dem Wurzelsystem, 

zusammen. Das Wurzelwachstum 

muss sich, der baumartenspezifischen 

Wurzelarchtektur folgend, vom Sämling 

bis zum Altbestand ungestört im 

Boden entwickeln können und darf 

einzig durch natürliche Eigenschaften 

beeinflusst werden. Der Oberboden 

(Humus) mit seinen typischen Eigenschaften 

wird durch den Streueintrag 

aus dem Bestand wesentlich beeinflusst. 

Die standortsspezifische Humusform 

bildet das Keimbeet und den 

Wurzelraum für die Verjüngung einer 

nächsten Baumgeneration. Umsatzraten 

von Stoffen aus Wurzelwachstum 

und -erneuerung sind weitere Grössen, 

die eine interaktive Verknüpfung 

der beiden Systeme bewirken. Unter 

dem Einfluss der Standortsfaktoren 

ergibt sich als übergeordnete Einheit 

D bewirkt ein P und ergibt ΔS, das über Indikatoren und deren Veränderung 

festgehalten werden kann. Dabei darf keine langfristige Beeinträchtigung 

der Bodenfruchtbarkeit eintreten. 

Vollzug mit Vorgaben 

z.B. ökologische Standards, Ausbildung, Interventionswerte 

D 

P 

S 

I 

R 

ein Waldstandort. Mittels unterschiedlicher 

Ernteverfahren wirken bei der 

Holznutzung durch den Maschineneinsatz 

Kräfte auf den Boden, die ein 

erkennbares Spurbild hinterlassen (vgl. 

Kap. 4.2). Dabei erfolgt eine Beeinträchtigung 

der Bodeneigenschaften 

und allenfalls auch der Bodenfruchtbarkeit. 

Ein ökologischer Schaden 

liegt vor, wenn die Bodenfruchtbarkeit 

langfristig beeinträchtigt wird. Die 

gezielte Ausbildung und Sensibilisierung 

aller verantwortlichen Akteure 

soll zur Minimierung von Bodenschäden 

beitragen. 

3 Standortskundliche Voraussetzungen 

für den Schutz 

des Bodens 

Der im Umweltschutzgesetz im 

Zusammenhang mit der Bodenfruchtbarkeit 

weitsichtig erwähnte «Standort» 

– hier ein «Waldstandort» – stellt 

ein System dar, das «Waldbestand» 

und «Boden» über die Standortsfaktoren 

mit gegenseitiger Wechselwirkung 

verbindet. Dieser Bezug zum Standort 

bzw. zu den damit verbundenen bodenkundlichen 

Voraussetzungen, wie ihn 

der Gesetzgeber vorgibt, ist für eine 

nachhaltige Bodennutzung zentral. 

So wurden beispielsweise im Merkblatt 

für die Praxis Nr. 45 der WSL 

(Lüscher et al. 2009b) die typischen 

Humusformen (Abb. 3) und auch 

die Vernässungsmerkmale (Abb. 6) 

beschrieben und abgebildet. Die 

Humusformen erlauben erste Hinweise 

auf die Befahrungsempfindlichkeit 

der Böden. Vernässungsmerkmale zeigen 

eine geringe oder sich verschlechternde 

Leitfähigkeit für Wasser und 

Luft im Porensystem des Bodens an. 

Oxidations- und Reduktionsprozesse 

verursachen sichtbare Farbmuster 

im Boden. Die Tiefe ihres Auftretens 

und ihre Ausprägung geben Hinweise 

auf die Durchlüftungssituation bzw. 

Vernässung im Wurzelraum und eine 

Bewertung erfolgt über den Vernässunggrad 

(Walthert et al. 2004). 

Die Ursache für das Auftreten 

von Vernässungsmerkmalen ist die 

gehemmte Wasserdurchlässigkeit bzw. 

das Stauwasser. Der Grund für eine 

gehemmte Wassersickerung kann im 

Bodenaufbau liegen, ist möglicherwei-


Tab. 1. Kriterien zur Unterscheidung der drei Spurtypen. 

Kriterium Spurtyp 1 Spurtyp 2 Spurtyp 3 

Aufbau Oberboden nicht gestört +/– gestört gestört 

Spureintiefung * 

bleibt in Oberbodenhorizonten 

(5 bis max. 10 cm) 

bleibt in Oberbodenhorizonten 

(meist < 10 cm) 

reicht bis in Unterbodenhorizonte 

(> 10 cm) 

Verformung keine ** Ansätze von seitlichen Auspressungen 

des Oberbodens 

Farbe (Vernässungsmerkmale) 

ausgeprägte seitliche 

Aufwölbungen 

Vernässungsmerkmale je nach den standörtlichen Voraussetzungen vorhanden 

* Hauptkriterium ist, bis in welchen Bodenhorizont die Spureintiefung reicht und nicht die eigentliche Spurtiefe in cm. 

** teilweise sind Stollenabdrücke sichtbar 

se aber auch – meist bei oberflächennahem 

Auftreten – auf das Befahren 

mit Holzerntemaschinen zurückzuführen. 

Grund- und/oder Hangwassereinflüsse 

können ebenso Ursache für 

wechselfeuchte bzw. ständig wassergesättigte 

Bodenhorizonte sein. 

Je nach Bodenaufbau, Bodenmerkmalen 

und -eigenschaften ergibt sich 

eine unterschiedliche standortspezifische 

Beurteilung der Befahrungsempfindlichkeit 

eines Bodens (Abb. 4). 

Wo Bodenkarten vorhanden sind, 

kann – als Planungsgrundlage für den 

vorsorglichen physikalischen Bodenschutz 

– die Verdichtungsempfindlichkeit 

auch in Form von grossmassstäbigen 

Karten dargestellt werden (vgl. von 

Rohr et al. in diesem Tagungsband). 

4 Umsetzung des Bodenschutzes 

bedingt 

Bodenkenntnisse 

4.1 Bodenaufbau und 

Bodenwasserhaushalt 

Der Bodenaufbau lässt Aussagen über 

den Wasserhaushalt eines Bodens zu, 

beispielsweise durch Benennung des 

Bodentyps. Böden mit einem dichter 

gelagerten Horizont sind oft durch 

Stauwasser beeinflusst (Pseudogley, 

pseudovergleyte Böden). Durch Hangund/oder 

Grundwasser beeinflusste 

Böden (Gley, vergleyte Böden) weisen 

wechselfeuchte Horizonte auf und 

haben in unterschiedlicher Tiefe einen 

ständig wassergesättigten Horizont. 

Dabei ist die Tiefe, in der wassergesättigte 

Zustände auftreten sowohl im 

Winter als auch im Sommer, in Abhängigkeit 

vom Vernässungsgrad, deutlich 

unterschiedlich (Abb. 4). Dies zeigt, 

dass Vernässungsmerkmale bei der 

Beurteilung eines Bodens bezüglich 

Befahrungsempfindlichkeit eine zentrale 

Grösse darstellen. So weisen Gleye 

generell eine «hohe bis extrem hohe» 

Befahungsempfindlichkeit auf. Wenn 

ausnahmsweise, am ehesten im Sommer, 

ein Vernässungsgrad «schwach 

grundnass» vorliegt (mit einer gesättigten 

Zone unterhalb von einem Meter) 

kann von einer lediglich «mittleren» 

Befahrungsempfindlichkeit ausgegangen 

werden. 

L 

L 

L 

Ah 

Ah 

F 

H 

F 

H 

Zur Humusform Mull (L/Ah) gehört eine 

grosse biologische Aktivität mit raschem 

Streuabbau (meistens zwischen ein und 

zwei Jahren) und inniger Vermischung von 

Humusstoffen und mineralischer Feinerde. 

Solche Oberböden sind allgemein mit Nährstoffen 

gut versorgt, locker gelagert und weisen 

eine Krümelstruktur auf. Sie sind nach 

mechanischer Belastung je nach Abbaumilieu 

unterschiedlich regenerationsfähig. 

Moder (L/F/[H]/Ah) wird vor allem in 

krautarmen Laub- und Nadelwäldern mit 

relativ nährstoffarmen Oberböden oder 

unter kühlfeuchten Klimaverhältnissen 

gebildet (Entwicklungszustand zwischen 

Mull und Rohhumus). 

Ah 

Rohhumus (L/F/H/Ah) ist typisch für extrem 

nährstoffarme und meist grobkörnige 

Oberböden unter einer Pflanzendecke, 

die schwer abbaubare Streu liefert. Dichte, 

lichtarme Nadelwälder ohne krautigen 

Unterwuchs oder mit Zwergstrauchbewuchs 

begünstigen eine Rohhumusbildung 

ebenso wie ein kühlfeuchtes Klima. Die 

verschiedenen organischen Auflagehorizonte 

sind klar unterscheidbar. 

Abb. 3. Typische Humusformen im Wald. Um den Waldboden zu schützen, muss sein Aufbau bekannt sein. Die Humusformen geben Hinweise 

auf die Befahrungsempfindlichkeit und das Regenerationsvermögen. 

L Streuhorizont (weitgehend unzersetzte Vegetationsrückstände); F Fermentationshorizont (teilweise zersetzte, mehrjährige Vegetationsrückstände); 

H Humusstoffhorizont (mehrheitlich organische Feinsubstanz); Ah humushaltiger Oberbodenhorizont (dunkel gefärbt).


0 

Gleye 

A - Horizont 

0 

vergleyte Bodentypen 

A - Horizont 

20 

40 

60 

80 

20 

40 

60 

80 

ohne Vernässung 

AG-, BG-, CG - Horizont 

100 

150 

Go - Horizont 150 

Gr oder Go,r 

100 

Go,r oder Gr 

200 

Vernässungsgrad 

schwach 

grundnass 

mässig 

grundnass 

stark 

grundnass 

sehr stark 

grundnass 

sumpfig 

200 


keine 

Vernässung 

schwach 

grundnass 

mässig 

grundnass 

stark 

grundnass 

Befahrungsempfindlichkeit 

mittel bis hoch mittel bis hoch bis extrem hoch 

extrem hoch 


gering bis hoch 

hoch bis extrem hoch 

0 

20 

40 

60 

80 

Pseudovergleyung 

ohne Vernässung 

Bcn-Horizont 

AS- , BS- , CS- Horizont 

A-Horizont 

ES-Horizont 

100 

150 

200 

Sw oder Sd 

250 

300 


keine 

Vernässung 

sehr schwach 

pseudovergleyt 

schwach 


mässig 


stark 


Pseudogley 

Stagnogley 


gering bis mittel mittel mittel bis hoch hoch 

hoch bis extrem hoch 

Mittlere Tiefe der wassergesättigten Zone im Winter 

Mittlere Tiefe der wechselfeuchten Zone im Winter 

mit wassergesättigten Phasen 

Mittlere Tiefe der wassergesättigten Zone im Sommer 

Mittlere Tiefe der wechselfeuchten Zone im Sommer 

mit wassergesättigten Phasen 

Legende: 

Signaturen 

Mangankonkretionen 

Fahl-Rot-Färbung 

Rostflecken 

Reduktionsfarben 

Horizontbezeichnungen 

S Stauwasserhorizont 

Sw Stauwasserleitender Horizont 

Sd Wasser stauender Horizont 

SE Auswaschungshorizont (Nassbleichung) 

G 

Go 

Gr 

Grundwasserhorizont 

Oxidationshorizont 

Reduktionshorizont 

Abb. 4. Vernässungsgrad in grundund stauwasserbeeinflussten Böden mit Bezug zur Befahrungsempfindlichkeit (nach Walthert et al. 

2004 ergänzt aus Richard et al. 1983).


Bei pseudovergleyten Böden (stauwasserbeeinflusst) 

mit Vernässungsgraden 

von «sehr schwach bis mässig pseudovergleyt», 

liegt vorwiegend im Sommer 

eine «mittlere bis hohe» Befahrungsempfindlichkeit 

vor. Der wechselfeuchte 

Bereich mit periodischer Wassersättigung 

sinkt dabei unter einen Meter 

Tiefe. 

Normal durchlässige Böden ohne 

Vernässungsmerkmale (z. B. Braunerden) 

haben in Abhängigkeit von Körnung 

und Skelettgehalt einen ausgeglichenen 

Wasserhaushalt, der eine 

Befahrung innert drei bis fünf Tagen 

nach einem Regenereignis zulässt. 

Diese Betrachtungen helfen bei der 

Planung der Holzernte zur Einschätzung 

der Befahrungsempfindlichkeit. 

Zum Zeitpunkt einer Befahrung ist 

aber immer noch die aktuelle Bodenfeuchte 

in Abhängigkeit vom Witterungsverlauf 

zu berücksichtigen (vgl. 

Kap. 4.4). 

4.2 Spurbilder und Oberboden 

Für die Spurtypen als Indikatoren zur 

Beurteilung der Beeinträchtigung der 

Bodenfruchtbarkeit ist die Ansprache 

und die Unterscheidung von Ober- und 

Unterboden wichtig (Tab. 1). Der Spurtyp 

3 wird durch drei Merkmale charakterisiert, 

die alle erfüllt sein müssen: 

1) Die Spureintiefung reicht bis in den 

Unterboden, 2) es sind zusätzlich deutlich 

ausgeprägte seitliche Aufwölbungen 

(Verformungen) vorhanden und 

3) die Spurtiefe beträgt in der Regel 

mehr als 10 cm. Das Spurbild und die 

damit zusammenhängende Bodenfunktionalität 

definieren gemeinsam 

den Spurtyp 3. Wo dieser auftritt, ist ein 

ökologischer Schaden im Boden sehr 

wahrscheinlich, was nach entsprechenden 

Massnahmen ruft. Der Spurtyp 3 

ist für die praktische Arbeit im Wald 

ein einfacher und zugleich deutlich 

erkennbarer Indikator für eine starke 

Bodenbeeinträchtigung: Bis bessere 

Bedingungen herrschen, sind hier die 

Holzerntearbeiten umgehend einzustellen. 

Je nach dem standortspezifischen 

Auftreten der Humusform ergibt sich 

für den Oberboden ein unterschiedliches 

Bild. Die Mächtigkeit des Oberbodens 

ist an der dunkleren Farbe, hervorgerufen 

durch den Humusgehalt, 

erkennbar. Je höher der Humusgehalt 

umso dunkler bis schwärzlich ist in der 

Regel die Bodenfarbe. In den standortskundlichen 

Grundlagenwerken der 

einzelnen Kantone oder im NaiS-Ordner 

(Frehner et al. 2005) sind SOLL- 

Werte für die Humusformen der einzelnen 

Waldstandortstypen aufgeführt. 

Damit sind unter idealen, naturnahen 

Voraussetzungen die Mächtigkeiten 

der Oberböden mittels der Humusform 

indirekt definiert. Differenzen zwischen 

dem IST-Zustand einer Humusform 

und der beobachteten Mächtigkeit 

des Oberbodens lassen sich meist 

durch waldbauliches Handeln in der 

Vergangenheit erklären (Abb. 5). 

4.3 Relevante Merkmale für die 

Tragfähigkeit des Bodens 

Anhand ausgewählter Bodenmerkmale 

lässt sich die Tragfähigkeit bzw. 

die Verdichtungsempfindlichkeit von 

Waldböden ansprechen, abschätzen 

und beurteilen. Der Skelettgehalt 

(Stein-/Kiesgehalt), die Korngrössenzusammensetzung 

(Bodenart), 

das Gefüge, der Vernässungsgrad, der 

Tab. 2 . Grundsätze zur Bewertung der Befahrungsempfindlichkeit. 


(=Verdichtungs- und 

Spurbildungsrisiko) 

gering 

mittel 

hoch 

minimale Befahrung 

Extrem hoch 

Keine Befahrung 

Bodeneigenschaften 

Durchlässigkeit 

Skelettgehalt 

Bodenart 

Vernässung 


Humusgehalt 

übermässig durchlässige, skelettreiche, 

grobkörnige Böden 

keine Vernässung 

Normaldurchlässige Böden mit 

geringen Skelettgehalten und 

sehr unterschiedlichen Korngrössen 

Vorsicht: bei Tonverlagerung 

wird unter Umständen die 

Durchlässigkeit reduziert 

Gehemmt durchlässige Böden 

Grund-, Hangwasser beeinflusste 

Böden 

oft feinkörnige Böden 

Oberflächennah vernässte 

Böden 

Bodenaufbau 

(Bodenentwicklung, 

Bodentypen) 

rohe Böden wie: Gesteinsrohböden, 

Ranker, Rendzinen, 

Regosole 

Verwitterungsböden wie: 

Braunerden 

Parabraunerden 

Podsole 

staunasse Böden wie: Pseudogleye 

und Stagnogleye sowie 

Nassböden wie Gleye 

Stagnogleye 

Torfe, Organische Böden 

Bemerkungen 

keine besonderen Massnahmen 

aktuelle Bodenfeuchte beachten 

bei nasser Witterung 

Zeitpunkt der Befahrung 

bedeutsam: 

– Bodenfeuchte messen 

– Boden ggf. abtrocknen lassen 

Zeitpunkt der Befahrung 

besonders bedeutsam: 

nach längeren trockenen 

Perioden oder bei gut 

gefrorenem Boden 

möglichst keine Befahrung oder 

Beschränkung auf wenige 

Fahrlinien 

Reisigmatten anlegen


organische 

Auflage 

Bodenoberfläche 

Vermischungstiefe 

der Mineralerde 

mit organischem 

Material 

cm 

12 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

Rohhumus 

Moder 

8 mehrjährige 

Zersetzungsphasen der 

Streu 

4 

Vegetationsrückstände 

zunehmende biologische Bodenaktivität 

Mull 

einjährige 

Humusgehalt und vor allem die aktuelle 

Bodenfeuchte zum Zeitpunkt des 

Befahrens sind dafür die massgeblichen 

Kriterien. Die Befahrungsempfindlichkeit 

wird von gering über mittel 

bis hoch beziehungsweise extrem hoch 

(nicht befahrbar) eingestuft (Abb. 4 

und Tab. 2). Diese Einteilung erlaubt 

es, zu beurteilen, wie tragfähig ein 

Boden ist, was vor allem bei der Planung 

von Feinerschliessungssystemen 

wie auch bei umfassenden Holzerntemassnahmen 

sehr wichtig ist. Dieses 

Vorgehen wurde im Kapitel 4.1 bereits 

kurz erwähnt. 

Legende: 

festgestellter IST - Zustand 

Bereich der standortstypischen Humusform (SOLL - Zustand) 

künftige Entwicklungstendenzen 

mögliche natürliche Entwicklung 

Entwicklung nach erfolgter waldbaulicher Massnahme 

Mull > 8–10 cm mächtige Vermischung 

Moder < 8 cm mächtige Vermischung 

Rohhumus nur einige cm mächtige Vermischung 

Abb. 5. Typische Humusformen mit organischer Auflage und Vermischungstiefe der Mineralerde 

mit organischem Material. 

Messnetze mit laufend aktualisierten Werten zur Bodenfeuchte 

Folgende Adressen (Auswahl) sind zur Zeit aktiv und brücksichtigen teilweise 

auch Waldstandorte: 

– Kt. SO, AG, BL (Nordwestschweiz): www.bodenmessnetz.ch; Abfrage 

1.9.2013 

Messstationen im Wald sind zur Zeit in Breitenbach (SO), Dulliken (SO) 

und Etziken (SO). 

– Kt. AI, AR, GL,GR, SG SH TG, ZH, FL (Ostschweiz): 17 Stationen im 

Freiland www.bodenfeuchte-ostschweiz.ch; Abfrage 1.9.2013 

– Kt. BE: 6 Stationen im Freiland 

http://www.vol.be.ch/vol/de/index/landwirtschaft/landwirtschaft/bodenschutz/bodenzustand/messwerte_bodenfeuchte.html; 

Abfrage 1.9.2013 

– Kt. LU: 6 Stationen im Freiland 

http://http://www.umwelt-luzern.ch/index/themen/bodenschutz/messnetz_ 

bodenfeuchte.htm; Abfrage 17.10.2013 

– Kt. UR: http://www.boden-uri.ch; Abfrage 1.9.2013 (1 Station im Freiland) 

– WSL, LWF: http://www.wsl.ch/info/organisation/fpo/lwf/results/data/swc_ 

DE, Abfrage 1.9.2013 

Wassergehaltsmessungen auf den Stationen (Wald): Bettlachstock (SO), 

Vordemwald (AG), Othmarsingen (AG), Schänis (SG), Davos (GR), Celerina 

(GR), Beatenberg (BE) und Lausanne (VD) 

Skelettgehalt 

Zum Skelettgehalt (Stein-/Kiesgehalt) 

eines Bodens werden alle mineralischen 

Bodenbestandteile mit 

einem Durchmesser von mehr als 

2 mm gezählt (Kiesel, Steine und Blöcke). 

Mit zunehmendem Skelettgehalt 

nimmt der Feinerdeanteil und somit 

das für die Wurzeln nutzbare Bodenvolumen 

ab. 

Das Skelett hat eine Stützfunktion 

und verleiht dem Boden eine gute 

Stabilität gegenüber mechanischen 

Belastungen. Ein stark skeletthaltiger 

Boden ist beim Befahren mit schweren 

Maschinen widerstandsfähiger 

gegen Verdichtung als ein Boden mit 

geringerem Skelettgehalt. Ab 50 % V 

Skelett kann von einem unempfindlichen 

Boden und damit von einem sehr 

geringen Verdichtungsrisiko ausgegangen 

werden. 

Bodenart und Gefüge 

Die Körnung, auch als Bodenart 

bezeichnet, kann zur groben Beurteilung 

des Verdichtungsrisikos verwendet 

werden. Sie ist Ausdruck der prozentualen 

Verteilung von Ton, Schluff 

und Sand in der Feinerde. Je feinkörniger 

ein Boden ist, desto plastischer und 

empfindlicher reagiert er – dies auch in 

Abhängigkeit vom Wassergehalt – auf 

eine mechanische Belastung. 

Tonböden sind im trockenen 

Zustand extrem hart und tragfähig. 

Mit zunehmender Feuchtigkeit werden 

sie plastisch und stärker verformbar, 

was ihre Empfindlichkeit gegenüber 

mechanischer Belastung erhöht. 

Zudem binden Tonböden das Bodenwasser 

in den Feinporen sehr stark, 

trocknen also langsamer aus und benötigen 

nach einem Regen mehr Zeit als


andere Böden, bis sie wieder schonend 

befahren werden können. 

Schluffböden erreichen bei Niederschlägen 

den plastischen Bereich 

wesentlich früher als Tonböden. Sie 

sind deshalb sehr empfindlich und 

im zeitlichen Ablauf rasch gefährdet. 

Nach einem Starkregen können sie 

wegen ihres grossen Anteils an Feinund 

Mittelporen kaum vor drei Tagen 

bis zu zwei Wochen später schonend 

befahren werden. 

Reine Sandböden verformen sich 

bei Nässe nur wenig, und die Entwässerung 

der mehrheitlich groben Poren 

erfolgt innerhalb von drei Tagen, so 

dass sie nach Niederschlägen rasch 

wieder befahrbar sind. Bereits geringe 

Schluffanteile können jedoch eine 

drastische Erhöhung der Empfindlichkeit 

von solchen Böden bewirken. 

Das Bodengefüge bildet sich unter 

dem Einfluss von Bodenlebewesen 

sowie durch chemische und physikalische 

Prozesse. Je nach Form und 

Anordnung der festen Bodenbestandteile 

unterscheidet sich der Zusammenhalt 

der Bodenpartikel und damit 

die Reaktion auf eine Belastung des 

Bodens u.a. durch Forstfahrzeuge. Je 

nach Gefügeform besitzt ein Boden 

ein unterschiedlich grosses und verzweigtes 

Hohlraumsystem. Dieses 

ergibt eine für natürlich gewachsene 

Böden typische zum Teil lockere Lagerung. 

Besonders ausgeprägt ist dies 

beim Krümelgefüge in biologisch aktiven 

Oberböden, das gegenüber Befahrung 

oft empfindlich reagiert, umgekehrt 

aber auch regenerationsfähig 

ist. Durch das Gefüge werden wichtige 

Eigenschaften wie der Wasser-, Luftund 

Nährstoffhaushalt sowie die Wasserdurchlässigkeit 

beeinflusst. 

vom Grundwasser beeinflusst sind 

(Gleye) und solchen, die vom Stauwasser 

geprägt werden (Pseudogleye). Je 

nach Lage der Obergrenze von Reduktionshorizonten 

Gr oder Oxidationshorizonten 

Go wird zwischen «schwach 

grundnassen bis sumpfigen» Gleyen 

unterschieden. Von Stauwasser beeinflusste 

Böden werden nach der Lage 

der Obergrenze des stauwasserführenden 

Sw- oder wasserstauenden Sd- 

Horizontes beurteilt. 

Die Vernässung wird als stark 

bezeichnet, wenn Vernässungsmerkmale 

im gesamten Wurzelraum vorhanden 

sind und als schwach, wenn nur vereinzelt 

oder schwach ausgeprägte Vernässungsmerkmale 

auftreten. Die Tragfähigkeit 

des Bodens nimmt mit zunehmendem 

Vernässungsgrad ab (Abb. 4). 

Mangankonkretionen 

Die kleinen dunkelvioletten bis schwarzen 

Flecken kennzeichnen die schwächste Stufe 

der Vernässung. 

Humusgehalt 

Der Humusgehalt bezeichnet den 

Gehalt an organischer Substanz in 

einem Boden. Er kann in weiten Grenzen 

schwanken und variiert je nach 

biologischer Bodenaktivität, Bodenaufbau, 

Bodenfeuchtigkeit, Pflanzendecke, 

Klima und Waldnutzung. Als 

Faustregel gilt: je dunkler die Farbe 

der Matrix, desto höher der Gehalt an 

organischer Substanz. 

Das mechanische Verhalten von 

Humus ist mit demjenigen von Ton vergleichbar. 

Je höher der Humusgehalt, 

desto plastischer wird sich der Boden 

bei entsprechend höheren Wassergehalten 

unter mechanischer Belastung 

verhalten. Je höher der Humusgehalt 

des Bodens ist (jedoch unterhalb der 

Grenze zu anmoorigen Bedingungen), 

Marmorierungen/Fahl-Rot-Färbungen 

Marmorierungen/Fahl-Rot-Färbungen entstehen 

bei einem kleinräumigen Wechsel 

von gebleichten und rostfarbigen Zonen, 

bedingt durch örtliche Verdichtungen. 

Vernässungsmerkmale und 


Zu den Vernässungsmerkmalen gehören 

Mangankonkretionen, Fahl-Rot- 

Färbungen (Marmorierungen), Rostflecken 

in wechselfeuchten Bereichen 

und Reduktionsfarben (Abb. 6), entstanden 

in Horizonten mit ständiger 

Wassersättigung. 

Um eine nachvollziehbare und einheitliche 

Beurteilung der Vernässung 

zu gewährleisten, wird die in Abbildung 

4 gezeigte Übersicht der Merkmale 

verwendet. Im Schema wird 

unterschieden zwischen Böden, die 

Rostflecken 

Diffuse Rostflecken sind Hinweise von mittelfristigen 

Durchlüftungsproblemen. 

Reduktionsfarben 

Die blaugrauen Reduktionsfarben entstehen 

dort, wo ein Bereich des Bodens ständig 

wassergesättigte Poren aufweist. 

Abb. 6. Die Vernässungsmerkmale zeigen die Durchlüftungssituation im Boden. Die Ursache 

der gehemmten Wasserdurchlässigkeit kann befahrungsbedingt sein, kann aber auch im 

Unterboden unter natürlichen Bedingungen vorkommen.


Die hier aufgeführten Quellen enthalten verschiedene, vertiefte Grundlagen 

und Ausführungen zum Thema: 

– BAFU Umwelt-Wissen 2014: Physikalischer Bodenschutz im Wald. (in Vorbereitung, 

Lüscher et al. 2014) 

In diesem Handbuch wird von den gesetzlichen Vorgaben und den bodenkundlichen 

Grundlagen ausgegangen. Im Weiteren werden ökologische 

und ökonomische Aspekte erläutert bis zu Hinweisen und Anleitungen zur 

praktischen Umsetzung des Bodenschutzes. 

– Merkblatt für die Praxis Nr. 45, 2010: Das Merkblatt «Physikalischer 

Bodenschutz im Wald» fasst in leicht verständlicher Weise die wichtigsten 

Hinweise zusammen, mit denen sich die Bodenfruchtbarkeit langfristig 

erhalten lässt (Lüscher et al. 2009b). 

– Waldböden der Schweiz, 2004 ff: Bände 1–3 

In drei Bänden werden 95 ausgewählte Böden morphologisch, physikalisch 

und chemisch charakerisiert. Die Daten werden bodengenetisch und 

-ökologisch interpretiert. Allfällige ökologische Risiken u.a. Hinweise zur 

Verdichtungsgefährdung werden aufgezeigt. Durch Analogieschlüsse zu 

den dokumentierten Böden lassen sich Eigenschaften an beliebigen Waldstandorten 

abschätzen. Im Grundlagenteil des ersten Bandes werden die 

morphologischen Bodenmerkmale z.B. Vernässung, Gefüge, Körnung, etc. 

eingehend erläutert (Walthert et al. 2004; Blaser et al. 2005; Zimmermann 

et al. 2006). 

– Physikalische Eigenschaften von Böden der Schweiz (Lokalformen), 1978ff 

Sammlung von 23 Profilen (Lokalformen) mit bodenphysikalischen Daten 

u.a. Desorptionskurven (Zusammenhang zwischen der Sauspannung und 

dem Wassergehalt bei einem Austrocknungsvorgang), z.T. mit Sauspannungsmessungen 

(im Gelände erhoben) (Richard und Lüscher 1983). 

– Waldböden – Ein Bildatlas der wichtigsten Bodentypen aus Österreich, 

Deutschland und der Schweiz (2013): Davon 15 Böden aus der Schweiz. 

Auf vier Seiten werden pro Standort die wichtigsten Informationen zusammengestellt 

u.a. mit einer einfachen Risikoabschätzung (3 Stufen) bezüglich 

Trockenstress, Luftmangel, Nährstoffmangel, Verdichtung und Erosion 

(Leitgeb et al. 2013). 

– Standorte der Langfristigen Waldökosystemforschung (LWF) 

der WSL (2003): http://e-collection.ethbib.ethz.ch/cgi-bin/show. 

pl?type=bericht&nr=276 

ausgewählte LWF-Flächen mit Wassergehaltsmessungen (vgl. Kap. 4.4; 

Walthert 2003) 

tigung (z. B. nach starken Niederschlägen, 

zum Zeitpunkt der Schneeschmelze 

oder in der Vegetationsruhe beim 

Ausbleiben der Transpiration) sind oft 

alle Poren mit Wasser gefüllt. Bedingt 

durch die Schwerkraft entleeren sich 

grosse Poren aber sehr schnell. In den 

mittleren und feinen Poren hingegen 

verbleibt das Bodenwasser aufgrund 

der hier wirkenden Kapillarkräfte. Der 

Anteil wassergesättigten Porenraums 

eines bestimmten Bodenvolumens ist 

ein Mass für die Bodenfeuchte, die 

stark von der jeweils aktuellen Witterung 

abhängt. Daneben bestimmen 

hauptsächlich die vorgängig erwähndesto 

geringer wird das Verdichtungsrisiko 

durch das Befahren. Ähnlich wie 

Tone, zeigen stark humose Böden erst 

bei sehr hohen Wassergehalten viskoplastisches 

Verhalten. 

4.4 Bodenfeuchte zum Zeitpunkt 

des Befahrens 

Der Boden besteht aus festen Bestandteilen 

(Matrix) und Hohlräumen. Diese 

bilden ein zusammenhängendes 

Porensystem für den Gas- und Wasserhaushalt 

im Boden. Bei Wassersät- 

Das Befahren eines Bodens ist ab einer 

Saugspannung von 10 cbar grundsätzlich 

möglich. Beim Einhalten dieser 

Belastungsgrenze kann mit eher leichten 

Maschinen und optimaler Berei- 

ten Bodeneigenschaften die Geschwindigkeit, 

mit der sich Änderungen der 

Bodenfeuchte einstellen. 

Die Bodenfeuchte kann grundsätzlich 

auf zwei verschiedene Arten 

erfasst werden, entweder misst man 

den Wassergehalt oder die Saugspannung. 

Während der Wassergehaltden 

Wasseranteil im Porenraum eines 

bestimmten Bodenvolumens darstellt 

(ausgedrückt in Volumenprozenten, 

% V ), beschreibt die Saugspannung diejenige 

Kraft (physikalisch ausgedrückt 

ein Unterdruck), die benötigt wird, um 

dem Boden Wasser entziehen zu können. 

Die Saugspannung stabilisiert die 

festen Bodenteilchen mit zunehmendem 

Unterdruck immer stärker und 

hat damit einen direkten Einfluss auf 

die mechanische Belastbarkeit des 

Bodens. Bei hoher Saugspannung ist 

die Tragfähigkeit des Bodens viel grösser 

und die Gefahr von Bodenschäden 

durch Verdichtung klein. Hingegen ist 

bei feuchtem oder gar nassem Boden 

und der damit verbundenen geringen 

Saugspannung die Verdichtungsgefährdung 

viel grösser. 

Die Saugspannung wird mit einem 

sogenannten Tensiometer ermittelt. 

Die Masseinheiten für die Saugspannung 

sind cmWS (cm Wassersäule), hPa 

(Hektopascal) oder – diese Druckeinheit 

wird heute am häufigsten verwendet 

– cbar(Centibar). Die Saugspannung 

als Mass für die aktuelle Bodenfeuchte 

ermöglicht eine Bewertung der 

Tragfähigkeit und damit der Verdichtungsempfindlichkeit 

des Bodens. 

Folgende Saugspannungsbereiche 

sollen für Akteuren, die mit Böden 

in Land- und Forstwirtschaft sowie 

im Bauwesen arbeiten, eine Orientierungshilfe 

sein und standardmässig in 

Entscheidungsprozesse miteinbezogen 

werden. 

> 25 cbar trocken 

10–25 cbar feucht 

6–10 cbar sehr feucht kein Befahren 

0–6 cbar nass kein Befahren 

(und keine Bodenbearbeitung)


sprechenden Massnahmen ruft. Damit 

ist für die praktische Arbeit im Wald 

ein einfacher Indikator gegeben, an 

dem sich die Praktiker orientieren können: 

Beim Auftreten vom Spurtyp 3 

sind die Holzerntearbeiten aus bodenökologischer 

Sicht zu unterlassen. 

Damit steht für den Vollzug des physikalischen 

Bodenschutzes ein Instrument 

zur Verfügung, womit die Umsetzung 

und die Kommunikation über 

die zu treffenden Massnahmen gefördert 

und objektiviert wird. Dazu sind 

aber Kenntnisse der bodenkundlichen 

Grundlagen nötig. Erst damit lässt sich 

eine nachhaltige Bodennutzung direkt 

im Gelände umsetzen. 

Beim Fehlen der auf Basis von detaillierten 

Bodenkarten erstellten Verdichtungempfindlichkeitskarten 

(vgl. von 

Rohr et al. in diesem Tagungsband) 

kann auch mit Bodenkennwerten die 

Verdichtungsempfindlichkeit vorsorglich 

abschätzt und diese als Planungsgrundlage 

u.a. für die Feinerschliessung 

verwendet werden (vgl. Freuler 

in diesem Tagungsband). 

In den vergangenen Jahren führten 

viele Kantone und die WSL umfassende 

Aus- und Weiterbildungen zur Planung 

und Ausführung von Holzerntefung 

eine bodenschonende Befahrung 

sichergestellt werden. Für schwere 

Maschinen sind höhere Saugspannungen 

einzuhalten. 

Die Bodenfeuchte wird in der Regel 

in 35 cm Tiefe bestimmt, d.h. an der 

theoretischen Grenze des Unterbodens. 

Im Wald kann es zweckmässig 

sein, sich auf eine zusätzliche Messung 

im Bereich des Oberbodens abzustützen, 

vor allem wenn der Oberboden 

nicht bis 35 cm Tiefe reicht. 

Als Alternative zur Saugspannungsmessung 

kann der Wassergehalt einfach 

mit einem TDR-Gerät (Time 

Domain Reflectometry) bestimmt werden. 

Die Interpretation des Wassergehaltes 

hinsichtlich Befahrungsempfindlichkeit 

ist beispielsweise mit dem 

Informationssystem ProFor (Ziesak 

2004) der Technischen Universität 

München möglich. Dabei wird mittels 

Kennziffern der Forstmaschine inklusive 

Reifen und spezifischer Bodendaten 

(vgl. Kap. 4.3) ein Grenzwassergehalt 

ermittelt, der ein bodenschonendes 

Befahren erlaubt. 

Abb. 7. Fahrspur mit Vernässungsmerkmalen. Mangankonkretionen, Rostflecken und 

Re duktionsfarben (graublau) sind ein Hinweis auf die eingeschränkte Durchlüftung. Durch 

das Befahren wurde der Porenraum verkleinert und die Porenkontinuität unterbrochen. 

Messnetze 

Die Bodenfeuchte wird in der Schweiz 

in einzelnen Kantonen auf Messnetzen 

erhoben. Die Kantone Zürich, Bern, 

Solothurn, Aargau, Baselland, Luzern 

und Uri haben solche automatischen 

Messstationen in Betrieb. Die Messdaten 

(im Moment die Saugspannung für 

Ober- und Unterboden auf landwirtschaftlich 

genutzten Böden, vereinzelte 

Stationen auch im Wald) können direkt 

im Internet abgerufen werden. Diese 

Informationen dienen als wichtige 

Hinweise zu witterungsbedingten, auch 

saisonalen Tendenzen. Sie sind wesentliche 

Entscheidungshilfen für einen 

bodenschonenden Arbeitseinsatz. 

5 Folgerungen 

Die Beeinträchtigungen des Waldbodens 

durch mechanische Belastung lassen 

sich mittels dreier klar definierter 

Spurtypen beurteilen und bewerten. 

Aufgrund der Zusammenhänge zwischen 

Spurbild und Bodenfunktionalität 

wurde es möglich, den Spurtyp 3 

zu definieren, dessen Auftreten ein eindeutiges 

Signal für einen ökologischen 

Schaden im Boden ist und nach ent- 

massnahmen durch. Diese verbesserten 

bei mehr als 1800 Forstleuten und 

Unternehmern die bodenkundlichen 

Grundkenntnisse. Diese Massnahmen 

stärken, nebst einer Wissensvermehrung, 

bei vielen Praktikern auch das 

Bewusstsein für das Vorsorgeprinzip in 

der forstlichen Tätigkeit, was der präventiven 

Grundhaltung in der Schweizerischen 

Umweltgesetzgebung entspricht. 

Es ist festzuhalten, dass sich Bodenschädigungen 

durch konsequente Planung 

und durch Nutzung der Feinerschliessung 

unter Berücksichtigung des 

Standortes minimieren lassen. Wenn 

zum Zeitpunkt des Befahrens von 

Waldböden die aktuelle Bodenfeuchte 

als Entscheidungsgrundlage berücksichtigt 

wird, kann eine Vielzahl von 

Beeinträchtigungen verhindert werden. 

Die Aufgaben der verschiedenen 

Verantwortungsträger für den physikalischen 

Bodenschutz werden im WSL 

Merkblatt für die Praxis Nr. 45 zum 

Thema «Physikalischer Bodenschutz 

im Wald» (Lüscher et al. 2009b) eingehend 

beleuchtet. 

Mit dem aufgezeigten Weg kann eine 

nachhaltige Bodennutzung nach dem 

DPSIR-Prinzip gewährleistet werden.


6 Literatur 

BAFU (Hrsg.) 2013: Waldpolitik 2020. Visionen, 

Ziele und Massnahmen für eine 

nachhaltige Bewirtschaftung des Schweizerwaldes. 

Bern, Bundesamt für Umwelt. 

66 S. 

Blaser, P.; Zimmermann, S.; Luster, J.; Walthert, 

L.; Lüscher, P., 2005: Waldböden 

der Schweiz. Band 2. Regionen Alpen 

und Alpensüdseite. Birmensdorf, Eidgenössische 

Forschungsanstalt WSL, Bern, 

Hep Verlag. 920 S. 

EEA, European Environment Agency, 

1999: Environment in the European Union 

at the turn of the Century. Copenhagen, 

Denmark, EEA. 

Frehner, M.; Wasser, B; Schwitter, R., 

2005: Nachhaltigkeit und Erfolgskontrolle 

im Schutzwald. Vollzug Umwelt, Bern, 

Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft. 

564 S. 

Freuler, A., 2013: Umsetzung des Bodenschutzes 

im Aargauer Wald. Forum für 

Wissen 2013. Bodenschutz im Wald: Ziele 

– Konflikte – Umsetzung. 99–102. 

Leitgeb, E.; Reiter, R.; Englisch, M.; 

Lüscher, P.; Schad, P.; Feger, K.H., 

(Hrsg.) 2013: Waldböden – Ein Bildatlas 

der wichtigsten Bodentypen aus Österreich, 

Deutschland und der Schweiz. 

WILEY-VCH Verlag. 387 S. 

Lüscher, P.; Sciacca, S.; Thees, O., 2008a: 

Bestrebungen zur Verbesserung des 

Bodenschutzes in der Schweiz. LWF 

aktuell 67/2008 Jg. 15. 19–21. 

Lüscher, P.; Sciacca, S. und Frutig, F., 

2008b: Bodenschutz-Ausbildung in der 

Schweiz. LWF aktuell 67/2008 Jg. 15. S. 

33–34. 

Lüscher, P.; Borer, F.; Blaser, P., 2009a: 

Langfristige Beeinträchtigung der 

Fruchtbarkeit von Waldböden. In: Thees, 

O.; Lemm, R. (Hrsg): Management 

zukunftsorientierter Waldnutzung. Beiträge 

aus einem Forschungsprogramm 

für die Schweizer Waldwirtschaft. Zürich, 

Vdf-Verlag. 261–270. 

Lüscher, P.; Frutig, F.; Sciacca, S.; Spjevak, 

S.; Thees, O., 2009b: Physikalischer 

Bodenschutz im Wald: Bodenschutz beim 

Einsatz von Forstmaschinen. Physikalischer 

Bodenschutz im Wald. Bodenschutz 

beim Einsatz von Forstmaschinen. Merkbl. 

Prax. 45: 12 S. 

Lüscher, P.; Thees, O.; Frutig, F., 2014: 

Physikalischer Bodenschutz im Wald. 

Umwelt-Wissen Nr. Bern, Bundesamt für 

Umwelt (in Vorbereitung). 

Richard, F.; Lüscher, P., 1983: Physikalische 

Eignschaften von Böden der Schweiz. 

Sonderserie EAFV. 

USG, 1983: Bundesgesetz über den Umweltschutz 

vom 7. Okt. 1983, AS 1984 1122, 

SR 814.01. Bern, EDMZ. 

VBBo, 1998: Verordnung vom 1. Juli 1998 

über Belastungen des Bodens. SR 814.12. 

Bern, EDMZ. 

von Rohr, G.; Margreth, S.; Hauert, C., 

2013: Bodeninformationen für die Waldwirtschaft 

im Kanton Solothurn. Forum 

für Wissen 2013. Bodenschutz im Wald: 

Ziele – Konflikte – Umsetzung. 103–106. 

Wathert, L.; Blaser, P.; Lüscher, P.; Luster, 

J.; Zimmermann, S., 2003: Langfristige 

Waldökosystemforschung LWF 

in der Schweiz. Ergebnisse der ersten 

Erhebung 1994–1999. Birmensdorf, 

Eidg. Forschungsanstalt WSL. http://ecollection.ethbib.ethz.ch/cgi-bin/show. 

pl?type=bericht&nr=276 

Walthert, L.; Zimmermann, S.; Blaser, P.; 

Luster, J.; Lüscher, P., 2004: Waldböden 

der Schweiz. Band 1. Grundlagen und 

Region Jura. Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt 

WSL, Bern, Hep Verlag. 

768 S. 

Ziesak, M., 2004: Entwicklung eines Informationssystems 

zum bodenschonenden 

Fortstmaschineneinsatz. Lehrstuhl für 

forstliche Arbeitswissenschaft und Angewandte 

Informatik. München. TU München. 

130 S. 

Zimmermann, S.; Blaser, P.; Wathert, 

L.; Lüscher, P., 2006: Waldböden der 

Schweiz. Band 3. Region Mittelland und 

Voralpen. Birmensdorf, Eidgenössische 

Forschungsanstalt WSL. Bern, Hep Verlag. 

Abstract 

Understanding the soil is essential for its protection and sustainable use: Some 

thoughts on mechanical stress of forest soils 

Future policies for sustainable soil use require fundamental reflection to take 

into account ecological findings, economic activity, technical advances and social 

demands on forests and forestry. The Swiss Confederation’s Forest Policy 2020 

specifies conditions for soil protection corresponding to the targets and indicators 

developed as part of the ‘Physical protection of forest soils’ project, aimed at 

protecting soil from irreversible changes. These measures for implementation and 

enforcement in the cantons are binding and are intended to avoid or minimise 

long-term soil damage. In this context, basic pedological knowledge is vital to 

ensure forest soils are used sustainably, and communication with all stakeholders 

about protection issues is consistent. 

Keywords: physical soil protection, soil compaction, soil quality, soil properties, 

soil fertility


Bodenschutz in Europa 

Winfried E.H. Blum 

Universität für Bodenkultur Wien, Institut für Bodenforschung, Department für Wald und Bodenwissenschaften, 

Gregor Mendel Strasse 33, A-1180 Wien, winfried.blum@boku.ac.at 

In diesem Beitrag wird die Entwicklung des Bodenschutzes in Europa von der 

«Europäischen Bodencharta» des Europarats / Strassburg, 1972, bis zur Mitteilung 

der Europäischen Kommission «Zur Implementierung der Thematischen 

Bodenschutzstrategie», 2012, beschrieben. Weiter wirdgezeigt, dass erst die Befassung 

der Politik mit der Ressource Boden, ähnlich wie zuvor mit Luft und Wasser, 

nennenswerte Fortschritte im Bodenschutz erbracht hat. Daneben haben auch 

Wissenschaft und Forschung wesentliche Beiträge geleistet. Die bisher erreichten 

Ergebnisse wie Information der Öffentlichkeit und Erhöhung des öffentlichen 

Interesses, Integration des Bodenschutzes in weitere Politikbereiche wie 

z. B. Land- und Forstwirtschaft, Verkehr und Industrie, weitere zusätzliche Forschung 

sowie neue Gesetzgebung zum Bodenschutz wie z. B. die Europäische 

Bodenschutz- Rahmenrichtlinie, sind beachtlich und haben inzwischen auch andere 

Staaten wie z. B. die USA angeregt, sich stärker dem Bodenschutz zu widmen. 

1 Einleitung 

Bodenschutz in Europa wurde bereits 

1972 vom Europarat in Strassburg mittels 

der «European Soil Charta» proklamiert, 

die im Jahre 2003 erneuert 

wurde. Diese Bodencharta ist älter als 

die 1982 von der FAO in Rom proklamierte 

«World Soil Charta». Beide Proklamationen 

hatten im Wesentlichen 

deklamatorischen Charakter und waren 

für operationale Umsetzungen nicht 

geeignet. Sie haben daher bezüglich 

Bodenschutz auch keine wesentliche 

Wirkung gezeitigt, obwohl vom Europarat 

in Strassburg mehrere Verlautbarungen 

publiziert wurden wie zum Beispiel 

«Problems of Soil Conserva tion», 

1988, «Feasibility Study on Possible 

National and/or European Actions in 

the Field of Soil Protection», 1990, und 

«European Soil Resources», 1995. 

Erst im Jahre 2002 wurden dann von 

Seiten der Europäischen Kommission 

in Brüssel neue Schritte für den 

Bodenschutz in Europa unternommen. 

2 Europäische Union und 

Bodenschutz in Europa 

Im Jahre 2002 traten auf Einladung 

von Spanien fünfzehn Umweltminister 

Europas zusammen, um ein Dokument 

für den Bodenschutz in Europa zu ratifizieren, 

mit dem Titel «Hin zu einer 

spezifischen Bodenschutzstrategie». Es 

wurde als Mitteilung der Kommission 

an den Rat, das Europäische Parlament, 

den Wirtschafts- und Sozialausschuss 

und an den Ausschuss der Regionen 

weitergeleitet; (KOM [2002]179 

endgültig, vom 16.04.2002). 

Dies war eine bedeutsame politische 

Aktion, wodurch erstmalig in der 

Geschichte Europas nach den Medien 

Luft und Wasser der Boden als wesentliches 

Element der Umwelt betrachtet 

wurde und entsprechende Massnahmen 

eingeleitet wurden. 

Neben einer Begriffsbestimmung des 

Bodens sowie der Definition der fünf 

wichtigsten Bodenfunktionen wurden 

acht wesentliche Gefahren für den 

Boden in der Europäischen Union und 

in weiteren Ländern aufgezeigt. 

Der Boden wurde als oberste Schicht 

der Erdrinde definiert, die sich aus mineralischen 

Teilchen, organischer Substanz, 

Wasser, Luft und lebenden Organismen 

zusammensetzt, und als Schnittstelle 

zwischen Erde (Geosphäre), Luft 

(Atmosphäre) und Wasser (Hydrosphäre) 

wesentliche Aufgaben erfüllt. 

Darüber hinaus wurden fünf wesentliche 

Bodenfunktionen benannt: 

– die Erzeugung von Lebensmitteln 

und Biomasse, 

– die Speicherung, Filterung und 

Umwandlung, 

– der Boden als Lebensraum und 

Genpool, 

– der Boden als physische und kulturelle 

Umwelt des Menschen und 

– der Boden als Rohstoffquelle. 

Diese Gliederung basierte im Wesentlichen 

auf bisherigen Publikationen 

von Blum (vgl. z. B. Blum 1995) sowie 

der Publikation des Europarats 1995. 

Bedeutend war hierbei die Betonung 

der Multifunktionalität von Böden, da 

für Mensch und Umwelt alle Funktionen 

wesentlich sind. 

Von besonderer Bedeutung war die 

Benennung der acht Bodengefährdungen: 

– die Erosion (ausgelöst durch natürliche 

und anthropogene Einflüsse), 

– der Verlust der organischen Bodensubstanz 

(als ein wesentliches Problem 

der langfristigen Bodenfruchtbarkeit 

sowie des Bodens als Grundlage 

der Biodiversität), 

– die Bodenkontamination (durch 

lokale und diffuse Bodenkontaminationen, 

letztere z. B. hervorgerufen 

durch atmosphärische Deposition, 

durch unsachgemässe landwirtschaftliche 

Praktiken und Abfallbeseitigung), 

– die Bodenversiegelung (durch Infrastrukturentwicklung 

wie z. B. die 

Errichtung von Gebäuden, Transporteinrichtungen), 

– die Bodenverdichtung (durch 

mechanische Bodenbelastung), 

– der Rückgang der biologischen Vielfalt 

im Boden, 

– die Versalzung, sowie 

– Überschwemmungen und Erdrutsche. 

3 Bodenschutz im Wald 

Im Hinblick auf das Tagungsthema 

«Bodenschutz im Wald» sind vor allem 

Bodenverdichtung, Erosion, teilweise


auch Kontamination sowie der Rückgang 

der biologischen Vielfalt und 

möglicherweise Erdrutsche zu nennen. 

Es erscheint interessant hier anzumerken, 

dass die Bodenversauerung, 

die im Wald eine bedeutende Rolle 

spielt, nicht in der Liste der Bodengefährdungen 

Berücksichtigung fand, mit 

dem Argument, dass Versauerung prinzipiell 

ein natürlicher Prozess ist, der 

nicht ausschliesslich anthropogen verursacht 

wird. 

Weil Bodengefährdungen vor allem 

durch unsachgemässe landwirtschaftliche 

Nutzung verursacht werden, ist es 

erklärlich, dass diese eine besondere 

Berücksichtigung fanden. Dass Bodenschutz 

auch im Wald eine wichtige Rolle 

spielt, wurde wohl aus agrarpolitischen 

Gründen in der Europäischen 

Bodenschutzstrategie nicht eigens 

berücksichtigt. 

Dies ist auch deshalb bedauerlich, 

weil Waldböden als naturnahe und 

wenig gestörte Ökosysteme als Vergleichsbasis 

für belastete und gestörte 

landwirtschaftliche Böden von Bedeutung 

sind. 

4 Europäische Kommission 

und Umsetzung der Bodenschutzstrategie 

im nationalen 

und internationalen 

Umfeld 

2002 wurden von der Europäischen 

Kommission fünf technische Arbeitsgruppen 

zu Bodenmonitoring, Erosion, 

organische Bodensubstanz, Kontamination 

und Forschung mit der Aufgabe 

eingesetzt, bisherige Kenntnisse auf 

den jeweiligen Sachgebieten zu evaluieren 

und Wissenslücken aufzuzeigen, 

die im weiteren durch Forschung und 

Entwicklung behoben werden sollten 

(vgl. Abb. 1). So hatte zum Beispiel die 

Arbeitsgruppe «Forschung» 65 Mitglieder 

aus ganz Europa und verfasste 

mehrere Publikationen wie zum Beispiel 

Blum et al. 2004a und 2004b. 

Insgesamt wurden von allen fünf 

Arbeitsgruppen während der Jahre 

2002 bis 2004 mehrere umfangreiche 

Publikationen verfasst (vgl. Abb. 2). 

Nach Beratung der Ergebnisse aus 

den verschiedenen Arbeitsgruppen im 

wissenschaftlichen und parlamentarischen 

Umfeld sowie in der Administ- 

Abb. 1. Organisation der Europäischen Kommission in fünf technische Arbeitsgruppen. 

Für die Forschung wurden neue Forschungsthemen 

definiert und mehr 

finanzielle Mittel bereitgestellt. 

Bezüglich der Erhöhung der öffentlichen 

Aufmerksamkeit wurden zahlreiche 

Initiativen unternommen wie 

zum Beispiel die Veröffentlichung des 

Bodenatlasses von Europa, die Einführation 

der Kommission in den Jahren 

2004 bis 2006 wurde von der Kommission 

im September 2006 die «Thematische 

Strategie für Bodenschutz» 

veröffentlicht, die drei Mitteilungen 

umfasste: 

1. Die Mitteilung selbst [(KOM 2006) 

2031] über die thematische Strategie 

für Bodenschutz, 

2. Die Direktive [(KOM 2006) 232] 

für die Entwicklung einer Rahmenrichtlinie 

für Bodenschutz und die 

Umsetzung der Direktive 2004/35/ 

EC, sowie 

3. Eine ökonomische Bewertung der 

bisherigen Bodenschutzprobleme 

(SEC [2006] 620) als Ergänzung der 

thematischen Bodenschutzstrategie. 

Bezüglich der Bodengefährdungen 

in Europa wurde mitgeteilt, dass etwa 

15 Millionen ha oder 12 Prozent der 

gesamten Landfläche durch Wassererosion 

und 42 Millionen ha durch Winderosion 

gefährdet sind; dass etwa 45 

Prozent der europäischen Böden einen 

zu niedrigen Gehalt an organischer 

Substanz besitzen, vor allem Böden in 

Südeuropa, aber ebenfalls in Frankreich, 

im Vereinigten Königreich und in 

Deutschland, dass in der Europäischen 

Union etwa 3,5 Millionen potenziell 

kontaminierte Flächen vorhanden sind, 

und dass zwischen 1990 und 2000 mindestens 

2,8 Prozent der europäischen 

Landfläche durch Vergrösserung der 

urbanen Zentren, durch Strassenbau 

sowie weitere Infrastrukturmassnahmen 

versiegelt wurden. 

Für die operationelle Durchführung 

der thematischen Strategie zum 

Bodenschutz wurde eine Rahmenrichtlinie 

für alle 27 Länder der Europäischen 

Union vorgeschlagen, die allerdings 

bisher nicht implementiert werden 

konnte, weil sich fünf europäische 

Länder dagegen ausgesprochen haben. 

Es wurden jedoch folgende drei 

Massnahmen in Gang gesetzt: 

1. Integration des Bodenschutzes in 

die Formulierung und Implementierung 

europäischer, nationaler und 

kommunaler Politik, 

2. Neue Forschungsmassnamen innerhalb 

der europäischen Gemeinschaft 

und auch innerhalb nationaler 

Forschungsprogramme und 

3. Einleitung eines Programms zur 

Er höhung der öffentlichen Wahrnehmung 

von Böden und vor allem 

der Notwendigkeit, diese zu schützen.


rung von europäischen Sommer-Lehrveranstaltungen 

einschliesslich Fortbildungsmassnahmen 

an Universitäten 

und weiteren Bildungseinrichtungen 

und die Einrichtung von Preisen für 

vorbildliche nachhaltige Bodenbewirtschaftung 

wie zum Beispiel der «Europäische 

Umwelt- und Bodenschutz 

Preis» für Praktiker. 

Da nachhaltige Bodenbewirtschaftung 

kein primär wissenschaftliches 

sodern im Wesentlichen ein politisches 

Thema darstellt, wurden zusätzlich das 

Indikator-Rahmenprogramm DPSIR 

(«Driving Forces, Pressure, State, Impact, 

and Response») von der Europäischen 

Umweltagentur entwickelt (Abb. 

3). Dieses Rahmenprogramme wurde 

in der kommissionellen Arbeitsgruppe 

«For schung» für eine operationale 

Umsetzung in der Umweltforschung 

und im Umweltschutz» weiter entwickelt, 

speziell als Grundlage für die 

zukünftige angewandte Forschung auf 

dem Gebiet des Bodenschutzes und der 

nachhaltigen Bodenbewirtschaftung. 

Zur weiteren Umsetzung der Bodenschutzstrategie 

wurde 2012 ein Dokument 

mit dem Titel «Implementierung 

der Thematischen Bodenstrategie und 

weitere Massnahmen» veröffentlicht. 

Darin wurden vier Aktivitäten hervorgehoben: 

– Information und Erhöhung des 

Bodenbewusstseins der Bevölkerung, 

– Intensivierung der Forschung, 

– Integration des Bodenschutzes in 

wichtige Politikbereiche wie zum 

Beispiel Landwirtschaft, Verkehr 

und Industrie, 

– Schaffung einer bodenspezifischen 

Gesetzgebung, wie dies durch die 

Bodenschutz-Rahmenrichtlinie 

bereits eingeleitet wurde. 

Derzeit werden durch die Europäische 

Kommission zahlreiche Forschungsarbeiten 

zur Verbesserung des Bodenschutzes 

und der nachhaltigen Bodennutzung 

finanziert. 

5 Zusammenfassung 

Während die Bodencharta des Europarats 

keinen Bodenschutz bewirken 

konnte, waren die nachfolgenden 

Bemühungen der europäischen Politik 

ab 2002 durchaus erfolgreich. 

So wurden die Bodenfunktionen in 

Abb. 2. Produkte der fünf Arbeitesgruppen. Die aktuelle Webpage für die Produkte ist 

http://ec.europa.eu/environment/soil/publications_en.htm. Die Dokumente können hier 

herunter geladen werden: 

ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol1.pdf; ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol2.pdf; 

ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol3.pdf; ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol4.pdf; 

ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol5.pdf; ec.europa.eu/environment/soil/pdf/vol6.pdf 

einer auch für die Allgemeinheit verständlichen 

Art und Weise formuliert 

und die acht wesentlichen Bodengefährdungen, 

vor allem unter agrarischer 

Nutzung deutlich gemacht, allerdings 

ohne solche auch für Waldböden 

entsprechend zu berücksichtigen. 

Auf dieser Basis wurden mit Hilfe 

von Wissenschaft und Forschung konkrete 

Schritte zum Bodenschutz aufgezeigt 

und auf politischer Ebene die 

Einbringung von Bodenagenden in die 

Umweltpolitik ermöglicht. 

Die europäische Bodenstrategie war 

immerhin so erfolgreich, dass im Jahre 

2011 der Senat der Vereinigten Staaten 

von Amerika ebenfalls eine Verlautbarung 

zum Bodenschutz erliess. 

6 Literatur 

Blum, W.E.H. 1995: Soil protection concept 

of the council of Europe. In: Zehnder, A. 

J.B. (ed.): Soil and groundwater pollution. 

Dordrecht: Kluver Academic Publisher. 

pp. 72–73. 

Blum, W.E.H., Barcelo, D., Büsing, J., Ertel, 

Th., Tmeson, A., Vegter, J. 2004a: Scientific 

Basis for the Management of European 

Soil Resources. Guthmann-Peterson, 

Wien. 

Blum, W.E.H., Büsing, J., Montanarella, L. 

2004b: Research Needs in Support of the 

European Thematic Strategy for Soil Protection. 

Trends in Analytical Chemistry, 

23: 680–685. 

Council of Europe 1972: European Soil 

Charter. Strasbourg, (renewed 2003). 

Council of Europe 1988: Problems of Soil 

Conservation. Strasbourg, Nat. environ. 39. 

Council of Europe 1990: Feasibility Study on 

possible national and/or European actions 

in the field of soil protection. Strasbourg. 

Council of Europe 1995: European Soil 

Resources. Strasbourg, Nat. environ. 71. 

Europäische Kommission 2002: Hin zu einer 

spezifischen Bodenschutzstrategie. Brüssel. 

KOM (2002) 179 endgültig. 

Europäische Kommission 2006: Mitteilung 

über die Thematische Strategie für 

Bodenschutz. Brüssel. KOM (2006) 231. 

Europäische Kommission 2006: Direktive 

für ein Rahmengesetz zum Bodenschutz 

und zur Verbesserung der Direktive. Brüssel. 

2004/35/EC. 

Europäische Kommission 2012: Implementierung 

der Thematischen Bodenstrategie 

und weitere Aktivitäten. Brüssel. KOM 

(2012) 46 endgültig. 

FAO (Food and Agriculture Organisation 

of the United Nations) 1982: World Soil 

Charter. Rome.


The DPSIR Indicator Framework Applied to Soil 

Human population change 

Land development 

Tourism 

Agricultural production 

Transport 

Industry/Energy generation 

Mining 

Natural events 

Climate change 

Water stress 

Emission to air, water 

and land/soil 

De-forestation 

Forest fires 

Nutrient mining 

Salinisation 

Compaction 

Urban expansion (soil 

sealing) 

Driving Forces 

Pressures 

PRIMARY PROTECTION 

International Conventions 

Development of a national/ 

regional soil protection 

policies 

State 

DEGRADED SOIL 

Local and diffuse contaminated soil 

Acid soil 

Saline soil 

Nutrient depleted soil 

Physically degraded soil 

Biologically degraded soil 

Responses 

Impact 

SOIL LOSS 

Sealed soil 

Eroded Soil 

Large scale land 

movements 

SECONDARY PROTECTION 

Reform of agricultural 

programmes 

Specific regulations or directives 

INDIRECT (Effects on 

other environmental 

compartments) 

Changes in 

population 

size and distribution, 

Loss of biodiversity, 

Climate change, 

Water stress 

DIRECT (Changes 

in soil functions) 

Abb. 3. Das Indikator-Rahmenprogramm DPSIR («Driving Forces, Pressure, State, Impact, and Response») der Europäischen 

Umweltagentur. 

Abstract 

Soil protection in Europe 

The publication of the European Soil Thematic Strategy in 2002, a document signed 

by 15 European Ministers of Environment, put the protection of soil on the 

same level as that of air and water on the environmental agenda in Europe . 

This document defines soil as an important part of the environment. It describes 

the five main soil functions and the eight main threats to soil in Europe and other 

parts of the world. 

The European soil scientific community cooperated closely with the European 

Commission and its administrative organisations in drawing up recommendations. 

After four years of intensive discussion, three different documents were published 

by the European Commission and transmitted to the European Parliament, the 

Council, the European Economic and Social Committee and the Committee of 

the Regions. with four main goals: 

– To inform the public in Europe about the importance of soil and its protection; 

– To put soil on other political agendas such as national and European policies 

for agriculture, industry, transport, and regional development; 

– To intensify strategic research on soil protection and sustainable land use; and 

– To introduce new legislation for soil protection and sustainable land use in 

Europe. 

These goals were reinforced in the European Commission’s statement in 2012 that 

stressed their importance for soil protection. 

Keywords: soil protection, sustainable land use, strategic soil research, soil legislation, 

raising public awareness, putting soil on a range of political agendas.


Protection du sol dans les forêts Suisse 

Jean-Pierre Clément 

Département fédéral de l’environnement, des transports, de l’énergie et de la communication, 

Office fédéral de l’environnement, OFEV, CH-3003 Bern, Jean-pierre.clement@bafu.admin.ch 

En tant que représentant de la section 

sol de l’Office fédèral de l’environnement 

(OFEV), je vais tenter d’établir 

un petit tour d’horizon de l’état de la 

protection contre les atteintes physiques 

des sols forestiers, et ceci uniquement 

du point de vue des protecteurs 

administratifs des sols. Il ne sera 

pas discuté en détail des problèmes 

soulevés, ni traité des aspects scientifiques 

de la problématique. 

Trois thèmes me paraissent important 

a évoquer en relation avec la protection 

des sols forestiers: le premier 

concerne l’économie forestière et ses 

acteurs, il sera développé par mon collègue 

S. Schmid, les deux thèmes suivants 

concernent des utilisations sans 

relations directes à la sylviculture, 

il s’agit des activités de loisir et de 

détente, et des constructions en forêt. 

Et je souhaite saisir l’occasion de ce 

Workshop pour les aborder. Mais tout 

d’abord quelques mots sur l’économie 

forestière. 

1 Economie forestière 

et protection des sols 

L’exposé de mon collègue Silvio 

Schmid de la Section Prestations 

forestières et qualité des forêts de 

l’OFEV permettra d’affirmer que les 

milieux forestiers sont, entre autres, 

pleinement conscients de la nécessité 

de protéger les sols forestiers contre 

les atteintes physiques résultant 

de l’exploitation sylvicole. Il démontrera 

également l’étroite collaboration 

entre l’administration, la recherche, 

la formation et l’industrie forestière, 

ainsi qu’avec les milieux de la protection 

qualitative des sols. En résumé, 

les forestiers soignent et exploitent les 

forêts, tout en prévenant, dans la mesure 

du faisable et du supportable, les atteintes 

portées aux sols. 

Donc tout va bien dans le meilleur 

des mondes forestiers? 

Je pense que la prise en considération 

des activités non forestières, mais utilisant 

l’espace forestier devrait apporter 

un léger correctif à cette vision idyllique, 

les visiteurs des forêts ne sont 

pas toujours aussi respectueux des sols 

forestiers que les utilisateurs permanents. 

2 Loisirs et détente 

et protection des sols 

Les milieux actifs dans la protection 

des sols constatent que les activités 

de loisirs et de détente (festival, fêtes 

régionales ou cantonales, Events, Tractorpulling, 

etc) hors des zones urbanisées 

prennent de plus en plus de place 

et d’importance économique dans les 

terres agricoles. Les atteintes physiques 

portées aux sols par ces activités 

«de plein air / auf der grünen Wiese» 

sont souvent méconnues et les mesures 

de prévention peu ou pas appliquées, 

souvent en raison de procédures 

d’autorisation très décentralisées et du 

laisser aller / ignorance des organisateurs. 

Les déchets enfouis, les déstructurations 

des sols par lissage et piétinement, 

les compactions par des véhicules 

sont des atteintes qui se manifestent 

des années après l’occupation temporaire 

de ces sols agricoles (http://www. 

fr.ch/sol/files/pdf1/manifestations_ 

aide_memoire.pdf)Les activités de loisirs 

et de détente dans les forêts, (vélo 

tout terrain (VTT), marche et course, 

etc.) posent elles un problème à la protection 

qualitative des sols, en particulier 

contre les atteintes physiques? Ce 

problème a-t-il une ampleur suffisante 

pour impliquer une réaction au niveau 

fédéral? Je ne suis pas en mesure de 

répondre à ces questions, mais je pense 

que nous devons les avoir à l’esprit. 

3 Chantiers en forêt 

La protection qualitative des sols sur 

les chantiers a pris son essor avec le 

boom de la croissance des années 60’ 

et 70’, particulièrement en raison d’un 

effet induit. Il s’agit du développement 

exponentiel des extractions de graviers 

dans les terres agricoles et sous les 

forêts du Plateau suisse. 

Le bétonnage de surfaces importantes 

de sol, a nécessité l’ouverture de 

nombreuses gravières dans des terres 

Vaud, cours de formation protection du sol 

pour entreprise forestière (Photo Cjp)


agricoles productives (p. ex. Canton 

d’Argovie (AG) 1 mio m3 par an en 

1955, 4 mio m3 par an en 1975) et leur 

remise en état après remplissage avec 

des «matériaux d’excavation» (1971 

«Keine Kiesausbeutung in Grundwasservorkommen 

mehr»). Le Document 

SSP/BGS N° 1 exploitation du gravier 

et agriculture – Kiesabbau und Landwirtschaft, 

paru en 1984 a établi la première 

norme en la matière pour les 

sols agricoles. Un document identique 

«Wald und Kiesabbau Richtlinien 

für die Aufforstung von Kiesgruben» 

existe pour les sols forestiers, il est paru 

en 1991. 

La question des chantiers dans 

les terres agricoles, surtout pour les 

infrastructures routières et ferroviaires, 

ainsi que pour les conduites de gaz 

sous haute pression, a fait l’objet d’une 

forte réglementation et normalisation 

au cours des années 90’. Dans le cadre 

d’une réévaluation de tout cet appareillage 

technique, 8 Workshops ont été 

organisé sur mandat de notre section 

par M. E. Bellini du Sanu, entre l’au- 

tomne 2012 et le printemps 2013. Ils 

visaient a établir l’état de la technique 

sur les chantiers et a décrire les spécificités 

des sols pour les divers types 

de chantiers. Sur la base d’une pré 

enquête sur les besoins, un WS a été 

dédié à la thématique des sols forestiers 

et des chantiers et un autre WS a 

traité de l’état de la technique pour les 

chantiers en forêt. Des Spécialistes de 

la protection des sols sur les chantiers 

ayant une longue expérience des chantiers 

en forêt, des chercheurs et des responsables 

de services cantonaux de la 

protection des sols ont contribués a ces 

WS. 

Quelques remarques issues de ces WS: 

– Les chantiers en forêt sont plus 

nombreux que perçus et leur nombre 

augmente. 

– Les systèmes et techniques pour les 

chantiers en sols forestiers ne sont 

pas normés, ni systématiquement 

développés. 

– Les matériaux terreux issus de sols 

forestiers sont un problème pour soi 

et il existe peu de références scientifiques 

à leur sujet. L’entreposage 

de plus d’un an, l’enherbement, la 

réutilisation des matériaux terreux 

issus des sols forestiers varie d’un 

expert à l’autre. 

– La remise en place des sols forestiers 

et les objectifs de remise en 

«culture», y compris les phases 

intermédiaires, ne sont pas encore 

bien maîtrisés. 

Le guide pratique qui devrait paraître 

en 2014 dans la série OFEV Connaissance 

de l’environnement attirera 

l’attention sur la problématique 

et devra encourager tous les milieux 

forestiers concernés a contribuer 

à l’établissement de documents techniques 

pour les chantiers sur sols forestiers 

dans le cadre des activités du groupe 

fédéral mise en œuvre de l’OSol 

contre les atteintes physiques (VBPhy) 

qui réunit les cantons et les institutions 

concernées par la problématique.


Bodenschutz im Wald – Beitrag der Waldpolitik 2020 

des Bundes 

Sabine Augustin und Silvio Schmid 

Bundesamt für Umwelt, CH-3003 Bern, sabine.augustin@bafu.admin.ch, silvio.schmid@bafu.admin.ch 

Der Boden ist Lebens- und Produktionsgrundlage. Ohne Vegetation gäbe es keinen 

Boden, ohne Boden keine Vegetation. Alle Ökosystemleistungen aus dem 

Wald sind direkt oder indirekt abhängig von funktionsfähigen Böden. Deshalb hat 

der Gesetzgeber auch den Schutz der Waldböden in der Bodenschutz- und Waldgesetzgebung 

festgehalten. In der Waldpolitik 2020 konkretisiert der Bund, wie er 

in den nächsten Jahren die Waldböden vor chemischen und physikalischen Schäden 

bewahren will. Der Artikel zeigt die in der Waldpolitik 2020 formulierten Ziele 

auf und erläutert die entsprechenden vorgesehenen Massnahmen. 

1 Einleitung 

Intakte Ökosysteme sind gekennzeichnet 

durch eine hohe Anpassungsfähigkeit 

an wechselnde Umweltbedingungen 

und Widerstandsfähigkeit gegenüber 

biotischem und abiotischem 

Stress. Die Stoffkreisläufe sind in 

einem standortgerechten Fliessgleichgewicht, 

die Nahrungsketten sind vollständig 

und Nährstoffe werden der 

Vegetation bedarfsgerecht bereitgestellt. 

Diese die Nachhaltigkeit gewährleistenden 

Eigenschaften und die Ökosystemleistungen 

des Waldes werden 

wesentlich durch die Funktionsfähigkeit 

der Böden vermittelt. Böden sind 

damit eine der wichtigsten Grundlagen 

des Lebens. 

2 Bodenschutz im Recht 

Die Bundesverfassung beauftragt den 

Bund, dafür zu sorgen, dass der Men sch 

und die natürliche Umwelt vor schädlichen 

und lästigen Einwirkungen geschützt 

werden. Die Kosten entsprechender 

Massnahmen sind durch die 

Verursacher zu tragen (Verursacherprinzip). 

Für den Vollzug sind grundsätzlich 

die Kantone zuständig (Art. 74 

BV; Art. 36 USG; Art. 13 Abs. 1 VBBo). 

Gleichzeitig sorgt der Bund dafür, dass 

der Wald seine Funktionen erfüllen 

kann und er legt Grundsätze für den 

Schutz des Waldes fest (Art. 77 BV). 

Die Bodenschutzgesetzgebung in der 

Schweiz zielt auf die langfristige Erhaltung 

der Bodenfruchtbarkeit (Art. 1 

Abs. 1 USG, Art. 1 VBBo). Dabei gilt die 

oberste, unversiegelte Erdschicht, in der 

Pflanzen wachsen können, als Boden. 

Dies gilt für alle Böden, und damit ist 

auch der Waldboden durch das Bodenschutzrecht 

geschützt (Iten 2009). 

Das Waldgesetz erwähnt im Artikel 

20, Absatz 1, den Bodenschutz nur indirekt: 

«Der Wald ist so zu bewirtschaften, 

dass er seine Funktionen dauernd und 

uneingeschränkt erfüllen kann (Nachhaltigkeit)». 

Damit der Wald seine 

Funktionen und Ökosystemleistungen 

langfristig und nachhaltig erbringen 

kann, ist der Schutz des Bodens und 

seiner Fruchtbarkeit unabdingbar. Das 

Konzept der Ökosystemleistungen hat 

aufgrund der von den Vereinten Nationen 

um die Jahrtausendwende lancierten 

Milleniumziele an Bedeutung 

gewonnen. Es unterscheidet unterstützende, 

bereitstellende, regulierende 

und kulturelle Leistungen (Reid et al. 

2005; Bergen et al. 2013). Die Waldverordnung 

beauftragt in Artikel 28 Buchstabe 

d die Kantone, Massnahmen zur 

Verminderung physikalischer Bodenschäden 

zu ergreifen, um Waldschäden 

zu verhüten. 

Daraus folgt: Wenn der Wald bewirtschaftet 

wird, sind chemische oder physikalische 

Belastungen, die das natürliche 

Potenzial der Erneuerung und des 

Wachstums einschränken, nicht erlaubt 

(Art. 6 VBBo). Im Sinne des Verursacherprinzips 

ist der Bewirtschafter 

dafür verantwortlich, dass keine irreversiblen 

Schäden entstehen. 

In Artikel 1, Absatz 2, des Umweltschutzgesetzes 

wird das Vorsorgeprinzip 

verankert: «Im Sinne der Vorsorge 

sind Einwirkungen, die schädlich oder 

lästig werden könnten, frühzeitig zu 

begrenzen.» Aus dem Vorsorgeprinzip 

lässt sich ableiten, dass sowohl der 

Staat als auch der Waldbewirtschafter 

den Waldboden grundsätzlich vor 

Beeinträchtigungen bewahren sollen 

(Art. 74 BV; Art. 1, Abs. 1 USG). 

3 Waldpolitik 2020 – Strategie 

des Bundes 

In der Waldpolitik 2020 stellt der Bundesrat 

seine waldpolitischen Absichten 

bis 2020 vor. Eines der elf Ziele ist der 

Schutz der Waldböden: «Waldböden, 

Trinkwasser und Vitalität der Bäume 

sind durch Stoffeinträge, unsachgemässe 

Bewirtschaftung und entsprechende 

physikalische Einwirkungen nicht 

gefährdet (Ziel 7; BAFU 2013).» 

Um dieses Ziel zu erreichen, sieht 

der Bund die drei folgenden Stossrichtungen 

vor: 

– Sektorübergreifende Ansätze (u.a. 

zur Eindämmung der Einträge von 

Stickstoff und Schwermetallen) 

– Befahren des Waldbodens 

– Nähstoffhaushalt 

In den folgenden Kapiteln werden diese 

Stossrichtungen, insbesondere der 

Handlungsbedarf und die vorgesehenen 

Massnahmen, genauer dargestellt. 

3.1 Sektorübergreifende Ansätze 

Viele in die Umwelt eingebrachte 

Stoffe wirken in allen Umweltmedien 

(Wasser, Boden, Luft), sie werden


vielfältig umgewandelt, gespeichert 

oder an benachbarte Systeme (Gewässer) 

weitergeleitet. Gleichzeitig ist 

die Bodenschutzpolitik sehr stark mit 

anderen Politiken vernetzt. Wichtige 

Wechselwirkungen bestehen etwa zur 

Luftreinhalte-, zur Landwirtschafts-, 

zur Verkehrs- und Raumplanungspolitik 

(Knoepfel et al. 2010). Deshalb lassen 

sich die Schadstoffeinträge nur mit 

sektorübergreifenden Ansätzen eindämmen. 

Stickstoff 

Dies trifft in besonderem Masse auf 

Stickstoff zu, der – einmal in reaktiver 

Form in die Umwelt eingebracht – 

kaskadenartig durch alle Medien transportiert 

wird (Galloway et al. 2003). 

Die unmittelbaren Quellen für den 

Stickstoff in der Atmosphäre sind landwirtschaftliche 

und industrielle Tätigkeit 

sowie der Verkehr. Wälder kämmen 

ihn mit ihrer rauhen und grossen 

Oberfläche aus der Luft aus, so dass 

der Eintrag in Wälder oft ein Vielfaches 

dessen beträgt, was auf benachbarten 

unbestockten Flächen deponiert 

wird. Der Stickstoff wirkt langfristig 

auf allen ökosystemaren Ebenen. In 

ehemals stickstofflimitierten Wäldern 

führt der zunächst düngende Effekt 

zu gesteigertem Wachstum der Bäume 

und zur Förderung stickstoffliebender 

Vegetation. Langfristig reichert sich 

Stickstoff im Wald an. 

Bei zu hohen Einträgen, das heisst 

solchen, die nicht mehr von der Vegetation 

aufgenommen oder gespeichert 

werden können, versauern die Waldböden 

und verlieren wichtige Nährstoffe 

(Ca, Mg, K). Langfristig verringert dies 

das Nährstoffangebot für Pflanzen und 

führt zu Nährstoffungleichgewichten in 

der Ernährung. Abbildung 1 zeigt schematisch 

die Modellvorstellungen zum 

Verlauf der Stickstoffanreicherung in 

Wäldern. 

Diverse Ergebnisse des Umweltmonitorings 

im Wald belegen viele dieser 

Entwicklungen für Waldstandorte 

auch in der Schweiz (Baumernährung, 

Wachstum, N-Austrag: Flückiger et al. 

2011). In den letzten Jahren zeigt sich 

als Trend, dass die Phosphorkonzentrationen 

abnehmen und diese zum limitierenden 

Faktor in der Waldernährung 

werden (Mellert et al. 2004; Braun 

et al. 2010). Besonders die Buche, die 

Relative Einheiten 

200 

150 

100 

50 

0 

0 1 

2 

3 

Stadium 

N-Mineralisation NPP C/N-Verhältnis 

Nitrifikation 

N-Austrag 

Abb. 1. Vorstellungen zum Verlauf der Stickstoff-Sättigung in Waldökosystemen, adaptiert 

nach Aber et al. 1989; Aber et al. 1998; Emmett 2007. 

Stadium 0 = N-Kreislauf unter stickstofflimitierenden Bedingungen; Stadium 1 = anfängliche 

Effekte chronischer N-Deposition; Stadium 2 = Stickstoff-Sättigung; Stadium 3 = 

«Stickstoff-Übersättigung» (N-Austräge hoch). Die «relativen Einheiten» zeigen nur die 

jeweiligen Zu- und Abnahmen. 

N-Mineralisation = Abbau des Stickstoff aus organischer Substanz, z. B. Blättern und 

Nadeln auf dem Waldboden; NPP = Nettoprimärproduktion = Wachstum; C/N-Verhältnis = 

Verhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff im Oberboden; Nitrifikation = Bildung von Nitrat 

(NO 3– ) aus Ammonium (NH 4+ ); N-Austrag = Stickstoffauswaschung aus dem Wurzelraum 

mit dem Sickerwasser, vorwiegend als Nitrat. 

einen hohen P-Bedarf hat, scheint nicht 

mehr genug Phosphor aufnehmen zu 

können. Als Ursachen der verringerten 

Phosphorverfügbarkeit werden erhöhte 

Stickstoffeinträge und Bodenversauerung 

diskutiert, doch sind die Mechanismen 

noch weiter zu klären. 

Massnahmen 

Die Verminderung der Stickstoffeinträge 

ist daher ein wichtiges Anliegen 

des Waldsektors. Die Waldinteressen 

werden aktiv in andere Sektoralpolitiken, 

zum Beispiel die Luftreinhaltung, 

eingebracht. Die wichtigsten Elemente 

sind hierbei: 

– Die Ermittlung von Ausmass und 

räumlicher Ausdehnung der potenziellen 

Gefährdung des Waldes 

durch Stickstoffeinträge 

– Bestimmung quantitativer Ursache- 

Wirkungs-Beziehungen (Grundlage: 

Monitoring) 

– Die Bewertung der Ergebnisse 

(Auswertung des Integrierenden 

Monitorings) 

Die internationale und nationale Luftreinhaltung 

ist wirkungsbasiert, d.h. die 

Emissions-Reduktionsziele orientieren 

sich unter anderem an den kritischen 

Belastungsraten für Wälder. Somit leistet 

das Langfrist-Umweltmonitoring in 

Wäldern wichtige Beiträge an die Luftreinhaltepolitik. 

Schwermetalle 

Böden sind potenziell effektive «Filter» 

für Schwermetalle. Dabei werden 

Schwermetalle, im rein chemischen 

Sinne, nicht gefiltert, sondern deren 

Verbindungen werden umgewandelt 

und in Böden gespeichert. Für die 

Beurteilung der Belastung von Böden 

mit Schwermetallen und ihres langfristigen 

Gefährdungspotenzials ist daher 

die Kenntnis der (Wald-)Bodeneigenschaften 

und der Mobilitätsbedingungen 

der Schwermetalle unerlässlich. 

Durch die Holzernte und die Versauerung 

können sich die chemischen 

Bedingungen für die Speicherung der 

deponierten Schwermetalle ändern. 

Die Mineralisation organischer Substanz 

(durch Erwärmung, zu grosse 

Auflichtung von Wäldern durch Stürme 

oder Holzschläge) führt insbesondere 

bei Blei, Kupfer und Quecksilber


zu Mobilisierung, während Cadmium, 

Nickel, Kobalt und Zink eher durch 

zunehmende Versauerung (Deposition, 

Nährstoffentzüge) verfügbar werden. 

Mobilisierung bedeutet, dass 

die betreffenden Elemente mit dem 

Sickerwasser transportiert werden können, 

aber auch, dass sie pflanzenverfügbar 

werden. 

Während über die meisten mengenmässig 

bedeutenden Schwermetalle 

ausreichende Kenntnisse vorliegen, ist 

über das Verhalten und die Wirkungen 

des Quecksilbers (Hg) weniger 

bekannt. Quecksilber gehört neben Blei 

und Cadmium zu den hoch-toxischen 

Schwermetallen. Untersuchungen zeigten, 

dass insbesondere das methylierte 

Hg als Gift wirkt. Diese Verbindung 

wird im Boden durch Regenwürmer 

synthetisiert und kann Auswirkungen 

auf die Zusammensetzung der Pilzund 

Bakteriengemeinschaften haben 

(Rieder und Frey 2013). 

werden, um davon auch die notwendigen 

Schutzmassnahmen abzuleiten 

(Lüscher 2010; Lüscher et al. 2009a; 

Lüscher et al. 2009b). 

Massnahmen 

Die wichtigsten Vorkehrungen zur Vermeidung 

von Bodenverdichtung sind: 

– Die systematisch angelegte Feinerschliessung: 

Für die bewirtschaftete 

Waldfläche wird ein Feinerschliessungskonzept 

erarbeitet. Nasse Stellen 

sind zu umfahren. Damit auch 

bei späteren Holzschlägen auf den 

selben Gassen gefahren wird, ist 

die Feinerschliessung im Gelände 

und auf Plänen möglichst genau 

festzuhalten (Kaufmann et al. 2010; 

Lüscher et al. 2009a). 

– Technische Massnahmen bei den 

Maschinen: Durch technische Massnahmen, 

zum Beispiel die Wahl 

einer gut geeigneten Maschine mit 

entsprechender Bereifung sowie die 

Verringerung des Reifenfülldrucks 

lässt sich die Gefahr von Bodenverdichtungen 

verringern (Lüscher 

et al. 2009a). 

– Sensiblisierung und Ausbildung der 

Waldbewirtschafter: In der Aus- und 

Weiterbildung der Forstfachleute 

Massnahmen 

Der Bund fördert Forschungsprojekte, 

um diese Zusammenhänge besser zu 

verstehen und nach Möglichkeit quantifizieren 

zu können. Die Resultate 

dieser Abklärungen sind ein wichtiger 

Beitrag für die Weiterentwicklung kritischer 

Grenzwerte für die Hg-Belastung 

von Böden und deren Festlegung 

in der Verordnung über Belastungen 

des Bodens, VBBo. 

3.2 Befahren des Waldbodens 

Werden Waldböden von Forstmaschinen 

befahren, verändern sich auf den 

meisten Böden deren Eigenschaften, 

insbesondere verringern sich das Volumen 

und die Vernetzung der Porenräume. 

Dadurch wird der Transport von 

Luft und Wasser, zweier für das Planzenwachstum 

unabdingbaren Elemente, 

eingeschränkt. Im Grundsatz gilt es 

– im Sinne des Vorsorgeprinzips – jegliche 

Bodenschädigung zu verhindern 

(Lüscher 2010). Die WSL hat hierfür 

eine wertvolle Hilfestellung für die 

Praxis entwickelt: Mit diesen soll die 

Forstpraxis befähigt werden, die Folgen 

der Bodenverdichtung zu erkennen, 

zu bewerten und möglichst zu verhindern. 

So kann etwa mit einer einfachen 

Bodenansprache der Spurtyp bestimmt 

Abb. 2. Fahrspur im Wald, Spurtyp 3. Das Befahren mit Forstmaschinen bewirkt Verdichtungen 

und Verformungen im Boden. 

Abb. 3. Sensibilisierung und Ausbildung: Peter Lüscher und Fritz Frutig von der WSL sensibilisieren 

und erklären bei jedem Wetter.


werden das «Wieso» und das «Wie» 

einer bodenschonden Waldbewirtschaftung 

vermittelt (Kaufmann 

et al. 2010). 

% von Stamm ohne Rinde 

500 Buchen (N=13) Fichten (N=33) 

450 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

Biomasse 

Stamm mit Rinde 

Stamm mit Ästen 

Vollbaumernte 

N P K Ca Mg Biomasse 

Hier setzt die Waldpolitik 2020 an. Der 

Bund prüft, wie die Anforderungen 

und Auflagen für die bodenschonende 

Bewirtschaftung bei den Subventionen 

des Bundes (Neuer Finanzausgleich 

NFA) berücksichtigt werden können. 

Gleichzeitig entwickelt der Bund Kommunikationsmassnahmen 

im Bereich 

des physikalischen Bodenschutzes 

(Stoss richtung 7.2 «Befahren des Waldbodens»; 

BAFU 2013). 

3.3 Nährstoffhaushalt von Wäldern 

Bei nachhaltiger Bewirtschaftung halten 

sich Holzzuwachs und Holzentnahme 

durch die Ernte und Freisetzung 

von Nährstoffen aus der Verwitterung 

N P K Ca Mg 

Abb. 4. Erhöhung des Nährstoffentzugs bei der Entfernung von Ästen oder der ganzen Krone, 

im Vergleich zur Ernte von «Stamm ohne Rinde». Datengrundlage: Literaturstudie von 

Jacobsen et al. (2003) sowie Duvigneaud et al. (1971), Krauss und Heinsdorf (2008), Krapfenbauer 

und Buchleitner (1981). 

der Minerale die Waage, das heisst die 

Stoffbilanz ist ausgeglichen. Neben den 

nach wie vor zu hohen Stickstoffeinträgen 

beeinflusst heute vielerorts eine 

intensivierte Holzernte für energetische 

Zwecke den Nährstoffhaushalt 

von Wäldern. Bei der Vollbaumernte 

werden neben dem Stamm- und Derbholz 

auch kleinere Äste und Reisig 

sowie Blätter/Nadeln aus dem Wald 

entfernt. Doch gerade diese Kompartimente 

enthalten viele Nährstoffe, die 

dem Wald verloren gehen. So kann die 

zusätzliche Nutzung von Baumkronen, 

Rinden und Reisig den Nährstoffentzug 

im Vergleich zur Stammholznutzung um 

ein Vielfaches erhöhen (Abb. 4). 

Ob dies im Einzelfall eine Gefährdung 

darstellt, hängt sehr vom Zustand 

des Bodens, der Verwitterung und der 

Baumart ab. Nährstoffentzüge über die 

natürliche Nachlieferung aus der Verwitterung 

übersteigen führen zu negativen 

Nährstoffbilanzen und damit zu 

einer Verarmung der Standorte. 

Die wachsenden Ansprüche an den 

Wald sollten daher räumlich gesteuert 

werden, das heisst eine intensivere 

Nutzung sollte nur dort stattfinden, wo 

es der Nährstoffhaushalt und die Belastungen 

durch die Deposition zulassen. 

Hierfür stellt der Bund entsprechende 

Grundlagen bereit und macht vorhandene 

Informationen nutzbar. 

Bund (Umwelt 

inkl. Wald) 

Landw. und 

Verkehr 

Landwirte, Industrie und 

Verkehrsteilnehmer 

7.1 Sektorübergreifende 

Ansätze 

7.2 Befahren des 

Waldbodens 

arbeiten zusammen: 

berücksichtigen Emissionsreduktionen 

in Sektoralpolitiken 

unterstützt internationale 

Bestrebungen zur Luftreinhaltung 

knüpft Auflagen und Bedingungen 

zugunsten Bodenschutz 

an NFA-Subventionen 

setzen weniger Stickstoff 

und Schwermetalle frei 

Internationale Gemeinschaft 

senkt Immissionsgrenzwerte 

Waldbewirtschafter 

Wald 

Die Fruchtbarkeit des 

Waldbodens und seine 

Funktionsfähigkeit sind 

gewährleistet. 

Der Wald erbringt die 

Waldleistungen und trägt 

so zur Wohlfahrt bei. 

Kantone 

entwickeln Kommunikationsmassnahmen 

befahren den Waldboden 

schonend auf permanenten 

Gassen 

7.3 Nährstoffhaushalt 

klären Ausmass der durch Stickstoff 

und Versauerung gefährdeten 

Standorte ab 

? 

erarbeiten Konzept zur Verbesserung 

des Nährstoffhaushaltes 

Abb. 5. Vereinfachte Übersicht über das in der Waldpolitik 2020 vorgesehene Massnahmenbündel des Bundes betreffend Bodenschutz im 

Wald und dessen geplanten Wirkungen und Effekte. Bei der Stossrichtung «Nährstoffhaushalt» werden derzeit genauere Abklärungen vorgenommen. 

Erst nach Vorliegen dieser Resultate können Handlungsbedarf und Massnahmen bestimmt werden.


Massnahmen 

Für die Abklärung des Ausmasses der 

gefährdeten Waldstandorte sind folgende 

Massnahmen vorgesehen (Stossrichtung 

7.3 «Nährstoffhaushalt»; BAFU 

2013): 

– Ermittlung des Bodenzustands der 

Wälder, um Risiken hinsichtlich 

Mangelernährung, Nährstoffungleichgewichten 

und Nährstoffverlusten 

aus dem Boden besser einschätzen 

zu können. Diese Arbeiten 

laufen derzeit in einem Projekt des 

BAFU. 

– Bestimmung der Überschreitungen 

der Critical Loads: Überschreitungen 

weisen das langfristige Gefährdungspotenzial 

aus. Diese Arbeiten 

werden vom BAFU gefördert. 

– Kartenmässige Verschneidung von 

Gefährdungspotenzialen, das heisst 

Critical Loads, Karten der Stoffeinträge, 

Standorte geringer Basensättigung 

im Wurzelraum, Verwitterungsraten 

und Trockenstress. Diese 

Arbeiten werden teils schon durchgeführt, 

teils sind sie in Planung. 

– Formulierung von Empfehlungen 

für die Holzernte. 

4 Schlussfolgerungen und 

Perspektiven 

Die Waldpolitik 2020, inklusive der 

Massnahmen zum Bodenschutz, wird 

in den nächsten Jahren weiter umgesetzt. 

Der Schutz der Böden ist eine 

gemeinsame Aufgabe des Bundes, der 

Kantone und der Waldeigentümer. 

Dabei stützt sich der Bund auf die 

bestehenden Monitoringsysteme und 

arbeitet interdisziplinär mit weiteren 

Bundesstellen zusammen. Wichtige 

Partner sind auch die Forschungs- und 

Bildungsinstitute. Um die Risiken und 

zukünftigen Gefahren, gerade auch in 

Anbetracht des Klimawandels, besser 

abschätzen und voraussehen zu können, 

sind noch weitere Forschungsarbeiten, 

aber auch die Fortführung des 

Monitorings, notwendig. Ein wichtiger 

handlungsleitender Grundsatz ist das 

Vorsorgeprinzip. Die UNCED (1992) 

umschreibt das Vorsorgeprinzip wie 

folgt: «Angesichts der Gefahr irreversibler 

Umweltschäden soll ein Mangel 

an vollständiger wissenschaftlicher 

Gewissheit nicht als Entschuldigung 

Royal des Sciences Naturelle de Belgique 

164: 1–101. 

Emmett, B., 2007: Nitrogen saturation of 

terrestrial ecosystems: some recent findings 

and their applications for our conceptual 

framework. Water Air Soil Pollut. 

Focus 7: 99–109. 

Flückiger, W.; Braun, S.; Mainiero, R.; 

Schütz, K.; Thomas, V., 2011: Auswirkung 

erhöhter Stickstoffbelastung auf die Stabilität 

des Waldes. Synthesebericht im 

Auftrag des BAFU. 

Galloway, J.N.; Aber, J.D.; Erisman, J.W.; 

Seitzinger, S.P.; Howarth, R.W.; Cowling, 

E.B.; Cosby, B.J., 2003: The Nitrogen 

cascade. BioScience 53: 341–356. 

Iten B., 2009: Gesetzliche Grundlagen für 

den physikalischen Bodenschutz bei der 

Holzernte, in: Thees Oliver, Lemm Renato 

(Herausgeber), Management zukunftsfähige 

Waldnutzung. Zürich, vdf Hochschulverlag 

an der ETH Zürich, S. 247– 

259. 

Jacobsen, C.; Rademacher, P.; Meesenburg, 

H.; Meiwes, K. J., 2003: Gehalte chemischer 

Elemente in Baumkompartimenten. 

Literaturstudie und Datensammlung. 

Univ. Göttingen, Ber. Forsch.zent. Waldökosyst. 

B 69: 1–81. 

Kaufmann G.; Staedeli M.; Wasser, B., 

2010: Grundanforderungen an den naturnahen 

Waldbau. Projektbericht, Bundesamt 

für Umwelt, 86 S. 

Knoepfel, P.; Nahrath, S.; Savary, J.; Varone, 

F., 2010: Analyse des politiques suisses 

de l’environnement, Zurich/Coire, Verlag 

Rüegger, 2 ème édition, 592 p. 

Krapfenbauer, A.; Buchleitner, E., 1981: 

Holzernte, Biomassen- und Nährstoffaustrag, 

Nährstoffbilanz eines Fichtenbestandes. 

Cent.bl. gesamte Forstwes. 98: 

193–223. 

Krauss, H. H.; Heinsdorf, D., 2008: Herleitung 

von Trockenmassen und Nährstoffspeicherungen 

in Buchenbeständen. 

Eberswalde, Landesforstanstalt Eberswalde, 

72 S. 

Lüscher, P., 2010: Bodenveränderungen 

und Typisierung von Fahrspuren nach 

physikalischer Belastung. Schweiz. Z. 

Forstwes. 504–509. 

Lüscher, P.; Frutig F., Sciacca, S.; Spjevak, 

S.; Thees, O., 2009a: Physikalischer 

Bodenschutz im Wald – Bodenschutz 

beim Einsatz von Forstmaschinen. Birmensdorf, 

Eidg. Forschungsanstalt WSL. 

Merkbl. Prax. 45: 12 S. 

Lüscher P.; Borer, F.; Blaser, P., 2009b: 

Langfristige Beeinträchtigung der Fruchtbarkeit 

des Waldbodens durch mechadafür 

dienen, Massnahmen hinauszuzögern, 

die in sich selbst gerechtfertigt 

sind. Bei Massnahmen, die sich auf 

komplexe Systeme beziehen, die noch 

nicht voll verstanden worden sind und 

bei denen die Folgewirkungen von Störungen 

noch nicht vorausgesagt werden 

können, könnte der Vorsorgeansatz als 

Ausgangsbasis dienen.» 

Wir werden wohl nie alle Details des 

komplexen Systems Boden mit all seinen 

Wechselwirkungen mit der Biomasse, 

der Atmosphäre und dem Klima 

kennen und vorhersagen können. 

Erforderlich für detailliertere und flächenscharfe 

Empfehlungen sind Angaben 

zum chemischen und physikalischen 

Bodenzustand. Diese bereitzustellen 

ist gemäss Waldpolitik 2020 

Aufgabe des Bundes. In entsprechende 

Projekten wird daran gearbeitet. 

Doch ist das nun schon vorhandene 

Wissen hinreichend um bereits jetzt zu 

handeln. 

5 Literatur 

Aber, J.D.; Nadelhoffer, K.J.; Steudler, P.; 

Melillo, J.M., 1989: Nitrogen saturation 

in northern forest ecosystems. BioScience 

39: 378–386. 

Aber, J.D.; McDowell, W.; Nadelhoffer, 

K.J.; Magill, A.; Berntson, G.; Kamakea, 

M.; McNulty, S.; Currie, W.; Rustad, L.; 

Fernandez, I., 1998. Nitrogen saturation 

in northern forest ecosystems – Hypotheses 

revisted. BioScience 48: 921–934. 

Bergen V.; Löwenstein W.; Olschewski, 

R., 2013: Forstökonomie – volkswirtschaftliche 

Ansätze für eine vernünftige 

Umwelt- und Landnutzung. München, 

Vahlen. 2. Auflage, 477 S. 

Braun, S.; Thomas, V. F. D.; Quiring, R.; 

Flückiger, W., 2010: Does nitrogen deposition 

increase forest production? The 

role of phosphorus. Environ. Pollut. 158: 

2043–2052. 

Braun, S.; Kurz D., 2012: Nährstoffbilanzen 

bei Vollbaumnutzung. Zür. Wald 44: 

20–22. 

Bundesamt für Umwelt BAFU (Hrsg.) 

2013: Waldpolitik 2020 – Visionen, Ziele 

und Massnahmen für eine nachhaltige 

Bewirtschaftung des Schweizer Waldes. 

Bern, Bundesamt für Umwelt. 66 S. 

Duvigneau, P.; Denaeryer, S.; ambroes, 

P.; Timperman, J., 1971: Recherches sur 

l‘écosystème forêt. Mémoires de l’institute


nische Belastung. In: Thees, O.; Lemm, 

R. (Hrsg.) Management zukunftsfähige 

Waldnutzung. Zürich, vdf Hochschulverlag 

an der ETH Zürich, S. 261–270. 

Mellert, K. H.; Prietzel, J.; Straussberger, 

R.; Rehfuess, K. E., 2004: Long-term 

nutritional trends of conifer stands in 

Europe: results from the RECOGNITI- 

ON project. Eur. J. For. Res. 123: 305–319. 

Reid, W. V.; Mooney, H. A.; Cropper, A.; 

Capistrano, D.; Carpenter, S. R.; Chopra 

K.; Dasgupta, P. et al., 2005: Millennium 

Ecosystem Assessment. Ecosystems 

and Human Well-Being, Synthesis, Island 

Press, Washington DC, 137 p. http://www. 

millenniumassessment.org/documents/ 

document.356.aspx.pdf 

Rieder, S.R.; Frey, B., 2013: Methyl-mercury 

affects microbial activity and biomass, 

bacterial community structure but rarely 

the fungal community structure. Soil Biol. 

Biochem., in press. 

UNCED, 1992: UN-Konferenz für Umwelt 

und Entwicklung, Rio de Janeiro. Rio 

-Erklärung über Umwelt und Entwicklung, 

Grundsatz 15. Agenda 21, Artikel 35. 

Gesetzliche Grundlagen: 

Bundesverfassung BV, vom 18. April 1999 

(SR 101) 

Umweltschutzgesetz USG vom 7. Oktober 

1983 (SR 814.01) 

Waldgesetz WaG vom 4. Oktober 1991 (SR 

921.0) 

Waldverordnung WaV vom 30. November 

1992 (SR 921.01) 

Verordnung über Belastungen des Bodens 

VBBo vom 1. Juli 1998 (SR 814.12) 

Abstract 

Soil protection in forests – the contribution of the Swiss Confederation 

According to the Federal Constitution of the Swiss Confederation, the Swiss 

government must protect people and the environment against harmful and disagreeable 

influences. The Swiss legislation on Soil Protection specifies that soil fertility, 

including that of forest soils, should be protected in the long term. The Forest 

Act states that forest owners manage their forests sustainably to ensure the forest 

can perform its functions in the long term. 

The Forest Policy 2020, adopted by the Swiss Federal Council in 2012, defines 

a total of eleven policy objectives. These also concern the forest soil (including 

drinking water and tree vitality). Objective 7 “Forest soil, drinking water and the 

vitality of the trees shall not be endangered” formulates 3 strategic directions: 

intersectoral approaches, driving on forest soil, and nutrient balance. To pursue 

these objectives the Forest Division of FOEN cooperates with other sectors (intersectoral 

approaches), supports research and finances information campaigns in 

the form of information sheets. The Forest Division of FOEN also provides basic 

information, e.g. soil maps, or produces it if it is lacking, e.g. by preparing maps. 

Keywords: soil protection, forest soil, Forest Policy 2020, Switzerland


Umsetzung des Bodenschutzes im Aargauer Wald 

Alain Morier 

Departement Bau, Verkehr und Umwelt, Abteilung Wald, Entfelderstrasse 22, CH-5001 Aarau 

alain.morier@ag.ch 

Im Projekt «Bodenschutz im Wald» wurden zwischen 2008 und 2011 die Grundlagen 

für die Umsetzung von Bodenschutz-Massnahmen im Aargauer Wald geschaffen. 

Für den Kanton Aargau liegt eine flächendeckende Verdichtungsrisikokarte 

vor. Der Staatsforstbetrieb Habsburg sammelte Erfahrungen mit der Planung, 

Dokumentation und Markierung einer gesamtbetrieblichen Feinerschliessung. 

Das gesamte Forstpersonal besuchte Weiterbildungskurse zum Thema Bodenschutz. 

Zusammen mit dem Aargauischen Försterverband, den Forstunternehmern 

Schweiz, Region Aargau und dem Aargauischen Waldwirtschaftsverband 

entstanden fachliche Standards in Form von Empfehlungen. Seit 2012 berät und 

unterstützt ein Spezialist der Abteilung Wald die Förster bei der Umsetzung des 

Bodenschutzes in ihren Forstbetrieben. 

1 Ausgangslage 

Das Thema Bodenschutz im Wald ist 

im Kanton Aargau nicht neu. Schon 

das Aargauische Forstgesetz von 1860 

verlangte, dass die Abfuhrwege zweckmässig 

angelegt und entbehrliche Wege 

bepflanzt werden sollten. Mit dem 

Sturm Lothar 1999 hat die vollmechanisierte 

Holzernte im Aargauer Wald 

zugenommen und das Thema Bodenschutz 

ist wieder vermehrt ins Bewusstsein 

gerückt. Die Aargauer Waldpolitik 

(Kanton Aargau, Departement Bau, 

Verkehr und Umwelt, Abteilung Wald 

2007) will das Holz nachhaltig nutzen 

und den naturnahen Waldbau umsetzen. 

Der Boden soll bei der Holzernte 

geschont werden. Deshalb wurde 2008 

das Projekt «Bodenschutz im Wald» 

gestartet. 

2 Grundlagen 

Für den Kanton Aargau liegt seit 2009 

eine flächendeckende Verdichtungsrisikokarte 

als Grundlage für die Planung 

der Feinerschliessung und der 

Holzschläge vor. Sie wurde durch die 

Abteilung Wald mit Beratung der WSL 

erstellt und zeigt, wo die Böden empfindlich 

auf Befahrung reagieren können. 

Die Verdichtungsrisikokarte stellt 

das grundsätzliche Verdichtungsrisiko 

dar und nicht die aktuelle Befahrbarkeit 

des Bodens. Diese ergibt sich 

immer aus einer Kombination von 

aktueller Bodenfeuchte, Verdichtungsrisiko 

und eingesetzter Maschine. 

Knapp ein Drittel der Aargauer Waldfläche 

gilt als empfindlich (hohes oder 

sehr hohes Verdichtungsrisiko) oder ist 

nicht befahrbar. 

Im Rahmen des Bodenschutzprojekts 

wurde im Staatswald Habsburg 

die Feinerschliessung auf 95 Hektaren 

geplant, dokumentiert und im Gelände 

markiert. Es liegen praktische Erfahrungen 

zum Einsatz von GPS-Geräten 

und GIS, sowie zum Aufwand und zum 

Nutzen einer Feinerschliessungskarte 

vor. 

Massnahmen für den Bodenschutz 

können die Holzernte verteuern. Die 

Berechnung der Mehrkosten ist mit 

grossen Unsicherheiten behaftet. Von 

speziellem Interesse ist der Einfluss 

des Rückegassenabstands auf die Holzerntekosten. 

Diese Frage wurde mit 

Modellrechnungen, Vergleichen der 

Holzerntekosten gemäss BAR und 

Nachkalkulation von Holzschlägen 

unter sucht (Kanton Aargau, Departement 

Bau, Verkehr und Umwelt, 

Abteilung Wald 2012). 

3 Ausbildung 

Für die Umsetzung des Bodenschutzes 

im forstlichen Alltag ist das Verhalten 

des Forstpersonals ausschlaggebend. 

Zwischen September 2010 und 

Juni 2011 wurden an total 6 Kurstagen 

jeweils rund 60 bis 70 Forstingenieure, 

Förster, Maschinisten, Forstwarte 

und Lehrlinge weitergebildet. Insgesamt 

besuchten rund 400 Personen die 

Kurse, davon rund 30 Mitarbeiter von 

Forstunternehmungen. An den Posten 

«Boden und Spurtypen», «Maschinentechnik 

und organisatorische Massnahmen», 

«Feinerschliessung» und «Kosten-Nutzen 

des Bodenschutzes, Verantwortlichkeiten» 

wurde das Thema 

Bodenschutz im Wald umfassend vorgestellt 

(Kanton Aargau, Departement 

Bau, Verkehr und Umwelt, Abteilung 

Wald 2012).


4 Standard 

Die Empfehlungen für den Bodenschutz 

im Wald bilden das Kernstück 

für die praktische Umsetzung. Angestrebt 

wurde ein gemeinsamer, von 

den Betroffenen akzeptierter, fachlich 

guter Standard, der praktisch umsetzbar 

ist. Die Empfehlungen wurden 

vom Aargauischen Försterverband, 

von Forstunternehmer Schweiz, Region 

Aargau, vom Aargauischen Waldwirtschaftsverband 

und von der Abteilung 

Wald gemeinsam erarbeitet und 

verabschiedet. Die Themen Feinerschliessung, 

bauliche Massnahmen 

für den Bodenschutz, Grundsätze der 

Maschinentechnik, sowie Verantwortlichkeiten 

und organisatorische Möglichkeiten 

werden praxisnah dargestellt 

(Kanton Aargau, Departement 

Bau, Verkehr und Umwelt, Abteilung 

Wald; Aargauischer Försterverband; 

Forstunternehmer Schweiz, Region 

Aargau; Aargauischer Waldwirtschaftsverband 

2011). 

6 Fazit 

Die Umsetzung von Bodenschutz- 

Massnahmen ist eine Daueraufgabe. 

Sie gelingt nur, wenn die betroffenen 

Akteure partnerschaftlich zusammenarbeiten. 

Gemeinsam vereinbarte Standards 

spielen eine entscheidende Rolle. 

Im Kanton Aargau ist es gelungen, die 

Waldeigentümer, den Forstdienst und 

die Forstunternehmer für das Thema 

zu sensibilisieren: Der Bodenschutz 

geniesst heute bei allen einen hohen 

Stellenwert im Berufsalltag. Ohne eine 

anwendungsorientierte Forschung und 

Beratung durch die WSL, wären die 

vorliegenden Ergebnisse nicht möglich 

geworden. Herzlichen Dank allen 

Beteiligten für das aussergewöhnliche 

Engagement und die ausgezeichnete 

Zusammenarbeit! 

7 Literatur 

Kanton Aargau, Departement Bau, Verkehr 

und Umwelt, Abteilung Wald (Hrsg.) 

2007: Bericht zur Entwicklung des Waldes 

im Aargau, waldentwicklung AARGAU. 



2012: Projekt Bodenschutz im Wald. 

Schlussbericht. 


und Umwelt, Abteilung Wald; Aargauischer 

Försterverband; Forstunternehmer 

Schweiz, Region Aargau; Aargauischer 

Waldwirtschaftsverband (Hrsg.) 2011: 

Empfehlungen für den Bodenschutz im 

Wald. 



2012: Umsetzung des Bodenschutzes im 

Wald im Aargau. 

5 Beratung 

Seit 2012 berät und unterstützt ein Spezialist 

der Abteilung Wald die Förster 

bei der Umsetzung des Bodenschutzes 

in ihren Forstbetrieben (Kanton Aargau, 

Departement Bau, Verkehr und 

Umwelt, Abteilung Wald 2012). 

Abstract 

Putting soil protection into practice in Canton Aargau’s forest 

Between 2008 and 2011, the project “Soil Protection in Forests” laid the 

foundations for implementing soil-protection measures in Aargau’s forest and 

a soil compaction risk map covering the whole of the Canton of Aargau was 

produced. Habsburg’s state-run forest enterprise first obtained experience in 

planning, documenting and marking non-invasive tracks throughout its forest. All 

the forestry staff attended further training courses on soil protection. Professional 

recommendations were drawn up in cooperation with the Aargau Foresters’ 

Association, the Swiss Association of Forest Contractors, the Region of Aargau 

and the Aargau Forestry Association. Since 2012, a specialist from the Canton’s 

Forest Division has been advising and supporting foresters in implementing soil 

protection in their forest enterprises. 

Keywords: soil protection, implementation, Canton Aargau, training, forestry 

workers, recommendations


Ökonomische Überlegungen zum physikalischen 

Bodenschutz im Wald 

Oliver Thees und Roland Olschewski 


oliver.thees@wsl.ch 

Der Schutz des Waldbodens rückt immer mehr in den Fokus der mitteleuropäischen 

Forstwirtschaften – so auch in der Schweiz. Im Zentrum stehen dabei die 

Befahrung des Bodens mit Maschinen bei der Holzernte und die davon ausgehenden 

Risiken für die Bodenfruchtbarkeit und das Waldökosystem. Immer deutlicher 

wird die ökonomische Dimension des Themas, wenn nasse Witterung Planbarkeit 

und Ausführung der Arbeiten erschweren. Auch das öffentliche Interesse 

hat zugenommen: Verletzungen des Waldbodens werden von der Bevölkerung 

und in Naturschutzkreisen negativ wahrgenommen und die Medien berichten 

darüber. Das Thema birgt grosse ökologische, aber auch ökonomische und politische 

Herausforderungen, denn es geht um eine umfassende Nachhaltigkeit in der 

Waldbewirtschaftung. 

1 Das Problem 

Ein Drittel des Schweizer Waldbodens 

ist befahrbar bzw. kann mit bodengestützten 

Erntemethoden bewirtschaftet 

werden. Das Gefährdungspotenzial 

beträgt also rund 400000 Hektar. 

Erste Erhebungen sind beruhigend. 

Sie belegen den sorgsamen Umgang 

der Schweizer Forstwirtschaft mit ihrer 

Produktionsgrundlage (Schwyzer 

et al. 2010): Lediglich 1,3 Prozent der 

befahrbaren Waldfläche in der Schweiz 

sind nach Landesforstinventar durch 

Befahrung derart in Mitleidenschaft 

gezogen, dass der Zustand nicht mehr 

mit dem Gesetz zu vereinbaren ist. 

Gleichwohl bedingt der physikalische 

Bodenschutz Anpassungen der 

Waldbewirtschaftung: zusätzliche technische 

und organisatorische Massnahmen 

sind zu seiner Umsetzung notwendig. 

Die Forschung kümmert sich in 

diesem Zusammengang vor allem um 

bodenphysikalische und bodenbiologische, 

aber auch um verfahrenstechnische 

Fragen. Die Praxis reagiert durch 

Ausbildung und Sensibilisierung der 

Akteure für das Thema sowie mit einschlägigen 

Empfehlungen oder Richtlinien, 

welche die Befahrung im Zuge 

der Bewirtschaftung regeln. Die wirtschaftlichen 

Folgen dieser Konzepte 

und Massnahmen wurden bisher allerdings 

wenig untersucht. Vor allem fehlt 

eine gesamthafte betriebs- und volkswirtschaftliche 

Analyse des physikalischen 

Bodenschutzes im Wald. 

Denn die Massnahmen können teuer 

sein. Was sie genau kosten, ist nicht 

immer einfach festzustellen. Noch 

schwieriger ist es festzustellen, wie wirkungsvoll 

sie wirklich sind und welchen 

Nutzen sie genau stiften. Daher 

ist auch nicht von vornherein klar, welche 

Massnahmen erforderlich, effizient 

und effektiv sind. Vielfach handelt man 

vorsorglich. Es ist auch nicht klar, wer 

die Kosten in welchem Umfang trägt, 

und wie sie die Wettbewerbsfähigkeit 

der Holzproduktion beeinflussen. Ökonomisch 

zielgerichtetes Handeln wird 

dadurch enorm erschwert. 

2 Zielsetzung und Methoden 

Ökonomisch gesehen geht es auch 

beim Bodenschutz um den Umgang 

mit Knappheit und um Kosten-Nutzen-Überlegungen. 

Intakte Waldböden 

– annähernd noch in einem natürlichen 

Zustand – drohen zu verknappen. 

Und Bodenschutz ist nicht umsonst zu 

haben, er kostet Geld. Ökonomisches 

Handeln beruht hier auf dem ökonomischen 

Prinzip, ein bestimmtes Ziel 

mit minimalen Mitteln zu erreichen. Es 

besteht privates und öffentliches Interesse 

am Bodenschutz und es stellt sich 

in beiden Fällen die Frage, ob Bodenschutz 

in genügender Menge und Qualität 

erzeugt wird. 

Vor diesem Hintergrund ist es das 

Ziel des Beitrages, den physikalischen 

Bodenschutz bei der Waldbewirtschaftung 

unter ökonomischen Gesichtspunkten 

zu analysieren. Dabei geht es 

darum, die ökonomischen Wirkungen 

des Bodenschutzes zu erfassen, zu systematisieren 

und im Hinblick auf die 

Ausgestaltung des Managements auf 

betrieblicher und hoheitlicher Ebene 

zu analysieren. Die ökonomische Einbettung 

des Bodenschutzes verspricht 

eine differenzierte Einsicht in die 

Realität, ein besseres Verständnis der 

Zusammenhänge und vielleicht neue 

Erkenntnisse, um bessere Entscheidungen 

zu ermöglichen. 

Für die Analyse eines solchen Problems 

stellt die Ökonomie drei wesentliche 

Perspektiven bereit: 

1 Die produktionsökonomische Perspektive 

untersucht die Auswirkungen 

auf die Produktionskosten. 

2 Die industrieökonomische Perspektive 

fokussiert auf die Wettbewerbswirkungen. 

3 Die institutionenökonomische Perspektive 

stellt Kontroll- und Anreizprobleme 

in den Vordergrund. 

Der Beitrag analysiert den physikalischen 

Bodenschutz im Wald unter diesen 

methodischen Aspekten, beleuchtet 

seinen Charakter als Produkt 

ökonomischen Handelns und zieht 

Schlussfolgerungen für dessen Behandlung 

in Forschung und Praxis.


3 Gesetzliche Grundlagen 


– was muss 

erreicht werden? 

Ziel der Bodenschutzgesetzgebung ist 

die langfristige Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit 

(Art. 1 Abs. 1 USG, Art 1 

VBBo). Das Konzept ist auf die Sicherstellung 

der Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit 

und damit vorwiegend 

auf vorsorgliche Massnahmen ausgerichtet 

(Iten 2009). 

Art. 1 Abs. 1 USG: «Zweck: 

1 Dieses Gesetz soll Menschen, Tiere 

und Pflanzen, ihre Lebensgemeinschaften 

und Lebensräume gegen 

schädliche oder lästige Einwirkungen 

schützen sowie die natürlichen 

Lebensgrundlagen, insbesondere 

die biologische Vielfalt und die 

Fruchtbarkeit des Bodens, dauerhaft 

erhalten. 

2 Im Sinne der Vorsorge sind Einwirkungen, 

die schädlich oder lästig 

werden könnten, frühzeitig zu 

begrenzen.» 

Näheres zur Vermeidung von Bodenverdichtungen 

und Erosion findet sich 

in der Verordnung über Belastungen 

des Bodens (VBBo, Art. 6): 

«Wer Anlagen erstellt oder den Boden 

bewirtschaftet, muss unter Berücksichtigung 

der physikalischen Eigenschaften 

und der Feuchtigkeit des Bodens 

Fahrzeuge, Maschinen und Geräte so 

auswählen und einsetzen, dass Verdichtungen 

des Bodens vermieden werden, 

welche die Bodenfruchtbarkeit langfristig 

gefährden.» 

Auch die Waldgesetzgebung des Bundes 

sieht in Art. 28 Buchstabe d der 

Verordnung vom 30. November 1992 

über den Schutz des Waldes (WaV; SR 

921.01) vor, dass die Kantone Massnahmen 

zur Verminderung physikalischer 

Belastungen des Bodens treffen müssen, 

um Waldschäden zu verhindern. 

Als Waldschäden gelten dabei Schäden, 

welche die Erhaltung des Waldes 

gefährden können (Iten 2009). 

Das schweizerische Bodenschutzund 

Waldrecht enthält also verschiedene 

Bestimmungen, die den Schutz der 

Bodenfruchtbarkeit vor physikalischen 

Beeinträchtigungen vorsehen. Beim 

Vollzug dieser Bestimmungen wird den 

Kantonen als Vollzugsbehörden ein 

Der Schutz des Waldbodens kann, wie 

auch der Klima- oder Biodiversitätsschutz 

(Vogt und Sturm 2011), als 

ein eigens erzeugtes öffentliches Gut 

angesehen werden. Im Gegensatz zu 

privaten Gütern zeichnen sich öffentliche 

Güter dadurch aus, dass das Ausschlussprinzip 

nicht greift und gleichzeitig 

keine Rivalität in der Nutzung 

vorliegt. Da der Bodenschutz auf der 

gesamten Waldfläche zu gewährleisten 

ist und der Wald frei zugänglich 

ist, kann niemand von der positiven 

ästhetischen Wirkung ausgeschlossen 

werden. Aber auch unabhängig 

vom Betretungsrecht kann die Bevölkerung 

beispielsweise vom Erosionsund 

Klimaschutz profitieren. Insofern 

handelt es sich beim Bodenschutz um 

ein öffentliches Gut. Allerdings hat 

dieses Gut auch eine private Komponente: 

Der Waldeigentümer profitiert 

in der Regel, wenn er schonend mit 

seinen Ressourcen umgeht: dies zum 

einen heute durch mögliche Wettbewerbsvorteile 

im Rahmen der Waldzertifizierung 

und zum anderen durch 

positive Auswirkungen auf die zukünftige 

Holzproduktion. Gegenüber dieser 

letztgenannten, langfristigen Perspektive 

hat aber oft die kurzfristige, 

liquiditätsorientierte Sicht ein grösseres 

Gewicht. Konkrete Gründe hierfür 

sind vor allem die terminlichen Lieferverpflichtungen 

und die zusätzlichen 

Holzerntekosten besonders vorsorglicher 

Massnahmen. Offensichtlich 

können zwischen Öffentlichkeit 

und Eigentümer unterschiedliche Vorstellungen 

darüber existieren, wie viel 

Bodenschutz produziert werden soll, 

wie das zu erreichende Ziel bzw. die 

Grenze zum Schaden genau zu definieren 

ist und wie viele Mittel zur Erreichung 

diese Zieles eingesetzt werden 

sollen. 

Hat also der in der Zukunft liegende 

positive Effekt auf die Holzproduktion 

ein zu geringes Gewicht im heutigen 

produktionsökonomischen Kalkül 

des Waldbesitzers oder ergeben sich 

aus der Zertifizierung keine industrieökonomischen 

Anreize für einen verstärkten 

Bodenschutz, wird das Gut 

Bodenschutz in geringerem Umfang 

produziert. In dieser Situation kann 

der Staat die Bereitstellung aus übergeordneten 

wirtschaftlichen, ökologischen 

und ideellen Überlegungen 

erzwingen, unabhängig von den Prägewisser 

Spielraum belassen, beispielsweise 

bei der Bestimmung des zulässigen 

Ausmasses an Bodenbeeinträchtigung 

oder der Wahl der konkreten 

Schutzmassnahmen (Iten 2009). Für 

die Forstwirtschaft stellt sich die Frage, 

was der Gesetzestext in der täglichen 

Praxis konkret bedeutet. Nach Iten 

(2009) kann sie bei der Bestimmung 

des zulässigen Ausmasses an Bodenbeeinträchtigung 

mitwirken. Die WSL ist 

dieser Frage aus bodenphysikalischer 

und bodenbiologischer Sicht nachgegangen 

und hat praxisgerecht definiert, 

welche Bodenzustände nach einer 

Befahrung mit dem Gesetz kollidieren 

und welche nicht. Da die unterschiedlichen 

Zustände mit den Fahrspuren an 

der Bodenoberfläche korrespondieren, 

war es möglich, eine Fahrspurtypisierung 

als Grundlage für die Umsetzung 

des Bodenschutzes in der Praxis zu entwickeln 

(Lüscher et al. 2009a; Lüscher 

et al. 2014). Mit dem sogenannten Spurtyp 

3 konnte ein Schwellenwert definiert 

werden, den es aus bodenökologischen 

Gründen zu vermeiden gilt. 

Wichtig ist festzustellen, dass dieser 

Schwellenwert auch bei sorgfältiger 

fachgerechter Arbeit nicht gänzlich 

vermieden werden kann. Das bedeutet, 

dass ein gewisses geringes Ausmass 

toleriert werden muss, wenn man die 

Waldbewirtschaftung aufrechterhalten 

will. Diese Spezifikation hat noch nicht 

stattgefunden. 

4 Bodenschutz als öffentliches 

und privates Gut 

Physikalischer Bodenschutz bei der 

Holzernte besteht im vorsorglichen 

Vermeiden von Schäden bzw. unerwünschten 

Bodenzuständen: Nach der 

Erntemassnahme soll sich der Waldboden 

in einem möglichst wenig veränderten 

Zustand befinden. Der Schutz 

des Waldbodens wird in der Schweiz, 

wie auch in anderen Ländern, nicht 

der Entscheidung des Waldeigentümers 

allein überlassen, sondern via 

Gesetz und Behörden «nachgefragt» 

bzw. erzwungen. Eine ökonomische 

Betrachtung kann hilfreich sein, um zu 

verstehen, warum dies so ist, und um zu 

prüfen, ob nicht auch Marktmechanismen 

zur Förderung des Bodenschutzes 

eingesetzt werden könnten.


ferenzen der betroffenen Wirtschaftssubjekte. 

Man spricht dann von einem 

öffentlichen beziehungsweise privaten 

meritorischen Gut (Bergen et al. 2013). 

Bei der Charakterisierung des Gutes 

Bodenschutz ist ausserdem zu erwähnen, 

dass der tatsächliche Schutz des 

Bodens schwierig zu erkennen, zu messen 

und zu bewerten ist. Verschärft 

wird dieses Problem durch die Heterogenität 

der Böden in der Schweiz. 

Diese Eigenschaften können insbesondere 

die betriebliche und hoheitliche 

Kontrolle erschweren. In den folgenden 

Analysen wird sich zeigen, welche 

ökonomischen Wirkungen sich aus den 

skizzierten Eigenschaften des Bodenschutzes 

ergeben. 

5 Produktionsökonomische 

Perspektive 

5.1 Welche Kosten verursacht der 

physikalische Bodenschutz? 

Der Schutz des Waldbodens verursacht 

Mehrkosten. Diese entstehen vor allem 

bei der Holzernte, hervorgerufen durch 

zusätzliche Massnahmen, die unmittel- 

bar mit seiner Erzeugung verbunden 

sind. Spjevak und Thees haben 2009 

erstmalig versucht, die Kosten des physikalischen 

Bodenschutzes zu erfassen, 

zu strukturieren und grob abzuschätzen. 

Tabelle 2 gibt einen Überblick 

über die kostenverursachenden Massnahmen. 

Auf der Ebene des Kantons fallen 

Kosten im Rahmen der hoheitlichen 

Überwachung des Bodenschutzes an. 

Auf der Ebene des Betriebes handelt 

es sich einerseits um investive Massnahmen 

wie die Ausbildung der Mitarbeiter 

und die Kartierung der Befahrungsempfindlichkeit 

der Waldböden 

und andererseits um operative Massnahmen 

beim einzelnen Holzschlag, 

wie den Einsatz bodenschonender 

Spezialausrüstungen der Maschinen 

bis hin zum Einsatz von seilgestützten 

Erntesystemen (vgl. Tab. 1). Diese 

Massnahmen verteuern die Holzproduktion; 

sie verursachen fixe und variable 

Kosten. Insgesamt handelt es sich 

um betriebswirtschaftliche Gemeinkosten 

(indirekte Kosten), weil sie nur 

indirekt den einzelnen Kostenträgern, 

in der Regel dem Festmeter, zurechenbar 

sind. Grundlegende Massnahmen 

auf der Ebene des Betriebes sind die 

Weiterbildung des Personals sowie 

die Bodenzustandsermittlung und die 

Abnahme der Arbeiten nach Beendigung 

eines Holzschlages. Diese wichtigen 

Massnahmen kosten vergleichsweise 

wenig und bringen viel. Wenn 

man zusätzlich noch dafür sorgt, dass 

mit möglichst geringem Reifeninnendruck 

gefahren wird, hat man schon 

sehr viel getan. Darüber hinaus kann 

man alle anderen Massnahmen als 

optional ansehen, das heisst, sie sind im 

Einzelfall je nach standörtlichen und 

betrieblichen Verhältnissen zu wählen. 

Die minimalen Kosten, die sich aus 

den grundlegenden Massnahmen ergeben, 

betragen rund 5 CHF/ha und Jahr 

beziehungweise 0.5 CHF/m 3 und haben 

damit einen Anteil von knapp ein Prozent 

am mittleren Holzernteaufwand. 

Bei schwierigen Verhältnissen und 

hohen Ansprüchen können die Kosten 

allerdings massiv ansteigen und Werte 

zwischen 50 und 100 CHF/ha und 

Jahr beziehungsweise 5 und 10 CHF/ 

m 3 annehmen. Eher teure Massnahmen 

bestehen darin, grosse Beiseilentfernungen 

in Kauf zu nehmen oder auf 

bodengestützte Erntesysteme zu verzichten 

und Seilsysteme einzusetzen. 

Die Höhe der Kosten hängt stark 

von der standörtlichen Situation und 

vom Stellenwert des Bodenschutzes 

Tab. 1. Überblick über kostenrelevante Massnahmen für den physikalischen Bodenschutz aus der Sicht des Forstbetriebes (Spjevak und 

Thees 2009a, modifiziert). Fett: Basismassnahmen. *Es wird vom häufigeren Fall ausgegangen, dass die spezifischen bodenschonenden 

Maschinenausrüstungen einem Forstunternehmen gehören. Bei ihrem Einsatz (Fremdregie) handelt es sich dann um zusätzlich variable 

Kosten beim einzelnen Holzschlag, die der Unternehmer erstattet haben will; im Fall des Eigenregieeinsatzes handelt es sich um zusätzliche 

Investitionen des Forstbetriebes. 

Planung 

(Betrieb) 

Steuerung und 

Durchführung 

(Betrieb) 

Überwachung 

(Kanton) 

Zusätzliche Investitionen 

– Weiterbildung Betriebsleiter 

– Kartierung im Hinblick auf Befahrungsempfindlichkeit, 

Markierung 

und Dokumentation der Feinerschliessung 

– Weiterbildung Maschinenführer 

– Software zur Beurteilung der 

Befahrbarkeit 

– Instrumente zur Messung der 

Bodenfeuchte 

– Schlepper mit geringerer Radlast 

Zusätzliche Massnahmen beim einzelnen Holzschlag verursachen 

fixe Kosten 

variable Kosten 

– Festlegen von Ausweichflächen 

– Umweltleistungsbewertung 

bezüglich Bodenschutz 

– Beurteilung des Bodenzustandes 

→ Entscheid fahren/nicht fahren 

– Unterbruch der Arbeiten und 

Umsetzen auf Ausweichflächen 

– Regenerationsmassnahmen 

– Abnahme der Arbeiten 

– Kontrollen und gegebenenfalls 

Sanktionsmassnahmen 

– Vergrösserung des Rückegassenabstandes 

(>20m) 

– Spezifische Maschinenausrüstungen*: 

Reifen grösserer Nennbreite 

Reifendruckregelanlage 

Bogiebänder 

Traktionshilfswinde 

– Partieller Verzicht auf Befahrung, 

z.B. grössere Beiseilentfernungen 

beim Rücken 

– Rücken mit reduzierter Last bzw. 

kleinerer Maschine 

– Wechsel von boden- auf seilgestützte 

Erntesysteme


im Betrieb ab. Ein Betrieb mit hohem 

Anteil befahrungsempfindlicher Böden 

wird entsprechend höhere Kosten in 

Kauf nehmen müssen. Es sind ähnliche 

Rahmenbedingungen wie die Steilheit 

des Geländes, welche die Holzproduktion 

verteuern, die aber hinzunehmen 

sind und nicht geändert werden können. 

Unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten 

gilt ein besonderes Augenmerk 

den Kosten, die durch grössere 

Rückegassenabstände verursacht werden 

und sich vor allem beim mechanisierten 

Fällen und Aufarbeiten niederschlagen: 

Heutige Radvollernter 

haben eine Kranreichweite von rund 

zehn Metern. Somit können alle Bäume 

innerhalb eines zehn Meter breiten 

Streifens beidseits der Rückegasse 

vom Ausleger des Vollernters erreicht 

werden. Für einen flächendeckenden 

Einsatz des Vollernters darf also 

der Abstand zwischen den Rückegassen 

nicht grösser als 20 Meter sein. 

Bei grösseren Gassenabständen gibt 

es eine Zwischenzone, in welcher 

die Bäume von der Maschine nicht 

erreicht werden können. Bäume in 

dieser Zwischenzone werden je nach 

Baumdimension und Gassenabstand 

zugefällt oder, wenn dies aufgrund zu 

geringer Baumhöhen oder zu grosser 

Gassenabstände nicht möglich ist, vorgeliefert. 

Jäger (2013) hat im Rahmen 

seiner Masterarbeitan der ETH Zürich 

diese Kosten modellhaft quantifiziert. 

Pro zehn Meter Zunahme des Gassenabstandes 

ergeben sich hier 2 CHF/m 3 

(Abb. 1). Diese an sich schon beachtlichen 

durchschnittlichen Mehrkosten 

können sich im Einzelfall, vor allem im 

Schwachholz, auch auf rund 10 CHF/ 

m 3 und mehr belaufen. 

5.2 Welchen Nutzen stiftet der 

physikalische Bodenschutz? 

Holzerntekosten [CHF/m 3 ] 

44 

42 

40 

38 

36 

34 

32 

30 

60 

55 

50 

45 

40 

35 

30 

10 20 30 40 50 60 

Rückegassenabstand [m] 

Abb. 1. Durchschnittliche Holzerntekosten über eine gesamte Umtriebszeit bei verschiedenen 

Rückegassenabständen (Jäger 2012; Vollerntereinsatz, Fichtenbestand). 

Erntekostenfreier Erlös [CHF/m 3 ] 

25 

10 20 30 40 50 60 

Rückegassenabstand [m] 

Szenarium 1 

Szenarium 2 

Szenarium 3 

Abb. 2. Erntekostenfreier Erlös bei den verschiedenen Szenarien in Abhängigkeit des Gassenabstandes 

(Jäger 2012). Die Szenarien werden im Text erläutert. 

Der langfristige Nutzen besteht darin, 

dass ein schonender Umgang mit dem 

Boden heute zu einer ertragreichen 

Holzproduktion in der Zukunft beiträgt. 

Der kurzfristige Nutzen entsteht 

durch Einsparungen, die sich aus unterlassenen 

Massnahmen für den Bodenschutz 

heute ergeben. In der Praxis ist 

es oft so, dass dem Waldbewirtschafter 

der kurzfristige Nutzen wichtiger ist als 

der langfristige Nutzen, da sich dieser 

wesentlich später auswirkt. 

Der ungenügende Schutz des Waldbodens 

bei der Holzernte heute kann 

aber Kosten in der Zukunft verursachen. 

Diese äussern sich in Form von 

Mindererlösen bei der Holzproduktion. 

Sie sind ursächlich zurückzuführen 

auf mögliche Zuwachseinbussen 

infolge intensiver Feinerschliessung 

und auf fäulnisbedingte Wertverluste 

infolge Bestandes- und Wurzelschäden 

beim verbleibenden Bestand. Der Nutzen 


besteht also in der Vermeidung dieser 

Mindererlöse. Hinzu kommt noch die 

Verringerung von Stabilitätsrisiken der 

Bestände. 

Jäger (2012) hat im Rahmen seiner 

Masterarbeit an der ETH Zürich 

versucht, diese Mindererlöse mittels 

modellhafter Kalkulationen für verschiedene 

Rückegassenabstände zu 

schätzen (Abb. 2). Dabei wurden verschiedene 

Szenarien mit unterschiedlichen 

Produktionsverlusten und 

Zuwachseinbussen berechnet. Grundlage 

der vielen Annahmen und Berechnungen 

bildete eine umfangreiche 

Literaturanalyse. In Szenarium 1 treten 

keine Zuwachsverluste auf. In Szenarium 

2 können die Gassenrandbäume 

den Zuwachsverlust der Gassen


Abbildung 3 zeigt die Kosten-Nutzen-Relationen 

der einzelnen Ausrüstungsvarianten 

auf dem sandigen 

(blau hervorgehoben) und schluffigen 

(rot hervorgehoben) Lehm. Die Referenzvariante 

«600» bedeutet, dass der 

Bodenschutz streng eingehalten wird, 

ohne dass Zusatzausrüstungen eingesetzt 

werden. In diesem Fall entstehen 

folglich keine Mehrkosten, die Jahresauslastung 

bzw. die bodenschonende 

Einsatzdauer reduziert sich aber auf 

80 Tage auf schluffigem Lehm im Jahr 

2004. Auf sandigem Lehm liegt sie bei 

140 Tagen. Diese Werte sind in Abbildung 

3 mit den Grenzen der Spanne 

der Einsatztage eingezeichnet. Folglich 

sind auf sandigem Lehm in einem 

Jahr mit durchschnittlicher Niederschlagsmenge 

genügend oder sogar 

mehr bodenschonende Einsatztage für 

die Holzernte im Vergleich zur durchschnittlichen 

Jahresauslastung möglich. 

Diese Feststellung allein genügt allerdings 

nicht, es kommt auch darauf an, 

wie diese bodenschonenden Tage im 

Jahresverlauf verteilt sind. 

Die übrigen Varianten gehen davon 

aus, dass die Vorgaben des Bodenzur 

Hälfte ausgleichen. Keinen Ausgleich 

des Zuwachsverlustes der Gassen 

durch die Randbäume gibt es in 

Szenarium 3. 

Für die Szenarien wurden zusätzlich 

die Wertverluste durch Fäulebefall des 

Holzes als Folge von Stamm- und Wurzelverletzungen 

durch Holzernteprozesse 

berechnet. Mindererlöse durch 

Zuwachseinbussen sind meist höher als 

die Wertverluste durch Fäule. Für die 

Szenarien 2 und 3 wurde angenommen, 

dass Bäume mit einem Abstand von bis 

zu vier Metern vom seitlichen Rand 

der Rückegasse von Wurzelverletzungen 

betroffen sein können, da ihre 

Wurzeln bis in den Gassenbereich reichen. 

Weiter wurde angenommen, dass 

bei jeder Durchforstung bei 40 Prozent 

dieser Bäume Wurzeln verletzt werden, 

60 Prozent dieser verletzten Bäume 

von Fäulepilzen befallen werden und 

dass es durchschnittlich 10 Jahre dauert, 

bis die Fäule von den Wurzeln bis 

in den Baumstamm vordringt. 

Der optimale Gassenabstand ist 

jener, bei welchem die durchschnittlichen, 

über eine gesamte Umtriebszeit 

gerechneten erntekostenfreien Erlöse 

am höchsten sind. Je nach Szenarium 

liegt er bei 30 oder 40 Metern. 

Allerdings sind die Unterschiede zwischen 

den erntekostenfreien Erlösen 

für die unterschiedlichen Gassenabstände 

gering, dürften sich im Falle 

einer Abzinsung der Geldwerte sogar 

weiter verringern und würden sich bei 

einer realistischen Variation der Eingangsgrössen 

auch verändern. Szenario 

1 widerspiegelt eine kurzfristige 

Betrachtung ohne Zuwachs- und Wertverluste. 

Grosse Unterschiede zwischen den 

Rückegassenabständen ergeben sich 

nur dann, wenn die Frage des Produktionsverlustes 

infolge der Gassenanlage 

komplett bejaht oder verneint wird; 

hier sollte das Paradigma, dass die Gassenrandbäume 

den Produktionsverlust 

ausgleichen, kritisch unter die Lupe 

genommen werden. 

Zusätzlicher Nutzen kann noch entstehen, 

wenn die Investitionen in die 

Maschinentechnik, insbesondere in die 

Zusatzausrüstungen (Abb. 3) es erlauben, 

einen empfindlichen Boden «länger», 

also bei höheren Wassergehalten 

zu befahren. Der Nutzen besteht hier 

in zusätzlichen Einsatztagen der Holzerntemaschinerie 

(Spjevak et al. 2009). 

Mehrkosten (Fr./m 3 ) 

0.8 

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 

0.0 

"710+RDA" 

"600+RDA" 

"710" 

"600" 

50 100 150 200 250 300 350 

"600+BB" 

Aktuelle durchschnittliche Maschinenauslastung 

in der Praxis 

… ohne besondere Berücksichtigung des 

boiBodenschutzes 

… ohne Zusatzausrüstungen 

… unabhängig von der Bodenart 

Nutzen – Bodenschonende Einsatztage (Tage/Jahr) 

"710+BB" 

Abb. 3. Kosten-Nutzen-Relation, berechnet für den Forwarder John Deere 1110 D und 

für das Jahr 2004. (Spjevak et al. 2009b; Rot: Schluffiger Lehm. Blau: sandiger Lehm. Die 

für eine Forstmaschine angenommene erforderliche jährliche Einsatzdauer beträgt in der 

Schweiz rund 130 Tage bzw. 1100 Stunden; 600 bzw. 710: Reifenbreite in mm; BB: Bogiebänder; 

RDA: Reifendruckregelanlage). 

schutzes streng eingehalten und hierfür 

Zusatzausrüstungen eingesetzt 

werden. Die Kosten der Ausrüstungen 

wurden insbesondere in Abhängigkeit 

von der jeweiligen Auslastung berechnet. 

Somit sinken die Durchschnittskosten 

bei zunehmender Auslastung. 

Die breiteren Reifen, die Reifendruckregelanlage 

sowie deren Kombination 

ergeben die gleiche bodenschonende 

Einsatzdauer mit 80 Tagen auf schluffigem 

Lehm und 140 Tagen auf sandigem 

Lehm. Ihre Kosten sind unterschiedlich, 

bleiben aber im Bereich von 

weniger als 1 CHF/m 3 . Bei 80 Einsatztagen 

im Jahr 2004 auf dem sandigen 

Lehm kosten die breiteren Reifen rund 

0.30 CHF/m 3 , bei 140 Tagen 0.10 Franken 

weniger pro m 3 . Die Reifendruckregelanlage 

kostet bei 80 Einsatztagen 

rund 0.50 CHF/m 3 und bei 140 Tagen 

gleich viel wie die Breitreifen. Die 

summierten Einzelkosten ergeben sich 

aus der Kombination beider Ausrüstungen. 

Für den Einsatz der Bogiebänder 

wurde angenommen, dass diese in 

einem Zyklus von 10 Tagen montiert 

und demontiert werden. Sie kosten mit 

600er Reifen bei 220 bis 250 Einsatz-


tagen konstant 0.60 CHF/m 3 . Die Kosten 

verändern sich nicht nennenswert, 

weil die Auslastung auf beiden Böden 

bereits relativ hoch ist. Mit Bändern 

und breiteren Reifen können beide 

Böden praktisch das ganze Jahr befahren 

werden. Die durchschnittlichen 

Kosten sind vor allem aufgrund dieser 

hohen theoretischen Auslastung relativ 

gering. Mit maximal rund 1,5 Prozent 

des durchschnittlichen Holzernteaufwands 

im Schweizer Mittelland sind 

die Mehrkosten pro m3 bei allen untersuchten 

Maschinenausrüstungen vergleichsweise 

gering. 

5.3 Produktionsökonomische 

Folgerungen 

Bodenschutz kann erhebliche Kosten 

verursachen. Es zeigt sich aber auch, 

dass den Massnahmen ein namhafter 

Nutzen in Form vermiedener Kosten 

gegenüber stehen kann. Es kann 

also durchaus im eigenen Interesse des 

Waldbesitzers liegen, seine Produktionsgrundlage 

Boden zu schützen. Dies 

heisst, dass eine Abwägung zwischen 

kurz- und langfristigen Effekten stattfinden 

muss. Die individuellen Zeitpräferenzen 

und Liquiditätsanforderungen 

der Wirtschafter entscheiden über 

die Gewichtung der beiden Seiten. 

Die Kosten für den physikalischen 

Bodenschutz hängen auch davon ab, 

wie viel Bedeutung man letztlich dem 

Bodenschutz beimisst und zu zahlen 

bereit ist. Dies kann deutlich über die 

gesetzliche Vorgabe hinausgehen, wie 

das Beispiel Baden-Württemberg zeigt, 

wo im Staatswald standortsunabhängig 

ein 40 m-Gassenabstand gilt. Dieser 

betriebliche Entscheid ist strategisch, 

auf Risikominderung abzielend und 

normativer Natur. 

Das Minimalprogramm lässt sich 

vergleichsweise kostengünstig umsetzen. 

Hinzu kommt, dass das generelle 

Absenken des Reifeninnendrucks 

auf den vom Hersteller gewährleisteten 

Minimalwert fast nichts kostet und 

viel bringt. Darüber hinaus können 

aber auch Kostensenkungspotenziale 

vermutet werden. Sie bestehen in Skalen- 

und Verbundeffekten. Skaleneffekte 

ergeben sich bei höherer Auslastung 

bodenschonender Erntetechnik 

und -methoden, welche durch betriebsübergreifende 

Planung und Steuerung 

der Holzernte erreicht werden kann. 

Zur Überwindung der Strukturprobleme 

der Schweizer Forstwirtschaft wäre 

dies sowieso zu prüfen. 

Die risikomindernden Massnahmen 

für den Bodenschutz lassen sich 

den drei Ebenen Feinerschliessung, 

Maschinentechnik und Maschineneinsatz 

zuordnen. Den Rückegassenabständen 

kommt dabei eine besondere 

Bedeutung zu. Sie beeinflussen Kosten 

und Qualität des Bodenschutzes 

in hohem Mass. Rückegassen stellen 

eine (semi-) permanente Anlage dar 

und sind unabhängig von der einzelnen 

Hiebsmassnahme zu planen. Grössere 

Rückegassenabstände können sich 

unter bestimmten Umständen langfristig 

trotz kurzfristig höherer Erntekosten 

wirtschaftlich lohnen. Ein entsprechender 

Entscheid hängt aber von 

vielen, teilweise unsicheren Faktoren 

ab. Er ist im Einzelfall abhängig von 

den Boden- und Wuchsverhältnissen, 

der Qualität der Holzernte sowie von 

den Betriebszielen bzw. den ökonomischen 

Bewertungen des Eigentümers. 

Erschwerend kommt hinzu, dass die 

mit der Vergrösserung der Abstände 

einhergehende höhere Befahrungsfrequenz 

auf den verbleibenden Gassen 

bodenphysikalisch und bodenbiologisch 

noch nicht ausreichend untersucht 

ist. Auf jeden Fall erscheint eine 

staatliche verordnete Vorschrift des 

Gassenabstandes ökonomisch und 

ökologisch zweifelhaft und ordnungspolitisch 

bedenklich. 

6 Industrieökonomische 

Perspektive 

Die industrieökonomische Perspektive 

betrachtet das wirtschaftliche Handeln 

unter Wettbewerbsgesichtspunkten. 

Dabei wird von unvollkommenen 

Märkten ausgegangen; im Mittelpunkt 

stehen die Oligopole. Analysiert werden 

die Struktur von Märkten sowie die 

Strategie von Unternehmen auf diesen 

Märkten. Als dominante Unternehmensstrategie 

wird die Erhöhung der 

Marktmacht des einzelnen Unternehmens 

bzw. die Vermeidung von Wettbewerb 

angesehen. Dazu wurde von der 

Harvard School das «Marktstruktur- 

Marktverhalten-Marktergebnis Konzept» 

entwickelt (Bergen et al. 2013). 

Dieses geht davon aus, dass von der 

Marktstruktur (z. B. Zahl der Anbieter, 

Grad der vertikalen Integration) auf 

das Marktverhalten (z. B. Preisbildung, 

Investitionen) und daraus wiederum 

auf die Marktergebnisse (z. B. Preise, 

Mengen, Gewinnverteilung) geschlossen 

werden kann. 

6.1 Welche Wettbewerbswirkungen 

sind zu erwarten? 

Die Industrieökonomik fragt nach dem 

Einfluss, den die Struktur einer Branche 

auf das Marktergebnis hat. Wesentliche 

Merkmale der Struktur der 

Schweizer Forstwirtschaft sind 

– der hohe Anteil öffentlichen Waldes 

– die kleinteiligen Besitz- und Bewirtschaftungsverhältnisse 

– die hohe Relevanz einer Vielzahl 

von Ökosystemdienstleistungen 

– der hohe Anteil zertifizierten 

Waldes 

Die Marktstruktur der Schweizer 

Forstwirtschaft ist durch kleinteilige 

Waldbesitz- und Bewirtschaftungs- 

Verhältnisse sowie von öffentlichen 

Anbietern geprägt – etwa 70 Prozent 

der Waldfläche wird von politischen 

Kommunen und Ortsbürgergemeinden 

bewirtschaftet. Dieses besondere 

Strukturmerkmal erhöht die 

Wahrscheinlichkeit, dass der Wettbewerb 

der Forstbetriebe untereinander 

zumindest teilweise ausgeschaltet ist. 

Es erhöht ferner die Wahrscheinlichkeit, 

dass die Kosten des physikalischen 

Bodenschutzes, für den der Waldbesitz 

verantwortlich ist, auch von ihm getragen 

werden. Eine Überwälzung dieser 

Mehrkosten auf die tendenziell oligopolistisch 

strukturierte Holzkäuferschaft 

ist vor allem aus Gründen der 

kleinteiligen Besitz- und Bewirtschaftungsverhältnisse, 

der geringen Anbieterkonzentration 

und der damit einhergehenden 

fehlenden Marktmacht 

eher nicht möglich. Eine Überwälzung 

auf die forstlichen Dienstleister vor 

Ort ist vor allem nicht sinnvoll, weil 

der Betrieb auf diese angewiesen ist. 

Gerade diese ermöglichen die Einsparung 

von Transaktionskosten und die 

Erhöhung der Einsatz-Flexibilität aus 

Bodenschutzgründen. Bund und Kantone 

werden Bodenschutzmassnahmen 

im Normalfall nicht abgelten, weil der


Waldbesitzer (und auch die Dienstleister) 

sowieso per Gesetz zur Einhaltung 

der Bodenschutzbestimmungen 

verpflichtet sind. In der Regel tragen 

daher die Forstbetriebe die Kosten, 

wodurch sich ihre wirtschaftliche Situation 

verschlechtert. Da die Kosten 

unter diesen Voraussetzungen nicht 

preiswirksam werden, bleibt das Holz 

ceteris paribus konkurrenzfähig und 

der Wettbewerb wird durch den physikalischen 

Bodenschutz in diesem Fall 

nicht verzerrt. Die Situation kann sich 

aber entscheidend ändern, wenn die 

Forstbetriebe unter weiteren Kostendruck 

geraten und der Waldboden deswegen 

zu wenig geschützt wird. 

Die hohe Relevanz der vielen Ökosystemdienstleistungen 

des Waldes 

in der Schweiz hilft ebenfalls, den 

Schutz des Waldbodens zu gewährleisten. 

Im Vergleich mit anderen öffentlichen 

Gütern spielt der Bodenschutz 

hier sogar eine hervorgehobene Rolle: 

Die Nichtgefährdung der Waldböden, 

des Trinkwassers und der Vitalität der 

Bäume ist eines von 11 erklärten Zielen 

der Waldpolitik 2020 des Bundes 

(BAFU 2013). 

Schliesslich gilt es die Zertifizierung 

als ein weiteres, markantes Strukturmerkmal 

der Branche zu beleuchten. 

Zurzeit sind 56 Prozent der Schweizer 

Waldfläche nach PEFC oder FSC 

zertifiziert (611 000 ha). Der physikalische 

Bodenschutz wird in beiden Systemen 

mit gleichen Standards behandelt. 

Gefordert wird beispielsweise vor 

allem 

– ein Feinerschliessungsnetz, welches 

im Gelände markiert und kartenmässig 

dokumentiert sein muss, 

– die Beschränkung der Befahrung 

auf Waldwege und Rückegassen, 

– die Verhinderung von Bodenbeeinträchtigungen, 

welche die 

Bodenfruchtbarkeit langfristig 

beeinträchtigen(sog. Spurtyp 3; vgl. 

Kap. 9.1). 

Die Zertifizierung stellt für die Forstbetriebe 

keinen Wettbewerbsvorteil 

auf dem Holzmarkt dar (Interview von 

B. Holenstein mit dem Direktor des 

WVS M. Brunner, 2013). Dies ist vor 

allem dadurch bedingt, dass nur wenige 

Grossabnehmer zertifiziertes Holz 

verlangen und dieses wegen der hohen 

Zertifizierungsquote in relativ grossen 

Mengen angeboten werden kann. 

Der Aspekt Bodenschutz ist in diesem 

Zusammenhang von untergeordneter 

Bedeutung. Insofern ist Zertifizierung 

unter den aktuellen Schweizer Verhältnissen 

kein Mittel, um den physikalischen 

Bodenschutz zu fördern. An dieser 

Stelle ist darauf hinzuweisen, dass 

bei der Zertifizierung in der Landwirtschaft 

weniger strenge Massstäbe bzgl. 

des physikalischen Bodenschutzes gelten 

und im internationalen Vergleich in 

der Waldwirtschaft nicht mit gleicher 

Elle gemessen wird. Wettbewerbsverzerrende 

Wirkungen sind nicht ausgeschlossen. 

6.2 Industrieökonomische 

Folgerungen 

Aus der Perspektive der Industrieökonomik 

bemühen sich die wirtschaftenden 

Akteure stets um eine Entschärfung 

des Wettbewerbs – was in der 

Schweizer Forstwirtschaft schon weitgehend 

der Fall ist: Durch die gegebene 

Marktstruktur mit dem hohen Anteil 

öffentlicher Forstbetriebe bzw. Anbieter 

ist der Wettbewerb zumindest teilweise 

ausgeschaltet. Dieser Wettbewerbsschutz 

erleichtert es den Forstbetrieben, 

auf die Anforderungen des 

Bodenschutzes zu reagieren und diese 

zu erfüllen. Die a priori gegebene 

Ausschaltung des Wettbewerbs wirkt 

sich somit (bisher) positiv auf die 

Erzeugung des Gutes Bodenschutz aus 

und hilft sogar, diesen zu garantieren. 

Zugleich sind keine wettbewerbsverzerrenden 

Wirkungen zu erwarten: Die 

Wettbewerbsfähigkeit des Produktes 

Holz wird durch den physikalischen 

Bodenschutz in der Schweiz eher nicht 

beeinträchtigt. 

Der fehlende Wettbewerb hilft 

also, den Bodenschutz im Windschatten 

des Marktes in geschützter Nische 

zu garantieren. Daran ändert bei den 

gegebenen Marktstrukturen auch die 

Zertifizierung nichts, die unter den 

gegebenen Umständen kein Mittel 

zur Produktdifferenzierung darstellt. 

Unter diesen Bedingungen ist das 

Gut Bodenschutz nicht handelbar und 

zumindest nicht ohne weiteres ein Gut, 

womit man mit anderen Betrieben in 

Konkurrenz treten kann. 

7 Institutionenökonomische 

Perspektive 

Die Neue Institutionenökonomik versucht 

eine ökonomische Theorie zu 

entwickeln, um das Wirtschaften und 

seine Ergebnisse unter realistischeren 

Bedingungen zu erklären, als dies 

die neoklassische Ökonomie mit ihren 

idealtypischen Annahmen tut (Richter 

und Furubotn 2010). Die Institutionenökonomie 

unterstellt unvollkommene 

Akteure, also Menschen mit 

begrenzter Voraussicht, Rationalität 

und Moral, die in ihrem Handeln voneinander 

abhängen. Untersucht werden 

die Auswirkungen von Institutionen 

auf das Handeln der Menschen. 

Institutionen werden verstanden als ein 

System von formellen und informellen 

Regeln einschliesslich der Instrumente 

ihrer Durchsetzung wie Eigentum, 

Gesetze und Verträge. Kontroll- und 

Anreizprobleme stehen im Mittelpunkt. 

Diese werden als höchst bedeutsame 

Elemente des Wirtschaftsprozesses 

angesehen. Dabei wird berücksichtigt, 

dass die Schaffung und Nutzung 

und Überwachung von Institutionen 

Ressourcen beanspruchen, welche sog. 

Transaktionskosten verursachen. 

7.1 Welche Anreize bestehen zum 

Schutz des Bodens? 

Forstbetriebe haben starke Anreize 

zum Schutz des Bodens. Sie ergeben 

sich zum einen durch ein besonderes 

Prinzipal-Agenten-Verhältnis, zum 

anderen durch ein starkes forstliches 

Berufsethos. Hinzu kommt die Bedeutung 

des Bodenschutzes in der Waldpolitik 

des Bundes. Auch aus dieser institutionenökonomischen 

Sicht ist der 

Schutz des Waldbodens weitgehend 

gewährleistet. 

Das Gut Bodenschutz wird von 

der Gesellschaft und den staatlichen 

Behörden in Form von Gesetzen und 

Verordnungen (vgl. Kap. 3) sowie zum 

Teil auch direkt von Bürgern und Bürgerinnen 

als öffentliches Gut nachgefragt 

und kontrolliert (vgl. Kap. 4). 

Erstere werden von den Kantonen 

überwacht und vollzogen, wobei die 

Bereitschaft, die Regeln mit Sanktionen 

durchzusetzen, nach unserer Einschätzung 

zunimmt. Letzteres äussert


sich in Beschwerden über tiefe Fahrspuren 

im Wald, mit denen sich die 

Betriebsleiter auseinandersetzen müssen. 

In der Sprache der Institutionenökonomie 

kann eine solche besondere 

Beziehung als Prinzipal-Agentenbeziehung 

bezeichnet werden. Die Auseinandersetzung 

mit einer Beschwerde 

des Prinzipals Bevölkerung verursacht 

dem Agenten Betriebsleiter unter 

Umständen beträchtlichen Aufwand 

und kann ihm auch sehr unangenehm 

sein. Weiterhin kann die Beschwerde 

seinem Ansehen bei der ortsansässigen 

Bevölkerung schaden. Für das Gewicht 

dieses Arguments sprechen z.B. die 

umfangreichen Kommunikationsanstrengungen 

zur Ankündigung und 

Begründung von Erntemassnahmen im 

Stadtwald von St. Gallen (Kuhn 2011). 

Das starke forstliche Berufsethos 

(Franck und Pudack 2005) stellt eine 

weitere Institution dar. Verstärkt durch 

den Druck von Politik und Bevölkerung 

umfasst dieses mittlerweile auch 

den Bodenschutz, und sorgt dafür, 

dass der schonende Umgang mit dem 

Boden ein Qualitätsmerkmal guter 

forstlicher Praxis darstellt. Hierzu hat 

sicher auch die mehrjährige Sensibilisierung 

und Ausbildung der Praxisakteure 

durch die WSL beigetragen. Die 

forstlichen Akteure teilen die Werte 

und Normen des Berufsethos und ihre 

Einhaltung erhält einen Eigenwert. Bei 

Missachtung des Bodenschutzes drohen 

Ansehensverluste in der Branche. 

Die Nichtgefährdung der Waldböden, 

des Trinkwassers und der Vitalität 

der Bäume ist eines von 11 erklärten 

Zielen der Waldpolitik 2020 des Bundes 

(BAFU 2013). Im Vergleich mit 

anderen öffentlichen Gütern spielt der 

Bodenschutz eine ebenbürtige Rolle. 

Hieraus ergibt sich ein weiterer Anreiz, 

den Boden aktiv zu schützen. 

7.2 Wer schützt den Boden? 

Tabelle 2 zeigt auf, dass zahlreiche 

Akteure für die Umsetzung des physikalischen 

Bodenschutzes verantwortlich 

sind: Waldeigentümer, Forstbetrieb, 

Forstunternehmer und kantonaler 

Forstdienst. Der kantonalen 

Bodenschutzfachstelle obliegt als 

zuständigem Vollzugsorgan die Überprüfung 

der einzuhaltenden gesetzlichen 

Vorgaben. Im öffentlichen Wald 

übernimmt in der Regel ein Forstbetrieb 

die Waldbewirtschaftung. Im Hinblick 

auf den Bodenschutz trägt hier 

der Betriebsleiter die nahezu alleinige 

Verantwortung in der Phase der Planung. 

Bei der Arbeitsausführung (Holzernte) 

ist er auf die Zusammenarbeit 

mit den jeweils beteiligten Akteuren 

angewiesen. Er ist auch für die Abnahme 

der Arbeiten im Hinblick auf den 

Bodenschutz zuständig. Der Betriebsleiter 

ist somit auch die entscheidende 

Person im oben angesprochenen Prinzipal-Agenten-Verhältnis. 

7.3 Institutionenökonomische 

Folgerungen 

Mehrere formelle und informelle Institutionen 

liefern also die Anreize 

dafür, dass der Bodenschutz von den 

Betriebsleitern ernst genommen und 

im öffentlichen Wald eingehalten wird. 

Tabelle 2: Akteure und grundsätzliche Verteilung der Verantwortlichkeiten im Hinblick auf den physikalischen Bodenschutz bei der Holzernte 

(Spjevak und Thees 2009a, Lüscher et al. 2009b). 

Phasen 

Aufgaben 

Akteure 

Waldeigentümer 

1 

Betriebsleiter 

2 

Forstunternehmer 

Forstdienst 2 

Maschinenführer 

Bodenschutzfachstelle 

Planung 

Steuerung 

und Durchführung 

betriebliche Überwachung 

Betriebsplanung x x x 

Feinerschliessungsplanung 

x 

Jahresplanung x x x 

Termin- und Kapazitätsplanung 

x 

Verfahrens- und Maschinenwahl x x 

Vertragsabschluss/Arbeitsauftrag x x 

Bodenzustandsermittlung 3 x x 

Abnahme der Arbeiten x x x 

Beurteilung der Fahrspuren 

x 

Massnahmenentscheid 

x 

hoheitliche Überwachung 4 Kontrolle (x) 5 x 

Massnahmenentscheid (x) 5 x 

1 

Im Privatwald kann der Waldeigentümer fallweise die Aufgaben des Betriebsleiters übernehmen. Deshalb ist die Linie zwischen den 

Kolonnen Waldeigentümer und Betriebsleiter gestrichelt dargestellt. 

2 

Häufig nimmt der Betriebsleiter auch hoheitliche Aufgaben wahr (Revierförster) und übernimmt dann auch die Aufgaben in der Kolonne 

Forstdienst. 

3 

Im Zusammenhang mit der Ermittlung des Bodenzustandes findet vor jeder Befahrung der Entscheid fahren/nicht fahren statt. 

4 

Bei der hoheitlichen Überwachung muss überprüft werden, ob die gesetzlichen Vorgaben zum Bodenschutz eingehalten wurden. 

5 

Die hoheitliche Überwachung der gesetzeskonformen Bodennutzung kann auch dem kantonalen Forstdienst delegiert werden.


Der Anreiz liegt vor allem im Vermeiden 

von Ärger mit der Bevölkerung. 

Dies kann bei der gegebenen Gesamtsituation 

sogar die staatliche Aufsicht 

entlasten. Bei Nichtbeachtung drohen 

beträchtliche Transaktionskosten. Im 

Extremfall kann die öffentliche Meinung 

die Legitimationsgrundlage der 

Holznutzung respektive der Forstwirtschaft 

insgesamt gefährden. 

Es ist eine interessante Beobachtung 

auf der institutionellen Ebene, dass in 

vergleichsweise kurzer Zeit alle Akteure 

in der Forstwirtschaft und den flankierenden 

Systemen national wie international 

für das Thema sensibilisiert 

wurden. Im Inland haben hierzu die 

Ausbildungsaktivitäten der WSL und 

die Politik des BAFU massgeblich beigetragen. 

Bodenwassergehalt (Vol.-%) 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1.1.04 1.2.04 1.3.04 1.4.04 1.5.04 1.6.04 1.7.04 1.8.04 1.9.04 1.10.04 1.11.04 1.12.04 

Datum 

"710+BB" 

"600+BB" 

"600", "600+RDA", "710", "710+RDA" 

Jahresverlauf des 

Bodenwassergehalts 

Abb. 4. Modellhafte Kalkulation bodenschonender Einsatztage eines Forwarders John 

Deere JD 1110 D im Verlauf des Jahres 2004 auf sandigem Lehm. (Spjevak et al. 2009; 

die gestrichelten Linien grenzen die übliche Haupteinschlagszeit zwischen September und 

März ab; 600 bzw. 710: Reifenbreite in mm; BB: Bogiebänder; RDA: Reifendruckregelanlage). 

8 Herausforderungen 

Klimawandel und steigende 

Ressourcennachfrage 

Eine besondere Herausforderung für 

den physikalischen Bodenschutz bei 

der Holzernte ergibt sich durch den 

Klimawandel. Sollte es wärmer und 

nässer werden und dies auch das Winterhalbjahr 

betreffen, wird die Zahl 

der Tage mit guten Bedingungen für 

die Befahrung bzw. die Zahl der potentiell 

schadensarmen Erntetage in der 

traditionellen Einschlagsperiode massgeblich 

eingeschränkt. Das vergangene 

Frühjahr (2013) hat hierfür einen 

Vorgeschmack geboten; der Holzeinschlag 

ist praktisch über Wochen zum 

Stillstand gekommen, weil die Waldböden 

zu nass und die Schadensrisiken zu 

hoch waren. Sollten Situationen wie im 

letzten Frühjahr zur Regel werden, verlangt 

dies von der Forstwirtschaft eine 

höchst flexible Einsatzplanung und 

-steuerung. 

Abbildung 4 verdeutlicht die aufgezeigte 

Problematik am Beispiel des niederschlags- 

und temperaturmässigen 

Durchschnittsjahres 2004. Zu erkennen 

sind der Tagesgang des gemessenen 

Bodenwassergehaltes und die modellhaft 

kalkulierten Grenzwassergehalte 

für die Befahrung mit verschiedenen 

Spezialausrüstungen zur bodenschonenden 

Holzernte: Liegt der aktuelle 

Wassergehalt unter diesem Grenzwassergehalt, 

kann man schadensfrei fah- 

ren. Die bodenschonenden Einsatztage 

hätten sich im Jahr 2004 hinsichtlich 

der Referenzvariante und den Varianten 

mit Breitreifen und Reifendruckregelanlage 

(rote Linie) vorwiegend 

auf die Sommermonate beschränkt. In 

der Haupteinschlagsperiode von September 

bis März wäre es somit nur selten 

möglich gewesen, bodenschonend 

zu fahren. Mit breiteren Reifen und 

Bogiebändern wäre der Boden auch 

im Winter praktisch nie zu nass gewesen 

– ein sehr interessantes Ergebnis, 

auch wenn die Modellberechnungen 

im Moment nicht überbewertet werden 

dürfen und noch genauer zu untersuchen 

sind. 

Mögliche Massnahmen sind: 

– technische Massnahmen, um den 

spezifischen Bodendruck der 

Maschinen zu senken wie Moorbänder 

oder leichtere Maschinen- 

soweit dies die auszuführende 

Arbeit zulässt 

– bessere Ausnutzung guter Wetterperioden, 

zum Beispiel Zweischichtbetrieb, 

je nach Situation auch Nachtarbeit, 

um gute Befahrungsbedingungen 

optimal auszunutzen 

– Holzernte auch im Sommer, d.h. 

in der Vegetationszeit, wenn der 

Boden trocken ist 

– grossräumige und flexible Einsatzgestaltung 

– finanzielle Abgeltung von Massnahmen 

Die Situation wird verschärft, wenn die 

Ressourcennachfrage weiter steigt und 

unter zunehmend schwierigeren Witterungsbedingungen 

mehr Holz genutzt 

werden soll. Dies könnte zum Beispiel 

durch steigende Nachfrage im energetischen 

Bereich bedingt sein. Hier ist 

im Fall der Vollbaumnutzung und des 

damit verbundenen Nährstoffentzugsrisikos 

infolge der Mitnutzung von Reisig 

und Nadeln zusätzlich auch der chemische 

Bodenschutz angesprochen. 

Vor dem Hintergrund des Klimawandels 

und des steigenden Bedarfs 

an erneuerbaren Ressourcen ist zu 

befürchten, dass 

– die Risiken zunehmen, dass Bodenschäden 

entstehen; 

– die Ansprüche an Umfang und 

Qualität der Massnahmen zunehmen; 

– der Kontrollbedarf zunimmt; 

– die Kosten des Bodenschutzes im 

Wald deutlich zunehmen. 

Das heisst, Bodenschutz im Wald könnte 

in Zukunft schwieriger und teurer 

werden.


9 Diskussion und 

Folgerungen 

9.1 Standardisierung 

Standards sind Institutionen, die eine 

wichtige Voraussetzung für eine konsequente 

Umsetzung des physikalischen 

Bodenschutzes schaffen. Sie sind Verpflichtungen 

und definieren die optimale 

Qualität des Arbeitsergebnisses 

beziehungsweise des Bodenzustands 

nach der Befahrung. Sie ermöglichen 

es, die Ausführenden darüber zu informieren, 

was bei den forstlichen Arbeiten 

zu vermeiden oder zu erreichen 

ist und stellen eine Grundlage für die 

Kontrolle der Arbeiten dar. Weitere 

Vorteile von Qualitätsstandards für 

den Bodenschutz sind die zwingende 

Operationalisierung der allgemein formulierten 

gesetzlichen Vorschriften, 

die verbesserte Transparenz und Fairness 

im Wettbewerb der forstlichen 

Dienstleister und die Stärkung des 

gesellschaftlichen Images einer Branche, 

die in und mit der Natur wirtschaftet 

und dabei Technik einsetzt. Qualitätsstandards 

für den Bodenschutz im 

Wald können letztlich einen Teil der 

gen muss, damit der Standard oder die 

Regel als verletzt bzw. als nicht erreicht 

gilt. Denn der Spurtyp 3 ist in der Praxis 

auch bei fachgerechter forstlicher 

Arbeit nicht vollständig zu vermeiden. 

Die notwendige Quantifizierung 

des tolerierbaren Schadenausmasses 

kann man zum Beispiel so vornehmen, 

dass ein bestimmter Anteil der Länge 

einer Rückegasse den Spurtyp 3 aufweisen 

darf und dass dieser Anteil sich 

mit zunehmender Befahrungsempfindlichkeit 

erhöht. Die Festlegung dieser 

quantitativen Ausprägungen um einen 

allgemeinverbindlichen Standard, ist 

im Rahmen eines politischen Prozesses 

zwischen den beteiligten Verbänden 

und Interessengruppen auszuhandeln. 

Bisher gibt es wie erwähnt noch keine 

offiziellen Standards für den Bodenschutz. 

Ihre Entwicklung und Umsetzung 

wird durch eine theoretisch fundierte 

Vorgehensweise erleichtert. 

Dabei schlagen Bergen et al. (2013) 

für die Formulierung von Standards die 

drei Ebenen Ökologie, Ökonomie und 

Politik vor. Auf der ökologischen Ebene 

sind Mindest-Qualitätsstandards 

zu formulieren. Auf der ökonomischen 

Ebene müssen die Kosten für die 

Bewahrung der Umwelt berücksichumfassenden 

Qualitätsstandards der 

Holzernte darstellen. 

Der von der WSL vorgeschlagene 

Spurtyp 3 (Lüscher et al. 2009a; 

Lüscher et al. 2014) bildet eine gute 

Basis, um einen Standard im Bereich 

des physikalischen Bodenschutzes bei 

der Holzernte abzuleiten. Der Spurtyp 

3 stellt eine Konkretisierung und 

Operationalisierung des Gesetzestextes 

(langfristig nicht reversible Beeinträchtigung 

der Bodenfruchtbarkeit 

und damit des Pflanzenwachstums) 

dar. In der vorliegenden Form sagt 

er aber lediglich aus, dass ein ökologischer 

Schaden eingetreten bzw. mit 

hoher Wahrscheinlichkeit zu erwarten 

ist. 

Um aus dem Spurtyp 3 einen Standard 

bzw. eine Norm zu machen, ist es 

notwendig, ihn weiter zu operationalisieren. 

Folglich gilt es, mittels weiterer 

Beschreibung und unter Einbezug der 

standortskundlichen Voraussetzungen 

so zu konkretisieren, dass er in eine 

Regel eingebaut werden kann, deren 

Einhaltung breite Akzeptanz bei den 

Beteiligten findet sowie objektiv und 

effizient kontrolliert werden kann. 

Dazu muss man zunächst festlegen, 

welches Ausmass vom Spurtyp 3 vorlie- 

Gesetzliche Vorgabe 

… keine langfristige Beeinträchtigung 

der Bodenfruchtbarkeit … 

Interpretation 

Spurtyp 3 

aufgrund der ökologischen 

Auswirkungen definiert 

Operationalisierung 

Standard 

zusätzlich ökonomisch definiert: 

Spurtyp 3 inklusive 

– Ausmass, abhängig vom Standort 

– Berücksichtigung der Wettbe 

werbsfähigkeit 

Grundlage 

– für Ernteverträge 

– für Einsatzsteuerung 

– für Schlagkontrolle 

Abb. 5. Konzept für einen Qualitätsstandard im physikalischen Bodenschutz bei der Holzernte (Foto Marco Walser)


tigt werden. Das sind die Kosten der 

Schadensvermeidung, die im Hinblick 

auf Angemessenheit überprüft werden 

müssen. Auf der politischen Ebene 

geht es um die gesellschaftliche Beurteilung 

der vorgeschlagenen Zielstandards. 

Dies geschieht unter Verwendung 

von zusätzlichen Beurteilungskriterien. 

Abbildung 5 skizziert den 

aktuellen Stand eines Konzeptes für 

einen Qualitätsstandard im physikalischen 

Bodenschutz bei der Holzernte 

in der Schweiz. 

9.2 Integration in den 

Managementprozess 

Eine effektive und effiziente Umsetzung 

der Bodenschutz-Vorschriften 

im Forstbetrieb setzt zum einen voraus, 

dass die entsprechenden Aufgaben 

und die Verantwortlichkeiten klar definiert 

und abgegrenzt sind. Zum anderen 

sind diese Aufgaben in die betrieblichen 

Prozesse der Holzernte und in 

den Prozess der kantonalen Überwachung 

der Waldbewirtschaftung zu 

integrieren. Aspekte des Bodenschutzes 

sind praktisch im gesamten Ablauf 

wichtig und zu berücksichtigen. Die 

Integration des physikalischen Bodenschutzes 

in die gesamte produktionsökonomische 

Planung, Steuerung und 

Kontrolle der Holznutzung (d.h., in die 

Arbeitsvorbereitung (AVOR)) zeichnet 

den nachhaltigen und professionellen 

Forstbetrieb aus. Verbundeffekte 

können genutzt werden. Abbildung 6 

zeigt einen möglichen Ansatz, um diese 

Forderung umzusetzen. 

9.3 Zusammenfassende 

Schlussfolgerungen 

Im Rahmen des Beitrages wurde der 

physikalische Bodenschutz aus verschiedenen 

ökonomischen Perspektiven 

beleuchtet. Im Mittelpunkt stand 

eine Analyse aus (i) Produktions-, (ii) 

Industrie- und (iii) institutionenökonomischer 

Sicht. Die Ergebnisse tragen 

zu einem besseren Verständnis dieses 

privatwirtschaftlich erzeugten öffentlichen 

Gutes bei. Mögliche Herausforderungen 

in der Zukunft bilden Klimawandel 

und steigende Ressourcennachfrage. 

Sie können das Problem 

des forstlichen Bodenschutzes massiv 

verschärfen und die Mehrkosten in die 

Höhe treiben. 

Ad (i) Es konnte festgestellt werden, 

dass der physikalische Bodenschutz 

beträchtliche Kosten verursacht, aber 

auch grossen Nutzen stiften kann. Um 

den Nutzen zu realisieren sind langfristige 

ökonomische Aspekte ebenfalls 

ins Kalkül zu ziehen; hierfür fehlen 

allerdings derzeit noch praxisgerechte 

Grundlagen. Potenziale zur Rationalisierung, 

insbesondere zur Kostensenkung 

und Professionalisierung sind vor 

allem im Hinblick auf zukünftig steigende 

Anforderungen auszunutzen. 

Zwei wesentliche, zielführende Massnahmen 

sind (1) die Integration der für 

den Bodenschutz relevanten betrieblichen 

(und hoheitlichen) Prozesse in 

den Ablauf der Holzernte und (2) die 

Entwicklung einer hochflexiblen Einsatzplanung 

und -steuerung, insbesondere 

für den Umgang mit den Folgen 

des Klimawandels und des Anstiegs 

der Ressourcennachfrage. Die Basismassnahmen 

Weiterbildung, Bodenzustandsermittlung 

sowie Überwachung 

und Abnahme der Arbeiten haben sich 

als zielführend erwiesen. 

Ad (ii) Der Wettbewerbsschutz 

der öffentlichen Forstbetriebe in der 

Schweiz gewährleistet derzeit einen 

Bodenschutz auf vergleichsweise 

Betriebsplanung 

Feinerschliessungsplanung 

Jahresplanung, inkl. Termin 

und Kapazitätsplanung 

Verfahrens- und Maschinenwahl 

Vertragsabschluss / Arbeitsauftrag 

Bodenzustandsermittlung 

Entscheind fahren / nicht fahren 

Fällen, Aufarbeiten, Rücken 

Abnahme der Arbeiten 

Berücksichtigung des 

Bodenschutzes 

Zusätzlicher Prozess durch 

Bodenschutz 

Beurteilung der Fahrspuren, 

ggf. Erfassung 

Massnahmen, ggf. Sanktionen 

Abb. 6. Mögliche Integration des physikalischen Bodenschutzes in die Prozesse von betrieblicher Planung und Durchführung der Holzernte 

und hoheitlicher Überwachung (Spjevak und Thees 2009).


Zum Beispiel durch die ökonomische 

Ergänzung der gerade genannten 

naturwissenschaftlichen Untersuchungen 

und die Berechnung jährlicher 

Holzproduktionswerte (Annuitäten; 

Möhring und Rüping 2008) zur Quantifizierung 

möglicher Nutzungsverzichte 

infolge der bodenschonenden Holzernte. 

10 Literatur 

Abb. 7. Beim Einsatz von Maschinen im Wald gilt es, den Boden schonend zu befahren und 

dabei die Balance zwischen den ökologischen, ökonomischen und gesellschaftlichen Anforderungen 

der Nachhaltigkeit zu wahren. Das Bild zeigt einen Forwarder bei der Rückearbeit, 

ausgerüstet mit Traktionshilfswinde und Bogiebändern (Traktionsbänder). Diese Ausrüstungen 

vermindern den Schlupf und ermöglichen so ein bodenschonendes Arbeiten am 

Hang. (Foto: Fritz Frutig) 

hohem Niveau. Die Wettbewerbsfähigkeit 

des Holzes ist angesichts der 

Schweizer Eigentums- und Marktstrukturen 

durch den Bodenschutz 

(noch) nicht gefährdet. Allerdings 

kann zunehmender Kostendruck in 

den Forstbetrieben zu Einschränkungen 

beim Bodenschutz führen und die 

Wettbewerbsfähigkeit des Schweizer 

Holzes beeinträchtigen. Diesem Problem 

kann insbesondere durch produktions- 

und institutionenökonomische 

Massnahmen begegnet werden. 

Ad (iii) Die für den Bodenschutz 

sensibilisierte Bevölkerung und das 

forstliche Berufsethos entschärfen 

Anreiz- und Kontrollprobleme bei 

der Erstellung des öffentlichen Gutes. 

Die Zertifizierung kann marktstrukturbedingt 

derzeit nicht zu einer Verbesserung 

des Bodenschutzes beitragen. 

Durch die zu schaffende Institution 

eines Standards bezüglich der zu 

vermeidenden Schadwirkung (auf der 

Grundlage einer Fahrspurtypisierung) 

lässt sich bei entsprechender Gestaltung 

ein Konsens zwischen allen Betei- 

ligten – Waldbesitz, Bevölkerung und 

Forstunternehmertum – schaffen, welcher 

einen Anreiz zum Schutz des 

Bodens bildet, die Balance zwischen 

den drei Dimensionen der Nachhaltigkeit 

(Ökologie, Ökonomie und Soziales) 

nicht aus den Augen verliert und 

gleiche Wettbewerbsbedingungen für 

die forstlichen Dienstleister gewährleistet. 

Zur Gewährleistung und Verbesserung 


im Wald bedarf es auch weiterer 

Forschung und Umsetzung: Noch fehlen 

wichtige bodenphysikalische und 

bodenbiologische Grundlagen. Aktuell 

werden zum Beispiel Erkenntnisse 

über die Folgen der erhöhten 

Befahrungsfrequenz bei vergrösserten 

Rückegassenabständen und des 

Einsatzes verschiedener Arten von 

Bogiebändern benötigt. Die ökonomische 

Analyse und Bewertung sollte 

fortgesetzt werden, um die wirtschaftlichen 

Konsequenzen des Bodenschutzes 

besser beurteilen und entsprechend 

bessere Entscheide fällen zu können: 

BAFU (Hrsg.) 2013: Waldpolitik 2020. Visionen, 

Ziele und Massnahmen für eine 

nachhaltige Bewirtschaftung des Schweizer 

Waldes. 

Bergen, V.; Löwenstein, W.; Olschewski, 

R., 2013: Forstökonomie. Volkswirtschaftliche 

Ansätze für eine vernünftige 

Umwelt und Landnutzung. Vahlens 

Handbücher der Wirtschafts- und Sozialwissenschaften. 

Verlag Vahlen. 477 S. 

Holenstein, B., 2013: Es hat noch Potenzial 

zur Rationalisierung. Interview mit 

Markus Brunner – neuer Direktor WVS, 

Schweizer Holzzeitung 21.08.2013. 

Franck, E.; Pudack, T., 2005: Integration of 

management and law enforcement functions 

in Swiss forestry. Revisiting the 

boundaries of the forest firm. Section 

Forest Use Management. Working paper 

No. 5. 

Iten, B., 2009: Gesetzliche Grundlagen für 

den physikalischen Bodenschutz bei der 

Holzernte. In: Thees, O.; Lemm, R. (Hrsg.): 

Management zukunftsorientierter Waldnutzung. 

Beiträge aus einem Forschungsprogramm 

für die Schweizer Waldwirtschaft. 

Zürich, Vdf-Verlag: S. 247–259. 

Jäger, T.; 2012: Quantifizierung der monetären 

Vorteile von intakten Waldböden 

und allfälliger Mehraufwände bei der 

Holzernte. Masterarbeit Eidg. Technische 

Hochschule Zürich, Departement 

Umweltsystemwissenschaften. 108 S. 

Kuhn, C., 2011: Umgang mit Konfliktpotential 

in stadtnahen Wäldern. Der multifunktionale 

Wald – Konflikte und Lösungen. 

Forum für Wissen 2011: 23–25. 


Langfristige Beeinträchtigung der 

Fruchtbarkeit des Waldbodens durch 

mechanische Belastung. In: Thees, O.; 

Lemm, R. (Hrsg.) Management zukunftsfähige 

Waldnutzung. Grundlagen, Methoden 

und Instrumente. Birmensdorf, Eidg. 

Forschungsanstalt für Wald, Schnee und 

Landschaft WSL; Zürich, VDF. 261–270.



S.; Thees, O., 2009b: Physikalischer 

Bodenschutz im Wald. Bodenschutz beim 

Einsatz von Forstmaschinen. Merkbl. 

Prax. 45: 12 S. 

Lüscher, P.; Thees, O.; Frutig, F., 2014: 

Physikalischer Bodenschutz im Wald. 

Umwelt-Wissen Nr. Bundesamt für 

Umwelt, Bern (in Vorbereitung). 

Möhring, B., Rüping, U., 2008: A concept 

for calculation of financial losses when 

changing the forest management strategy. 

For. Policy Econ. 10: 98–107. 

Richter, R.; Furubotn, E.G., 2010: Neue 

Institutionenökonomik. Eine Einführung 

und kritische Würdigung. 4. Überarbeitetet 

und erweiterte Auflage; Tübingen, 

Mohr. 678 S. 

Schwyzer, A.; Abegg, M.; Keller, M.; 

Ulmer, U., 2010: Gesundheit und Vitalität. 

In: Brändli, U.-B. (Red.): Schweizerisches 

Landesforstinventar. Ergebnisse 

der dritten Aufnahme 2004–2006. Birmensdorf, 

Eidgenössische Forschungsanstalt 

für Wald, Schnee und Landschaft. 

Bern, Bundesamt für Umwelt. 

Spjevak, S.; Thees, O., 2009: Konzeptionelle 

Überlegungen zum Management des 

physikalischen Bodenschutzes bei der 

Holzernte. In: Thees, O.; Lemm, R. (Hrsg.) 

Management zukunftsfähige Waldnutzung. 

Grundlagen, Methoden und Instrumente. 

Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt 

für Wald, Schnee und Landschaft 

WSL; Zürich, VDF. 271–291. 

Spjevak, S.; Thees, O.; Lüscher, P., 2009: Ein 

Versuch zur modellgestützten Bestimmung 

des Nutzens von Forstmaschinenausrüstungen 

für den physikalischen 

Bodenschutz bei der Holzernte. In: Thees, 

O.; Lemm, R. (Hrsg.) Management 

zukunftsorientierter Waldnutzung. Beiträge 

aus einem Forschungsprogramm 

für die Schweizer Waldwirtschaft. Zürich, 

Vdf-Verlag. 293–317. 

Vogt, C.; Sturm, B., 2011: Umweltökonomie: 

Eine anwendungsorientierte Einführung, 

Springer-Verlag. 49 S. 

Abstract 

Economic aspects of soil protection in forest 

Physical soil protection during timber harvesting is important in Switzerland not 

only ecologically but also economically. We analysed these economic aspects from 

the points of view of production, industrial and new institutional economics. The 

results contribute to a better understanding of this privately produced public good. 

Protecting the soil physically costs money but pays off in the long run. Since competition 

between the public enterprises is limited, it is possible to ensure soil protection 

at a high level. Both the public and professionals are aware of the need to 

protect forests, which makes it easier to solve motivational and monitoring problems. 

Forest certification is not appropriate for improving soil protection under 

the current market conditions. Our standard typology of vehicle tracks provides a 

basis for developing a standard for acceptable levels of soil disturbance. With such 

a standard it should be possible to reach a consensus on good practice among all 

stakeholders – the owners, the public and the forest contractors. 

Challenges for the future will be coping with climate change and a growing 

demand for resources, which will make soil protection more difficult and more 

expensive. Further economic analysis is needed to improve decision making about 

soil protection to ensure sustainable forest management. 

Keywords: soil protection, timber harvesting, skid lane, economics


Bodenverdichtung und Bodenstruktur 

Rainer Schulin 1 , Christine Meyer 1,2 und Peter Lüscher 2 

1 

ETH Zürich, Institut für Terrestrische Oekosysteme, Universitätstrasse 16, CH-8092 Zürich 

2 

WSL Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft, Zürcherstrasse 111, CH-8903 Birmensdorf 

Bodenverdichtung ist ein zentrales 

Thema im Bodenschutz. War es früher 

auf Landwirtschaftsböden beschränkt, 

so ist es in den letzten zwei Jahrzehnten 

auch zunehmend zu einem Problem 

im Wald geworden. Wird durch das 

Befahren mit schweren Maschinen die 

Tragfähigkeit des Bodens überschritten, 

so werden die Bodenteilchen so 

dicht zusammengepresst, bis der Boden 

genügend Widerstand gegen weitere 

Verdichtung aufbringt. Dadurch wird 

der Porenraum verringert, der für das 

Bodenwasser, die Durchlüftung und 

das Bodenleben zur Verfügung steht. 

Besonders ungünstig ist die Verquetschung 

von Grobporen, da diese für die 

Durchlüftung eines Bodens entscheidend 

sind und schon die Verengung an 

einer einzigen Stelle ausreicht, um die 

Entwässerung einer Pore um Grössenordnungen 

zu verlangsamen. Die Folgen 

sind Wasserstau und Sauerstoffmangel 

im Wurzelraum bei Niederschlägen. 

Der Verlust an Grobporen ist 

daher viel gravierender als der von feineren 

Poren, und der Verlust an Porenkontinuität 

viel schwerwiegender als 

nur der Verlust an Porenvolumen. Dies 

ist aber nur die eine Seite in der Beziehung 

zwischen Bodenverdichtung 

und Bodenstruktur. Die andere ist, 

dass auch die Empfindlichkeit gegenüber 

Verdichtung sehr stark von der 

Struktur abhängt und auch hier grosse 

Unterschiede zwischen verschiedenen 

Porentypen bestehen. Nicht nur ist der 

Verlust von Grobporen problematischer 

für die pflanzenbauliche Bodenqualität 

als der von feineren Poren, 

Grobporenraum wird zudem auch 

leichter zusammengedrückt. Zumindest 

war dies bisher die Lehrmeinung. 

Neuere Untersuchungen zeigen, dass 

auch hier eine Differenzierung notwendig 

ist. Während Grobporen, die 

aus Zwischenräumen zwischen Aggregaten 

bestehen, tatsächlich besonders 

leicht zusammengedrückt werden, weisen 

zylindrische Röhren und Kapillaren, 

wie sie insbesondere durch Regenwürmer 

und Wurzeln gebildet werden, 

eine vergleichsweise hohe Stabilität 

auf. Die Förderung von Bedingungen, 

welche die Bildung solcher Bioporen 

begünstigen, sollte also in der Landwirtschaft 

wie im Waldbau eine hohe 

Priorität haben. 

Ein verdichteter Boden kann mit 

technischen Massnahmen gelockert 

werden. Dies ist aber zum einen aufwendig 

und vor allem im Wald nur in 

beschränktem Masse – wenn überhaupt 

– möglich. Zum anderen kann 

durch künstliche Lockerung allein die 

ursprüngliche Bodenstruktur nicht wiederhergestellt 

werden, sondern höchstens 

eine Beschleunigung der natürlichen 

Regenerationsprozesse erreicht 

werden, indem die Drainage und damit 

die Durchlüftung gefördert wird, so 

dass es strukturbildende Organismen 

einschliesslich Pflanzenwurzeln leichter 

haben, verdichtete Partien wieder 

zu erschliessen. Je tiefer die Verdich- 

Abb. 1. Alle drei Fotos zeigen dieselbe Fahrspur am Standort Ermatingen (Thurgau), links: Fahrspurtyp 3, mittig: Fahrspur mit Bepflanzungsmassnahmen 

(Schwarzerlen), rechts: Situation 3 Jahre nach der Bepflanzung. Fotos: Roger Köchli und Christine Meyer.


tung reicht, umso langsamer wirken 

diese Prozesse, und wie durch Gletscherauflast 

verursachte geogene Verdichtungen 

zeigen, können Verdichtungen 

des tieferen Unterbodens auch 

nach Jahrtausenden noch vorhanden 

sein. Es sollte daher absolut prioritär 

sein, Bodenverdichtungen zu vermeiden, 

vor allem solche, die bis in den 

tieferen Unterboden reichen. Für die 

Tiefenwirkung ist auf der Belastungsseite 

nicht der Kontaktflächendruck 

sondern die Auflast als ganzes entscheidend, 

auf der Bodenseite die Feuchtigkeit. 

Mit anderen Worten: Es muss 

unbedingt vermieden werden, einen 

Boden mit zu schweren Maschinen bei 

zu feuchten Bedingungen zu befahren. 

Trotzdem gibt es Situationen, in 

denen sich eine solche Befahrung 

nicht völlig vermeiden lässt, und auch 

viele Standorte, an denen der Boden 

durch frühere Befahrungen bereits 

verdichtet ist. Hier stellt sich die Frage, 

wie die Wiederherstellung einer 

für die Bestandesentwicklung günstigen 

Bodenstruktur möglichst wirksam 

und kostengünstig beschleunigt oder 

überhaupt erreicht werden kann. In 

einem kürzlich abgeschlossenen Forschungsprojekt 

haben wir gefunden, 

dass sich dazu die Bepflanzung von 

stark verdichtetem Boden mit Schwarzerlen 

sehr gut eignen kann (Abb. 1). 

Die Ergebnisse dieser Untersuchung 

weisen darauf hin, dass Erlenwurzeln 

eine eigentliche Pionierfunktion 

in der Erschliessung von verdichtetem 

Boden für andere Organismen 

haben können. Es zeigte sich nämlich, 

dass sich zunächst und in enger Korrelation 

mit der Durchwurzelung die 

Luftleitfähigkeit erhöhte und erst mit 

Verzögerung in signifikantem Mass 

Grobporenraum gebildet wurde. Dies 

liess darauf schliessen, dass zunächst 

durch die Wurzeln entwässerter Porenraum 

geschaffen werden musste, bevor 

durch andere Prozesse weitere Struktur 

entstehen konnte. Das Fazit dieses 

Vortrags ist, dass es für das Verständnis 

der Zusammenhänge zwischen 

Bodenverdichtung und Bodenstruktur 

die Erkenntnis entscheidend ist, nicht 

nur zwischen Poren unterschiedlicher 

Grösse zu unterscheiden, sondern dass 

auch die Form und Art der Entstehung 

wesentlich sind.


Sind Waldbodenfunktionen nachhaltig gewährleistet? 

Beispiel Säurepufferung 

Stephan Zimmermann und Jörg Luster 


stephan.zimmermann@wsl.ch 

Im Hinblick auf klimatische Veränderungen und anthropogene Stoffbelastungen 

stellt sich die Frage, in wie weit die Regulierungsfunktionen von Waldböden – 

dazu gehören einerseits die Speicherung von Wasser, Kohlenstoff und Nährstoffen, 

andererseits die Säurepufferung und Rückhaltung von Schadstoffen – nachhaltig 

gewährleistet sind. In einer Fallstudie anhand von Waldböden an 115 Standorten 

in den Zentralschweizer Kantonen untersuchten wir diese Frage exemplarisch 

für die Säurepufferung. Als Indikator verwendeten wir eine auf profilumfassenden 

Kriterien abgestützte Klassierung der Empfindlichkeit für eine Abnahme der 

Basensättigung bei anhaltender Säurebelastung. Wir können damit beurteilen, wie 

gut Böden mittel- und langfristig mit weiteren Säure-Einträgen umgehen können, 

ohne dass wichtige Bodenfunktionen gefährdet sind. 

1 Einleitung 

Böden erfüllen wichtige Funktionen 

für Mensch und Umwelt. Eine heute 

akzeptierte Einteilung ist in «Produktionsfunktion», 

«Regulierungsfunktion», 

«Lebensraumfunktion», «Trägerfunktion», 

«Rohstofffunktion» und «Archivfunktion» 

(BAFU 2011). Für den Wald 

sind in erster Linie die ersten drei 

wichtig, wobei die Produktions- und 

die Regulierungs-Funktion zudem mit 

ökonomisch bewertbaren Ökosystem- 

Dienstleistungen wie Holz- und Energieproduktion, 

der Zur-Verfügung- 

Stellung von sauberem Trinkwasser 

oder dem Schutz vor Naturgefahren 

verknüpft sind. 

Im Hinblick auf klimatische Veränderungen 

und anthropogene Stoffbelastungen 

ist die Regulierungsfunktion 

von Waldböden von zentraler Bedeutung. 

Der Waldboden fungiert als Speicher 

und Reaktor in den Kreisläufen 

von Kohlenstoff und Nährelementen 

wie Stickstoff, Phosphor, Schwefel und 

Kalium. Durch chemische, zu einem 

grossen Anteil mikrobiell katalysierte 

Umwandlungen werden gespeicherte 

Nährstoffe den Organismen (wieder) 

zur Verfügung gestellt. Die Speicherung 

von Kohlenstoff im Humus ist ein 

bedeutender Prozess zur Bindung des 

Treibhausgases Kohlendioxid, wobei 

weltweit im Humus der Böden rund 

doppelt so viel Kohlenstoff gespeichert 

ist wie in der Atmosphäre (Schimel 

1995). Eine weitere wichtige Regulierungsfunktion 

spielen Waldböden im 

Wasserhaushalt, indem sie Wasser speichern, 

es den Pflanzen zur Verfügung 

stellen und bei Starkniederschlägen 

Abflussspitzen brechen können. Böden 

wirken auch als Filter für Schadstoffe, 

indem diese dort gebunden, abgebaut 

oder umgewandelt werden. Dies führt 

zu einem effektiven Schutz des Grundwassers 

vor Verunreinigungen. Die 

Qualität von Trinkwasser aus Grundwasser-Quellen 

unter Wald ist deshalb 

weitestgehend gut (Hegg et al. 2004). 

Im Zusammenhang mit der Erfüllung 

der Regulierungsfunktionen muss der 

Waldboden als einzigartiger Lebensraum 

bzw. als Gesamtsystem betrachtet 

werden, welches nicht nur die festen 

Bodenbestandteile mit ihren chemischen 

Eigenschaften, sondern auch den 

wasser- beziehungsweise luftgefüllten 

Porenraum, die Pflanzenwurzeln, die 

Mikroorganismen und die Bodenfauna 

mit einschliesst. Das Potential der 

Böden, Regulierungsfunktionen nachhaltig 

zu gewährleisten steht in direktem 

Zusammenhang mit der Nachhaltigkeit 

der den Funktionen zu Grunde 

liegenden Einzel-Prozesse. Ein Prozess 

kann dann als nachhaltig beziehungsweise 

längerfristig wirkend betrachtet 

werden, wenn er auf Störungen 

oder gerichtete Veränderungen relativ 

unempfindlich reagiert. Unter gerichteten 

Veränderungen verstehen wir in 

diesem Zusammenhang den anhaltenden 

Eintrag oder die Produktion von 

sauren und versauernden Substanzen, 

ohne dass dem System zusätzliche Säureneutralisationskapazität 

zugeführt 

wird. Die Beurteilung der Nachhaltigkeit 

einer Regulierungsfunktion möchten 

wir am Beispiel der Waldbodenversauerung 

und der entsprechenden Säurepufferungs-Prozesse 

illustrieren. Im 

folgenden beurteilen wir den Stand der 

Bodenversauerung von 115 Waldböden 

in den Zentralschweizer Kantonen 

(LU, OW, NW, SZ, UR, ZG) und schätzen 

die Gefährdung der Pufferfunktion 

bei anhaltendem Eintrag von Säuren 

und versauernden Substanzen ab. 

2 Methodisches 

Alle nachfolgenden Beurteilungen 

erfolgen aufgrund der Eigenschaften 

der Mineralbodenhorizonte der 115 

untersuchten Waldböden. Anhand dieser 

Eigenschaften werden die Beurteilungskriterien 

für den Stand der 

Bodenversauerung und die Empfindlichkeit 

für eine Abnahme der Basensättigung 

hergeleitet. Die organischen 

Auflagehorizonte werden nicht berücksichtigt, 

da ihre chemischen Eigenschaften 

zeitlich stark variabel sind 

und sie für die Säurepufferung nur eine 

untergeordnete Bedeutung haben. 

2.1 Definition von Säureklassen 

Abbildung 1 zeigt für die insgesamt 650 

Mineralbodenhorizonte der 115 untersuchten 

Böden die kumulative Häufigkeitsverteilung 

der pH-Werte und die 

prozentualen Anteile der austausch-


baren Kationen in den unterschiedlichen 

pH-Klassen. Während erstere 

Informationen über die Puffereffizienz 

in den verschiedenen pH-Bereichen 

liefert, widerspiegelt die Austauscher- 

Belegung die vorherrschenden Pufferreaktionen. 

Zwei flache Abschnitte 

mit vergleichsweise wenig Bodenproben 

in den Bereichen pH < 3,6 und zwischen 

pH 4,8 und 7,0 stehen steileren 

Abschnitten mit deutlich mehr Bodenproben 

zwischen pH 3,6 und 4,8 sowie 

pH > 7,0 gegenüber. Flache Abschnitte 

der kumulativen Häufigkeitsvertei- 

lung weisen auf eine geringe, steile 

Abschnitte auf eine hohe Effizienz der 

im entsprechenden Bereich dominierenden 

Pufferreaktionen hin. Aufgrund 

dieser in allen Böden ähnlichen Verhältnisse 

können Pufferbereiche mit 

entsprechenden dominierenden Pufferreaktionen 

und ihrer Puffereffizienz 

definiert werden (Schwertmann und 

Fischer 1982; Ulrich 1983; Schwertmann 

et al. 1987). Im weiteren bezeichnen 

wir diese als Säureklassen (Tab. 1; 

Blaser et al. 2008b). 

Tab. 1. Definition der Säureklassen nach Blaser et al. 2008b mit entsprechenden dominanten 

Pufferreaktionen und -effizienzen und Abgrenzungen gemäss dem in dieser Arbeit diskutierten 

Datensatz von Abbildung 1. 

Säureklasse 

pH-Wert 

[0,01 M CaCl 2 ] 

Dominante Pufferreaktion 

Puffereffizienz 

1 > 7,00 Karbonatverwitterung gross 

2 5,61–7,00 Protonierung variabler Ladungen; 

gering 

Silikatverwitterung 

3 4,61–5,60 wie Säureklasse 2, jedoch beginnende Auflösung gering 

von Al-Verbindungen 

4 3,81 – 4,60 Auflösung von Al-Verbindungen gross 

5 < 3,80 Protonierung der organischen Substanz; 

Auflösung von Al- und Fe-Verbindungen 

mittel 

Belegung des Austauschers (%) 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

2,4–2,6 

2,8–3,0 

5 

3,2–3,4 

3,6–3,8 

4,0–4,2 

4 

4,4–4,6 

Säureklasse 

4,8–5,0 

5,2–5,4 

5,6–5,8 

6,0–6,2 

pH-Klassen (pH CaCl 2 

) 

H % Fe % Mn % Al % BS % 

3 

Abb. 1. Mittlere prozentuale Belegung des Austauschers der untersuchten Mineralbodenproben 

(N = 650) mit basischen Kationen (BS) und sauren Kationen (Al, Mn, Fe, Protonen 

H) in Abhängigkeit von der pH-Klasse (Klassenbreite 0,2 pH-Einheiten). Diesem Säulendiagramm 

ist die kumulative Häufigkeitsverteilung der pH-Werte überlagert (rechte y-Achse; 

schwarze Linie). 

2 

6,4–6,6 

6,8–7,0 

1 

7,2–7,4 

7,6–7,8 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Anteil der Mineralbodenproben (%) 

2.2 Stand der Bodenversauerung 

Der Stand der Bodenversauerung wird 

in fünf Stufen von sehr schwacher bis 

sehr starker Versauerung beurteilt 

(Tab. 2, Blaser et al. 2008b). Als erstes 

Kriterium für die Klassierung dient die 

relative Belegung des Austauschers der 

gesamten Feinerde eines Bodens mit 

sauren Kationen. Aus dem in Abbildung 

1 ersichtlichen Zusammenhang 

zwischen Säureklasse und Austauscher- 

Belegung geht hervor, dass ein Boden 

umso stärker versauert ist, desto geringer 

die Basensättigung ist. 

Dabei bleibt allerdings unberücksichtigt, 

dass in sauren Böden, welche 

sich aus karbonathaltigem Ausgangsgestein 

entwickelt haben, bei gleichem 

pH-Wert die Basensättigung im 

Vergleich zu Böden aus karbonatfreiem 

Gestein grösser ist (Blaser et al. 

2008a). Der Grund dafür ist einerseits 

kapillarer Aufstieg von basenreichem 

Wasser aus tieferen Bodenschichten, 

andererseits eine allgemein grössere 

Kationenaustauschkapazität in Böden 

aus karbonathaltigem Gestein. 

Um die Unterschiede zwischen 

Böden auf karbonathaltigem und saurem 

Gestein in die Beurteilung einfliessen 

zu lassen, wird als zweites Kriterium 

für die Klassierung des Standes der 

Bodenversauerung die Variabilität des 

pH-Wertes mit der Bodentiefe herangezogen. 

Dazu wird ein pH-Gradient 

errechnet, welcher der Differenz der 

Säureklasse mit dem tiefsten im Boden 

vorkommenden pH-Wert und der Säureklasse 

mit dem angenommenen pH- 

Wert zu Beginn der Bodenentwicklung 

entspricht. Auf karbonathaltigem 

Ausgangsgestein liegt der pH-Wert 

zu Beginn sicherlich im alkalischen 

Bereich, das heisst in Säureklasse 1. In 

Böden, welche sich aus karbonatfreiem 

Ausgangsmaterial entwickelt haben, 

wird angenommen, dass sich der pH- 

Wert zu Beginn der Bodenentwicklung 

im Bereich des pH-Wertes von Regenwasser 

von 5.5 bis 6.0, d.h. in Säureklasse 

2, befindet (Bohn et al. 1985; Blaser 

et al. 2005). Dies liegt einerseits daran, 

dass in diesem Stadium der Gehalt an 

Tonmineralen mit variablen Ladungen 

gering und somit langsame Silikatverwitterung 

die dominante Pufferreaktion 

ist. Andererseits weist der Boden 

zu Beginn eine höchstens spärliche 

Pflanzendecke auf und die biologische


Tab. 2. Klassierung des Standes der Bodenversauerung unter Verwendung der total austauschbaren 

Menge saurer Kationen (SK = Al 3+ + Fe 3+ + Mn 2+ + H + ) im Boden und des pH- 

Gradienten im Bodenprofil. Bestimmung des pH-Gradienten siehe Text. 

Aktivität ist gering, weshalb der CO 2 - 

Partialdruck im Boden ungefähr jenem 

der Atmosphäre entspricht. Regen wie 

auch Bodenwasser haben beim CO 2 - 

Partialdruck der Atmosphäre einen 

pH-Wert zwischen 5,5 und 6,0 

Die Klassierung des Standes der 

Bodenversauerung mit Hilfe der Kombination 

der beiden Kriterien «Austauscher-Belegung 

mit sauren Kationen» 

und «pH-Gradient» ist in Tabelle 2 aufgeführt. 

2.3 Empfindlichkeit für eine Abnahme 

der Basensättigung 

Stand der Bodenversauerung 

% saure Kationen (SK) pH-Gradient < 3 pH-Gradient 3 pH-Gradient 4 

≤ 25 sehr schwach schwach mässig 

26–50 schwach mässig stark 

51–70 mässig stark sehr stark 

71–85 stark sehr stark sehr stark 

> 85 sehr stark sehr stark sehr stark 

Basensättigung [%] 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

2,4–2,6 

2,8–3,0 

3,2–3,4 

3,6–3,8 

4,0–4,2 

4,4–4,6 

4,8–5,0 

5,2–5,4 

5,6–5,8 

pH-Klassen (pH CaCl 2 

) 

Abb. 2. Boxplots der Basensättigungen der untersuchten Bodenproben in verschiedenen 

pH-Klassen (Klassenbreite 0,2 pH-Einheiten). Die Box stellt den Median und die 25 Prozent 

und 75 Prozent Quartile der Einzelmesswerte dar mit Minimum und Maximum als 

T-Balken; die Punkte sind Ausreisser, Sterne extreme Ausreisser. 

6,0–6,2 

6,4–6,6 

6,8–7,0 

7,2–7,4 

7,6–7,8 

Als Kriterium für die Nachhaltigkeit 

der Säurepufferung wird die Empfindlichkeit 

eines Bodens beurteilt, in wie 

weit die Basensättigung bei anhaltender 

Säurebelastung abnimmt. 

Betrachten wir zunächst den Zusammenhang 

zwischen Basensättigung und 

pH-Wert, wie er in Abbildung 2 dargestellt 

ist. Bei pH-Werten grösser als 

5,6 ist der Kationen-Austauscher des 

Bodens praktisch vollständig mit basischen 

Kationen besetzt (Basensättigung 

> 99%). Im Verlaufe der Bodenentwicklung 

nimmt die Basensättigung 

erst dann ab, wenn der pH-Wert unter 

5,4 fällt. Danach nimmt sie bis zu einem 

pH-Wert von 4,6 zuerst langsam auf 

rund 75 Prozent und dann schnell auf 

einen durchschnittlichen Wert von rund 

11 Prozent bei einem pH-Wert von 3,2 

ab. Bei noch tieferen pH-Werten gibt 

es keinen Hinweis, dass die Basensättigung 

noch weiter abnimmt. Die Bodenproben 

in diesem sehr stark sauren pH- 

Bereich stammen zu einem grossen Teil 

von mineralischen Oberböden, welche 

viel organische Substanz enthalten und 

deren Kationen-Austauscherplätze 

durch den Nährstoffkreislauf (Streumineralisierung) 

periodisch mit basischen 

Kationen versorgt werden. Dadurch 

kann sich die Basensättigung auf einem 

für den tiefen pH-Wert relativ hohen 

Niveau halten. Andererseits finden 

sich im pH-Bereich < 3,8 auch zahlreiche 

Unterbodenproben mit sehr tiefer 

Basensättigung. Im Hinblick auf solche 

Proben stellte Hildebrand (1986) fest, 

dass bei fortschreitender Versauerung 

eine Reserve von basischen Kationen 

am Austauscher von etwa fünf Prozent 

nicht unterschritten wird. Das heisst, es 

gibt auch hier eine untere Grenze der 

Basensättigung. 

Aus dem Zusammenhang zwischen 

Basensättigung und pH-Wert, wie er in 

Abbildung 2 dargestellt ist und oben 

erläutert wurde, ergibt sich, dass die 

Empfindlichkeit für eine Abnahme der 

Basensättigung bei anhaltender Säurebelastung 

im pH-Bereich 3,2 bis 5 

am grössten ist. Diese Empfindlichkeit 

wird deshalb in Böden, welche relativ 

viel Feinerde in diesem pH-Bereich 

haben, grösser sein als in Böden, deren 

Feinerde sich in anderen pH-Bereichen 

befindet. Da aber die Basensättigung 

eine relative Grösse ist, muss noch die 

Kationenaustauschkapazität berücksichtigt 

werden. Die Empfindlichkeit 

ist umso kleiner, je grösser die Kationenaustauschkapazität 

der Feinerde 

ist, da bei einer grossen Austauschkapazität 

mehr Säureeintrag notwendig 

ist, um eine bestimmte Abnahme der 

Basensättigung zu verursachen. 

Für die Klassierung der Empfindlichkeit 

wird zunächst derjenige Anteil 

(%) an der gesamthaft vorhandenen 

Feinerde in den obersten 100 cm des 

Mineralbodens berechnet, welcher 

sich im kritischen pH-Bereich von 3,2 

bis 5,0 befindet (Blaser et al. 2008b). 

Als zweites Kriterium wird für diesen 

Teil des Mineralbodens eine mit 

der Horizontmächtigkeit gewichtete 

durchschnittliche Kationenaustauschkapazität 

berechnet. Die Empfindlichkeit 

ergibt sich als Kombination der 

beiden Kriterien, wie in Tabelle 3 dargestellt.


Tab. 3. Definition der Empfindlichkeitsklassen für eine Abnahme der Basensättigung bei 

anhaltender Säurebelastung. 

% empfindliche 

mittlere Kationenaustauschkapazität [mmol c* kg -1 ] 

Feinerde 

> 100 25–100 < 25 

0 kein Risiko kein Risiko kein Risiko 

< 25 sehr gering sehr gering gering 

25–50 sehr gering gering mässig 

50–75 gering mässig gross 

> 75 mässig gross sehr gross 

Anteil der Böden (%) 

40 

30 

20 

10 

0 

sehr schwach schwach mässig stark sehr stark 

Anteil der Böden (%) 35,7 10,4 3,5 11,3 39,1 

Stand der Bodenversauerung 

Abb. 3. Stand der Bodenversauerung von 115 Waldböden in den Zentralschweizer Kantonen. 

Dargestellt sind die Häufigkeiten in den einzelnen Versauerungsklassen gemäss Tabelle 2. 

112 Böden haben sich auf karbonathaltigem, 3 auf karbonatfreiem Ausgangsgestein entwickelt. 

400 

Empfindlichkeit 

mittlere gewichtete CEC bis 100 cm Tiefe (mmol c 

kg -1 ) 

300 

200 

0 

0 

sehr gering gering mässig gross sehr gross 

Abb. 4. Klassifikation der Böden im Hinblick auf ihre Empfindlichkeit für eine Abnahme 

der Basensättigung. Die vertikalen, gestrichelten Linien trennen drei Bereiche der Kationenaustauschkapazität 

im Profil (als bis 100 cm Tiefe gewichtete Mittelwerte) und die horizontalen 

Linien die vier Bereiche verschiedener Anteile empfindlicher Feinerde (siehe Tab. 

3). Die Bodenprofile ohne Risiko liegen auf der x-Achse. 

100 

25 

50 

75 

100 

Anteil empfindlicher Feinerde bis 100 cm Tiefe (%) 

3 Beurteilung der Zentralschweizer 

Waldböden 

3.1 Stand der Bodenversauerung 

Die Versauerung von Böden ist eine 

Folge längerfristig anhaltender, gerichteter 

Veränderungen in Stoffkreisläufen 

offener Ökosysteme. Ein Boden 

versauert natürlicherweise, da in einem 

offenen Waldökoystem in unseren 

Breitengraden einerseits auch ohne 

anthropogene Quellen Säuren über 

die Atmosphäre eingetragen werden, 

andererseits infolge zeitlicher und 

räumlicher Entkopplung interner säure-produzierender 

und -verbrauchender 

Prozesse basische Kationen dem 

System durch Auswaschung verloren 

gehen. In bodengenetisch jüngster Zeit 

wurden die atmogenen Säureeinträge 

zudem anthropogen verstärkt. 

Da es praktisch unmöglich ist, den 

Beitrag von natürlich und anthropogen 

bedingter Versauerung zu trennen, 

beschränken wir uns darauf, den Stand 

der Bodenversauerung insgesamt zu 

beurteilen, d.h. ohne auf die Quellen 

der versauernden Substanzen einzugehen. 

Abbildung 3 zeigt die Klassierung 

des Standes der Bodenversauerung 

gemäss Kapitel 2.2. für die 115 

untersuchten Bodenprofile in den Zentralschweizer 

Kantonen. Die meisten 

Böden sind sehr schwach (36 %) oder 

sehr stark (39 %) versauert, während 

sich nur ein geringer Anteil der Böden 

in den mittleren Kategorien befindet. 

Unter den sehr stark versauerten 

Böden befinden sich alle Standorte auf 

karbonatfreiem Ausgangsgestein. Im 

Weiteren setzt sich das Ausgangsgestein 

der sehr stark versauerten Böden 

zum überwiegenden Teil aus kalkarmer 

Molasse sowie aus Terrassenschottern 

und Moränen der Risseiszeit zusammen. 

Diese Böden befinden sich heute 

vorwiegend im Al- bis Fe-Pufferbereich, 

und die Karbonatgrenze befindet 

sich oft in Tiefen von mehr als zwei 

Metern beziehungsweise unterhalb des 

Profilaufschlusses. 

Ganz anders ist die Situation bei 

den sehr schwach versauerten Böden. 

Hier dominieren stark karbonathaltige 

Gesteine (junge Moränen, Kalke und 

Kalkmolasse), und die Tiefe der aktuellen 

Karbonatgrenze wurde überall 

erschlossen.


3.2 Empfindlichkeit gegenüber einer 

Abnahme der Basensättigung 

Bei 36 der insgesamt 115 Waldböden 

besteht kein Risiko für eine Abnahme 

der Basensättigung, da sie keine Feinerde 

im sensitiven pH-Bereich aufweisen. 

Zwei Vertreter dieser Empfindlichkeitsklasse 

sind in Abbildung 5.0 

mit pH-Wert und Basensättigung 

exemplarisch dargestellt. Von den 36 

unempfindlichen Böden liegen bei 13 

die pH-Werte im ganzen Profil über 

sieben oder knapp darunter und der 

Kationenaustauscher ist praktisch vollständig 

basengesättigt (profilumfassend 

> 98 Prozent, zum Beispiel Profil 

Buchrain). Bei weiteren 22 Böden, 

repräsentiert durch Profil Schwarzenbach, 

wird irgendwo im erschlossenen 

Teil des Bodenprofils die Kalkgrenze 

erreicht und im Oberboden ist der pH- 

Wert im Bereich zwischen 5 und 7. Die 

Basensättigung dieser Böden liegt in 

allen Horizonten zwischen 95 und 100 

Prozent. Die 35 Böden dieser beiden 

Kategorien sind also unempfindlich 

gegenüber einer Abnahme der Basensättigung 

weil sie sich weitgehend im 

Karbonatpufferbereich oder teilweise 

knapp darunter befinden und die 

Basensättigung somit profilumfassend 

sehr hoch ist. Einer der als unempfindlich 

klassierten Böden hingegen weist 

im ganzen zu beurteilenden Tiefenbereich 

pH-Werte unterhalb der unteren 

Grenze des sensitiven pH-Bereichs von 

3,2 auf, während die Basensättigung 

zwischen 30 und 50 Prozent liegt. Das 

sind Werte, welche in einem Bereich 

schneller Abnahme liegen, womit dieser 

Boden mit den definierten Kriterien 

falsch klassiert wird. Dies liegt 

aber nicht grundsätzlich am tiefen pH- 

Wert. Man könnte sich nämlich vorstellen, 

dass ein Boden bereits so stark 

versauert ist, dass die Basensättigung 

im Bereich des «eisernen» Minimal- 

Bestandes von etwa 5 Prozent liegt und 

kein Risiko zur Abnahme besteht, weil 

dies gar nicht mehr möglich ist. Dieser 

Fall tritt unter den 115 Waldböden in 

den Zentralschweizer Kantonen aber 

nicht auf. 

Bei den übrigen 79 Bodenprofilen 

besteht eine sehr geringe bis grosse 

Empfindlichkeit für eine Abnahme 

der Basensättigung. Die Verteilung auf 

die verschiedenen Risikoklassen geht 

aus Abbildung 4 hervor. In Abbildung 

5.1 bis 5.4 ist ersichtlich, dass das Risiko 

umso grösser ist, desto stärker der 

Oberboden versauert und entkarbonatet 

ist. In der Gruppe 1 (sehr geringes 

Risiko) befinden sich Böden, bei denen 

im erschlossenen Teil des Bodenprofils 

die Kalkgrenze erreicht wird und 

bei denen im Oberboden der pH-Wert 

zum Teil bereits stark abgesunken ist, 

teilweise sogar unterhalb von fünf, so 

dass die Basensättigung in diesen Horizonten 

im kritischen Bereich liegt. 

Erst mit zunehmender Ausdehnung 

des kritischen pH-Bereiches in 

die Unterboden-Horizonte wird die 

Empfindlichkeit zu einer Abnahme 

0 

1 

2 

3 

4 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

Buchrain 

pH-Wert 

3 4 5 6 7 8 

Littau 

Zug 

Unterägeri_1 

Unterägeri_2 


0 25 50 75 100 

L 

Ah 

(A)C 

C 

CG 

IIC 

L1 

L2 

A 

AB 

BG 

Go,r 

G(o),r 

L 

A 

AB 

BG 

Go1 

Go2 

L1 

L2 

A 

AB 

Bcn 

BS1 

BS2 

C 

L 

F 

Ah 

AE 

B(s) 

BS 

Bcn 

BC 

C 

der Basensättigung grösser als «sehr 

gering». Bei den Böden der Gruppe 

4 ist die Versauerung so weit fortgeschritten, 

dass sich alle Feinerde der 

obersten 100 cm im kritischen Bereich 

befindet und das Risiko entsprechend 

gross wird. Bei den untersuchten Waldböden 

in den Zentralschweizer Kantonen 

fällt jedoch auf, dass in den tieferen 

Horizonten (> 100 cm) zahlreicher 

Böden der pH-Wert und vor 

allem auch die Basensättigung wieder 

markant ansteigen und die Basensättigung 

in diesen Profilen mindestens 

einen Wert von 50 Prozent erreicht. 

Das ist charakteristisch für Böden, 

Abb. 5. pH-Wert und Basensättigung von jeweils 2 Böden pro Empfindlichkeitsklasse (für 

eine Abnahme der Basensättigung). Die Zahlen 0 bis 4 symbolisieren die Empfindlichkeitsklasse: 

0 = kein Risiko (n = 36), 1 = sehr geringes Risiko (n = 12), 2 = geringes Risiko (n = 

5), 3 = mässiges Risiko (n = 19) und 4 = grosses Risiko (n = 43). Die Böden sind mit dem 

Namen der Gemeinde, in welcher sie sich befinden, gekennzeichnet. 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

-200 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

20 

0 

-40 

-80 

-120 

-160 

Schwarzenbach 

pH-Wert 

3 4 5 6 7 8 

Oberägeri 

Alpthal 

Hünenberg 

Unterägeri_3 


0 25 50 75 100 

L 

A 

AB 

B(G) 

Go1 

Go2 

Go,r 

L 

A 

AB 

BG 

Go 

Go,r 

G(o),r 

L 

F 

H 

AG1 

AG2 

Go 

Go,r1 

Go,r2 

Gr 

L1 

L2 

F 

H 

Ah 

AS 

ES 

Sd 

IIGo,r1 

Go,r2 

Go,r3 

L1 

L2 

F 

H 

AE1 

AE2 

B(s) 

E 

B(s) 

B1 

B2 

R


die sich auf karbonathaltigem Gestein 

entwickelt haben. Andererseits gibt 

es jedoch auch viele Böden, wie zum 

Beispiel das Profil Unterägeri_3 (Abb. 

5.4), die keine Zunahme der Basensättigung 

mit der Tiefe zeigen. Das betrifft 

nebst den Böden auf Kristallin vor 

allem Böden auf Molasse und Moräne. 

Dieser Unterkategorie der Böden mit 

grosser Empfindlichkeit ist besondere 

Aufmerksamkeit zu schenken. 

Die «bauchförmige» Tiefenverteilung 

der Basensättigung in den Beispiel-Profilen 

Unterägeri_1, Hünenberg 

und Unterägeri_2 ist charakteristisch 

für stark bis sehr stark 

versauerte Böden, in welchen die Wurzeln 

der Waldbäume die Kalkgrenze 

erreichen. Solange die Waldbäume mit 

ihren Wurzeln die karbonathaltigen, 

bzw. basenreichen Unterbodenhorizonte 

erreichen, nehmen sie basische 

Kationen auf, bauen sie in ihre oberirdische 

Biomasse ein und deponieren 

sie mit der Streu wieder auf der Bodenoberfläche. 

Durch die anschliessende 

Mineralisierung der Streu werden 

die obersten mineralischen Bodenhorizonte 

permanent mit Basen versorgt 

und die Basensättigung kann sich in 

einem relativ hohen Bereich halten. 

Das Minimum der Basensättigung liegt 

deshalb häufig in einem mittleren Profilbereich. 

Die beispielhaften Darstellungen in 

Abbildung 5 implizieren, dass die Empfindlichkeit 

gegenüber einer Abnahme 

mittlere Tiefe der Kalkgrenze (cm) 

0 

40 

80 

120 

160 

der Basensättigung bei Böden auf karbonathaltigem 

Gestein von der Tiefe 

der Kalkgrenze im Profil abhängt. Eine 

entsprechende Datenanalyse bestätigt 

dies (Abb. 6). Böden, welche im ganzen 

Profil karbonathaltig sind oder deren 

Karbonatgrenze nahe der Bodenoberfläche 

liegt, sind nicht empfindlich, 

weil der pH-Wert alkalisch ist und der 

Austauscher vollständig basengesättigt 

ist. Mit zunehmender Entkarbonatung 

nimmt der pH-Wert und die Basensättigung 

im entkarbonateten Teil des 

Bodens ab und die Tiefe der Kalkgrenze 

beeinflusst deutlich das Ausmass 

dieser Abnahme (Abb. 6). Somit 

wird in Böden auf karbonathaltigem 

Ausgangsgestein die Empfindlichkeit 


durch den Stand der Bodenversauerung, 

ausgedrückt durch die Mächtigkeit 

der entkarbonateten Zone, beeinflusst. 

Die Empfindlichkeit ist in Böden 

höher, die stärker entkarbonatet sind. 

4 Schlussfolgerungen 

Die exemplarische Untersuchung von 

115 Waldböden in den Zentralschweizer 

Kantonen zeigt, dass eine auf profilumfassenden 

Kriterien abgestützte 

Klassierung eine weitgehend realistische 

Beurteilung der aktuellen Bodenversauerung 

und der Nachhaltigkeit der 

Säurepufferung erlaubt. Beim Stand der 

Empfindlichkeitsklassen 

0 1 2 3 4 5 

Abb. 6. Mittlere Tiefe der Kalkgrenze in Beziehung zur Empfindlichkeit für eine Abnahme 

der Basensättigung. Die Empfindlichkeitsstufen bedeuten: 0 = kein Risiko (n = 36); 1 = sehr 

gering (n= 12); 2 = gering (n = 5); 3 = mässig (n = 19); 4 = gross (n = 43); 5 = sehr gross (n = 0). 

Bodenversauerung kann allerdings aufgrund 

der vorliegenden Daten nicht zwischen 

den verursachenden Prozessen 

– natürlich oder anthropogen – unterschieden 

werden. Die Empfindlichkeit 


bei anhaltender Säurebelastung ist ein 

probates Instrument, um die Nachhaltigkeit 

der Säurepufferung zu bewerten. 

Wir können damit vergleichend beurteilen, 

wie gut Böden mittel- und langfristig 

mit weiteren Säure-Einträgen 

umgehen können, ohne dass wichtige 

Bodenfunktionen (Produktion, Regulierung, 

Lebensraum) gefährdet sind. 

Geographisch bedingt wurden mit 

unserer Untersuchung in erster Linie 

Böden auf karbonathaltigem Gestein 

abgedeckt, welche sich in vielen Eigenschaften 

wesentlich von Böden auf saurem 

Ausgangsgestein unterscheiden. 

Für die Gruppe der Böden auf karbonathaltigem 

Gestein konnten wir zeigen, 

dass die Nachhaltigkeit der Säurepufferung 

mit zunehmender Tiefe der 

Karbonatgrenze, das heisst mit zunehmender 

Entkarbonatung, abnimmt. 

Insbesondere bei vielen stark versauerten 

Böden zeigte sich deutlich, 

dass die Nachhaltigkeit der Pufferfunktion 

nicht nur von den chemischen 

Eigenschaften der Boden-Festphase 

abhängt, sondern die Bäume durch die 

Nährstoffaufnahme und die Rückführung 

der Nährstoffe mit der Streu diese 

massgeblich mit beeinflussen. Diese 

Rückführung der Nährstoffe kann 

der Waldbewirtschafter über die Baumartenwahl 

beeinflussen. Mischbestände 

mit unterschiedlichen Durchwurzelungseigenschaften 

der verschiedenen 

Baumarten garantieren am besten, 

dass der gesamte potentielle Wurzelraum 

ausgenutzt wird und damit einer 

Entkoppelung von basenreicherem 

Unterboden und versauertem Oberboden 

entgegengewirkt, oder im besten 

Fall eine Entkoppelung rückgängig 

gemacht werden kann. 

5 Literatur 

Blaser, P.; Zimmermann, S.; Luster, J.; Walthert, 


der Schweiz. Band 2. Regionen Alpen 

und Alpensüdseite. Birmensdorf, Eidg. 

Forschungsanst. WSL. Bern, hep Verlag. 

920 S.


Blaser, P.; Graf Pannatier, E.; Walthert, 

L., 2008a: The base saturation in acidified 

Swiss forest soils on calcareous and noncalcareous 

parent material. A pH-base 

saturation anomaly. J. Plant Nutr. Soil Sci. 

171: 155–162. 

Blaser, P.; Walthert, L.; Zimmermann, S.; 

Graf Pannatier, E.; Luster, J., 2008b: 

Classification schemes for the acidity, 

base saturation, and acidification status of 

forest soils in Switzerland. J. Plant Nutr. 

Soil Sci. 171: 163–170. 

Bohn, H.L.; McNeal, B.I.; O’Connor, G.A., 

1985: Soil Chemistry. 2 nd Ed. New York, 

John Wiley & Sons. 

Bundesamt für Umwelt BAFU (Hrsg.) 

2011: Bodenwelten. Magazin «umwelt» 

4: 63 S. 

Hegg, C.; Jeisy, M.; Waldner, P., 2004: Wald 

und Trinkwasser, eine Literaturstudie. 

Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt für 

Wald, Schnee und Landschaft. 60 S. 

Hildebrand, E.E., 1986: Zustand und Entwicklung 

der Austauschereigenschaften 

von Mineralböden aus Standorten mit 

erkrankten Waldbeständen. Forstwiss. 

Cent.bl. 105: 60–67. 

Schimel, D.S., 1995: Terrestrial ecosystems 

and the carbon cycle. Global Change Biology 

1: 77–91. 

Schwertmann, U.; Fischer, W.R., 1982: pH 

distribution and buffering of soils. Z. 

Pflanzenernähr. Bodenkd. 145: 221–223. 

Schwertmann, U.; Süsser, P.; Nätscher, L., 

1987: Proton buffer compounds in soils. Z. 

Pflanzenernähr. Bodenkd. 150: 174–178. 

Ulrich, B., 1983: Soil acidity and its relations 

to acid deposition. In: Ulrich, B.; 

Pankrath, J. (eds.) Effects of accumulation 

of air pollutants in forest ecosystems. 

Heidelberg, Springer. 127–146. 

Abstract 

Sustainability of forest soil functions: acid buffering as an example 

Given current and future climatic changes and anthropogenic pollution, the sustainability 

of the regulation functions of forest soils is crucial. These functions include 

the storage of water, carbon and nutrients, as well as the buffering of acidity 

and filtering of pollutants. We conducted a case study of 115 forest soils located 

in the central cantons of Switzerland looking at the sustainability of their capacity 

to buffer acidic inputs. As an indicator, we estimated the sensitivity of a soil to 

a decrease in base saturation under ongoing acidic inputs, using criteria that are 

based on the properties of the entire soil profile. With this indicator we were able 

to assess the relative ability of soils to deal with acidic inputs in the long run, without 

compromising other important soil functions. The soil collective investigated 

was geographically biased to ensure it contained mainly soils developed from 

carbonate containing rock. We found that the sustainability of a soil’s capacity to 

buffer acidic inputs decreases with increasing depth of the decarbonated soil layer. 

Its depth is strongly dependent on the carbonate content of the bedrock and the 

intensity of weathering. Furthermore, in many strongly acidified soils, trees markedly 

influence the sustainability of the buffer function through their uptake of 

nutrients from lower soil horizons, which they then re-introduce into the topsoil 

through their litter. 

Keywords: acid deposition, soil buffer, soil functions


Werden im Boden gespeicherte Metalle durch 

Umweltveränderungen freigesetzt? 

Wolfgang Wilcke, Moritz Bigalke und Adrien Mestrot 

Universität Bern, Geographisches Institut, Hallerstrasse 12, CH-3012 Bern, wolfgang.wilcke@giub.unibe.ch 

Der Klimawandel könnte in der Schweiz zu ausgeprägteren Nassphasen führen. 

Die resultierende Wassersättigung verursacht Sauerstoffmangel im Boden und 

senkt das Redoxpotenzial. Unter solchen chemisch-reduzierenden Bedingungen 

können gespeicherte Metalle durch Auflösung von Eisen- und Mangan-(Hydr-) 

oxiden gelöst und verlagert werden. Gleichzeitig kommt es zu einer bisher wenig 

beachteten Freisetzung von Metall-Kolloiden in die Bodenlösung. Ein weiterer, 

zahlreiche Metalle betreffender Transformations-Prozess unter sauerstoffarmen 

Bedingungen ist die Biomethylierung. Mit sinkendem Redoxpotenzial wird dieser 

Prozess verstärkt, der zum Beispiel für As mit einer Minderung, für Hg aber mit 

einer Zunahme der Toxizität verbunden ist. Zusammenfassend lässt sich festhalten, 

dass zeitlich zunehmende Nassphasen voraussichtlich zu einer (Re-)Mobilisierung 

von Metallen in Waldböden in gelöster, kolloidaler und alkylierter Form 

führen würden. 

1 Einleitung 

Eine Bewertung der Belastung von 

Waldböden mit ausgewählten Metallen 

(Cr, Ni, Cu, Zn und Pb) wurde von 

Zimmermann et al. (2006) anhand von 

95 Bodenprofilen aus der gesamten 

Schweiz vorgenommen. Dabei zeigte 

sich, dass vor allem in der Ostschweiz 

häufig Cr- und Ni-Gehalte im mineralischen 

Oberboden auftreten, die den 

Richtwert der VBBo (1998) überschreiten. 

Dies steht im Zusammenhang 

mit Serpentin-Gestein und hat 

daher geogene Gründe. In den Unterböden 

wurden häufigere Cr- und Ni- 

Richtwertüberschreitungen gefunden 

als im Oberboden, was ebenfalls auf 

überwiegend geogene Gründe der Crund 

Ni-Belastung hinweist. Die Richtwerte 

der VBBo (1998) für Cu wurden 

lediglich in wenigen Unterböden der 

Südschweiz überschritten und es zeigte 

sich kein Hinweis auf Cu-Einträge 

aus der Atmosphäre. Die Zinkgehalte 

der untersuchten Böden überschritten 

weder im Unter- noch im Oberboden 

die Richtwerte der VBBo (1998) und es 

zeigten sich Hinweise auf eine geringe 

anthropogene Zn-Anreicherung. Blei 

ist das einzige Metall, dessen Gehalte 

im Oberboden häufiger die Richtwerte 

überschreiten als im Unterboden, was 

auf eine anthropogene Belastung, die 

vermutlich noch aus der Zeit der Verwendung 

bleihaltigen Benzins stammt, 

hinweist. Zusammenfassend lässt sich 

feststellen, dass es in Waldböden der 

Schweiz – mit Ausnahme weniger 

kleinräumig belasteter Standorte (z. B. 

Schiessanlagen im Wald) – flächendeckend 

geringe Probleme aufgrund 

von anthropogener Bodenkontamination 

mit Metallen gibt, dass aber regional 

durchaus aus geogenen Gründen 

stark erhöhte Schwermetallgehalte auftreten. 

Um mögliche zukünftige Gefahren, 

die von den regional erhöhten Schwermetallgehalten 

ausgehen können, einzuschätzen, 

müssen Veränderungen 

des physiko-chemischen Bodenmilieus 

durch die vielfältigen aktuellen 

Umweltveränderungen (u. a. Klimawandel, 

Nähr- und Schadstoffeinträge, 

beschleunigte Bodenversauerung) 

berücksichtigt werden. Die vielleicht 

markanteste aktuelle Umweltveränderung, 

der Klimawandel, wird sich in der 

Schweiz voraussichtlich auf die Wassergehalte 

und damit verbunden den Sauerstoffhaushalt 

und das Redoxregime 

des Bodens auswirken. Klimaprognosen 

rechnen mit steigenden Temperaturen, 

länger anhaltenden Trockenphasen, 

sowie mit vermehrten Starkregenereignissen 

und Veränderungen 

der Schnee- und Gletscherschmelze 

(Fischer und Schär 2009; Min et al. 

2011; IPCC 2012), obwohl eine Vorhersage 

der Entwicklung des Niederschlagsregimes 

aktuell noch schwierig 

ist (O’Gorman und Schneider 2009). 

Die Auswirkungen dieser Entwicklung 

auf die Bodenfeuchte und das Redoxpotenzial 

sind komplex und hängen 

neben den genauen klimatischen 

Bedingungen auch von den Eigenschaften 

der jeweiligen Böden ab (IPCC 

2012). Daher ist es schwierig, die generelle 

Bedeutung dieser Veränderung 

auf die Redoxpotenziale in Waldböden 

abzuschätzen. Es kann aber davon 

ausgegangen werden, dass in Auenwäldern 

und in stau- und grundwasserbeeinflussten 

Wäldern, zum Beispiel auf 

Pseudogleyen, die in der Schweiz häufig 

auftreten, der Klimawandel Einfluss 

auf das Redoxregime im Boden haben 

wird. Im Hinblick auf die Mobilisierung 

von in Waldböden gespeicherten 

Metallen könnten schon wenige Tage 

anhaltende Nassphasen mit niedrigen 

Redoxpotenzialen eine wichtige Rolle 

spielen (Abb. 1). Daher fokussieren 

wir im Folgenden auf die Auswirkungen 

von Nassphasen auf die Überführung 

von Metallen in die Bodenlösung 

in gelöster oder kolloidaler Form sowie 

auf die Alkylierung und Bioverflüchtigung 

von Metallen. 

2.1 Metallfreisetzung in die 

Bodenlösung 

Änderungen des Redoxpotenzials in 

Böden können starke Auswirkungen 

auf die Metallkonzentrationen in der 

Bodenlösung und die Bindungsformen 

der Metalle in der Bodenfestphase 

haben (Grybos et al. 2009; Weber 

et al. 2010). Kommt es zu einer Wassersättigung 

des Bodens wird der im


Wasser vorhandene Sauerstoff schnell 

von Bodenorganismen verbraucht. Aus 

Mangel an Sauerstoff werden im Folgenden 

die bei der Oxidation organischer 

Substanz entstehenden Elektronen 

auf alternative Elektronenakzeptoren 

(z. B. Nitrat) übertragen. Schon 

innerhalb von wenigen Tagen nach der 

Wassersättigung kommt es zur Reduktion 

von Mn- und Fe-(Hydr)Oxiden, 

den Sesquioxiden. Bei der reduktiven 

Auflösung dieser (Hydr)Oxide werden 

auch mit ihnen vergesellschaftete 

Metalle (z. B. As, Cr und Co) in 

die Bodenlösung abgegeben (Borch 

et al. 2010). Die reduktive Auflösung 

von Sesquioxiden ist immer auch mit 

einem Verbrauch von Protonen verbunden, 

wodurch in sauren Böden der 

pH-Wert in der Bodenlösung ansteigen 

kann. Durch diesen pH-Wert-Anstieg 

kommt es zu einer Mobilisierung von 

organischer Substanz (in gelöster und 

kolloidaler Form) und damit verbunden 

auch zu einer Mobilisierung von 

Organo-Metallkomplexen, die wiederum 

die Mobilität von Schadmetallen 

im Boden stark erhöhen können (Grybos 

et al. 2007, 2009). Ein weiterer möglicher 

Effekt der sinkenden Redoxpotenziale 

ist die Biomineralisierung 

und Reduktion von bestimmten Metallen 

(z. B. Cu), die wiederum den kolloidalen 

Anteil dieser Metalle in der 

Bodenlösung stark erhöhen können 

(Weber et al. 2009). Bei fortschreitender 

Wassersättigung kann es schliesslich 

zur Reduktion von Sulfat zu Sulfid 

kommen. Zu Beginn der Sulfatreduktion 

wird eine Reihe von Metallen 

durch die Bildung kolloidaler Sulfide 

kurzfristig stark mobilisiert (Weber 

et al. 2009). Bei anhaltend niedrigem 

Redoxpotenzial kommt es aber zu 

einer Aggregation der Kolloide und 

zu abnehmenden Metall-Konzentrationen 

in der Bodenlösung. Die als Sulfid 

gebundenen Metalle sind nun unter 

anhaltend tiefen Redoxpotenzialen 

immobil, werden aber bei einer Belüftung 

des Bodens (Abnahme der Wassersättigung) 

wieder remobilisiert. 

Die Metallmobilisierung im Boden 

läuft also in verschiedenen Stufen und 

unterschiedlichen Zeitskalen ab. Während 

As vorwiegend durch die reduktive 

Auflösung von Sesquioxiden in die 

Bodenlösung überführt wird und die 

Konzentrationen in der Bodenlösung 

auch lange nach der einsetzenden Was- 

Abb. 1. Freisetzung von a) As und b) Cu unter reduzierenden Bedingungen in die Bodenlösung. 

Bitte beachten Sie die unterschiedliche Skalierung der Y-Achsen. 

sersättigung im Boden noch ansteigt, 

kommt es zum Beispiel bei Cu zu einer 

schnellen Mobilisierung durch Biomineralisation 

und anschliessende Cu x S- 

Bildung (Weber et al. 2009; Abb. 1). 

Neben der Metallfreisetzung in die 

Bodenlösung ändern sich auch die 

Metallbindungsformen in der Bodenfestphase 

in Abhängigkeit vom Redoxpotenzial. 

Eine sequenzielle Extraktion 

mit sauerstofffrei inkubiertem 

Boden zeigte in einem von uns durchgeführten 

Laborexperiment ansteigende 

Gehalte der meisten Metalle in zwei 

relativ gut bioverfügbaren Fraktionen 

mit zunehmender Dauer der Inkubation 

(Ergebnisse nicht dargestellt). 

Ähnliche Beobachtungen berichteten 

Weber et al. (2009, 2010), die mithilfe 

von Röntgen-Absorptionsspektrometrie 

(XAS) nachwiesen, dass sich 

mit zunehmender Inkubationsdauer 

die chemische Elementspeziierung im 

Boden ändert. Während die meisten 

dieser Erkenntnisse in Laborexperimenten 

gewonnen wurden, lassen sich 

auch vor Ort in Waldböden Metallverlagerungen 

erkennen. Die Verlagerung 

von Eisen- und Manganoxiden in 

wasserbeeinflussten Böden ist anhand 

der entstehenden rot-weissen Marmorierung 

schon mit blossem Auge zu 

erkennen, während es im Hinblick auf 

potentielle Schadmetalle keine direkten 

visuellen Hinweise gibt. 

Mit neuen Analysemethoden lassen 

sich aber auch über die reinen (kleinen) 

Gehaltsänderungen nicht detektierbare 

Spurenmetall-Verlagerungen 

in vernässten Böden untersuchen. Eine 

geeignete Methode ist zum Beispiel 

die Analyse der stabilen Metallisotopenverhältnisse. 

Metallisotope zeigen 

Fraktionierungen (Verschiebungen der 

Isotopenverhältnisse) in Abhängigkeit 

von den physiko-chemischen Bedingungen 

(z. B. Redoxbedingungen) 

im Boden. Werden Metalle aus dem 

Boden ausgewaschen, ändert sich die 

Isotopen-Zusammensetzung sowohl 

des Auswaschungs- als auch des Einwaschungs-Horizontes. 

Das Isotopenverhältnis 

der Probe wird dabei als d-Wert 

relativ zu einem internationalen Isotopenstandard 

angegeben, wie in Gleichung 

1 beispielhaft für Cu gezeigt. 

Gleichung 1: 

65 

δ Cu 

[‰] 

⎛ 

= ⎜ 

⎝ 

65 63 

( Cu / Cu) 

65 63 

( Cu / Cu) 

sample 

NIST976 

⎞ 

−1⎟*1000 

⎠ 

Mit dieser Methode lassen sich Hinweise 

auf eine Mobilisierung und Auswaschung 

von Cu aus Waldböden finden. 

Bei einer Untersuchung von vier 

Grund- oder Stauwasser-beeinflussten 

Böden (zwei Gleyen und zwei Pseudogleyen) 

und vier nicht vernässten- 

Böden (zwei Podsolen und zwei Braunerden) 

stellte sich heraus, dass Cu in 

den vernässten Böden mit zunehmender 

Tiefe isotopisch schwerer wurde 

(0,11 ± 0,07‰; 95 % Konfidenzintervall), 

während es in den oxisch verwitterten 

Böden isotopisch leichter wurde 

(–0,37 ± 0,21‰; 95 % Konfidenzintervall; 

Bigalke et al. 2010; 2011). Diese 

Unterschiede lassen sich dadurch erklären, 

dass im Boden unter Sauerstoffmangel 

chemisch reduzierte Cu-Verbindungen 

– wahrscheinlich Kolloide 

– freigesetzt und verlagert werden. Die 

reduzierten Kolloide haben ein leichteres 

Cu-Isotopenverhältnis und das verbleibende 

Cu im Boden wird isotopisch 

schwerer, je mehr Cu verlagert wird.


Die Cu-Isotopenverhältnisse zeigten 

in einem Auenboden ausserdem eine 

enge Korrelation mit den Eisen-Gehalten, 

was darauf schliessen lässt, dass 

die gleichen Bedingungen, die zu der 

reduktiven Eisen(hydr)oxid-Auflösung 

und Fe-Verlagerung führen, auch die 

Fraktionierung der Cu-Isotopenverhältnisse 

verursachen (Abb. 2; Bigalke 

et al. 2010, 2013). In den nicht vernässten 

Boden findet eine entgegengesetzte 

Isotopenfraktionierung statt, die wahrscheinlich 

auf die fortschreitende 

Bodenentwicklung (Verwitterung, Bindung 

von Cu an organische Substanz 

und (Hydr)Oxide) zurückzuführen ist. 

Im Falle von Cu lässt sich also zeigen, 

dass die Redoxverhältnisse im Boden 

einen messbaren Einfluss auf die Auswaschung 

von Cu aus dem Boden 

haben. 

Zusammenfassend ist daher anzunehmen, 

dass sich mit einer Veränderung 

der Niederschlagsintensität und 

-frequenz und somit auch der Dauer 

von sauerstoffarmen, reduzierenden 

Verhältnissen im Boden, auch die 

Mobilität und Verfügbarkeit verschiedener 

(Schad-)Metalle in Waldböden 

ändert. Ob daraus eine neue Gefahrenlage 

entsteht, ist für den einzelnen 

Standort zu beurteilen. 

2.2 Alkylierung von Metallen 

Viele Metalle und Halbmetalle können 

in Böden biologisch methyliert werden. 

Wir konzentrieren uns im Folgenden 

auf Arsen (As). Arsen ist ein potenziell 

giftiges Element (Fee 2009), das 

aus natürlichen und anthropogenen 

Abb. 2. Zusammenhang zwischen Fe- 

Gehalten und d 65 Cu-Werten in einem Süsswasserwatt 

der Elbe. 

Quellen in die Umwelt freigesetzt wird 

(Adriano 2001). Geogene Belastungen 

haben eine wichtige Bedeutung für 

die As-Gehalte in Böden und As-Konzentrationen 

in Gewässern (Nicholas 

et al. 2003). Die VBBo (1998) akzeptiert 

einen maximalen As-Gehalt 

von 50 mg kg –1 in Böden auf Kinderspielplätzen 

und Hausgärten. In der 

Schweiz gibt es drei grössere geogene 

As-Anreicherungen. (1) Die Thermalund 

Mineralquellen in der Ostschweiz, 

(2) die eisenangereicherten Kalk- und 

Tonsteine des Jura sowie (3) Sulfiderzablagerungen 

und Silikatgesteine in 

den Alpen (Donzel 2001; Pfeifer et al. 

2002; Le Bayon et al. 2011). 

Weltweit konzentrieren sich die 

meisten Forschungsarbeiten auf Askontaminierte 

Wässer in Bangladesh 

und Südostasien (Chowdhury et al. 

2000; Rahaman et al. 2010; Hossain 

et al. 2012), wo die Gesundheit von bis 

zu 100 Millionen Menschen durch hohe 

As-Konzentrationen im Trinkwasser 

bedroht wird (Ng und Moore 2005). 

Die Speziierung von As wird dabei 

kaum betrachtet, weil das meiste As im 

Wasser anorganisch ist. In Böden wird 

die As-Mobilität und -Toxizität aber 

stark von mikrobiellen Transformationen 

beeinflusst (Thomas et al. 2001; 

Fee 2009). Beispielsweise kann die 

Biomethylierung von As seine Toxizität 

reduzieren, indem sie hochgiftige 

anorganische As-Spezies in die deutlich 

weniger schädlichen Organo-As- 

Verbindungen verwandelt. Dieser Prozess 

ist mit der Entstehung von flüchtigen 

As-Spezies verbunden, die als 

Arsine bezeichnet werden (Mestrot 

et al. 2009, 2011, 2013). Sowohl Biomethylierung 

als auch Bioverflüchtigung 

reagieren sensitiv auf Veränderung 

des Redoxregimes. Solche Veränderungen 

ergeben sich in Abhängigkeit 

vom Humusgehalt des Bodens zum 

Beispiel durch periodische Überflutungen, 

anhalten de Niederschläge auf 

Stauwasser-be einflussten Standorten 

oder Hitze-/Kältewellen, deren Häufigkeit 

in der Schweiz in naher Zukunft 

möglicherweise ansteigt. Daher ist es 

wichtig, die mikrobielle As-Freisetzung 

aus Böden zu verstehen und zu 

ermitteln, ob diese Transformationen 

zur Bildung von weniger giftigen Spezies 

(z. B. durch Biomethylierung) oder 

sogar zu einer As-Gehaltsabnahme in 

den Böden (Bioverflüchtigung) füh- 

ren. Forschungsarbeiten in Bangladesh, 

China und Indien legen nahe, dass 

Wassersättigung und die Anwesenheit 

von organischer Substanz eher zur 

Freisetzung anorganischer As-Spezies, 

die sehr giftig sind, führen. Allerdings 

ist bislang sehr wenig darüber bekannt, 

ob in Böden der gemässigten Breiten 

ähnliche Transformationen auftreten 

wie in tropischen Böden. 

Fallbeispiel Juraweide 

Aus den bisherigen Ausführungen wird 

deutlich, dass die Ermittlung nicht 

nur der As-Gesamtgehalte, sondern 

auch der chemischen As-Speziierung 

unerlässlich ist, wenn wir die Reaktion 

von As-belasteten Waldböden auf 

sich ändernde Klimabedingungen einschätzen 

wollen. Im folgenden Beispiel 

konzentrieren wir uns auf die As-Freisetzung 

und -Methylierung in einem 

Weideboden mit hohen As-Gehalten 

im Jura in Reaktion auf Klimaänderungen 

und Beweidung durch Kühe. Dazu 

führten wir Mikrokosmen-Experimente 

durch, in denen wir mit Kuhdung 

versetzte Bodenproben unter Wassersättigung 

bei 30 °C inkubierten, um 

nassere und wärmere Bedingungen als 

aktuell zu simulieren. Wir untersuchten 

die Bodenlösung auf die gesamten As- 

Konzentrationen sowie die As-Speziierung, 

um alle Aspekte der As-Freisetzung 

zu erfassen. Zusätzlich bestimmten 

wir das Redoxpotenzial, den 

pH-Wert und die gelöste organische 

C-Konzentration (Englisch: dissolved 

organic carbon, DOC). Abbildung 3 

zeigt die As-Freisetzung in die Bodenlösung 

in Abhängigkeit von ansteigenden 

Kuhdung-Applikationen. Es wird 

offensichtlich, dass die Zugabe von 

Kuhdung die As-Freisetzung erhöhte 

aber auch, dass ohne Kuhdung As 

unter niedrigen Redoxpotenzialen in 

die Lösung überführt wurde. Übertragen 

auf Waldböden spekulieren 

wir, dass zum Beispiel die infolge der 

anhaltenden N-Einträge (Galloway et 

al. 2004) in weit verbreitete N-limitierte 

Wälder stimulierte Netto-Primärproduktion 

(LeBauer und Treseder 

2008) eine ähnliche Wirkung auf die 

As-Freisetzung haben könnte. Abbildung 

4 zeigt, dass die gesamte As-Freisetzung 

auch unabhängig vom Gehalt 

an organischer Substanz mit sinkenden 

Redoxpotenzialen exponentiell anstieg 

und dass die Freisetzung bereits ober-


Gesamte As-Konzentration [µg.l –1 ] 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

5% Kuhdung 

R² = 0,9997 

2% Kuhdung 

R² = 0,9996 

0% Kuhdung 

R² = 0,9985 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 

Dauer der Inkubation [Tage] 

Abb. 3. Entwicklung der gesamten As-Konzentration in den Bodenlösungen von Mikrokosmen 

während der 16-tägigen Inkubation eines As-belasteten jurassischen Bodens in Abhängigkeit 

vom zugesetzten Anteil an Kuhdung. 

Gesamte As-Konzentration [µg.l –1 ] 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

R² = 0,9027 

0 

0 50 100 150 200 250 

Redoxpotenzial [mV] 

0% 2% 5% 

Abb. 4. Zusammenhang zwischen den gesamten As-Konzentrationen in den Bodenlösungen 

von Mikrokosmen nach 16-tägiger Inkubation eines As-belasteten jurassischen Bodens 

und dem Redoxpotenzial des Bodens in Abhängigkeit vom zugesetzten Anteil an Kuhdung 

(in Massen-%). 

As-Speziierung [%] 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Tag 6 Tag 7 Tag 8 Tag 16 

0% Kuhdung 


2% Kuhdung 

DMA (V) MMA (V) AS (V) As (III) 


5% Kuhdung 

Abb. 5. Speziierung von As in As(III), As(V), Monomethyl-As(V) (MMA) und Dimethyl- 

As(V) (DMA) in der Bodenlösung zwischen Tag 6 und Tag 16 der Inkubation eines jurassischen 

Bodens in Abhängigkeit vom zugesetzten Anteil an Kuhdung (in Massen-%). 

halb eines Redoxpotenzials von 0 einsetzte, 

also bereits unter subaeroben 

Bedingungen. Nach 16 Tagen Inkubation 

kam es zur Bildung von Methyl-As- 

Verbindungen (Abb. 5). Die Methyl- 

As-Verbindungen umfassten in der 

nicht mit Kuhdung versetzten Variante 

bis zu 25 Prozent der gesamten As- 

Konzentrationen und trugen damit zu 

einer Abschwächung der As-Toxizität 

bei. Warum mit absinkendem Redoxpotenzial 

der Beitrag von As(V) zur 

gesamten As-Konzentration in der 

Bodenlösung zunahm, also As offenbar 

oxidiert wurde, ist unklar. Wir 

haben grösste Sorgfalt darauf verwendet, 

dass sich der Redoxzustand zwischen 

Entnahme der Bodenlösung und 

der Analyse nicht verändert und halten 

daher einen analytischen Artefakt für 

unwahrscheinlich. Das Gleichgewicht 

zwischen As(III)- und As(V)-Spezies 

in der Bodenlösung ist fragil und wird 

u.a. durch gelöste organische Substanzen, 

die auch oxidierend wirken können 

(z. B. Semi-Chinone), beeinflusst 

(Borch et al. 2010). Im beobachteten 

Redoxbereich können As(III) und 

As(V) koexistieren. Die Aufklärung 

der Transformationen zwischen den 

verschiedenen Arsinen ist Gegenstand 

eines aktuellen EU-finanzierten Forschungsprojektes 

(Marie Curie, BIO- 

META) in unserer Gruppe. 

Der untersuchte Boden aus dem Jura 

wies mit 25 mg kg –1 einen erhöhten 

As-Gehalt auf, der jedoch noch unter 

dem Grenzwert der VBBo (1998) von 

50 mg kg –1 lag. Die gesamten As- sowie 

die Methyl-As-Konzentrationen in 

der Bodenlösung stiegen mit sinkendem 

Redoxpotenzial und steigenden 

Gehalten an über Kuhdung zugeführter 

organischer Substanz an. Obwohl 

unsere Untersuchung mit einem Weideboden 

durchgeführt wurde, haben 

frühere Studien belegt, dass Organo- 

As-Verbindungen auch in unbelasteten 

Waldböden auftreten, in denen organische 

As-Spezies bis zu 30 Prozent der 

aus der Waldbodenauflage extrahierbaren 

As-Gehalte umfassten (Huang 

und Matzner 2007). Bevor abschliessende 

Folgerungen im Hinblick auf die 

verstärkte Verflüchtigung von Alkyl- 

Metallverbindungen in Reaktion auf 

den Klimawandel getroffen werden, 

sollten noch andere, zum Beispiel saure 

As-belastete Böden sowie andere Elemente 

wie Selen, Antimon und Zinn


untersucht und dabei auch verschiedene 

Szenarien der möglichen Klimaänderung 

berücksichtigt werden. 

3 Schlussfolgerungen 

Unsere Fallbeispiele zeigen, dass mit 

einer verstärkten Metallfreisetzung 

aus der Festphase in die Bodenlösung 

sowohl in gelöster als auch in kolloidaler 

Form zu rechnen ist, sollte sich 

das Redoxregime der Böden infolge 

veränderter Niederschlagsmuster 

mit ausgeprägteren Nassphasen verändern. 

Gleichzeitig würde vermutlich 

die Alkylierung von Metallen verstärkt, 

die für manche Metalle – wie 

As – zu einer Detoxifizierung und vielleicht 

sogar zu einer Abreicherung aus 

Böden über Verflüchtigung, für andere 

Metalle – wie dem Hg – aber sogar 

zur Bildung besonders toxischer Verbindungen 

führen würde. Die Reaktion 

der in Schweizer Waldböden gespeicherten 

Metalle auf veränderte Klimabedingungen 

bedarf der weiteren 

wissenschaftlichen Untersuchung, die 

verschiedene Klimaänderungsszenarien 

sowie den Einfluss von Bodeneigenschaften 

auf die Metallfreisetzung 

berücksichtigen muss. 

4 Literatur 

Adriano, D.C. (Hrsg.) 2001: Trace Elements 

in the Terrestrial Environment. Springer, 

New York. 

Bigalke, M.; Weyer, S.; Wilcke; W., 2010: 

Stable copper isotopes: a novel tool to 

trace copper behavior in hydromorphic 

soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 74, 60–73. 

Bigalke, M.; Weyer, S.; Wilcke, W., 2011: 

Stable Cu isotope fractionation in soils 

during oxic weathering and podzolation. 

Geochim. Cosmochim. Acta 75, 3119– 

3134. 

Bigalke, M.; Kersten, M.; Weyer, S.; Wilcke, 

W., 2013: Isotopes trace biogeochemistry 

and sources of Cu and Zn in an 

intertidal soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 77, 680– 

691. 

Borch, T.; Kretzschmar, R.; Kappler, A.; 

Van Cappellen, P.; Ginder-Vogel, M.; 

Voegelin, A.; Campbell, K., 2010: Biogeochemical 

redox processes and their 

impact on contaminant dynamics. Environ. 

Sci. Technol. 44, 15–23. 

Chowdhury, U.K.; Biswas, B.K.; Chowdhury, 

T.R.; Samanta, G.; Mandal, B.K.; 

Basu, G.C.; Chanda, C.R.; Lodh, D.; 

Saha, K.C.; Mukherjee, S.K.; Roy, S.; 

Kabir, S.; Quamruzzaman, Q.; Chakraborti, 

D., 2000: Groundwater arsenic 

contamination in Bangladesh and West 

Bengal, India. Environ. Health Persp. 108, 

393–397. 

Donzel, P.-Y., 2001: Arsène dans les roches 

et les sols du Haut-Jura Suisse: distribution 

générale sur la chaîne et étude détaillée 

dans la région du Weissenstein (SO). 

Travail de diplôme, Sciences de la Terre, 

Université de Lausanne. 

Fee, D.B., 2009: Chapter 23 – Arsenic. In: 

Dobbs, M.R. (Hrsg.) Clinical Neurotoxicology. 

Syndromes, Substances, Environments, 

Elsevier, Philadelphia. S. 273–276. 

Fischer, E.M.; Schär, C., 2009: Future changes 

in daily summer temperature variability: 

driving processes and role for temperature 

extremes. Clim. Dyn. 33, 917–335. 

Galloway, J.N.; Dentener, F.J.; Capone; 

D.G.; Boyer, E.W.; Howarth, R.W.; 

Seitzinger, S.P.; Asner, G.P.; Cleveland; 

C.C.; Green, P.A.; Holland, E.A.; 

Karl, D.M.; Michaels, A.F., Porter, J.H.; 

Townsend, A.R.; Vörösmarty, C.J., 2004: 

Nitrogen cycles: past, present, and future. 

Biogeochemistry 70, 153–226 

Grybos, M.; Davranche, M.; Gruau, G.; 

Petitjean, P., 2007: Is trace metal release 

in wetland soils controlled by organic 

matter mobility or Fe-oxyhydroxides 

reduction? J. Colloid Interface Sci. 314, 

490–501. 

Grybos, M.; Davranche, M.; Gruau, G.; 

Petitjean, P.; Pedrot, M., 2009: Increasing 

pH drives organic matter solubilization 

from wetland soils under reducing 

conditions. Geoderma 154, 13–19. 

Hossain, M.; Williams, P.N.; Mestrot, A.; 

Norton, G.J.; Deacon, C.M.; Meharg, 

A.A., 2012: Spatial heterogenity and 

kinetic regulation of arsenic dyamics in 

Mangrove sediments: the Sundarbans, 

Bangladesh. Environ. Sci. Technol. 46, 

8645–8652. 

Huang, J.-H.; Matzner, E., 2007: Mobile 

arsenic species in unpolluted and polluted 

soils. Sci. Tot. Environ. 377, 308–318. 

IPCC, 2012: Managing the Risks of Extreme 

Events and Disasters to Advance Climate 

Change Adaptation. A Special Report of 

Working Groups I and II of the 

Intergovernmental Panel on Climate 

Change (Field, C.B.; V. Barros, T.F.; Stocker, 

D.; Qin, D.J.; Dokken, K.L., Ebi, 

M.D., Mastrandrea, K.J.; Mach, G.-K.; 

Plattner, S.K.; Allen, M.; Tignor, and 

P.M.; Midgley [eds.]). Cambridge University 

Press, Cambridge. 582 S. 

LeBauer, D.S.; Treseder, K.K., 2008: Nitrogen 

limitation of net primary productivity 

in terrestrial ecosystems is globally distributed. 

Ecology 89, 379–379. 

Le Bayon, R.C.; Matera, V.; Kohler-Milleret, 

R.; Degen, C.; Gobat, J.-M., 2011: 

Earthworm activity alters geogenic arsenic 

and soil nutrient dynamics. Pedobiologia 

54, 93–201. 

Mestrot, A.; Plantevin, T.; Uroic, M.K.; 

Islam, R.; Krupp, E.M.; Feldmann, J.; 

Meharg, A.A., 2009: Quantitative and 

qualitative trapping of arsines deployed 

to assess loss of volatile arsenic from paddy 

soil. Environ. Sci. Technol. 43, 8270– 

8275. 

Mestrot, A.; Feldmann, J.; Krupp, E.M.; 

Hossain, M.S.; Roman-Ross, G.; Meharg, 

A.A., 2011: Field fluxes and speciation of 

arsines emanating from soils. Environ. 

Sci. Technol. 45, 1798–1804. 

Mestrot, A.; Planer-Friedrich, B.; Feldmann, 

J., 2013: REVIEW. Biovolatilisation: 

a poorly studied pathway of As biogeochemical 

cycle. Environ. Sci. Proc. 

Imp. 15, 1639–1651. 

Min, S.-K.; Zhan, X.B.; Zwiers, F.W.; 

Hegerl, G.C., 2011: Human contribution 

to more-intense precipitation extremes. 

Nature 470, 378–381. 

Ng, J.C.; Moore, M.R. (2005): Arsenic in 

drinking water: a natural killer in Bangladesh 

and beyond. Med. J. Austr. 183, 

562–563. 

Nicholas, D. R.; Ramamoorthy, S.; Palace, 

V.; Spring, S.; Moore, J.N.; Rosenzweig, 

F., 2003: Biogeochemical transformations 

of arsenic in circumneutral freshwater 

sediments. Biodegradation 14, 123–137. 

O’Gorman, P.A.; Schneider, T., 2009: The 

physical basis for increases in precipitation 

extremes in simulations of 21st century 

climate change. Proc. Natl. Acad. Sci. 

USA 106, 14773–14777. 

Pfeifer, H.R.; Beatrizotti, G.; Berthoud, 

J.; DeRossa, M.; Girardet, A.; Jäggli, 

M.; Lavanchy, J-C.; Reymond, D.; 

Righetti, G.; Schlegel, C.; Schmit, V.; 

Temgoua, E., 2002: Natural arsenic-contamination 

of surface and ground waters 

in southern Switzerland (Ticino). Bull. 

Appl. Geol. 7, 81–103.


Rahaman, S.; Sinha, A.C.; Mukhopadhyay, 

D., 2010: Effect of water regimes and 

organic matters on transport of arsenic in 

summer rice (Oryza sativa L.) J. Environ. 

Sci. 23, 633–639. 

Thomas, D.J.; Styblo, M.; Lin, S., 2001: The 

cellular metabolism and systemic toxicity 

of arsenic. Toxicol. Appl. Pharm. 176, 

127–144. 

VBBo, 1998: Der Schweizerische Bundesrat. 

Verordnung über die Sanierung von 

belasteten Standorten (Altlasten-Verordnung, 

AltlV, 814.680). Stand 1. Januar 

2009. 

Weber, F. A.; Voegelin, A.; Kaegi, R.; 

Kretzschmar, R., 2009: Contaminant 

mobilization by metallic copper and 

metal sulphide colloids in flooded soil. 

Nat. Geosci. 2, 267–271. 

Weber, F. A.; Hofacker, A. F.; Voegelin, 

A.; Kretzschmar, R.; 2010: Temperature 

dependence and coupling of iron and 

arsenic reduction and release during flooding 

of a contaminated soil. Environ. Sci. 

Technol. 44, 116–122. 

Zimmermann, S.; Luster, J.; Blaser, P.; Walthert, 


der Schweiz. Band 3. Regionen Mittelland 

und Voralpen. Bern, h.e.p.-Verlag. 

Abstract 

Will metals stored in soil be released in response to environmental change? 

Current climate change is expected to lead to more pronounced wet phases in 

Switzerland. The resulting water saturation means that O 2 concentrations in 

soils will decrease and thus the redox potential will drop. Under such reducing 

conditions, metals stored in soils can be released through the reductive dissolution 

of iron and manganese (hydr)oxides and leached to deeper soil layers and the 

groundwater. At the same time, a mobilization of colloids will take place. An 

additional transformation process under reducing conditions is biomethylation, 

which affects many (semi-)metals. Decreasing redox potentials enhance 

biomethylation, leading to, e.g., a reduction in toxicity for As but an increase for 

Hg. Our findings indicate that prolonged phases of soil water saturation are likely 

to (re-)mobilize metals in forest soils in dissolved, colloidal and alkylated form. 

Keywords: climate change, soil moisture regime, chemical reduction, colloids, 

metal mobilization, metal methylation, stable metal isotopes


Biodiversität von Waldböden – Auswirkungen des Einsatzes 

von Holzerntemaschinen auf mikrobielle Gemeinschaften 

Beat Frey 1 und Martin Hartmann 1,2 

1 

WSL Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft, Zürcherstrasse 111, CH-8903 Birmensdorf 

2 

Agroscope Reckenholz-Tänikon ART, Reckenholzstrasse 191/211, CH-8046 Zürich 

Auf einem Grossteil der Schweizer Waldböden kann das Befahren mit Forstmaschinen 

langfristig die Bodenstruktur im Bereich der Fahrspuren verändern. 

Inwiefern dies den Boden nachhaltig schädigt, wurde bisher vorwiegend aus 

bodenphysikalischer Sicht untersucht. Neue genetische Methoden erlauben nun, 

die Wirkungen auf die mikrobielle Gemeinschaften im Boden zu untersuchen. 

Europaweit erstmals fanden auf zwei Bodentypen des schweizerischen Mittellandes 

Fahrversuche statt. Die Ergebnisse zeigen, dass mechanische Bodenbelastungen 

den Wasser- und Gashaushalt in Fahrspuren verändern. In verdichteten 

Böden verschwinden Mykorrhizapilze weitgehend. An ihrer Stelle breiten sich 

Fäulnispilze aus, was die Baumverjüngung massgeblich beeinträchtigt. Zusätzlich 

werden die an sauerstoffarme Verhältnisse angepasste Bakterien-Arten begünstigt, 

was die Bildung von Lachgas und Methan fördert. Die Studie zeigt, dass mikrobielle 

Gemeinschaften empfindlich auf mechanische Bodenbelastungen reagieren, 

womit sie helfen, Strukturschäden in Waldböden zu beurteilen sowie Richtlinien 

aufzustellen, ab wann ein Bodenschaden problematisch ist. 

1 Einleitung 

1.1 Physikalischer Bodenschutz 

im Wald 

Ein fruchtbarer Boden ist eine wichtige 

Voraussetzung für eine nachhaltige 

Waldbewirtschaftung. Mechanische 

Belastungen des Bodengefüges durch 

Holzerntemaschinen können jedoch 

diese Fruchtbarkeit beeinträchtigen. 

Die umfangreichsten Bodenverdichtungen 

der letzten Jahrzehnte stammen 

von den Räumungsarbeiten nach dem 

Sturm Lothar (1999 / 2000). 

In den letzten Jahren sind Holzerntemaschinen 

ständig produktiver 

und damit auch schwerer geworden 

(Borchert und Kremer 2007). Diese 

Maschinen sind oft während des ganzen 

Jahres und bei jeder Witterung im 

Einsatz, besonders wenn Wälder nach 

Stürmen aufgeräumt werden müssen, 

um Wertverlust des Holzes und Befall 

durch Schädlinge zu vermeiden. Mit 

dieser Entwicklung einhergehend steigt 

das Risiko schädlicher Bodenstrukturveränderungen 

an. Es besteht ein breiter 

Konsens, dass die hohen Belastungen 

durch Erntefahrzeuge Bodenverformungen 

mit noch nicht genau abschätzbaren 

ökologischen Folgen bewirken 

können. Unter Fahrspuren ist die Drainage- 

und Belüftungskapazität erheblich 

eingeschränkt (Marshall 2000) 

und wirkt sich negativ auf die Feinwurzeln 

der Bäume und deren Naturverjüngung 

aus (Gaertig et al. 2001). 

Spätestens seit der Aufarbeitung der 

«Lothar»-Schäden ist der physikalische 

Bodenschutz und damit die bodenschonende 

Holzernte ein wichtiger Aspekt 

der Waldbewirtschaftung. Gegenwärtig 

wird in der Schweiz an der gesetzlichen 

Festlegung von Richt- und Prüfwerten 

für bodenphysikalische Parameter im 

Wald gearbeitet (Lüscher et al. 2005). 

Die Verordnung über Belastungen des 

Bodens VBBo (VBBo 1998) bezweckt, 

die Bodenfruchtbarkeit langfristig 

zu erhalten. Jeder Boden muss genügend 

durchlüftete Hohlräume enthalten, 

damit Wurzeln, Pilze, Bakterien, 

Regenwürmer und andere Bodenlebewesen 

wirken können und Wasser versickern 

kann. 

Aus ökologischer und wirtschaftlicher 

Sicht ist es wichtig, für das Schutzgut 

Boden den Begriff der «langfristigen 


nach mechanischer Belastung» 

zu umschreiben und zu quantifizieren. 

Solche Festlegungen setzen die Kenntnis 

der ganzen Kausalitätskette von der 

mechanisch verursachten Strukturveränderung 

bis zu den in der VBBo aufgeführten 

funktionalen Kriterien der 

Bodenfruchtbarkeit voraus (Abb. 1). 

Eine Schlüsselfrage ist, ab welchem 

Grad der strukturellen Veränderung 

von einem Bodenschaden gesprochen 

werden kann. Die bisher vorgeschlagenen 

Bewertungsansätze sind leider 

nur teilweise wissenschaftlich abgesichert 

(Block et al. 2002). Bisher wurden 

Bodenverdichtungen vornehmlich 

unter dem Aspekt ihrer Wirkungen auf 

den Luft- und Wasserhaushalt sowie 

die Ertragsfähigkeit von Böden untersucht 

(Schack-Kirchner et al. 2007). 

Wirkungen auf Bodenorganismen und 

Bodenmikroorganismen und deren 

Fähigkeiten, in Waldböden Nähr- und 

Abfallstoffe umzuwandeln, fanden bisher 

kaum Beachtung, obwohl diese 

Organismen als exzellente Frühwarnsysteme 

bei schädlichen Bodenveränderungen 

gelten (Oberholzer und 

Scheid 2007; Wilke et al. 2009). 

1.2 Bodenmikroorganismen 

als Zeiger von mechanischen 

Bodenbelastungen 

Die Bodenlebewesen als schützenswerte 

Lebensgemeinschaft, als Strukturbildner 

und Garanten für die ungestörte 

Funktionalität der Böden stehen im 

Zentrum des Bodenschutzes. Dies gilt 

insbesondere für Bodenbakterien und 

Pilze, welche unverzichtbar sind für die 

Funktionalität von biogeochemischen 

Stoffkreisläufen, die Stabilisierung der 

Bodenstruktur und eine verbesserte 

Speicherung von Wasser und Nährstoffen 

im Boden.


Bodenstruktur 

Luft- und Wasserhaushalt 

Bodenlebewesen 

Baum 

Eigenschaften 

Lagerungsdichte 

Porenvolumen 

Porenverteilung 

Durchlässigkeit 

Bodenfeuchte 

Bodenluft (O 2 

; CO 2 

) 

Häufigkeit, Biomasse 

Diversität, Struktur 

Artenspektrum 

Wachstum 

Abb. 1. Zusammenhang zwischen standorttypischen Bodeneigenschaften und Bodenfunktionen 

und deren Beeinflussung durch mechanische Bodenbelastungen durch schwere Erntemaschinen 

im Wald. Für die Diagnose einer Verdichtung sind Kenngrössen des Bodenlufthaushaltes 

und biologische Parameter (z. B. mikrobielle Diversität, Baumwachstum) ebenso 

wichtig für die Charakterisierung von Bodenstrukturstörungen wie die Bodenphysik (z. B. 

Lagerungsdichte). Das Ziel ist, Schwellenwerte zu finden, oberhalb derer die Funktionstätigkeit 

der Böden zumindest auf niedrigem Niveau erhalten bleibt und damit Regenerationschancen 

bestehen. Quelle: modifiziert nach Weisskopf unpubliziert. 

Die Auswirkungen von Bodenverdichtung 

auf die Bodenmikroorganismen 

und ihre Aktivität sind sehr komplex 

und von vielen Faktoren abhängig 

(Abb 1). Häufig werden globale mikrobielle 

Messgrössen bestimmt, um die 

Wirkungen von Verdichtungen auf die 

Bodenmikroorganismen zu untersuchen. 

Die Messung dieser Grössen ist 

zwar relativ effizient, aber nicht ohne 

Probleme. So zeigen mikrobielle Biomasse 

und C-Mineralisation in Feldund 

Laborexperimenten widersprüchliche 

Ergebnisse. Jordan et al. (2003) 

zeigten, dass sich die mikrobielle Aktivität 

und mikrobielle Biomasse durch 

Bodenverdichtungen reduziert, andere 

Studien hingegen zeigten keine Veränderungen 

dieser Messgrössen (Ponder 

und Tandros 2002; Shestak und 

Busse 2005). Eindeutige Beziehungen 

zwischen Schadwirkungen (globalen 

mikrobiellen Aktivitätsparametern) 

und physikalischen Parametern 

(Lagerungsdichte) liessen sich daher 

nicht ableiten (Wilke et al. 2009). Ein 

möglicher Grund könnte sein, dass globale 

mikrobielle Parameter zu ungenau 

oder zu wenig empfindlich sind, 

Schwellenwerte? 

Funktionen 

Wassertransport 

Gasaustausch 

Wasserspeicher 

Aktivität 

Streuabbau 

N-Fixierung 

Treibhausgase 

Holzproduktion 

Durchwurzelung 

Verjüngung 

Potential für natürliche Regeneration 

um Veränderungen der Bodenstruktur 

auf Bodenmikroorganismen nachzuweisen. 

Neue genetische Methoden 

sind oft aber empfindlicher als globale 

mikrobielle Aktivitätsparameter und 

erlauben, die Wirkungen einer mechanischen 

Bodenbelastung auf die mikrobiellen 

Gemeinschaften im Boden zu 

untersuchen (Frey und Lüscher 2008; 

Frey 2010). 

1.3 Untersuchung der mikrobiellen 

Diversität in Waldböden mittels 

genetischen Methoden 

Die mikrobielle Diversität in Waldböden 

ist höchst komplex und übertrifft 

um Grössenordnungen die Diversität 

von Pflanzen und Tieren. Bakterien bilden 

die häufigste Gruppe von Mikroorganismen 

in Böden. Es wird geschätzt, 

dass zwischen 2000 und 18 000 bakterielle 

Arten und bis zu 10 Milliarden 

bakterielle Zellen ein Gramm Waldboden 

besiedeln, ungefähr zwanzigmal 

so viele wie in einem Ackerboden 

(Roesch et al. 2007). 

Lange Zeit haben technische Limitierungen 

es nicht erlaubt, diese komplexen 

mikrobiellen Lebensgemeinschaften 

adäquat zu untersuchen. Kultivierung 

von Mikroorganismen scheint 

keine praktikable Methode zu sein, wissen 

wir doch heute, dass nur etwa ein 

Prozent der Mikroorganismen unter 

Laborbedingungen tatsächlich kultivierbar 

sind (Rappe und Giovannoni 

2003). Die Entwicklung genetischer 

Methoden haben unser Verständnis 

vom mikrobiellen Leben revolutioniert 

und uns Zugang zu nicht-kultivierbaren 

Organismen ermöglicht (Pace 2009). 

Mit Hilfe von aus Umweltproben 

extrahiertem Erbgut (DNA), ist es 

heute möglich, die Zusammensetzung 

mikrobieller Lebensgemeinschaften 

zu charakterisieren. Dieser Ansatz 

umgeht den Schritt der Kultivierung 

und ermöglicht ein tieferes Verständnis 

der Diversität, Struktur und Funktion 

von mikrobiellen Gemeinschaften. 

Dazu werden oft ribosomale Gene 

analysiert, welche bei der Bildung von 

Eiweissen eine wichtige Rolle spielen, 

allem zellulären Leben zu Grunde liegen 

und darum ausgezeichnete molekulare 

Marker sind, um Verwandtschaftsbeziehungen 

zwischen verschie denen 

Arten und Artgruppen zu charakterisieren. 

Mittels Analysen von DNA- 

Fragmentlängen («Fingerprints») kön - 

nen wir heute die Wirkung von strukturellen 

Bodenveränderungen auf die 

Zusammensetzung der mikrobiellen 

Lebensgemeinschaften im Boden eindeutig 

nachweisen (Frey et al. 2009; 

Frey et al. 2011). «Fingerprints» lassen 

aber noch keine Rückschlüsse auf 

Diversität, Zusammensetzung und 

den genetischen Verwandschaftsgrad 

von Bakterien und Pilzen im Boden 

zu. In den letzten Jahren sind enorme 

Fortschritte auf dem Gebiet der 

DNA-Sequenzierung gemacht worden. 

Die Analyse charakteristischer 

DNA-Abschnitte (Dekodierung oder 

Sequenzierung), ermöglicht phylogenetische 

Rückschlüsse über deren 

Träger. Im Anbetracht der Entwicklung 

von Next-Generation Sequencing 

(kurz NGS) Technologien, wie zum 

Beispiel 454-Pyrosequenzierung sind 

wir erst am Anfang einer dramatischen 

Veränderung unseres Wissens über 

das mikrobielle Leben in der Umwelt 

(Margulies et al. 2005; Hartmann 

et al. 2012; Hartmann et al. 2013).


2 Eigene Untersuchungen 

2.1 Morphologische Typisierung 

von Fahrspuren 

Seit 2006 bearbeitet die Forschungseinheit 

Waldböden und Biogeochemie 

der Eidgenössischen Forschungsanstalt 

WSL das Projekt «Physikalischer 

Bodenschutz im Wald» (Lüscher et al. 

2009b). Dieses langjährige Projekt hat 

zum Ziel, den Einfluss von Bodenverdichtung 

auf verschiedene Bodenparameter 

zu untersuchen und Schwellenwerte 

zu definieren (Abb. 1), unterhalb 

Bodenwassergehalt 

… 

… unterhalb 

oder gleich der 

Ausrollgrenze 

… zwischen 

Ausroll- und 

Fliessgrenze 

… gleich oder 

über der 

Fliessgrenze 

Spurtyp 1 

Spurtyp 2 

Spurtyp 3 

derer sich ein Waldboden noch regenerieren 

kann und keine dauerhaften 

Bodenschäden entstehen (Kremer 

et al. 2009). Für die Umsetzung des 

physikalischen Bodenschutzes wäre es 

vorteilhaft, verbindliche und nachvollziehbare 

ökologische Vorgaben, sogenannte 

Interventionswerte zu erhalten 

(Stichworte: Was ist ein Schaden? 

Wann soll saniert werden?). 

Zu diesem Zweck wurde mithilfe 

von ausgewählten morphologischen 

Merkmalen eine Typisierung der Fahrspuren 

entwickelt, die auf ökologisch 

wirksame Veränderungen im Boden 

Tiefe kleiner als 10 cm 

meist kleiner als 10 cm 

grösser als 10 cm 

Spurtyp 1–3: vgl. Tab. 1 

Spurtyp 4: flächige, ungeordnete Befahrung; 

Spurtyp 5: ältere nicht mehr typisierbare Spur; 

Spurtyp 6: vermutete Spur, überdeckte oder überwachsene Fahrlinie. 

organische Auflage 

Oberboden 

Unterboden 

teilweise seitliche Aufwölbungen 

durch Auspressen 


Oberboden 

Unterboden 

seitliche Aufwölbungen 

durch Bodenfliessen 


Oberboden 

Unterboden 

Abb. 2. (A) Typisierung der Fahrpuren entstanden durch schwere Holzerntemaschinen. (B) 

Karte mit verschiedenen Spurentypen auf einer Testfläche der Pilotstudie. Quelle: Lüscher 

et al. 2008a. 

schliessen lässt (Lüscher et al. 2008a; 

Lüscher et al. 2009a; Lüscher 2010). 

In unterschiedlichen Regionen des 

Schweizerischen Mittellandes (Ermatingen 

TG, Messen SO, Heiteren BE) 

wurden auf Lotharflächen im befahrbaren 

Gelände alle noch erkennbaren 

Fahrspuren kartiert, um einen Einblick 

in die heutige Situation der Fahrspurendichte 

und Spurtypenanteile zu 

erhalten. Die morphologische Typisierung 

der Fahrspuren (Spurtypen) 

wurde in enger Zusammenarbeit mit 

den Forstorganen und Bodenschutzfachstellen 

sowie mit Unterstützung 

der Technischen Universität München 

erarbeitet und publiziert (Lüscher 

et al. 2008a). Generell können die 

Fahrpuren in drei Kategorien eingeteilt 

werden, die als leicht (Spurtyp 1), 

mittel (Spurtyp 2: Oberboden teilweise 

verschoben, Fahrrille von wenigen 

cm ersichtlich) und schwer (Spurtyp 

3: Oberboden komplett verschoben, 

Fahrrille von mehreren cm, seitliche 

Aufwölbungen ersichtlich) bezeichnet 

werden können (Abb. 2A). 

Die so definierten Spurtypen stehen 

im Einklang mit der Abstufung 

der Richt- und Prüfwerte der VBBo 

(1998) und dienen als Indikatoren für 

das Management des Bodenschutzes 

(z. B. Spurtyp 1 ist ein Warnzeichen, 

bei Spurtyp 3 muss saniert werden). 

Besonders beachtenswert ist, dass in 

diesen Lotharflächen die durch Bodenverdichtung 

betroffene Fläche bis zu 

zehn Prozent des ganzen befahrbaren 

Areals ausmachte (Abb. 2B). Zur quantitativen 

Hinterlegung dieser morphologisch 

erkennbaren Spurtypen wurden 

Veränderungen der effektiven 

Lagerungsdichte des Bodens, des Grobporenvolumens, 

der gesättigten Wasserleitfähigkeit 

sowie des Eindringwiderstandes 

herangezogen (Lüscher et al. 

2005; Frey et al. 2009). Diese bodenphysikalischen 

Grössen ergaben ein 

recht genaues Bild der befahrungsbedingten 

Veränderungen. Zur Charakterisierung 

der biotischen Konsequenzen 

der beobachteten Bodenstrukturveränderungen 

wurden Kenngrössen des 

Bodenlufthaushaltes sowie mikrobiologische 

Parameter erhoben (Abb. 1 

und 3). An Probepunkten mit typischer 

Ausprägung wurden bodenphysikalische 

Parameter erhoben und genetische 

«Fingerprintanalysen» durchgeführt.


Bisherige Auswertungen auf den 

Lotharflächen haben gezeigt, dass das 

Befahren mit schweren Forstmaschinen 

eine signifikante Veränderung von 

physikalischen, chemischen und biologischen 

Bodeneigenschaften in den 

Bodentiefen 5 und 20 cm hervorruft 

(Frey und Lüscher 2008; Frey et al. 

2009; Frey 2010; Frey et al. 2010). Bakterielle 

Lebensgemeinschaften unter 

den Fahrspuren mit starker Störung 

(Spurtyp 3) unterschieden sich wesentlich 

von den Gemeinschaften in den 

ungestörten (Referenz) oder wenig 

gestörten (Spurtyp 1; z. T. Spurtyp 2) 

Bodenproben (Abb. 3). Diese Befunde 

standen in engem Zusammenhang mit 

nachweisbaren Bodenstrukturveränderungen 

und drastischen Reduktionen 

der Wasser- und Gasleitfähigkeit in den 

Fahrspuren (Kremer et al. 2009; Frey 

et al. 2009; Frey 2010). 

Trotz wertvoller Erkenntnisse hat 

diese Pilotstudie ihre Grenzen. Die 

bisherigen Analysen waren begrenzt 

durch ungenügend kontrollierte experimentelle 

Bedingungen (Frey und 

Lüscher 2008; Frey et al. 2009; Frey 

et al. 2010). Im Weiteren sind weder das 

exakte Datum der Befahrung dieser 

Flächen noch Informationen über Reifendruck 

und damalige physikalische 

Bodenbedingungen vorhanden. Dies 

verunmöglicht eine genaue Charakterisierung 

der Störungen und Aussagen 

über potentielle Schwellenwerte mittels 

dieser Daten. 

2.2 Fahrversuche unter 

kontrollierten Bedingungen 

Befahrung 

Um die experimentellen Bedingungen 

besser zu kontrollieren sowie den 

zeitlichen Verlauf beziehungsweise die 

natürliche Regeneration der Verdichtung 

zu evaluieren, wurden in zwei 

dieser Flächen im Wald unter kontrollierten 

Bedingungen Fahrversuche 

durchgeführt (Frey et al. 2011; Hartmann 

et al. 2013). Das Ziel der Befahrungsexperimente 

war die Erzeugung 

von typischen Spurausprägungen, die 

Ermittlung des bodenphysikalischen 

Zustandes und die Charakterisierung 

der mikrobiellen Gemeinschaften in 

Abhängigkeit von der Spurausprägung. 

Bakerielle Populationsstrukturen 

Spurtyp 1 

Wasserleitfähigkeit 

PC2 

–0,6 0,6 

A 

–1,0 PC1 

1,5 

Spurtyp 2 

Spurtyp 3 

B 

md –1 

2 

1,6 

1,2 

0,8 

0,4 

0 

Ref 

C 

1 2 3 

Abb. 3. Zusammenhang zwischen Strukturschaden durch Befahrung (B), Bodenfunktionen (C) und Zusammensetzung der bakteriellen 

Populationsstrukturen (A). Visuelle Typisierung 1, 2 und 3 der Fahrspuren nach der Art von Veränderungen im Boden (B). Ein schwere 

Bodenbeeinträchtigung (Spurtyp 3) zeichnet sich durch eine stark reduzierte Wasserinfiltration (C) in den Fahrspuren aus. Die Zusammensetzung 

der bakteriellen Populationsstrukturen (A) zeigt in Abhängigkeit vom Spurtyp stark unterschiedliche Cluster in der Hauptkomponenentenanalyse 

(PC1; PC2) auf. Spurtypen 1 (grüne Kreise) und 2 (blaue Dreiecke) liegen eng bei den Punkten aus dem ungestörten 

Referenzbereich (Ref: Sterne), davon unterscheiden sich die Gemeinschaften im Spurtyp 3 (rote Quadrate) deutlich. 

A 

B 

Abb. 4. (A) Fahrexperiment mit schweren Holzerntemaschinen am Versuchsstandort Ermatingen TG. (B) Stark verdichtete Fahrspur mit 

teilweise schlecht abfliessendem Wasser. Quelle: Frey und Lüscher 2008.


5 

5 

Co 2 

[µmol m –2 h –1 ] 

CH 4 

[µmol m –2 h –1 ] 

3 

1 

–1 

–3 

N 2 

O [µmol m –2 h –1 ] 

4 

3 

2 

1 

800 

700 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

Ref Sp1 Sp2 Sp3 

–5 


0 


Abb. 5. Netto Emission von Kohlenstoffdioxid (CO 2 ), Methan (CH 4 ) und Lachgas (N 2 O) in unbefahrenen Bodenflächen (Ref), sowie nach 

Befahrung im Spurtyp 1 (Sp1), Spurtyp 2 (Sp2) und Spurtyp 3 (Sp3). Quelle: Hartmann et al. 2013. 

Diese Erkenntnisse sollen helfen, einen 

Bodenschaden besser zu definieren. 

In zwei Waldstandorten im schweizerischen 

Mittelland mit tonigem Lehm 

(Ermatingen, 2007) und schluffigem 

Sand (Heiteren bei Bern, 2008) wurde 

versucht, die aufgrund von morphologischen 

Kriterien ausgeschiedenen 

Spurtypen 1, 2 und 3 bei bekanntem 

Bodenwassergehalt und mit definierten 

Maschinenmassen künstlich zu 

erzeugen (Abb. 4). Dazu wurde in ebener 

Lage mit möglichst einheitlichen 

Bodeneigenschaften über je drei Fahrlinien 

ein Feuchtegradient angelegt, 

durch den beim Befahren die angestrebten 

Fahrspurtypen entstanden. 

Vor der Befahrung wurde die Bodenfeuchtigkeit 

entlang der vorgesehenen 

Spuren (dreifach im Abstand von 

jeweils 20 Meter wiederholt) an verschiedene 

Wassergehalte angepasst. 

Dieser Gradient reichte von 0,17 (plastisches 

Limit) über 0,27 zu 0,35 (flüssiges 

Limit) Gramm Wasser pro Gramm 

Boden. Der erste Teil der vorgeschriebenen 

Fahrlinie (um den Spurtyp 1 

anzustreben) wurde mit einer Plastikplane 

für zwei Tage abgedeckt, um 

die Infiltration von Regen zu verhindern. 

Die zwei anderen Versuchsfelder 

wurden vor dem Fahrexperiment 

mit verschiedener Intensität bewässert 

(um den Spurtyp 3 anzustreben). Die 

Forstmaschinen auf diesen verschieden 

feuchten Böden verursachten Verdichtungen 

der Kategorie leicht, mittel 

und schwer (Abb. 2A) auf einer Länge 

von mindestens zehn Metern. Der 

unmittelbar benachbarte, unbefahrene 

Boden wurde als Kontrolle (Referenz) 

verwendet. 

Messungen von bodenphysikalischen 

Eigenschaften 

Um das Ausmass von Bodenveränderungen 

in Abhängigkeit von der 

Spurausprägung zu charakterisieren, 

wurden die Spurtypen (1, 2, 3) systematisch 

auf ihren bodenphysikalischen 

Zustand nach der Belastung untersucht. 

Dies geschah mit konventionellen 

Verfahren an Stechzylinderproben 

(100 cm 3 ) aus zwei Tiefenstufen 

(5–10 cm; 15–20 cm). Strukturrelevante 

Bodenkennwerte wie Lagerungsdichte, 

Porenraum, Porengrössenverteilung 

und ökologisch bedeutsame Funktionalitätsparameter 

wie gesättigte Wasserleitfähigkeit 

und intrinsische Luftleitfähigkeit 

wurden im Labor erhoben 

(Frey et al. 2009). 

Die Ergebnisse zeigen deutlich: Bodenverdichtung 

reduziert das Porenvolumen 

und kann Poren zerstören. Mit 

der Wassersättigung durch verschlechterte 

Wasserinfiltration kommt es in 

den Fahrspuren häufig zu stehendem 

Wasser. Der Anteil des mit Wasser 

gefüllten Porenraums nimmt zu und die 

Gasleitfähigkeit sinkt, was wiederum 

Diffusion und Verfügbarkeit von Sauerstoff 

limitiert (Abb. 3). 

Messungen von Spurengasen 

im Boden 

Im verdichteten Porenvolumen in den 

Fahrspuren wird der Gasaustausch zwischen 

Boden und Atmosphäre gestört. 

In Zusammenarbeit mit Dr. Pascal 

Niklaus (Universität Zürich) wurden 

zwischen April 2008 und April 2009 

monatlich die Flüsse der Treibhausgase 

Kohlendioxid (CO 2 ), Methan (CH 4 ) 

und Lachgas (N 2 O) in diesen Böden 

gemessen. Die Gewinnung der Bodengasproben 

erfolgte während der Messperioden 

in allen Versuchsvarianten 

mittels geschlossener Bodenhauben 

(«closed chamber method») in jeweils 

4-facher Wiederholung. Kohlendioxid, 

Methan und Lachgas in den Gasproben 

wurden an einem Gaschromatographen 

(Firma Shimadzu) gemessen 

(Frey et al. 2011; Hartmann et al. 2013). 

Die Messungen zeigten eine Zunahme 

von Methan und Lachgas und eine 

Abnahme von Kohlendioxid mit steigender 

Bodenverdichtung (Abb. 5). Bei 

sehr starker Verdichtung fällt die Lachgasproduktion. 

Dies könnte ein Hinweis 

darauf sein, dass unter sauerstoffarmen 

Bedingungen die Bildung von Lachgasvorstufen 

limitiert ist oder dass Lachgas 

komplett zu molekularem Stickstoff 

umgesetzt wird. Ebenfalls kann aus diesen 

Daten die Hypothese aufgestellt 

werden, dass eine reduzierte Aktivität 

der Zersetzung von organischem Material 

(Dekomposition) zu einer niedrigeren 

CO 2 -Produktion in diesen Böden 

führt (Abb. 5). 

Ein gestörter Gasaustausch zwischen 

Boden und Atmosphäre in verdichteten 

Fahrspuren beeinflusst die 

Lebensbedingungen der Mikroorganismen 

in Bezug auf O 2 - beziehungsweise 

CO 2 -Gehalt der Bodenluft. Der 

im Boden enthaltene Sauerstoff wird 

in kurzer Zeit durch aerobe Mikroorganismen 

verbraucht, um organisches 

Material abzubauen. Bei sauerstofflimitierenden 

Bedingungen kommt es 

zu veränderten mikrobiellen Prozessen 

im Boden, indem das Oxidationsmittel 

für die Energiegewinnung der Mik-


A 

mcrA Genkopien pro Gramm Boden 

4.E+07 

3.E+07 

3.E+07 

2.E+07 

2.E+07 

1.E+07 

30 Tg 

180 Tg 

360 Tg 

B 

mcrA Genkopien pro Gramm Boden 

9.E+06 

8.E+06 

7.E+06 

6.E+06 

5.E+06 

4.E+06 

3.E+06 

2.E+06 

30 Tg 

180 Tg 

360 Tg 

mation (Spurtyp 2) mit eingeschränkten 

Bodenfunktionen, treten vermehrt 

aerobe und anaerobe Bakterien auf, 

die insbesondere Lachgas produzieren. 

In der gravierendsten Deformationsstufe 

(Spurtyp 3) verschwinden die 

aeroben Bakterien und die Mykorrhizapilze. 

Die Abundanz von Methanproduzierenden 

und Sulfat-reduzierenden 

Bakterien und saproben Pilzen 

nehmen dagegen zu. Diese sind also 

der zweifelsfreie Hinweis für einen 

«Bodenschaden». 

5.E+06 

0.E+00 


bestätigt, dass spezifische bakterielle 

Gemeinschaften, wie zum Beispiel die 

Methan-Produzierer (Methanogene), 

stark auf Verdichtung und die damit 

zusammenhängenden physikalischen 

und chemischen Veränderungen der 

Bodeneigenschaften reagieren (Abb. 

6). Diese Methan-produzierenden Bakterien 

sind somit gute Indikatoren um 

eine mechanische Überbelastung des 

Bodens anzuzeigen (Frey et al. 2011). 

In sauerstoffarmen Böden nehmen die 

Methanbakterien stark zu, welche 

sonst vor allem in Moorböden oder auf 

Reisanbauflächen leben. In der Folge 

werden die Waldböden zu einer 

Methanquelle, während sie normalerweise 

eine Methansenke bilden. Wird 

wie oben erwähnt davon ausgegangen, 

dass ungefähr drei Prozent der Waldfläche 

im Mittelland ( Brändli 2010) 

mechanisch beeinträchtigt sind, so 

werden hochgerechnet ungefähr 55 t 

Methan pro Jahr (oder 1265 t CO 2 - 

Äquivalente) ausgestossen. Im Vergleich 

zur Landwirtschaft ist dieser 

Methanausstoss im Wald jedoch immer 

noch sehr gering. 

Ausgehend von einer intakten 

Bodenstruktur (Referenz, Spurtyp 1) 

ist die mikrobielle Lebensgemeinschaft 

von aeroben Bakterien mit CO 2 als 

Atmungsprodukt und einer Dominanz 

an Mykorrhizapilzen gekennzeichnet. 

Kommt es zu einer plastischen Deforroorganismen 

von Sauerstoff zu Nitrat 

und anderen Elektronen-Akzeptoren 

erfolgt (Schnurr-Pütz et al. 2006). 

Veränderungen in der Zusammensetzung 

bakterieller und pilzlicher 

Gemeinschaften 

Vor und zu verschiedenen Zeitpunkten 

nach der Befahrung (1, 7, 30, 180, 

360, 720, 1080 und 1440 Tage) wurden 

Bodenproben aus den Fahrspuren und 

Referenzflächen in zwei verschiedenen 

Tiefen (5 und 15 cm) und an mehreren 

Standorten innerhalb einer Fahrspur 

entnommen. Alle Proben pro einzelne 

Fahrspur und Tiefe wurden in einer 

Probe vereint, sodass jede Verdichtungsstufe 

und Tiefe dreifach repräsentiert 

war. Aus diesen Bodenproben 

wurde fortlaufend DNA (Erbsubstanz) 

der kompletten, mikrobiellen Gemeinschaft 

extrahiert und gelagert. So stehen 

heute 432 Proben (2 Fahrexperimente 

× 4 Verdichtungsstufen × 2 Tiefen 

× 3 Replikate × 9 Zeitpunkte) zur 

Analyse bereit. Die Beprobungs-Serie 

wird weiter fortgesetzt. Die Diversität 

und Verwandschaftsbeziehung der 

mikrobiellen Gemeinschaften in unseren 

Bodenproben erfassen wir mittels 

hochauflösenden 454-Pyrosequenzierung 

(Hartmann et al. 2012; Hartmann 

et al. 2013). 

Erste genetische Untersuchungen an 

diesen Proben haben die Hypothese 

1.E+06 

0.E+00 


Abb. 6. Zunahme der Methan-Produzierer (Methanogene) in Ermatingen (A) und Heiteren 

(B) 30, 180 und 360 Tage nach der Befahrung in den verschiedenen Spurtypen (1, 2 und 3). 

Ref = ungestörte Referenz. Methan-Produzierer wurden mittels dem spezifischen, funktionellen 

Markergen mcrA (Methyl coenzyme M reduktase A) untersucht. Quelle: Frey et al. 

2011. 

2.3 Regenerationsmassnahmen von 

verdichteten Fahrspuren 

Verdichteter Boden kann sich durch 

wechselfeuchte Bedingungen, Frostzyklen, 

Wurzelwachstum oder Regenwurmaktivität 

regenerieren (verbesserter 

Gasaustausch zwischen Boden und 

Atmos phäre). Die natürliche Regeneration 

kann aber langsam und je nach 

Schweregrad der Bodenverdichtung 

sogar unmöglich sein (von Wilpert und 

Schäffer 2006). 

Darum treten aktive Regenerationsmassnahmen 

immer mehr in den Fokus 

der Bodenschutzforschung. Auf Lothar- 

Reservatsflächen (Habsburg AG, Messen 

SO, Brüttelen BE) wurden stark 

geschädigte Fahrspuren im Jahre 2002 

mit Alnus glutinosa (Schwarzerle als 

Jungpflanzen) und Salix viminalis 

(Korbweide als Stecklinge) bepflanzt, 

um die biologische Regeneration zu 

beschleunigen und die Spuren zu sanieren 

(Lüscher et al. 2008b). Erste Resultate 

nach sieben Jahren Baumwachstum 

zeigten, dass die Schwarzerlen in den 

stark verdichteten Fahrspuren anwachsen 

konnten (Abb. 7), die Korbweiden 

jedoch nicht. Innerhalb von sieben Jahren 

durchwurzelten die Erlen den verdichteten 

Boden bis in Tiefen von > 80 

cm. In den bepflanzten Fahrspuren wurde 

eine Verbesserung der Gefügestruktur, 

Luftleitfähigkeit (Abb. 8) sowie 

eine Minderung der Vernässungsmerkmale 

nachgewiesen (Meyer et al. 2010; 

Meyer et al. 2011a, b, c). Folglich erwies 

sich das Wurzelwachstum von spezifischen 

Baumarten, wie zum Beispiel der 

Schwarzerle, als hoffnungsvolle Methode, 

verdichtete Böden effizient und kostengünstig 

aufzulockern (Lüscher et al. 

2008b). Über den Erfolg dieser Methode 

im Hinblick auf mikrobiologische


A 

B 

ten, dass die Regeneration nach aktiven 

Sanierungsmassnahmen durch 

Bepflanzung schneller geschieht als 

ohne Massnahmen. Für die Untersuchung 

von allfälligen Unterschieden 

werden strukturrelevante Bodenkennwerte 

(Lagerungsdichte, Porenraum, 

Porengrössenverteilung) wiederholt 

er fasst. Im weiteren werden auch die 

Durchwurzelung und die Regenwurmgänge 

ausgezählt (Meyer et al. 2011b, 

c). 

3 Schlussfolgerungen und 

Ausblick 

Abb. 7. (A) Mit Schwarzerlen und Korbweiden bepflanzte Fahrspuren in Habsburg AG 

(März 2007). (B) Schwarzerlenwurzel unter einer Fahrspur in Brüttelen BE vier Jahre nach 

der Pflanzung. Quelle: Lüscher et al. 2008b. 

Tiefe 0,2–0,3 m 

Luftfeuchtigkeit [m 2 ] 

83-11 

4e-11 

0e-00 

Erle 

mit Kompost 

Erle 

ohne Kompost 

Abb. 8. Verbesserung der Luftleitfähigkeit in der Tiefe 20–30 cm (n = 5) 6 Jahre nach der 

Bepflanzung mit Schwarzerlen. Quelle: Meyer et al. 2011b). 

Parameter in den verdichteten Fahrspuren 

ist allerdings wenig bekannt. 

Ausgehend von diesen ersten Erfahrungen 

wurden Sanierungsmassnahmen 

in den Fahrspuren der Versuchsfläche 

Ermatingen (TG) durch Pflanzung 

von Alnus glutinosa (Schwarzerle) 

im Jahre 2008 gestartet, um die durch 

schwere Forstmaschinen verdichteten 

Böden mittels Wurzelwachstum zu 

regenerieren. Der Erfolg der Bepflanzung 

auf das Regenerationsvermögen 

der mikrobiellen Gemeinschaften 

wird gegenwärtig in Proben von 2011 

(drei Jahre nach Bepflanzung) und 

2013 untersucht. Die 2008 genommenen 

Bodenproben dienen als Basisdaten. 

Referenzflächen sowie verdichtete, 

aber nicht bepflanzte Fahrspuren dienen 

als Kontrolle. Die Anlage dieses 

* 

Erle unbefahrene 

Referenz 

Fahrspur ohne 

Massnahme 

Versuchsfeldes erlaubt, etwaiger regenerativer 

Strukturentwicklungen über 

zweijährliche Wiederholungsaufnahmen 

zu verfolgen. 

Bei diesen Untersuchungen steht 

das Regenerationsvermögen mikrobieller 

Gemeinschaften im Vordergrund, 

welche in den Fahrversuchen darauf 

hindeuten, dass die Böden verdichtet 

und ihre Struktur gestört sind. Mikrobielle 

Gemeinschaften regenerieren 

sich im Allgemeinen gut. Vermutlich 

werden Arten, die durch abnehmende 

Sauerstoffverfügbarkeit zurückgehen 

(sensible Indikatoren) oder 

zunehmen (resistente Indikatoren), in 

den Zustand vor der Störung zurückkehren, 

sobald der mechanische Stress 

durch Sanierungsmassnahmen gemindert 

oder behoben wird. Wir vermu- 

* 

* 

Diese Studien zeigen, dass eine mechanische 

Bodenbelastung mit schweren 

Erntemaschinen die ökologische Funktionalität 

des Bodens stark beeinträchtigen 

kann. Durch Veränderung des 

Luft- und des Wasserhaushaltes im 

Boden werden die Lebensbedingungen 

der Mikroorganismen in Bezug 

auf O 2 - beziehungsweise CO 2 -Gehalt 

der Bodenluft verändert. Folge ist eine 

erhebliche Veränderung der Diversität 

und Gemeinschaftsstruktur von Bakterien 

und Pilzen. 

Gewisse mikrobielle Schlüsselgruppen 

(z. B. Methan-Produzierer oder Sulfat-reduzierende 

Bakterien) dienen als 

Zeiger, um derartige Störungen anzuzeigen. 

Sie sind der zweifelsfreie Hinweis 

für einen «Bodenschaden» (Abb. 

9). Eine Zeitreihe erlaubt uns zudem 

das Potenzial und den Erfolg der Regeneration 

in verdichteten Böden mittels 

den mikrobiellen Zeiger abzuschätzen. 

Es wird sich herausstellen, ob die mikrobiellen 

Schlüsselgruppen fähig sind, 

sich in einem verdichteten Boden nach 

Bepflanzung wieder zu erholen (und 

nach wieviel Jahren). Diese Erkenntnis 

wird aufzeigen, wie wahrscheinlich es 

ist, dass sich ein durch schwere Forstmaschinen 

verdichteter Boden durch 

Bepflanzung erholen kann. Bei einer 

Verdichtung oberhalb eines zu definierenden 

Schwellenwertes wird keine 

natürliche Regeneration stattfinden. 

Aufgrund der Bedeutung dieses Themas 

im Hinblick auf den Bodenschutz 

und die Emission klimarelevanter Gase 

aus Waldböden erscheint eine vertiefte 

Forschung zu den Zusammenhängen 

zwischen physikalischen Beeinträchtigungen 

und den Folgen für die Boden-


Spurbild 

Bodenphysik 

Mikrobiologie 

Boden- und 

Wurzelfunktion 

mikroorganismen angebracht. Nachdem 

ein hinreichend gutes, jedoch nur 

generelles Prozessverständnis besteht, 

müssen im nächsten Schritt die Schlüsselorganismen 

im Stickstoff- und Kohlenstoffkreislauf 

für die verschiedenen 

Intensitäten verformter Böden zur Ableitung 

von Schwellenwerten untersucht 

werden (Abb. 9). Wir vermuten, dass 

stickstoffabbauende und -fixierende 

so wie methanbildende Organismen von 

sauerstoffarmen Bedingungen profitieren, 

während stickstoffbildende, 

methan- abbauende und pflanzensymbiotische 

(z. B. Mykorrhizapilze) Arten 

negativ beeinflusst werden. Diese Störungen 

können weitreichende Konsequenzen 

bezüglich des Stickstoff- und 

Kohlenstoffhaushalts nach sich ziehen 

und können die Emission von 

Treibhaus gasen signifikant erhöhen 

sowie die Nährstoffstoffverfügbarkeit 

in Waldböden negativ beeinflussen. 

Diese Untersuchungen werden zu 

einem stark verbesserten Verständnis 

führen, wie diese funktionellen Schlüsselgruppen 

durch Forstwirtschaft 

beeinflusst werden und auch helfen, 

Richtlinien aufzustellen, unter welchen 

Umständen Bodenschäden problematisch 

sind. 

Spurtyp 1 Spurtyp 2 Spurtyp 3 

+ 

CO 2 

voll aerob 

nicht 

beeinträchtigt 

+/– – 

N 2 

O 

aerob – anaerob 

beeinträchtigt 

? 

Abb. 9. Vorrangiges Ziel muss die Abgrenzung von beeinträchtigten zu geschädigten Bodenfunktionen 

sein. Sie ist dann auf die operative Ebene der visuellen Spurausprägung zu übertragen. 

4 Danksagung 

Unsere Forschungsarbeiten wurden 

durch ein WSL-internes Projekt 

(5233.00029.001.01) unterstützt. Unser 

Dank gilt speziell Peter Lüscher, der 

uns unterstützte all die experimentellen 

Flächen zur mechanischen Bodenbelastung 

in den Waldstandorten zu 

Nutzen. Ebenfalls danken wir Johann 

Kremer, Stephan Zimmermann und 

Pascal Niklaus, welche die umfangreichen 

Daten zu Bodenphysik und Klimagasen 

erhoben. 

5 Literaturverzeichnis 

CH 4 

anaerob 

geschädigt 

Block, R.; Van Rees, K.C.J.; Pennock, D.J., 

2002: Quantifying harvesting impact 

using soil compaction and disturbance 

regimes at a landscape scale. Soil Sci. Soc. 

Am. J. 66: 1669–1676. 

Borchert, H.; Kremer, J., 2007: Unternehmer 

bevorzugen grosse Maschinen. LWF 

aktuell 59: 27–29. 

Brändli, U.B., 2010: The Swiss National 

Forest Inventory. Results of the third survey 

2004–2006. Swiss Federal Research 

Institute WSL. Federal Office for the 

Environment, FOEN 1–321. 

Frey, B., 2010: Bewertung von befahrungsbedingten 

Bodenveränderungen mittels 

Bakterienpopulationen. Schweiz. Z. 

Forstwes. 161: 498–503. 

Frey, B.; Lüscher, P., 2008: Mikrobiologische 

Untersuchungen in Rückegassen. 

LFW aktuell 67: 5–7. 

Frey, B.; Kremer, J.; Rudt, A.; Sciacca, S.; 

Matthies, D.; Luscher, P., 2009: Compaction 

of forest soils with heavy logging 

machinery affects soil bacterial community 

structure. Eur. J. Soil Biol. 45: 312–320. 

Frey, B.; Kremer, J.; Sciacca, S.; Matthies, 

D.; Lüscher, P., 2010: Soil bacterial community 

structure reacts to compaction of 

forest soils with logging machinery. BGS 

Swiss Soil Society 30: 109–112. 

Frey, B.; Niklaus, P.A.; Kremer, J.; Luscher, 

P.; Zimmermann, S., 2011: Heavy-machinery 

traffic impacts methane emissions as 

well as methanogen abundance and community 

structure in oxic forest soils. Appl. 

Environ. Microbiol. (in press, doi:10.1128/ 

AEM.05206-11). 

Gaertig, T.H.; Schack-Kirchner, H.; 

Hildebrand, E.E., 2001: Steuert Gasdurchlässigkeit 

im Boden Feinstwurzeldichte 

und Vitalität der Eiche? AFZ/Der 

Wald, 25: 1344–1347. 

Hartmann, M.; Howes, C.G.; Van Insberghe, 

D.; Yu, H.; Bachar, D.; Christen, R. et 

al. 2012: Significant and persistent impact 

of timber harvesting on soil microbial 

communities in Northern coniferous 

forests. ISME J. 6: 2199–2218. 

Hartmann, M.; Niklaus, P.A.; Zimmermann, 

S.; Schmutz, S.; Kremer, J.; Abarenkov, 

K.; Lüscher, P.; Widmer, F.; Frey, 

B., 2013:. Resistance and resilience of the 

forest soil microbiome to logging-associated 

compaction. ISME J. (im Druck; 

doi:10.1038/ismej.2013.141) 

Jordan, D.; Ponder, F.J.; Hubbard, V.C., 

2003: Effects of soil compaction, forest 

leaf litter and nitrogen fertilizer on two 

oak species and microbial activity, Appl. 

Soil Ecol. 23: 33–41. 

Kremer, J.; Frey, B.; Lüscher, P., 2009: 

Bodenstrukturveränderung oder Bodenschaden 

– wo liegt die Grenze? Ber. Freibg. 

Forstl. Forsch. 79: 39–45. 

Lüscher, P.; Thees, O.; Frutig, F.; Sciacca, 

S., 2005: Physikalischer Bodenschutz im 

Wald als Teil der Arbeitsqualität. Bull. 

Bodenkd. Ges. Schweiz 28:11– 14. 

Lüscher, P.; Sciacca, S.; Thees, O., 2008a: 

Bestrebungen zur Verbesserung des 

Bodenschutzes in der Schweiz. LFW 

aktuell 67: 19–21. 

Lüscher, P.; Sciacca, S.; Halter, M., 2008b: 

Regeneration von Wurzelraumfunktionen 

nach mechanischer Belastung. LFW 

aktuell 67: 11–12.



Langfristige Beeinträchtigung der Fruchtbarkeit 

des Waldbodens durch mechanische 

Belastung. Vdf-Verlag 261–270. 

Lüscher; P.; Frutig, F.; Sciacca, S.; Spjevak, 

S.; Thees, O., 2009b: Physikalischer Bodenschutz 

im Wald. Merkbl. Prax. 45: 12 S. 

Lüscher, P., 2010: Bodenveränderungen 

und Typisierung von Fahrspuren nach 

mechanischer Belastung. Schweiz. Z. 

Forstwes. 161: 504–509. 

Margulies, M.; Egholm, M.; Altman, W.E.; 

Attiya, S.; Bader, J.S.; et al. 2005: Genome 

sequencing in microfabricated highdensity 

picolitre reactors. Nature 437: 

376–380. 

Marshall, V.G., 2000: Impacts of forest harvesting 

on biological processes in northern 

forest soils. For. Ecol. Manage. 133: 43–60. 

Meyer, C.; Lüscher, P.; Schulin, R., 2010: 

Regeneration von mechanisch verdichtetem 

Boden unter Fahrspuren durch 

Sanierungsmassnahmen. Bull. Bodenkd. 

Ges. Schweiz 31: 12–16. 

Meyer, C.; Lüscher, P.; Schulin, R., 2011a: 

Bodenverdichtung unter Fahrspuren – 

Strukturregeneration durch Bepflanzung 

mit Alnus glutinosa. Bull. Bodenkd. Ges. 

Schweiz 32: 15–19. 

Meyer, C.; Lüscher, P.; Schulin, R., 2011b: 

Bodenverdichtung unter Fahrspuren – 

Strukturregeneration durch Bepflanzung 

mit Alnus glutinosa. In: Böden verstehen 

– Böden nutzen – Böden fit machen. 

DBG Jahrestagung, Berlin 1–4. 

Meyer, C.; Lüscher, P.; Schulin, R., 2011c: 

Verdichteten Boden mit Schwarzerlen 

regenerieren? Wald Holz 10: 40 –43 

Oberholzer, H-R.; Scheid, S., 2007: Bodenmikrobiologische 

Kennwerte. Erfassung 

des Zustands land-wirtschaftlicher Böden 

im NABO-Referenzmessnetz anhand 

biologischer Parameter (NABObio). 

Bundesamt für Umwelt, Bern. Umwelt- 

Wissen Nr. 0723. 

Pace, N.R., 2009: Mapping the tree of life: 

progress and prospects. Microbiol. Mol. 

Biol. Rev. 73: 565–576. 

Ponder, F.; Tadros, M., 2002: Phospholipid 

fatty acids in forest soil four years after 

organic matter removal and soil compaction, 

Appl. Soil Ecol. 19: 173–182. 

Rappe, M.S.; Giovannoni, S.J., 2003: The 

uncultured microbial majority. Annu. 

Rev. Microbiol. 57: 369–394. 

Roesch, L.F.; Fulthorpe, R.R.; Riva, A.; 

Casella, G.; Hadwin, A.K.M.; Kent, 

A.D.; Daroub, S.H.; Camargo, F.A.O.; 

Farmerie, W.G.; Triplett, E.W., 2007: 

Pyrosequencing enumerates and contrasts 

soil microbial diversity. ISME J. 1: 

283–290. 

Schack-Kirchner, H.; Fenner, P.T.; Hildebrand, 

E.E., 2007: Different responses in 

bulk density and saturated hydraulic conductivity 

to soil deformation by logging 

machinery on a Ferrasol under native 

forest. Soil Use Manag. 23: 286–293. 

Schnurr-Pütz, S.; Baath, E.; Guggenberger, 

G.; Drake, H.L.; Kusel, K., 2006: 

Compaction of forest soil by logging 

machinery favours occurrence of prokaryotes. 

FEMS Microbiol. Ecol. 58: 503– 

516. 

Shestak, C.J.; Busse, M.D., 2005: Compaction 

alters physical but not biological 

indices of soil health. Soil Sci. Soc. Am. J. 

69: 236–246. 

VBBo, 1998: Verordnung über Belastungen 

des Bodens vom 1. Juli 1998, SR 814.12. 

AS 1998 1854 EDMZ, Bern. 

von Wilpert, K.; Schäffer, J., 2006:. Ecological 

effects of soil compaction and initial 

recovery dynamics: a preliminary study. 

Eur. J. Forest Res. 125: 129–138. 

Wilke, BM.; Beylich, A.; Oberholzer, 

H.R., 2009: Beurteilung von Bodenverdichtungen 

aus Sicht der Bodenbiologie. 

Bodenschutz 2: 52–58. 

Abstract 

Biodiversity of forest soil – impact of logging machinery on microbial communities 

The use of heavy logging machinery in Swiss forests often leads to the formation 

of ruts in which the soil suffers profound and long-lasting damage. The central 

question is: what degree of structural change in the soil should be regarded as soil 

damage? In two separate trafficking experiments, wheel tracks of different severities 

were created to explore the functional relationships between the physical 

properties of the soil (compaction), and the way these influence vital soil functions, 

greenhouse gas production and microbial diversity. 

Compaction was found to alter soil porosity and thus strongly limit air and water 

conductivity, leading to increased trace gas emissions (methane, nitrous oxide) 

from the compacted forest soils. Compaction persistently altered the structure of 

the microbiome and organisms capable of anaerobic respiration, such as methanogens 

and sulphate reducers, were significantly associated with compacted soils. Soil 

compaction also detrimentally affected ectomycorrhizas, whereas saprobic and 

parasitic fungi increased proportionally with compaction. These fungi can therefore 

be used as indicators in evaluating the degree of structural damage to the forest 

soil after heavy machines have moved over it. 

Keywords: forest soil compaction, soil physical characteristics, microbial diversity, 

pyrosequencing, greenhouse gas fluxes, soil functions


Bodenbiologie im Referenzmessnetz der Nationalen 

Bodenbeobachtung NABO 

Anna-Sofia Hug 1 , Andreas Gubler 1 , Franco Widmer 2 , Beat Frey 3 , Hansruedi Oberholzer 4 , Peter Schwab 1 und Reto Meuli 1 

1 

Agroscope Reckenholz-Tänikon ART, Nationale Bodenbeobachtung, Reckenholzstrasse 191, CH-8046 Zürich, 

anna.hug@agroscope.admin.ch 

2 

Agroscope Reckenholz-Tänikon ART, Molekulare Ökologie, Reckenholzstrasse 191, CH-8046 Zürich 

3 

WSL Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft, Rhizosphären Prozesse, Zürcherstrasse 111, 

CH-8903 Birmensdorf 

4 

Agroscope Reckenholz-Tänikon ART, Bodenfruchtbarkeit /Bodenschutz 

Viele für den Menschen wichtige Bodenfunktionen, wie der Abbau von organischem 

Material, die Stickstofffixierung oder die Grundwasserfilterung sind unter 

anderem abhängig von den im Boden lebenden Organismen. Bodenlebewesen 

reagieren sehr sensibel auf Veränderungen ihres Lebensraumes. Um frühzeitig 

Hinweise auf schädliche Veränderungen im System Boden zu erhalten ist es für 

die Nationale Bodenbeobachtung NABO von grossem Interesse, bodenbiologische 

Parameter routinemässig in ihr Messprogramm aufzunehmen. Basierend auf 

den Erkenntnissen von bereits durchgeführten bodenbiologischen Untersuchungen 

der NABO und internationalen Richtlinien, wurde im Frühjahr 2012 damit 

begonnen, an 30 Standorten des NABO-Referenzmessnetzes die bodenmikrobiologischen 

Parameter mikrobielle Biomasse (bestimmt mit den Methoden 

Fumigation-Extraktion und Substratinduzierte Respiration), Basalatmung und 

DNS-Menge zu messen. Diese klassischen mikrobiologischen Bestimmungsmethoden 

werden dabei von der sich rasch entwickelnden molekulargenetischen 

Analytik ergänzt. Diese auf der DNS basierenden Methoden eröffnen neue Möglichkeiten 

in der Erforschung der Diversität von Bodenorganismen und deren 

Funktionen und weisen für die Bodendauerbeobachtung grosses Potential auf. 

Dieser Beitrag stellt das Messkonzept sowie erste Resultate der Beprobung vom 

Frühjahr 2012 vor. 

1 Einleitung 

Seit 1984 betreiben die Bundesämter 

für Umwelt (BAFU) und Landwirtschaft 

(BLW) gemeinsam das Nationale 

Bodenbeobachtungsprogramm 

(NABO). Dieses basiert auf dem 

Umweltschutzgesetz (USG 1983) und 

der damals noch geltenden Verordnung 

über Schadstoffe im Boden (VSBo 

1986). Zurzeit wird im landesweiten 

NABO-Referenzmessnetz die Belastung 

des Bodens mit anorganischen 

und organischen Schadstoffen an über 

100 Standorten in fünfjährigen Beprobungszyklen 

überwacht. Mit der Ablösung 

der VSBo (1986) durch die Verordnung 

über Belastungen des Bodens 

(VBBo 1998), die neu neben chemischen 

auch physikalische und biologische 

Bodenbelastungen berücksichtigt, 

wurde der gesetzliche Auftrag für das 

Bodenmonitoring ausgeweitet. Neben 

den gesetzlichen Vorgaben haben sich 

in den vergangenen 25 Jahren auch der 

ökologische, wirtschaftliche und politische 

Rahmen der Umweltbeobachtung 

geändert. So wird auch die Bodenbeobachtung 

mit neuen Fragestellungen 

konfrontiert und neue Themenfelder 

wie Biodiversität, Klimawandel oder 

Landnutzungsänderungen sind in den 

Vordergrund getreten. Um das Messnetz 

den neuen Rahmenbedingungen 

anzupassen, hat sich die NABO zum 

Ziel gesetzt, bodenbiologische Messgrössen 

als Routineparameter in ihr 

Messprogramm aufzunehmen. 

1.1 Bedeutung der Boden 

lebewesen 

Oberstes Ziel der VBBo ist der langfristige 

Erhalt der Bodenfruchtbarkeit 

(VBBo 1998). Die Bodenfruchtbarkeit 

kann mit der Fähigkeit des 

Bodens umschrieben werden, mit der 

er durch seine physikalischen, chemischen 

und biologischen Eigenschaften 

in der Lage ist, verschiedenste Funktionen 

wie etwa die Produktions-, Regulierungs- 

oder Lebensraumfunktion 

(«ecosystem services») zu erfüllen. Das 

Ökosystem Boden liefert somit in verschiedensten 

Bereichen die Grundlage 

für das Fortbestehen der Menschheit, 

wobei die Bodenorganismen mit 

ihren vielfältigen Funktionen (Abbau 

von organischen Material, Stickstofffixierung, 

Grundwasserfilterung, Bioremediation 

usw.) einen entscheidenden 

Beitrag dazu leisten. Der Wert 

der «ecosystem services», der weltweit 

durch Bodenlebewesen bereitgestellt 

wird, wird auf rund 1,542 Milliarden 

US$ pro Jahr geschätzt (FAO 2012). 

Das Bundes-Bodenschutzgesetz 

Deutschlands etwa verlangt explizit die 

nachhaltige Sicherung der natürlichen 

Funktionen des Bodens (BBodSchG 

1998). Auch die Schweizer Bodenpolitik 

des BAFU basiert auf den lebenswichtigen 

Bodenfunktionen (BAFU 

2011). 

1.2 Bodenbiologische Parameter 

in der NABO 

Wie zahlreiche Studien belegen, reagieren 

Bodenlebewesen sensibel auf 

Veränderungen ihres Lebensraumes 

(Hartmann et al. 2006; Frey et al. 2006; 

Frey et al. 2009; Dequiedt et al. 2011; 

Frey et al. 2011; Thomsen et al. 2012). 

Aus diesem Grund können bodenbiologische 

Parameter als Indikatoren 

genutzt werden, um Veränderungen 

des Systems Boden frühzeitig zu 

erkennen. Um die Messergebnisse 

an NABO-Standorten umfassend zu 

interpretieren, sind Kenntnisse über


biologische Bodeneigenschaften für 

die NABO unabdingbar. Für die Standorte 

des NABO-Referenzmessnetzes 

sind Standorteigenschaften (Textur, 

Gehalt organischer Kohlenstoff, pH 

oder Landnutzung) sowie die stoffliche 

Belastung mit Schwermetallen und 

organischen Schadstoffen (PAK und 

PCB) bekannt. Darüber hinaus werden 

im Rahmen des indirekten Monitorings 

(NABO-Flux) an ausgewählten 

NABO-Standorten die Stoffflüsse (P 

und N) anhand der Bewirtschaftungsangaben 

der Landwirte erfasst (Keller 

et al. 2005; Della Peruta et al. 2013). 

Diese Daten können wiederum für 

die Interpretation der Messergebnisse 

von bodenbiologischen Untersuchungen 

verwendet werden – und umgekehrt. 

Bisherige Untersuchungen 

Im Rahmen des Projektes «Langzeitbeobachtung 

von physikalischen und 

biologischen Bodeneigenschaften» 

(LAZBO) wurde während sechs Jahren 

die Eignung ausgewählter Parameter 

für die Langzeitbeobachtung physikalischer 

und biologischer Eigenschaften 

von Böden beurteilt (Schwab et al. 

2006). Zudem wurde in den Jahren 

2004/2005 von Oberholzer et al. (2007) 

an 59 NABO-Standorten eine einmalige 

Zustandserhebung bodenmikrobiologischer 

Kennwerte vorgenommen. 

Im Rahmen dieser Projekte wurden 

bodenmikrobiologische Parameter wie 

die mikrobielle Biomasse, bestimmt 

mit den Methoden «Substratinduzierte 

Respiration» (SIR) und «Chloroform- 

Fumigations-Extraktion» (FE), die 

Basalatmung sowie N-Mineralisierung 

im aeroben Brutversuch gemessen. 

Diese Parameterauswahl basierte auf 

den Empfehlungen der Arbeitsgruppe 

«Vollzug Bodenbiologie» (VBB) 

der Schweiz (VBB, BSA 2009). In der 

Zustandserhebung von 2004/2005 wurden 

zudem bestehende Referenzwertmodelle 

zur Beurteilung der mikrobiellen 

Biomasse (SIR) für Acker- und 

Graslandstandorte überprüft (Oberholzer 

et al. 2007). 

1 

Environmental Assessment of Soil for 

Monitoring 

2 

Ecological Function and Biodiversity 

Indicators in European Soils 

Neue Messmethoden für die 

Boden biologie 

Neben diesen klassischen Bestimmungsmethoden 

für bodenmikrobiologische 

Eigenschaften eröffnet der 

Fortschritt in der molekulargenetischen 

Analytik neue Möglichkeiten 

in der Erforschung der Diversität von 

Bodenorganismen und deren Funktionen. 

Anhand von DNS-Extrakten aus 

Bodenproben kann einerseits die Erbsubstanz 

der Organismen im Boden 

quantifiziert werden. Die DNS-Menge 

wird in der Literatur auch als Biomassenindikator 

diskutiert (Hartmann 

et al. 2005; Dequiedt et al. 2011). 

Andererseits ermöglicht die molekulargenetische 

Analytik auch qualitative 

Aussagen über die Zusammensetzung 

bzw. die Diversität von mikrobiellen 

Lebensgemeinschaften. Dazu 

werden bestimmte mikrobielle Markergene 

aus den DNS-Extrakten isoliert 

und eine grosse Anzahl von DNS- 

Sequenzen (bis zu Millionen mittels 

«massive parallel sequencing») dieser 

Markergene ermittelt und miteinander 

verglichen. Von der Diversität dieser 

Markergene lassen sich dann Rückschlüsse 

auf die Diversität der Mikroorganismen 

ziehen. Dies im Gegensatz 

zur mikrobiellen Biomasse, bestimmt 

mit den Methoden FE oder SIR, die 

Aussagen über die Quantität der Biomasse, 

nicht jedoch über deren Zusammensetzung 

zulassen. 

Einige Länder wenden molekularbiologische 

Methoden bereits in der 

Bodendauerbeobachtung an. Frankreich 

hat im Rahmen seines Dauerbeobachtungsprogrammes 

(Réseau 

de Mesures de la Qualité des Sols) 

die DNS aus Bodenproben von allen 

2150 Standorten des Messnetzes extrahiert, 

quantifiziert und das Resultat 

kartographisch dargestellt (Dequiedt 

et al. 2011). Im Rahmen des «Countryside 

Survey» wurde in England an 

1000 Standorten die Zusammensetzung 

der Bodenbakterien mit molekularbiologischen 

Methoden bestimmt 

(Fingerprint Methode mittels t-RFLP) 

und deren biogeographische Verteilung 

kartographisch erfasst (Griffiths 

et al. 2011). Die Niederlande untersuchen 

im Rahmen ihres Dutch Soil Quality 

Network (DSQN) die mikrobielle 

Diversität und wenden im Rahmen des 

Projekts BISQ (Biological Indicator 

of Soil Quality) Methoden der gene- 

tischen Diagnostik an (Rutgers et al. 

2009). Auch die europäische ENVAS- 

SO 1 -Initiative empfiehlt mikrobielle 

Parameter in ein Bodendauerbeobachtungsprogramm 

zu implementieren, 

die Aussagen über die genetische und 

funktionelle Diversität von Bakterien 

und Pilzen zulassen (Kibblewhite et al. 

2008). Im EU-Projekt EcoFINDERS 2 

wird der molekularen Technik bei der 

Untersuchung von Organismen in der 

Bodendauerbeobachtung ebenfalls 

gros se Bedeutung beigemessen (Faber 

et al. 2013). Im Ausblick wird das Potential 

der molekulargenetischen Analytik 

für die Bodendauerbeobachtung noch 

ausführlicher diskutiert (Kap. 4.4). 

1.3 Das Projekt NABObio12_13 

Im Rahmen des Projektes NABObio12_13 

sollen in den Jahren 2012 

und 2013 an 30 NABO-Referenzmessstandorten 

Aussagen über den Zustand 

bodenbiologischer Eigenschaften gemacht 

und die erforderlichen methodischen 

Kriterien für eine Dauerbeobachtung 

festgelegt werden. Aufgrund 

der Resultate der Erhebungen 

2012 und 2013 werden (1) Zusammenhänge 

zwischen biologischen Eigenschaften 

und weiteren Bodeneigenschaften, 

Standorteigenschaften (z.B. 

Klima, Niederschlag) sowie Bewirtschaftungstypen 

(Düngungsregime) 

ausgewertet, (2) die Qualitätskriterien 

für eine Dauerbeobachtung (Standortpräzision, 

Standortwiederholpräzision, 

Referenzierung) quantifiziert und (3) 

Zusammenhänge zwischen den klassischen 

(FE, SIR) und molekularbiologischen 

Methoden (DNS-Extraktion und 

-Quantifizierung) zur Bestimmung der 

mikrobiellen Biomasse untersucht. Mit 

NABObio12_13 soll die Basis für den 

Start einer Zeitreihe von bodenbiologischen 

Parametern in der NABO gelegt 

werden (vgl. auch Kap. 4.4). 

Das Projekt wird in Zusammenarbeit 

mit Franco Widmer (Gruppe Molekulare 

Ökologie) und H.R. Oberholzer 

(Gruppe Bodenfruchtbarkeit / Bodenschutz) 

der Agroscope Reckenholz- 

Tänikon ART und B. Frey (Gruppe 

Rhizos phären Prozesse) der Eidg. Forschungsanstalt 

für Wald, Schnee und 

Landschaft WSL durchgeführt.


2 Methoden 

2.1 Standortauswahl 

Die Untersuchungen erfolgen an zehn 

Ackerbau-, zehn Grasland- und zehn 

Waldstandorten des NABO-Referenzmessnetzes 

(vgl. Abb. 1). Die Ackerbau- 

und Graslandstandorte lassen 

sich in intensiv und extensiv genutzte 

Standorte unterteilen. Bei der Auswahl 

der Waldstandorte werden die 

Waldtypen Laub-, Misch- und Nadelwald 

unterschieden (vgl. Tab. 1). Um 

für die Interpretation der Ergebnisse 

eine möglichst gute Datenlage zu 

haben, wurde bei der Auswahl der 

Ackerbau- und Graslandstandorte darauf 

geachtet, dass diese wenn möglich 

auch Bestandteil des NABO-Flux-Programms 

sind. Alle ausgewählten Waldstandorte 

sind auch Teil des Nitrate- 

Leaching-Projekts 3 . 

2.2 Probenahme 

Die Probenahme, -aufbereitung und 

-lagerung erfolgt gemäss den Referenzmethoden 

der Eidg. Landw. Forschungsanstalten 

(FAL, FAW, RAC, 

1998). Um die Bedingungen den 

Anforderungen des Projektes NABObio12_13 

anzupassen, wurden dabei 

folgende Punkte modifiziert: 

– Um die Dauerbeobachtungsflächen 

der NABO-Referenzmessstandorte 

vor zu intensiver Störung zu schützen, 

werden die Proben für bodenbiologische 

Untersuchungen auf einer Fläche 

entnommen, die direkt angrenzend an 

der regulären NABO-Referenzmessfläche 

liegt. Die Fläche beträgt ebenfalls 

10 × 10 m (vgl. Abb. 2). 

– Stichprobenzahl: 3 Mischproben 

aus 25 Einstichen pro Standort (mit 

Hohlmeisselbohrer, 2,5 cm ø). Dieses 

Vorgehen lehnt sich an internationale 

Untersuchungen an, die mindestens 

15 Einstiche für eine Mischprobe 

empfehlen (Lischer et al. 2001, 

Wagner et al. 2001). Bei der Ersterhebung 

im Frühjahr 2012 (und jedes 

dritte darauffolgende Jahr) wird pro 

Standort eine vierte Mischprobe 

jeweils aus dem 4. Qua-dranten als 

Referenzprobenmaterial genommen 

(in Abb. 2 rot markiert). 

– Beprobungstiefen: 0 bis 20 cm für 

Grasland-, Ackerland- und Waldstandorte 

– Wenn möglich sollen die Proben zu 

folgendem Zeitpunkt entnommen 

werden (vgl. Schwab et al. 2006): 

– im Frühjahr nachdem die Böden 

aufgetaut und nicht mehr wassergesättigt 

sind 

– vor Beginn der Bodenerwärmung 

(je nach Höhenlage unterschiedlich) 

– vor Vegetationsbeginn und der 

ersten N-Düngung 

– vor einer Bodenbearbeitung oder 

Weidegang 

– Zur Bestimmung des Raumgewichts 

der Feinerde sowie des Wassergehaltes 

wird mit der Humax-Schlagsonde 

(4,8 cm ø) in den Ecken der Fläche 

jeweils im 4. Quadranten eine Volumenprobe 

(Zylinderproben, 0 bis 

20 cm) entnommen. 

Abb. 1. Ausgewählte NABO-Referenzmessstandorte für das Projekt NABObio12_13 (als Rhomben dargestellt). 

3 

Im Rahmen des Projektes «Nitrate Leaching under changed climate conditions and forest management» interessiert die Frage, wie sich 

der Stickstoffsättigungsgrad der LWF-Flächen (Langfristige Waldökosystemforschung) aufgrund der erhöhten Stickstoffeinträge 

verändert hat (Waldner et al. 2010).


Tab. 1. Bodeneigenschaften und Nutzung der beprobten NABO-Referenzmessstandorte. a CaCO3 = Kalk; b C org = Organischer Kohlenstoff; 

c 

RG FE = Raumgewicht Feinerde, zusammen mit dem Skelettgehalt in der NABO-Fünfterhebung bestimmt (Gubler et al. in Vorbereitung); 

n.b. = nicht bestimmt. 

Nutzung NABO-Standort m ü. M. Nutzung: 

Intensiv / 

Extensiv 

Ackerbau 

Grasland 

Laubwald 

Mischwald 

Nadelwald 

Bodentyp 

(gemäss FAL) 

pH CaCO3 a 

(CaCl2) % 

Bodenkenngrössen 0–20 cm 

C org 

b 

% 

Ton 

% 

Schluff 

% 

RG FE c 

g/cm 3 

25 Schleitheim / Milten SH 545 I Braunerde 6,8 2,8 2,4 59 30 0,9 1.0 

46 Vallon FR 439 I Braunerde-Gley 6,8 10,2 2,8 43 46 1,1 0,0 

54 Zuzwil BE 557 I Braunerde 6,0 0,0 1,3 12 35 1,4 3,4 

95 Coldrerio TI 336 I Braunerde 5,8 0,0 1,7 21 38 1,2 4,9 

102 Vouvry VS 379 I Fluvisol 6,5 8,5 1,3 6 60 1,1 0,6 

28 Leuggern / Etzwil AG 465 E Braunerde-Pseudogley 5,3 0,1 1,8 14 34 1,2 3,1 

63 Oensingen SO 450 E Braunerde-Pseudogley 5,4 0,0 2,0 36 45 1,1 0,0 

68 Etoy VD 435 E Braunerde 5,3 0,0 1,4 19 45 1,3 2,0 

77 Paspels GR 830 E Phäozem 6,1 0,0 2,6 18 51 1,0 4,8 

87 Klarsreuti TG 559 E Braunerde 5,2 0,0 1,7 24 44 1,1 3,7 

1 Aadorf / Tänikon TG 537 I Braunerde 6,2 0,9 3,9 35 34 1,0 2,6 

30 Ebikon / Dottenberg LU 635 I Saure Braunerde 5,0 0,1 2,8 20 33 1,0 2,3 

33 Mollis GL 431 I Fahlgley 5,9 0,0 3,8 33 55 0,8 0,2 

35 Le Cerneux-Péquignot NE 1093 I Braunerde 5,6 0,0 3,5 28 49 1,0 0,0 

69 Attalens / Rombuet FR 818 I Braunerde 5,8 0,0 3,3 26 37 0,9 5,9 

6 Grindelwald / Itramen BE 1915 E Braunpodsol 3,9 0,0 6,5 25 50 0,7 0,0 

37 Ependes FR 735 E Braunerde 5,9 0,0 2,7 19 35 1,1 1,7 

41 Kyburg-Buchegg SO 464 E Braunerde-Gley 4,9 0,0 2,4 24 34 1,1 0,0 

49 Unterschächen UR 1100 E Braunerde 4,6 0,0 5,7 33 27 0,8 4,1 

70 Disentis GR 1105 E Braunerde 5,5 0,0 3,6 13 37 0,9 11,3 

8 Rothenfluh BL 695 Rendzina 6,6 2,0 4,9 14 72 0,6 5,1 

27 Jussy / Les Grands Bois GE 505 Pseudogley 4,4 0,0 2,7 24 51 1,0 1,0 

62 Bettlach / Bettlachstock SO 1065 Braunerde 5,4 0,2 3,7 31 52 0,8 0,0 

92 Novaggio / Cima Pianca TI 1080 Humus-Eisenpodsol 3,9 0,0 11,7 n.b. n.b. 0,4 8,7 

7 Oberstammheim ZH 581 Braunderde 5,1 0,0 2,9 28 35 0,9 4,0 

18 Langenthal / Riedhof BE 525 Parabraunerde 3,7 0,0 4,1 19 52 0,9 0,0 

45 Alpthal / Erlentobel SZ 1180 Fahlgley 5,8 0,0 13,1 n.b. n.b. 0,2 0,0 

47 Davos / Seehornwald GR 1655 Humus-Eisenpodsol 3,3 0,0 18,6 n.b. n.b. 0,3 5,0 

73 Alvaneu GR 1560 Regosol 4,9 0,0 5,0 21 22 0,7 11,2 

99 Visp / Albulawald VS 830 Braunerde 5,5 0,0 5,1 12 45 0,6 3,7 

Skelett 

Vol.% 

Abb. 2. Schema für Probenahme der Flächenmischproben 

für NABObio12_13. Die 

Proben aus den Quadranten 1 bis 3 ergeben 

die Mischproben. Das Probenmaterial aus 

den 4. Quadranten wird als Referenzprobenmaterial 

verwendet. 

2.3 Messgrössen 

Basierend auf den Erkenntnissen 

des LAZBO-Projekts (Schwab et al. 

2006) und der Zustandsuntersuchung 

2004/2005 (Oberholzer et al. 2007) 

werden klassische mikrobielle Parameter 

wie die mikrobielle Biomasse 

(SIR und FE) und die Basalatmung 

bestimmt (vgl. Tab. 2). Ergänzt werden 

diese mit Methoden der molekulargenetischen 

Analytik (DNS-Menge). 

Weiter werden wichtige Parameter wie 

der pH-Wert, das CN-Verhältnis usw. 

gemessen (vgl. Tab. 2). 

Raumgewicht Feinerde 

Das Raumgewicht Feinerde entspricht 

der Masse der Feinerde (Fraktion ≤ 

2 mm) bezogen auf das Bodenvolumen 

(kg TS dm –3 ). Das Raumgewicht Feinerde 

ist einerseits abhängig von den 

Standorteigenschaften (Anteil organische 

Substanz, Körnung, Textur, Verdichtung, 

usw.), andererseits variiert 

es über die Zeit in Abhängigkeit der 

Bodenfeuchtigkeit (Quellungs- und 

Schrumpfungsprozesse). Zudem können 

die gemessenen (gewichtsbezogenen) 

Werte der mikrobiellen Biomasse 

(SIR und FE), der Basalatmung und 

der DNS-Menge durch Multiplikation 

mit dem Raumgewicht Feinerde 

auf das Bodenvolumen (dm 3 ) bezogen 

werden. Die Bestimmung des Raumgewichts 

Feinerde verbessert die Vergleichbarkeit 

zwischen den verschiedenen 

Erhebungen und Standorten. Zum 

Beispiel weisen insbesondere Böden


mit viel organischer Substanz durch 

ihr tiefes Raumgewicht Feinerde oft 

sehr hohe gewichtsbezogene Werte auf. 

Bezogen auf das Bodenvolumen relativieren 

sich die hohen Werte jedoch 

(vgl. auch das Beispiel im Kap. 3.3). 

Zusammen mit der Information des 

Skelettgehalts ermöglicht das Raumgewicht 

Feinerde zudem eine ökologische 

Betrachtungsweise der Messergebnisse 

(vgl. Tab. 1). So kann beispielsweise ein 

hohes Raumgewicht Feinerde Hinweise 

auf anaerobe Verhältnisse geben. 

Das Raumgewicht Feinerde wird im 

Referenzmessnetz der NABO seit 2003 

routinemässig bestimmt. 

2.4 Referenzierung der Messwerte 

Für die Dauerbeobachtung ist die bestmögliche 

Eliminierung von methodischen 

Fehlern zwischen den Bestimmungen 

von Bodeneigenschaften verschiedener 

zeitlicher Erhebungen eine 

zentrale Voraussetzung. Dies wird mit 

einer Referenzierung der gemessenen 

Werte durch zeitgleich gemessene 

Bodenproben aus früheren Erhebungen 

(=Referenzmaterial) angestrebt. 

In diesem Projekt wird eine 

standortbezogene Referenzierung der 

Biomasse(SIR und FE)- und Basalatmungs-Werte 

vorgenommen. Die Korrektur 

der Messwerte erfolgt für jeden 

Standort aufgrund der mittleren Messabweichung 

zur Ersterhebung der tiefgekühlt 

gelagerten Referenzproben 

(–20 °C). Pro Standort und Jahr ergibt 

dies einen spezifischen Korrekturwert. 

Die Messwerte werden absolut referenziert, 

das heisst der Korrekturwert 

wird dem gemessenen Wert addiert 

bzw. subtrahiert (Ammann 2010; Oberholzer 

und Weisskopf 2010). 

3 Erste Ergebnisse und 

Diskussion 

Die folgenden Ergebnisse stammen 

von Messungen der Proben aus dem 

Frühjahr 2012. Aussagen über eine 

mögliche Entwicklung der Messgrössen 

über die Zeit werden erst möglich, 

wenn die Resultate der Erhebung 

vom Frühjahr 2013 vorhanden sind. 

Über die beschriebene Referenzierungsmethode 

können zu diesem Zeit- 

punkt ebenfalls noch keine Aussagen 

gemacht werden. 

3.1 Raumgewicht Feinerde 

Tab. 2. Im Projekt NABObio12_13 aufgenommene Parameter. 

Parameter Bezeichnung Einheit Methode 

Mikrobielle Biomasse 1 Biomasse (SIR) mg C mik kg –1 TS B-BM-HM 

Substratinduzierte Respiration 

mg C mik dm –3 

Mikrobielle Biomasse 1,3 

Chloroform-Fumigations- 

Extraktionsmethode 

Raumgewicht Feinerde (g cm −3 ) 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

25 

46 

Ackerbau, intensiv 

Ackerbau, extensiv 

54 

95 

102 

28 

63 

68 

Biomasse (FE) 

77 

87 

1 30 33 

Von den 30 untersuchten Standorten 

weisen Ackerbaustandorte mit einem 

Mittelwert von 1,16 g cm –3 tendenziell 

höhere Werte für das Raumgewicht 

Feinerde auf als Grasland- und 

Waldstandorte (Mittelwert 0,94 bzw. 

0,69 g cm –3 , Abb. 3). Dies entspricht den 

Erwartungen, da Ackerbaustandorte 

weniger organische Substanz enthalten 

(Mittelwert Corg: Ackerbau: 1,9 %, 

Grasland: 3,8 %, Wald: 7,2 %, vgl. Tab.1) 

und mechanisch bearbeitet werden. 

Sehr geringe Werte zeigen die Standorte 

45, 47 und 92. Diese drei Standor- 

Grasland, intensiv 

Grasland, extensiv 

35 69 6 

mg C mik kg –1 TS 

mg C mik dm –3 

Abb. 3. Raumgewicht Feinerde (Mittelwert und Standardabweichung von jeweils vier Zylinderproben, 

4,8 cm ø, 0–20 cm) der 30 beprobten Standorte. Horizontale Linien: Gruppenmittelwerte 

mit Standardabweichung (gestrichelt). 

37 

41 

49 70 

8 

27 

62 

B-BM-FE 

Basalatmung 1,3 mg C CO2 kg –1 TS h –1 B-BA-IS 

mg C CO2 l –1 h –1 

DNS-Menge 2,3 DNS-Menge mg DNS kg –1 TS PicoGreen 

mg DNS dm –3 

pH pH pH CaCl 2 

C/N-Verhältnis 4 C/N Trockenveraschung 

Raumgewicht Feinerde 4 RG FE g cm –3 

Wassergehalt Feinerde 4 WG FE g g –1 gravimetrisch 

Bodentemperatur (–5 cm/ B.temp. °C 

–15cm) 4 

Lufttemperatur 4 L.temp °C 

1 

Messungen durch H.R. Oberholzer, Agroscope (Ackerbau- und Graslandstandorte) 

2 

Messungen durch F. Widmer, Agroscope (Ackerbau- und Graslandstandorte) 

3 

Messungen durch B. Frey, WSL (Waldstandorte) 

4 

Messungen durch NABO, Agroscope (Ackerbau-, Grasland-, Waldstandorte) 

92 

Laubwald 

Mischwald 

Nadelwald 

7 18 

45 47 73 

99


mg C milk 

kg –1 TS (Fumigation−Extraktion) 

mg C milk 

dm –3 (Fumigation−Extraktion) 

4000 

3000 

2000 

1000 

0 

25 

46 

54 



4000 

3000 

2000 

1000 

0 

25 

95 10228 

63 68 

7787 

46 

63 

95102 68 

54 28 



1 

30 

33 

35 69 6 





37 41 

4970 

8 

27 

62 

92 

7 

Laubwald 

Mischwald 

Nadelwald 

Abb. 4. Gewichtsbezogene C mik -Gehalte pro Standort (Mittelwert und Standardabweichung 

der 3 Mischproben, Messwerte bestehen aus zwei Messwiederholungen). Ausserhalb des 

gezeigten Wertebereichs: Standort 45: 7727 mg C mik kg –1 TS (Standardabweichung: 600 mg 

C mik kg –1 TS). Horizontale Linien: Gruppenmittelwerte mit Standardabweichung (gestrichelt). 

77 

87 

1 

30 

33 

35 69 6 

37 

41 

49 

70 

8 

27 

62 

Laubwald 

Mischwald 

Nadelwald 

18 

92 7 18 

Abb. 5. Volumenbezogene C mik -Gehalte pro Standort (Mittelwert und Standardabweichung 

der 3 Mischproben, Messwerte bestehen aus zwei Messwiederholungen). Horizontale Linien: 

Gruppenmittelwerte mit Standardabweichung (gestrichelt). 

Var. Koeff. innerhalb Standort 

50 % 

40 % 

30 % 

20 % 

10 % 

Raumgew. Feinerde 

50 % 

40 % 

30 % 

20 % 

10 % 

0 % 

0 % 

Acker Grasland Wald 

Acker Grasland Wald 

Abb. 6. Box-Plots der Variationskoeffizienten (Standardabweichung der Proben eines 

Standortes dividiert durch deren Mittelwert) für das Raumgewicht Feinerde und C mik - 

Gehalte bestimmt mit Fumigation-Extraktion (FE) nach Landnutzung. 

45 

47 

47 

73 

73 

C mik 

(FE) 

volumenbezogen 

99 

99 

te enthalten mehr als 10 Prozent Corg. 

Waldstandorte sind innerhalb ihrer 

Nutzungsgruppe heterogener als die 

übrigen Standorte und weisen Werte 

zwischen 0,24 g cm –3 (Standort 45) und 

1,11 g cm –3 (Standort 27) auf (vgl. auch 

Abb. 6). 

3.2 Mikrobielle Biomasse 

(Fumigation-Extraktion) 

Exemplarisch für die untersuchten 

bodenbiologischen Messgrössen werden 

hier die Gehalte für den mikrobiellen 

Kohlenstoff (C mik -Gehalte) 

gezeigt und besprochen. Diese wurden 

mit der Fumigation-Extraktionsmethode 

bestimmt. In Abbildung 4 sind die 

Gehalte auf die Trockensubstanz der 

Feinderde bezogen dargestellt (mg C mik 

kg –1 TS). In Abbildung 5 werden diese 

auf das Bodenvolumen beziehungsweise 

Raumgewicht Feinerde bezogen 

(mg C mik dm –3 ). 

Ackerbaustandorte weisen mit einem 

Mittelwert von 790 mg C mik dm –3 tiefere 

C mik -Gehalte auf als Grasland- und 

Waldstandorte (1500 bzw. 1520 mg C mik 

dm –3 , Abb. 5). Die Wertebereiche überlappen 

sich jedoch und die Streuung 

innerhalb der Gruppen (insbesondere 

bei Waldstandorten, vgl. auch Abb. 6) 

ist gross. Auch in anderen Bodendauerbeobachtungsprogrammen, 

die bereits 

bodenbiologische Parameter aufnehmen, 

konnte ein Einfluss der Nutzungsgruppe 

(Ackerbau, Grasland oder 

Wald) auf die mikrobielle Biomasse 

nachgewiesen werden (Rutgers et al. 

2009; Griffiths et al. 2011; Dequiedt 

et al. 2011). 

Die Nutzungsintensität der Grasland- 

und Ackerbaustandorte (intensiv 

oder extensiv) hat keinen Einfluss 

auf die C mik -Gehalte. Beispielsweise 

werden die Graslandstandorte 1 und 

33 intensiv genutzt und weisen bezogen 

auf ihr Volumen die grössten C mik - 

Gehalte auf. Die Graslandstandorte 

49 und 6 wiederum werden extensiv 

genutzt und weisen dennoch sowohl 

innerhalb der Grasland- als auch verglichen 

mit den Ackerbaustandorten 

die zweithöchsten Gehalte auf. Bei den 

Ackerbaustandorten wird der Standort 

25 intensiv genutzt, im Gegensatz 

zum Standort 77, der extensiv genutzt 

wird. Beide Standorte weisen ähnlich 

hohe C mik -Gehalte auf (Abb. 5). Dies


deckt sich nicht mit Ergebnissen des 

DOK 4 -Versuchs in Therwil oder anderer 

Studien, wo eine eindeutige Abhängigkeit 

der Biomasseparameter vom 

Bewirtschaftungssystem festgestellt 

wurde (Widmer et al. 2006; Peacock 

et al. 2001). Laubwaldstandorte zeigen 

mit einem Mittelwert von 2166 mg C mik 

dm –3 tendenziell höhere C mik -Gehalte 

als Misch- (Mittelwert: 951 mg C mik 

dm –3 ) und Nadelwälder (Mittelwert: 

1154 mg C mik dm –3 ). Geringere mikrobielle 

Biomassen in Nadelwäldern haben 

auch Dequiedt et al. (2011) in Untersuchungen 

innerhalb des französischen 

Bodendauerbeobachtungsprogrammes 

gefunden. 

3.3 Heterogenität der Wald 

standorte 

Der Vergleich der Variationskoeffizienten 

pro Standort (Standardabweichung 

des Standortes / Mittelwert des 

Standortes) zeigt, dass Waldstandorte 

heterogener als die übrigen Standorte 

sind (vgl. Abb. 6). Die Variationskoeffizienten 

der Ackerbau- und Graslandstandorte 

liegen für das Raumgewicht 

Feinerde mehrheitlich unter 10 Prozent, 

während die Waldstandorte einen 

Variationskoeffizient zwischen 10 und 

20 Prozent zeigen. Waldstandorte weisen 

auch heterogenere C mik -Gehalte als 

die übrigen Standorte auf. Es scheint 

deshalb plausibel, dass die grösseren 

Streuungen bei den Waldstandorten 

durch die kleinräumigere Variabilität 

der Standorte (vgl. Variationskoeffizienten 

Raumgewicht Feinerde, Abb. 6) 

oder aber durch die Probenahme (bei 

Waldstandorten Probenahme über 

verschiedene Horizonte) bedingt sind. 

Beide Faktoren können zu heterogenem 

Probenmaterial führen. 

3.4 Vergleich gewichts- vs. 

volumenbezogene Werte 

Die gemessenen C mik -Gehalte wurden 

sowohl auf das Gewicht (Menge pro kg 

TS) als auch auf das Volumen (Menge 

pro dm –3 ) bezogen (vgl. Kap. 3.2). In 

4 

Vergleich von biologisch-dynamisch (D), 

organisch-biologisch (O) und konventionell 

(K) angebauten Ackerkulturen. 

Im Projekt NABObio12_13 weisen die 

DNS-Werte verglichen mit den C mik - 

Werten (FE und SIR) und Basalatmung 

eine grössere Streuung auf. Dies 

gilt vor allem für die Graslandstandorte 

1, 33 und 41 und die Laubwaldstandorte 

7, 27 und 42 (vgl. Abb. 8). Die 

DNS-Extraktion und -Quantifizierung 

wurde unmittelbar nach den Probenahmen 

durchgeführt, wobei die Zeit zwischen 

Probenahme und Fixierung im 

DNS-Extraktionspuffer auf 48 Stunden 

festgelegt wurde. Die Messungen 

mittels Fumigation-Extraktion sowie 

substratinduzierte Respiration wurden 

während mehrerer Wochen durchgeführt 

(gekühlte Lagerung der Proben 

bei 4°C). Ein Vergleich von zeitgleich 

gemessenen Werten (d. h. keine unterschiedliche 

Lagerungsdauer für verschiedene 

Methoden) der mikrobiellen 

Biomasse (bestimmt mit den Methodiesem 

Kapitel sollen die zwei Herangehensweisen 

verglichen werden. 

Bezogen auf das Gewicht weist der 

Waldstandort 45 im Vergleich zu den 

übrigen Standorten einen sehr hohen 

C mik -Gehalt von 7727 g C mik kg –1 TS auf 

(Abb. 4). Gleichzeitig hat dieser ein 

geringes Raumgewicht Feinerde von 

0,24 g cm –3 . Wird der C mik -Gehalt nun 

auf das Bodenvolumen bezogen, liegt 

dieser im Bereich der übrigen Waldstandorte 

(1855 mg C mik dm –3 ). Beim 

Waldstandort 27 befindet sich der 

gewichtsbezogene C mik -Gehalt innerhalb 

des Wertebereichs aller Waldstandorte. 

Der Standort hat ein hohes 

Raumgewicht Feinerde von 1,11 g 

cm –3 . Bezogen auf das Volumen weist 

der Standort 27 im Vergleich zu den 

anderen Standorten dann einen auffällig 

hohen C mik -Gehalt von 3477 mg C mik 

dm –3 auf. Diese Gegenüberstellung (mg 

C mik kg –1 TS vs. mg C mik dm –3 ) verdeutlicht 

den Einfluss der Bezugseinheit 

auf die Interpretation der Ergebnisse. 

So sind beispielsweise die Unterschiede 

zwischen den Nutzungsgruppen 

Ackerbau, Grasland und Wald bei den 

gewichtsbezogenen Werten ausgeprägter 

als bei den volumenbezogenen. 

Werden die C mik -Gehalte auf das Volumen 

bezogen, unterscheiden sich die 

Mittelwerte der Grasland- und Waldstandorte 

um 20 mg C mik dm –3 . Dies 

im Gegensatz zu den gewichtsbezogenen 

Gehalten, wo sich die Mittelwerte 

um 530 mg C mik kg –1 TS unterscheiden 

(Abb. 4 und 5). 

3.5 Vergleichbarkeit der 

verschiedenen Messmethoden 

Die für das Projekt NABObio12_13 

erhobenen Messgrössen (Biomasse 

(FE und SIR), Basalatmung und DNS- 

Menge) zeigen in der Verteilung der 

Messwerte alle ein ähnliches Muster. 

So weisen Ackerbaustandorte tendenziell 

tiefere Werte auf als Graslandund 

Waldstandorte. Grasland- und 

Waldstandorte lassen sich anhand der 

hier aufgenommenen Parameter nicht 

voneinander unterscheiden. Die Resultate 

der vier verwendeten Methoden 

zeigen relativ hohe Korrelationen (vgl. 

Abb. 7). Die geringste Korrelation 

besteht mit 0,67 zwischen der Basalatmung 

und der DNS-Menge, ansonsten 

werden Korrelationen von 0,7 oder 

höher gefunden. Ähnlich hohe Korrelationskoeffizienten 

wurden auch in der 

Zustandserhebung 04/05 von Oberholzer 

et al. (2007) beobachtet. Die 

festgestellten Korrelationen der Messwerte 

lassen den Schluss zu, dass die 

Messgrössen eine gewisse Redundanz 

aufweisen und deren Anzahl für das 

Messprogramm der NABO reduziert 

werden könnte (vgl. auch Kap. 4.4). 

4 Ausblick 

4.1 Weitere Auswertungen 

Nach Abschluss der zweiten Erhebung 

im Frühjahr 2013 sind weitere Auswertungen 

geplant, etwa um den Einfluss 

der Bodeneigenschaften oder der 

Bewirtschaftungsintensität auf die mikrobiellen 

Parameter genauer zu untersuchen. 

Vorhandene Nährstoffangaben 

(P und N) der Standorte aus dem 

NABO-Flux-Programm sollten dabei 

weitere aufschlussreiche Informationen 

liefern. Weiter können mit den von 

Oberholzer et al. (2007) entwickelten 

Referenzwertmodellen die zu erwartenden 

Werte für die Biomasse (SIR) 

der Ackerbaustandorte überprüft werden. 

4.2 Methodische Abklärungen


500 1000 2000 

10 30 50 70 

C mik 

SIR 

33 

6 49 

69 

37 30 25 

77 35 

41 70 

8746 

63 

10295 

68 

28 54 

25 

6 87 33 35 

3746 

30 

41 49 

70 77 

95 

69 

63 

102 

68 

28 54 

49 

3330 

70 77 69 

102 35 25 

41 68 37 

6 

95 87 

63 

28 54 

46 

1 

500 1000 2000 

0,75 0,71 

10 30 50 70 

0,7 

C mik 

FE 0,76 0,7 

25 

8 

1 

7 1 

62 

87 

46 35 77 30 645 

33 

41 37 49 

95 70 69 

63 

102 

18 

47 73 

99 68 

54 28 

92 

49 

Basalatmung 

1 

62 

1 

8 

62 

1 

77 30 33 

8 

70 69 

3525 

7 

693033 

77 

70 

102 

102 35 

7 25 

68 41 37 

68 

87 

6 

41 37 

6 

95 

63 

45 

63 

95 87 

45 

54 28 18 46 73 

28 54 

18 73 

92 92 

46 

47 

47 

99 

99 

49 

0,67 

DNS−Menge 

400 800 1200 

0,4 0,8 1,2 1,6 

den FE und SIR), der Basalatmung und 

DNS-Menge könnte Hinweise geben, 

ob die Streuung analytisch bedingt ist 

oder ob diese durch die unterschiedliche 

Lagerungsdauer der Proben vor 

der Analyse hervorgerufen wird. 

Waldstandorte weisen eine grössere 

Streuung der C mik -Gehalte pro 

Standort auf als Ackerbau- und Graslandstandorte 

(vgl. Abb. 6). Von Interesse 

wäre, ob die Beprobung über 

verschiedene Horizonte (Auflage, Ah- 

Horizont, B-Horizont) verantwortlich 

für die Streuung der Messwerte 

pro Standort ist. Entscheidend könnte 

auch sein, dass das Material von Waldböden 

grundsätzlich (d. h. auch innerhalb 

der Horizonte) heterogener und 

deshalb für die Analytik messtechnisch 

schwieriger ist. Die kleinräumige Variabilität 

der Standorte könnte ebenfalls 

eine Rolle spielen, dürfte im Vergleich 

zu den vorherigen Punkten aber weniger 

wichtig sein. Die Variabilität sollte 

durch die Flächenmischproben grösstenteils 

ausgeglichen werden. 

Abb. 7. Streudiagramme und Korrelationskoeffizienten nach Spearman der mikrobiellen 

Biomasse (C mik -SIR und C mik -FE), Basalatmung und DNS-Menge. (Alle Werte sind volumenbezogene 

Gehalte. Nummer: Standortnummer; rot: Ackerbau, grün: Grasland, schwarz: 

Wald. C mik -SIR wurde für Waldstandorte nicht bestimmt.) 

DNS−Menge (mg dm –3 ) 

400 800 1200 

150 

100 

50 

2546 5495 102 

0 



28 63 68 

77 

87 

1 

3033 

35 69 6 37 41 



0,4 0,8 1,2 1,6 

Laubwald 

Mischwald 

Nadelwald 

Abb. 8. Volumenbezogene DNS-Gehalte pro Standort (Mittelwert und Standardabweichung 

der 3 Mischproben. Horizontale Linien: Gruppenmittelwerte mit Standardabweichung 

(gestrichelt). 

49 

8 

62 

27 

70 

92 

7 

45 

18 73 

47 

99 

4.3 Standardisierung der Methoden 

Neben der regelmässigen Beobachtung 

von Bodeneigenschaften ist es eine 

weitere Aufgabe der NABO, Methoden 

zu erarbeiten, die standardisiert 

im Vollzug eingesetzt werden können. 

Für die klassischen mikrobiellen 

Messgrössen wie die mikrobielle Biomasse 

(bestimmt mit den Methoden 

FE oder SIR) oder Basalatmung bestehen 

bereits Referenz- beziehungsweise 

ISO-standardisierte Methoden, die 

auch auf internationaler Ebene angewendet 

werden (FAL, FAW, RAC 1998; 

Philippot et al. 2012). Die molekulargenetische 

Analytik stellt ein relativ junges 

und sich rasch entwickelndes Feld 

in der Bodendauerbeobachtung dar. 

Anstrengungen im Hinblick auf eine 

Standardisierung der Verfahren sind 

deshalb noch notwendig. Insbesondere 

bei den neuesten molekularbiologischen 

Methoden des »massive parallel 

sequencing («next generation sequencing»), 

welche die Erfassung der mikrobiellen 

Diversität im Boden zulassen, 

sollte durch die Verwendung von standardisierten 

Methoden auch die projekt- 

und grenzüberschreitende Vergleichbarkeit 

der Resultate angestrebt 

werden (Philippot et al. 2012). Das im


Projekt NABObio12_13 angewendete 

DNS-Extraktionsprotokoll GnS-GII 

deckt sich weitgehend mit jenem, das 

zum Beispiel im Rahmen des französischen 

Dauerbeobachtungsprogrammes 

angewendet wird (Terrat et al. 

2012; Dequiedt et al. 2011). Das jeweils 

verwendete Protokoll beeinflusst die 

extrahierbare DNS-Menge und damit 

auch allfällig bestimmte Diversitätsparameter 

(Terrat et al. 2012). So ist 

für die Vergleichbarkeit der Resultate 

verschiedener Projekte die Verwendung 

desselben Protokolls von grosser 

Bedeutung. Ein Extraktionsprotokoll 

ist zurzeit in der finalen Evaluation, um 

dann als ISO-standardisierte Methode 

«ISO 11063» publiziert zu werden 

(Martin-Laurent et al. 2001; Petric 

et al. 2011; Bru et al. 2011). 

4.4 Auswahl der Parameter – 

Potential der Molekularbiologie 

Für eine fundierte Entscheidung, mit 

welchen bodenbiologischen Messgrössen 

im Rahmen der NABO fortgefahren 

wird, müssen die Ergebnisse der 2. 

Erhebung vom Frühjahr 2013 und weitere 

Auswertungen abgewartet werden. 

Kriterien für die Auswahl von Messgrössen 

für ein Monitoring werden beispielsweise 

von Ritz et al. (2009), Turbé 

et al. (2010) oder auch der OECD 

(2002) gegeben – ausschlaggebend 

sind die Messbarkeit, die Kosteneffektivität, 

die Sensitivität der Messgrösse 

und der Standardisierungsgrad. Für die 

NABO würde dies bedeuten, dass man 

sich den limitierten finanziellen Rahmenbedingung 

entsprechend für einen 

Summenparameter (mikrobielle Biomasse 

(C mik -SIR oder C mik -FE) oder 

DNS-Menge) und für einen prozessorientierten 

Parameter (Basalatmung) 

entscheiden sollte. Eine Metadatenanalyse 

über bestehende bodenbiologische 

Monitoringprogramme in der EU 

ergab, dass die mikrobielle Biomasse 

(SIR oder FE) und die Basalatmung 

die zwei am häufigsten verwendeten 

bodenbiologischen Messgrössen sind 

(Faber et al. 2013). 

Ein grosses Potential bei der Verwendung 

der DNS-Menge als Biomassenindikator 

wird in der Möglichkeit 

der weiteren Verwendung der Extrakte 

gesehen. Die Möglichkeit der mehrfachen 

Verwendung der Extrakte (Aus- 

sagen über Quantität und Qualität der 

Biomasse) entspricht auch dem Kriterium 

der Kosteneffektivität. Mit der 

Anwendung eines international verwendeten 

Protokolls für die DNS- 

Extraktion wird das Kriterium der 

Standardisierung ebenfalls berücksichtigt 

(Philippot et al. 2012). Ein weiterer 

Vorteil der DNS-Extrakte wird in 

deren langen Lagerungsdauer gesehen. 

Fixiert und eingefroren im Extraktionspuffer, 

können die Extrakte über 

Jahre hinweg wiederverwendet werden. 

So können die sich wandelnden 

Fragenstellungen seitens der Umweltpolitik 

einerseits flexibler, andererseits 

auch rückblickend beantwortet werden. 

Zudem besteht die Möglichkeit, 

die DNS-Extrakte mit allenfalls neuen 

Methoden erneut zu messen. 

In Bezug auf die «ecosystem services» 

können mit Hilfe molekularbiologischer 

Methoden beispielsweise 

Aussagen über Bakterien gemacht 

werden, die für den Stickstoffkreislauf 

relevant sind. Bru et al. (2011) etwa 

fanden mit molekularbiologischen 

Methoden Zusammenhänge zwischen 

Bewirtschaftungssystemen und dem 

Vorkommen von Nitrifizierbakterien 

AOB (Ammonium-oxidierende Bakterien). 

AOB stellen für Ritz et al. (2004) 

den Topkandidaten für die Verwendung 

als bodenbiologische Messgrösse 

in einem Monitoring dar. Weiter kann 

gezielt nach Organismen gesucht werden, 

die eher in aeroben oder anaeroben 

Verhältnissen vorkommen und 

Hinweise auf verdichtete Bodenverhältnisse 

geben können (Frey et al. 

2011). Faber et al. (2013) halten fest, 

dass die Verwendung von Indikatoren, 

die möglichst eindeutig mit einer Ökosystemleistung 

in Verbindung gebracht 

werden können, für die Umweltpolitik 

aussagekräftiger sind als andere. Wissenschaftliche 

Erkenntnisse, die auf 

solchen Indikatoren basieren finden 

zudem eine breitere Akzeptanz. 

Aussagen über die allgemeine mikrobielle 

Diversität der Extrakte sind 

anhand molekularbiologischer Methoden 

ebenfalls möglich. Philippot et al. 

(2012) stellten mit molekularbiologischen 

Methoden fest, dass der Verlust 

von mikrobieller Diversität den Stickstoffkreislauf 

beeinflussen kann. Sie 

konnten so mit ihrer Arbeit Argumente 

gegen die These der funktionellen 

Redundanz mikrobieller Gemeinschaf- 

ten liefern. Solche auf die Bodenbiodiversität 

hin ausgerichtete Untersuchungen 

sind auch im Hinblick auf die 

Strategie Biodiversität Schweiz (SBS) 

notwendig und gefordert. Ist doch ein 

in der SBS formuliertes strategisches 

Ziel, dass «Die Überwachung der Veränderungen 

von Ökosystemen, Arten 

und der genetischen Vielfalt bis 2020 

sichergestellt ist» (BAFU 2012). Um 

Veränderungen der Bodenbiodiversität 

feststellen zu können, braucht es 

heute Messungen, die in der Zukunft 

als sogenannte baseline-Werte dienen 

können (Gardi et al. 2013). 

5 Literaturverzeichnis 

Ammann, S., 2010: Bodenbiologische Dauerbeobachtung: 

Anforderungen an 

die Messqualität. Bull. Bodenkd. Ges. 

Schweiz 30: 57–62. 

Arbeitsgruppe Vollzug Bodenbiologie VBB/ 

BSA, 2009: Arbeitshilfe zur Anwendung 

und Interpretation bodenbiologischer 

Parameter. Frick. 

BAFU, 2011: Magazin «umwelt» 4/2011 – 

Bodenwelten. 

BAFU, 2012: Strategie Biodiversität Schweiz. 

In Erfüllung der Massnahme 69 (Ziel 13, 

Art. 14, Abschnitt 5) der Legislaturplanung 

2007–2011: Ausarbeitung einer Strategie 

zur Erhaltung und Förderung der 

Biodiversität. 

BBodSchG, 1998: Gesetz zum Schutz vor 

schädlichen Bodenveränderungen und 

zur Sanierung von Altlasten (Bundes- 

Bodenschutzgesetz – BBodSchG) vom 

17.3.98. 

Bru, D.; Ramette, A.; Saby, N.P.A.; 

Dequiedt, S.; Ranjard, L.; Jolivet, C.; 

Arrouays, D.; Philippot, L., 2011: Determinants 

of the distribution of nitrogencycling 

microbial communities at the 

landscape scale. ISME J. 5: 532–542. 

Della Peruta, R.; Keller, A.; Schwab, P.; 

Schulin, R., 2013: Repeated soil sampling 

combined with biophysical modelling to 

assess long-term changes of phosphorus 

in Swiss grassland soils. Eur. J. Soil Sci. 

(submitted).


Dequiedt, S.; Saby, N.P.A.; Lelievre, M.; 

Jolivet, C.; Thioulouse, J.; Toutain, B.; 

Arrouays, D.; Bispo, A.; Lemanceau, R. 

und Ranjard, L., 2011: Biogeographical 

patterns of soil molecular microbial biomass 

as influenced by soil characteristics 

and management. Glob. Ecol. Biogeogr. 

20: 641–652. 

Faber, J.H.; Creamer, R.E.; Mulder, Ch.; 

Römbke, J.; Rutgers, M.; Sousa, J.P.; 

Stone, D. und Griffiths, B.S., 2013: The 

practicalities and pitfalls of establishing 

a policy-relevant and cost-effective soil 

biological monitoring scheme. Integr. 

Environ. Assess. Manag. 9, 2: 276–284. 

FAL, FAW, RAC, 1998: Schweizerische 

Referenzmethoden der Eidgenössischen 

landwirtschaftlichen Forschungsanstalten, 

Band 2, Bodenuntersuchung zur 

Standortcharakterisierung. 

FAO, 2012: Food and Agriculture Organization 

of the United Nations. http:// 

www.fao.org/ag/agl/agll/soilbiod/soilbtxt. 

stm#agr; 8.2.2012 

Frey, B.; Stemmer, M.; Widmer, F.; Luster, 

J.; Sperisen, C., 2006: Microbial characterization 

of a heavy metal-contaminated 

soil in a model forest ecosystem. Soil Biol. 

Biochem. 38: 1745–1756. 

Frey, B.; Kremer, J.; Rüdt, A.; Sciacca, S.; 

Matthies, D.; Lüscher, P., 2009: Compaction 

of forest soil with heavy logging 

machinery affects soil bacterial community 

structure. Eur. J. Soil Biol. 45: 312– 

320. 

Frey, B.; Niklaus, P.A.; Kremer, J.; Lüscher, 

P.; Zimmermann, S., 2011: Heavy-machinery 

traffic impacts methane emissions as 

well as methanogen abundance and community 

structure in oxic forest soils. Appl. 

Environ. Microbiol. 77: 6060–6068. 

Gardi, C.; Jeffery, S.; Saltelli, A., 2013: An 

estimate of potential threats levels to soil 

biodiversity in EU. Glob. Chang. Biol. 19: 

1538–1548. 

Griffiths, R.I.; Thomson, B.C.; James, Ph.; 

Bell, Th.; Bailey, M.; Whiteley, A.S., 

2011: The bacterial biogeography of British 

soils. Environ. Microbiol. 13, 6: 1642– 

1654. 

Gubler, A.; Schwab, P.; Wächter, D.; Keller, 

A.; Meuli, R.G., in Vorbereitung: 

Ergebnisse der Nationalen Bodenbeobachtung 

(NABO) 1985–2009. 

Hartmann, M.; Frey, B.; Kölliker, R.; Widmer, 

F., 2005: Semi-automated genetic 

analyses of soil microbial communities: 

comparison of T-RFLP and RISA based 

on descriptive and discriminative statisti- 

cal approaches. J. Microbiol. Methods 61: 

349–360. 

Hartmann, M.; Fliessbach, A.; Oberholzer, 

H.R.; Widmer, F., 2006: Ranking 

the magnitude of crop and farming system 

effects on soil microbial biomass and 

genetic structure of bacterial communities. 

FEMS Microbiol. Ecol. 57: 378–388. 

Keller, A.; Rossier, N.; Desaules, A., 2005: 

Schwermetallbilanzen von Landwirtschaftsparzellen 

der Nationalen Bodenbeobachtung. 

Zürich, Agroscope FAL 

Reckenholz, Eidg. Forschungsanstalt für 

Agrarökologie und Landbau. Schr.reihe 

der FAL 54: 56 pp. 

Kibblewhite, M.G.; Jones, R.J.A.; Baritz, 

R.; Huber, S.; Arrouays, D.; Micheli, 

E.; Stephens, M., 2008: ENVASSO Final 

Report Part I: Scientific and Technical 

Activities. ENVASSO Project (Contract 

022713) coordinated by Cranfield University, 

UK, for Scientific Support to Policy 

European Commission 6 th Framewortk 

Research Programme. 

Lischer, P.; Dahinden, R.; Desaules, A., 

2001: Quantifying uncertainty of the reference 

sampling procedure used at Dornach 

under different soil conditions. Sci. 

Total Environ. 264: 119–126. 

Martin-Laurent, F.; Philippot, L.; Hallet, 

S.; Chaussod, R.; Germon, J.C.; Soulas, 

G.; Catroux, G., 2001: DNA extraction 

from soils: old bias for new microbial 

diversity analysis methods. Appl. Environ. 

Microbiol. 67: 2354–2359. 

Oberholzer, H.R.; Weisskopf, P., 2010: 

Anforderungen an die Langzeitbeobach-tung 

biologischer Bodeneigenschaften 

mit mikrobiologischen Parametern. 

Forschungsanstalt Agroscope Reckenholz-Tänikon 

ART. Bull. Bodenkd. Ges. 

Schweiz 30: 69–74. 

Oberholzer, H.R.; Scheid, S.; Bonvicini, 

A.; Müller, S.; Brunner, H.; Schwab, P., 

2007: Bodenmikrobiologische Kennwerte 

im NABO-Referenzmessnetz. Zürich, 

Forschungsanstalt Agroscope Reckenholz-Tänikon 

ART. 

OECD, 2002: Organization for Economic 

Co-Operation and Development. Report 

on the OECD expert meeting on agribiodiversity 

indicators. November 2001: 

Summary and recommendations. OECD 

Joint Working Party on Agriculture and 

Environment COM/AGR/CA/ENV/ 

EPOC (2002) 35. Paris: OECD. 

Peacock, A.D.; Mullen, M.D.; Ringelberg, 

D.B.; Tyler, D.D.; Hedrick, D.B.; Gale, 

P.M.; White, D.C., 2001: Soil microbial 

community responses to dairy manure or 

ammonium nitrate applications. Soil Biol. 

Biochem. 33: 1011–1019. 

Petric, I.; Philippot, L.; Abbate, C., Bispo, 

A.; Chesnot, T.; Hallin, S.; Laval, 

K.; Lebeau, T.; Lemanceau, P.; Leyval, 

C.; Lindström, K.; Pandard, P.; Romero, 

E.; Sarr, A.; Schloter, M.; Simonet, P.; 

Smalla, K.; Wilke, B.M.; Martin-Laurent, 

F., 2011: Inter-laboratory evaluation 

of the ISO standard 11063 “Soil quality 

– Method to directly extract DNA from 

soil samples”. J. Microbiol. Methods 84: 

454–460. 

Philippot, L.; Ritz, K.; Pandard, P.; Hallin, 

S.; Martin-Laurent, F., 2012: Standardisation 

of methods in soil microbiology: 

Progress and challenges. FEMS Microbiol. 

Ecol. 82: 1–10. 

Ritz, K.; McNicol, J.W.; Nunan, N.; Grayston, 

S.; Millard, P.; Atkinson, D.; Gollotte, 

A.; Habeshaw, D.; Boag, B.; 

Clegg, C.D.; Griffiths, B.S.; Wheatley, 

R.E.; Glover, L.A.; McCaig, A.E., Prosser, 

J.I., 2004: Spatial structure in soil chemical 

and microbiological properties in 

an upland grassland. FEMS Microbiol. 

Ecol. 49: 191–205. 

Ritz, K.; Black, H.I.J.; Campbell, C.D.; 

Harris, J.A.; Wood, C., 2009: Selecting 

biological indicators for monitoring soils: 

A framework for balancing scientific and 

technical opinion to assist policy development. 

Ecol. Indic. 9: 1212–1221. 

Rutgers, M.; Schouten, A.J.; Bloem, J.; van 

Eerkeren, N.; de Goede, R.G.M.; Jagers, 

G.A.J.M.; Akkerhuis, O.P.; van derWal, 

A.; Mulder, C.; Brussaard, L.; Breure, 

M., 2009: Biological measurements in a 

nationwide soil monitoring network. Eur. 

J. Soil Sci. 60: 820–832. 

Schwab, P.; Weisskopf, P.; Oberholzer, 

H.R.; Scheid, S.; Berli, M., 2006: Langzeitbeobachtung 

von physikalischen 

und biologischen Bodeneigenschaften. 

Pilotprojekt LAZBO. Teil 4: Folgerungen, 

Empfehlungen und Ausblick für die 

Langzeitbeobachtung. Zürich, Agroscope 

FAL Reckenholz. 

Terrat, S.; Christen, R.; Dequiedt, S.; 

Lelievre, M.; Nowak, V.; Regnier, T.; 

Bachar, D.; Plassart, P.; Wincker, P.; 

Jolivet, C.; Bispo, A.; Lemanceau, P.; 

Maron, P.A.; Mougel, C.; Ranjard, L., 

2012: Molecular biomass and MetaTaxogenomic 

assessment of soil microbial 

communities as influenced by soil DNA 

extraction procedure. Microb. Biotechnol. 

5, 1: 135–141.


Thomsen, M.; Faber, J.H.; Sorensen, P.B., 

2012: Soil ecosystem health and services 

– Evaluation of ecological indicators 

susceptible to chemical stressors. Ecol. 

Indic. 16: 67–75. 

Turbé, A.; De Toni, A.; Benito, P.; Lavelle, 

P.; Lavelle, P.; Ruiz, N.; Van der Putten, 

W.H.; Labouze, E.; Mudgal, S., 2010: Soil 

biodiversity: Functions, threats and tools 

for policy makers. Bio Intelligence Service, 

IRD, and NIOO, Report for European 

Commission (DG Environment). 

USG, 1983: Bundesgesetz über den Umweltschutz 

vom 7. Oktober 1983. SR 814.01. 

VBB, BSA, 2009: Arbeitsgruppe Vollzug 

Bodenbiologie VBB. Arbeitshilfe zur 

Anwendung und Interpretation bodenbiologischer 

Parameter. Frick. 

VBBo, 1998: Verordnung über Belastungen 

des Bodens (VBBo) vom 1. Juli 1998. SR 

814.12. 

Wagner, G.; Desaules, A.; Muntau, H.; 

Theocharopoulos, S.; Quevauviller, 

Ph., 2001: Harmonization and quality 

assurance in pre-analytical steps of soil 

contamination studies – conclusions and 

recommendations of the CEEM Soil project. 

Sci. Total Environ. 264: 103–117. 

Waldner, P.; Meuli, R.; Walthert, L.; Thimonier, 

A.; Graf Pannatier, E.; Hagedorn, 

F., 2010: Veränderung des C/N-, des 

15N/14N- und des 13C/12C-Verhältnisses 

auf NABO Flächen nahe der LWF- 

Standorte. Birmensdorf und Zürich, Eidg. 

Forschungsanstalt WSL und Agroscope 

ART Reckenholz. 

Widmer, F.; Rasche, F.; Hartmann, M.; 

Fliessbach, A., 2006: Community structures 

and substrate utilization of bacteria in 

soils from organic and conventional farming 

systems of the DOK long-term field 

experiment. Appl. Soil Ecol. 33: 294–307. 

Abstract 

Soil biology in the reference measurement network of the Swiss Soil Monitoring 

Network NABO 

The Swiss Soil Monitoring Network NABO was set up in 1984 to monitor primarily 

heavy metal contamination in soils. Since then, environmental and political issues 

have considerably changed and new aspects have become the focus of interest, 

e.g. climate change or loss of biodiversity. Microorganisms in soils are essential for 

many soil functions – such as nutrient cycling and storage as well as water filtering. 

Thus, if soil functions and changes in biodiversity are to be assessed, information 

on soil biological properties is crucial for soil monitoring networks. In this context, 

NABO has started monitoring soil biological parameters on a sub-set of its 

long-term observation sites. Since 2012, every spring soil samples (0–20 cm) are 

collected at 30 NABO-sites and analysed for soil microbial biomass with substrateinduced 

respiration (BM-SIR) and fumigation-extraction (BM-FE) method, basal 

respiration and DNA-quantity. Initial results indicate that, in general, arable soils 

contain less biomass than grassland and forest soils. Furthermore, the different 

biomass measurements (BM-SIR, BM-FE and DNA-quantity) tend to correlate 

(0.6–0.7, Spearman). New methodologies make it possible to use the extracted 

soil DNA to assess the diversity of soil microorganisms and their functions in 

ecosystems. In the medium term, NABO plans to explore these issues further. 

Keywords: soil biological monitoring, microbial biomass, molecular methods, soil 

biodiversity, DNA extraction


Baumwurzeln und Infiltration 

Benjamin Lange 1,2,3,4 , Peter Lüscher 2 , Peter Germann 3 und Axel Bronstert 4 

1 

Bundesamt für Umwelt BAFU, CH-3003 Bern, b.lange@gmx.ch 

2 


peter.luescher@wsl.ch 

3 

Geographisches Institut der Universität Bern, Hallerstrasse 12, CH-3012 Bern, pf.germann@bluewin.ch 

4 

Institut für Erd- und Umweltwissenschaften, Universität Potsdam, Karl-Liebknecht-Straße 24-25, D-14476 Potsdam, 

axelbron@uni-potsdam.de 

Die Erforschung der Hochwasserschutzwirkung von Wäldern hat in der Schweiz 

eine lange Tradition die bis Anfang des 20. Jahrhundert zurück reicht. Lange 

Zeit galt die Prämisse, dass Wald a priori hochwasserschutzwirksam sei bis dieses 

Paradigma in den 1980er vermehrt angezweifelt wurde und sich ein differenzierteres, 

waldstandortsspezifisches Bild der Waldwirkung auf den Hochwasserschutz 

durchsetzte. Hier stellen wir die Resultate verschiedener Forschungsprojekte über 

den Einfluss von Wurzeln auf den Wasserrückhalt vor, die in den letzten Jahren 

in Hochwasserschutzwäldern im Gantrischgebiet (Kanton Bern) durchgeführt 

wurden. Es konnte gezeigt werden, dass Wurzeln in gewissen Waldstandortstypen 

das Wasserspeichervermögen massgeblich beeinflussen und waldbauliche Massnahmen 

die Hochwasserschutzwirkung verbessern können. 

1 Einleitung 

In der Schweiz häuften sich im Zeitraum 

vom 1825 bis 1875 Hochwasserereignisse 

mit katastrophalen Auswirkungen 

(Röthlisberger 1991). Trotz 

fehlenden wissenschaftlichen Untersuchungen 

ging man bereits damals 

davon aus, dass grossflächige Rodungen 

und die starke Übernutzung der 

Wälder zur hohen Hochwasserfrequenz 

beigetragen hatten. Als Folge 

davon wurde 1876 das erste eidgenössische 

Forstpolizeigesetz erlassen, welches 

unter anderem ein Rodungsverbot 

beinhaltete. Zudem wurden grosse 

Flächen aufgeforstet um den Wasserrückhalt 

in den Einzugsgebieten grosser 

Flüsse zu erhöhen. Zu Beginn des 

20. Jahrhundert initiierte die Zentralanstalt 

für forstliches Versuchswesen 

(heute die Eidg. Forschungsanstalt 

WSL) unter der Leitung von Prof. A. 

Engler eine Studie zur Untersuchung 

der Waldwirkung auf das Abflussgeschehen. 

Die Forscher verglichen dabei 

Abflussdaten des bewaldeten Einzugsgebietes 

«Sperbelgraben» (Emmental) 

mit denjenigen des in unmittelbarer 

Nachbarschaft liegenden, schwach 

bewaldeten «Rappengraben». Engler 

(1919) konnte zeigen, dass der Spitzenabfluss 

bei kurzzeitigen Starkniederschlägen 

im stärker bewaldeten 

Einzugsgebiet um 30 bis 50 Prozent 

geringer war. Diese Untersuchung 

erhärtete das forsthydrologische Paradigma 

in der Schweiz das besagte, dass 

Wald a priori eine abflusshemmende 

Wirkung aufweist. Diese Meinung 

blieb lange Zeit unangetastet, erst ab 

den 1980er Jahren wurde die Untersuchung 

der Hochwasserschutzwirkung 

von Wäldern wieder intensiviert 

und führte zum Teil zu kontroversen 

Ergebnissen. Auch wenn ein breiter 

Konsens darüber herrscht, dass Wälder 

im Vergleich zu offener Vegetation 

den durchschnittlichen Jahresabfluss 

von Gewässern aufgrund der höheren 

Transpirations- und Interzep tionsraten 

vermindern, ist die Wirkung auf Spitzenabflüsse 

weniger eindeutig. Gerber 

(1989) zeigte, dass eine Erhöhung 

der Waldfläche um 20 Prozent im Einzugsgebiet 

der Emme zwischen 1860 

und 1980 keinen signifikanten Einfluss 

auf Abflussvolumina hatte und Burch 

et al. (1996) wiesen nach, dass es keinen 

statistisch nachweisbaren Zusammenhang 

zwischen dem prozentualen 

Waldanteil von kleinen Einzugsgebieten 

(1 bis 5 km 2 im voralpinen 

Flyschgebieten mit Wald, eher extensiv 

bewirtschafteter Streuwiesen und 

Weiden) und dem flächenbezogenen 

Abfluss eines mittleren jährlichen 

Hochwassers gab. Die einfache Formel 

«Wald = Hochwasserschutz» greift 

damit zu wenig weit. Unter anderem 

ist die Waldwirkung auf Spitzenabflüsse 

abhängig von der Intensität 

des Niederschlagsereignisses (Beschta 

et al. 2000), der alternativen Landnutzungsform, 

und der Waldbewirtschaftung. 

So zeigte Moeschke (1998), dass 

eine Entwaldung um 40 Prozent bei 

Femelschlag den Spitzenabfluss um 30 

Prozent erhöhte während die einzelbaumweise 

Entnahme von 40 Prozent 

der Bäume zu keiner Änderung des 

Abflussgeschehens führte. Nach heutigem 

Kenntnisstand muss die Hochwasserschutzwirkung 

standortspezifisch 

beurteilt werden indem sowohl 

der Baumbestand (Arten-, Alters- und 

räumliche Struktur) wie auch Bodeneigenschaften 

und Niederschlagscharakteristiken 

integrativ beurteilt werden. 

Generell geht man davon aus, 

dass die positive Wirkung des Waldes 

auf die Wasserretention auf gehemmt 

durchlässigen, mittel- bis tiefgründigen 

Böden maximal ist während Wälder 

auf sehr durchlässigen oder stark 

vernässten Böden den Wasserrückhalt 

kaum beeinflussen (Lüscher und Zürcher 

2003). 2005 wurde die Wegleitung 

«Nachhaltigkeit und Erfolgskontrolle 

im Schutzwald» (NaiS, Frehner et al. 

2005) publiziert. Die Autoren definierten 

für alle relevanten Waldstandortstypen 

einen die Schutzwirkung maximierenden 

Idealzustand bezüglich der 

Baumartenmischung, des Waldgefüges 

und der Verjüngung. Diese Bestandesparameter 

wirken sich vor allem auf 

die Durchwurzelungssituation und 

damit auf die durch Wurzeln gebildeten 

Poren aus, die ein massgeblicher 

Faktor bei Infiltrationsvorgängen sein 

können (Li und Ghodrati 1994; Lange 

et al. 2009). Hier präsentieren wir


Die Zeitreihen der volumetrischen 

Wassergehalte wurden nach einem 

Ansatz von Germann et al. (2007) ausgewertet. 

Es wird davon ausgegangen, 

dass Wasser in Form von Wasserfilmen 

laminar entlang von Porenwänden 

fliesst. Dabei muss die Pore nicht 

in ihrem ganzen Durchmesser Wasser 

führen. In diesem Stokes-Fluss Ansatz 

beschleunigt die Gravitation den Wasserfluss, 

während die Viskosität des 

Wassers den gravitativen Kräften entgegenwirkt. 

Damit ist die Interpretation 

der Ergebnisse auf einen bestimmten 

Bodenwassergehalt limitiert, bei 

dem kleinere Poren bereits gesättigt 

sind und grössere Poren als Fliesswege 

dienen. Diese Verhältnisse sind 

typisch für Wasserfluss in präferenziellen 

Fliesspfaden wie zum Beispiel in 

Makroporen. Ein Wasserfilm ist definiert 

durch seine Mächtigkeit (Filmdicke 

F) sowie seine Kontaktlänge L 

mit den festen Bodenbestandteilen in 

der horizontalen Ebene. Dabei ist L ein 

Mass für die Porosität, welche am Wasserfluss 

beteiligt ist. Die Kontaktlänge 

kann mit der Wurzeldichte verglichen 

werden, um zu untersuchen inwieweit 

Wurzeln den hydrologisch aktiven 

Porenraum bilden. Ausgangspunkt der 

Analysen sind aufgezeichnete Wassergehaltsmessungen. 

Aus dem Zeitpunkt 

des ersten Anstieges des Wassergehaltes 

bei der Beregnung (Ankunftszeit 

der Feuchtefront) lässt sich die Filmdidie 

Ergebnisse und Schlussfolgerungen 

langjähriger Untersuchungen über den 

Zusammenhang zwischen der Durchwurzelung 

und Wasserhaushaltsgrössen 

bei kurzen Starkniederschlägen in 

voralpinen Schutzwäldern auf ge hemmt 

durchlässigen, mittel bis tiefgründigen 

Böden im Flyschgürtel wo eine grosse 

Wirkung des Waldes auf das Abflussgeschehen 

erwartet werden kann. 

2 Methoden 

2.1 Untersuchungsgebiet und 

Experimente 

Die Untersuchungen wurden in voralpinen 

Hochwasserschutzwäldern im 

Gantrischgebiet (Kt. Bern) in Höhenlagen 

zwischen rund 880 und 1000 m 

ü. M. in Waldstandortstypen (WST) 46 

(Typischer Heidelbeer-Tannen-Fichten 

wald), 49 (Schachtelhalm-Tannen- 

Fich tenwald) und 19f (Waldsimsen- 

Tannen-Buchenwald auf Pseudogley) 

durchgeführt. Die Böden wurden als 

Pseudogleye, Gleye beziehungsweise 

vergleyte und pseudovergleyte Braunerden 

klassiert (vgl. Zimmerman et al. 

2006). Zur Erfassung der bodenhydrologischen 

Parameter wurden intensive 

(70 mm h –1 ), kurzzeitige (1 Std.), kleinflächige 

Beregnungen (1 m 2 ) durchgeführt. 

Oberflächenabfluss konnte nicht 

beobachtet werden. Eine dreimalige 

Wiederholung der Beregnung pro 

Standort diente dazu, unterschiedliche 

Ausgangswassergehalte im Boden zu 

simulieren. Der Abstand zwischen den 

Beregnungen betrug rund 23 Stunden. 

Während den Beregnungsexperimenten 

wurden mittels TDR- beziehungsweise 

FDR-Sonden die volumetrischen 

Wassergehalte in einer zeitlichen Auflösung 

von 60 s aufgezeichnet. Pro 

Standort wurden fünf Sonden in unterschiedlichen 

Tiefen eingesetzt. Nach 

diesen Experimenten wurden an denselben 

Positionen, an welchen die 

Wassergehaltssonden platziert waren, 

Bohrproben entnommen (0,1 m Durchmesser) 

aus welchen die Wurzeln separiert 

und anschliessend mittels der 

Software «whinRHIZO» digital vermessen 

wurden. In den Waldstandortstypen 

46 und 49 wurden insgesamt 16 

Standorte beregnet, im Waldstandortstyp 

19f deren zehn. Die Abstände zur 

Stammbasis der Bäume betrug ungefähr 

1 m mit Ausnahme von drei Plots 

im WST 46 und 49 wo der Abstand 

maximal 3,5 m war. 

Die Bodeneigenschaften der Untersuchungsflächen 

waren relativ homogen, 

es konnten keine signifikanten 

Unterschiede in der Bodenart, der 

Lagerungsdichte und dem pH-Wert 

festgestellt werden: Der Sandanteil 

der Horizonte lag zwischen 17,5 und 

73,1 Prozent, der Schluffanteil 16,4 bis 

48,6 Prozent und der Tonanteil betrug 

8,6 bis 34,6 Prozent. Die Lagerungsdichten 

im Oberboden waren zwischen 

0,65 und 1,0 g cm –3 , im Unterboden 

zwischen 0,79 und 1,6 g cm –3 . Details zu 

den Bodeneigenschaften sind in Lange 

et al. (2013) zu finden. Ein Vergleich 

zwischen den WST ist damit zulässig. 

2.2 Theorie 

cke F berechnen. Unter Einbezug des 

volumetrischen Wassergehaltes kann 

die Kontaktlänge L bestimmt werden. 

Ein detaillierter Beschrieb der theoretischen 

Hintergründe ist in Germann 

et al. (2007) zu finden. 

3 Resultate 

3.1 Vergleich der Wurzeldichten 

Die WST 46 und 49 waren im Untersuchungsgebiet 

räumlich eng verzahnt, 

weshalb diese Waldstandortstypen 

hier, trotz unterschiedlichem Mikrorelief, 

zusammenfassend als Tannen-Fichtenwälder 

dem WST 19f mit höherem 

Buchenanteil gegenüber gestellt werden. 

Als vergleichbares Mass für die 

Wurzeldichte diente die Wurzellänge 

pro Bodenvolumen RL in cm cm –3 . 

Rund 90 Prozent der Gesamtwurzellänge 

wurden durch Feinwurzeln mit 

einem Durchmesser von unter 2 mm 

gebildet. Erwartungsgemäss nahm 

die Wurzeldichte mit zunehmender 

Bodentiefe infolge der Zunahme der 

Vernässungsgrade der Horizonte ab. 

Im Tannen-Buchenwald (WST 19f) 

war die Durchwurzelung generell ausgeprägter 

als in Tannen-Fichtenwäldern 

(WST 46, 49), auch wenn sich 

die durchschnittlichen Durchwurzelungsdichten 

zwischen den Standorten 

infolge einiger sehr hohen Wurzeldichten 

im Oberboden der WST 46, 49 

nur geringfügig unterschieden. Insbesondere 

im Tiefenbereich von 0,2 bis 

0,8 m, d. h. in nicht und schwach vernässten 

Unterbodenhorizonten war 

der WST 19f intensiver durchwurzelt, 

was mit dem höheren Deckungsgrad 

der Buchen erklärt werden kann die 

über Herzwurzelsysteme verfügen die 

mittlere Bodentiefen intensiver durchwurzelt 

(Abb. 1). 

Werden nicht die Tiefenbereiche 

zum Vergleich der Wurzeldichten herangezogen 

sondern morphologische 

Bodenhorizonten, ergibt sich ein leicht 

anderes Bild. Bei dieser Betrachtungsweise 

waren nicht hydromorphe Oberbodenhorizonte 

in den WST 46, 49 

intensiver durchwurzelt als der WST 

19f, was mit der stärkeren Verbreitung 

der bekanntermassen flachwurzelnden 

Fichte zusammenhängen dürfte.


3.2 Infiltration 

Wurzeldichte WST 46 und 49 

Wurzeldichte WST 19f 

Der Unterschied zwischen dem Wassergehalt 

unmittelbar vor der Beregnung 

und dem maximalen Wassergehalt 

während der Beregnung, die Amplitude 

der Infiltration v I , ist ein Mass 

für das Infiltrationsvermögen. Die hier 

präsentierten Ergebnisse stammen 

ausschliesslich von der dritten Beregnung. 

Der Grund liegt darin, dass während 

der dritten Beregnung ein vergleichbares 

Porengrössenspektrum 

hydrologisch aktiv war. Während den 

ersten zwei Beregnungen wurden kleinere 

Poren kapillar gesättigt und das 

Wasser darin immobilisiert. Der Wasserfluss 

der dritten Beregnung fand primär 

in grösseren Poren statt in denen 

Gravitation als massgebende Kraft 

angenommen werden kann und der 

angewandte theoretische Ansatz gültig 

ist. Die Amplitude der Infiltration 

war bis in 0,2 m Tiefe in den WST 46, 

49 höher als im WST 19f. Zwischen 0,2 

und 0,8 m verfügte dagegen der WST 

19f über eine deutlich höhere v I die 

sich erst zwischen 0,8 und 1,0 m wieder 

anglich (Abb. 2). Das bedeutet, 

dass die Wasseraufnahme in den WST 

46, 49 bei einem kurzzeitigen Starkniederschlagsereignis 

vor allem auf die 

obersten Bodenhorizonte, in der Regel 

der Ah-Horizont, beschränkt war und 

kaum Tiefensickerung stattfand während 

im WST 19f auch der Unterboden 

als Speicherraum zur Verfügung stand. 

Der erwähnte Stokes-Fluss Ansatz 

erlaubte nun eine genauere Analyse 

der Geometrie des Wasserflusses: 

Eine Veränderung der Amplitude der 

Infiltration kann entweder durch Veränderungen 

der Wasserfilmdicke F 

oder durch eine Variation der wasserführenden 

Porosität (Kontaktlänge L) 

erfolgen. Zur Berechnung von L und F 

ist eine Zunahme des Wassergehaltes 

infolge der Beregnung nötig. Aufgrund 

des geringen Umfanges der Stichproben 

welche diese Bedingung in Bodentiefen 

unterhalb von 0,8 m erfüllten, 

wurde in diesem Tiefenbereich auf die 

Berechnung der Wasserflussgeometrie 

verzichtet. Wie Abbildung 3 zeigt, 

war die Filmdicke bei vertikaler Infiltration 

im WST 46, 49 über die ganze 

Bodentiefe relativ konstant. Das 

bedeutet aufgrund der Theorie, dass 

auch die Geschwindigkeit der sich vertikal 

nach unten bewegenden Feuchte- 

Abb. 1. Durchschnittliche 

Wurzeldichten 

der WST 46, 49 im Vergleich 

zum WST 19f 

in unterschiedlichen 

Bodentiefen. Die Fehlerbalken 

zeigen ± ein 

Standardfehler. 

Abb. 2. Durchschnittliche 

Amplituden der 

Infiltration v I der WST 

46, 49 und des WST 19f 

in unterschiedlichen 

Bodentiefen. Die Fehlerbalken 

zeigen ± ein 


Tiefenbereich, m 

1,0−0,8 0,8−0,6 0,6−0,4 0,4−0,2 0,2−0,0 


1,0−0,8 0,8−0,6 0,6−0,4 0,4−0,2 0,2−0,0 

front relativ stabil war und Änderungen 

der Amplitude der Infiltration 

primär durch verändertes wasserführendes 

Porenvolumen bedingt waren. 

Demgegenüber nahm die Filmdicke 

im WST 19f mit zunehmender Bodentiefe 

zu. Eine mögliche Erklärung 

dazu sind zusammenfliessende Wasserfilme 

aufgrund einer mit der Tiefe 

abnehmenden (Makro-)Porosität analog 

eines Trichters. Die Kontaktlänge 

nahm in den WST 46, 49 mit zunehmender 

Bodentiefe deutlich ab. Dieser 

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 

−3 

Wurzeldichte, cm cm 

Amplitude Infiltration 

WST 46 und 49 

0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 

Amplitude Infiltration, m 3 m −3 

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 

Wurzeldichte, cm cm −3 

Amplitude Infiltration 

WST 19f 

0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 

Amplitude Infiltration, m 3 m −3 

Trend war auch im WST 19f ersichtlich, 

allerdings weniger deutlich ausgeprägt 

(Abb. 4). Veränderungen in der Infiltrationskapazität 

über die Bodentiefe 

waren damit in den WST 46, 49 in einer 

Abnahme der wasserführenden Porosität 

begründet während im WST 19f 

sowohl die Kontaktlänge L wie auch 

die Filmdicke F variierten und damit zu 

einem weniger einheitlichen Bild führten.


Filmdicke F WST 46 und 49 

Filmdicke F WST 19f 

Kontaktlänge L WST 46 und 49 

Kontaktlänge L WST 19f 


0,8−0,6 0,6−0,4 0,4−0,2 0,2−0,0 


0,8−0,6 0,6−0,4 0,4−0,2 0,2−0,0 

0 0,00001 0,00003 

0 0,00001 0,00003 

Filmdicke F, m 

Filmdicke F, m 

Abb. 3. Durchschnittliche Filmdicken F der WST 46, 49 und 19f 

verschiedener Tiefenbereiche. Die Fehlerbalken zeigen ± ein 


0 2000 4000 6000 8000 

Kontaktlänge L, m m −2 

0 2000 4000 6000 8000 


Abb. 4. Durchschnittliche Kontaktlängen L der WST 46, 49 und 

19f verschiedener Tiefenbereiche. Die Fehlerbalken zeigen ± ein 


3.3 Wurzeln und vertikale 

Infiltration 

Um den Einfluss der Wurzeln auf die 

Infiltration zu eruieren, wurde eine 

multiple Regressionsanalyse durchgeführt. 

Als Inputvariablen dienten die 

Lagerungsdichten, die Wurzeldichten 

und die Bodenart (prozentuale 

Anteile von Sand, Schluff und Ton). 

Im WST 19f konnte damit die Amplitude 

der Infiltration nicht zufriedenstellend 

erklärt werden. Es scheint, als 

ob an diesem Standort weitere, nicht 

erfasste Faktoren den Wasserfluss im 

Boden beeinflussten. Mögliche makroporenbildende 

Prozesse sind zum Beispiel 

Gefrier- und Tauzyklen, Quellen 

und Schrumpfen tonhaltiger Bodenbestandteilen 

(Romkens und Prasad 

2006) oder die Wühltätigkeit von 

Bodentieren (Lamande et al. 2003). 

Dagegen zeigte sich im WST 46, 49 

klar, dass die Amplitude der Infiltration 

bei hohem Bodenwassergehalt primär 

durch Wurzeln bestimmt wurde 

(R 2 zwischen RL und v I 0,43). Der 

Einbezug der weiteren Variablen verbesserte 

das Modell nur marginal. Da 

die Fimdicke F in diesem WST über 

die Bodentiefe relativ konstant war, 

be einflussten die Wurzeln vor allem 

die Kontaktlänge L und damit den an 

der Infiltration beteiligte Porenraum 

(Abb. 5). 

Damit konnte nachgewiesen werden, 

dass in gewissen Hochwasserschutzwäldern 

mit vernässten Horizonten ein 

Zusammenhang zwischen der Wurzeldichte 

und der wasserführende Porosität 

besteht. Die Ergebnisse von zahlreichen 

anderen Studien lassen den 

Schluss zu, dass Wurzeln die Infiltration 

tatsächlich massgeblich erhöhen 

kann und nicht nur eine Folge der örtlich 

höheren Porosität sind. So wiesen 

Abb. 5. Horizontspezifische 

Wurzeldichte vs. 

Kontaktlänge der WST 

46, 49 und des WST 

19f. R 2 WST 46, 49: 

0,43; R2 WST 19f: 0,26. 

Wurzeldichte RL, cm cm −3 

RL vs. L WST 46 und 49 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 

0 5000 15000 


zum Beispiel Meek et al. (1989) nach, 

dass sich die Infiltrationsrate eines 

gepflügten und mit Luzerne bewachsenen 

Standortes aufgrund des durch 

Wurzeln gebildeten Porenraumes 

innerhalb von vier Jahren etwa verdoppelte. 

Detaillierte Ergebnisse zum 

Zusammenhang zwischen der Infiltration 

und der Durchwurzelung in Waldböden 

sind in Lange et al. (2010) zu 

finden. 

RL vs. L WST 19f 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 

0 5000 15000 

Kontaktlänge L, m m −2


3.4 Wurzeln und lateraler Fluss 

Lateraler Fluss im Boden ist ein wichtiger 

abflussbildender Prozess in Einzugsgebieten 

mit geringer Bodenmächtigkeit 

oder dichten Bodenhorizonten 

oberhalb derer Wasser lateral hangabwärts 

fliessen kann. Wurzeln können 

lateralen Abfluss im Boden begünstigen 

indem sie durch die hangparallele 

Ausbildung von Poren ein laterales 

präferenzielles Fliessnetz generieren 

können (z. B. Noguchi et al. 1999). 

Dadurch können Wurzeln auch dazu 

beitragen, dass die Volumenflussdichte 

des lateralen Abflusses bei konstanter 

Niederschlagsintensität zunimmt. 

Dieser Prozess kann die Hochwasserschutzfunktion 

von Wäldern zumindest 

teilweise mindern. Als Beispiel 

sei hier das Ergebnis eines hydrologischen 

Modells gezeigt, dass den vertikalen 

Stokes-Fluss Ansatz von Germann 

et al. (2007) um lateralen Fluss 

erweitert. In diesem Ansatz wird gravitativer 

Fluss angenommen, kapillare 

Kräfte und Oberflächenabfluss werden 

nicht berücksichtigt. Die Aussagekraft 

beschränkt sich damit auf einen Wassergehalt 

zwischen Sättigung und der 

Feldkapazität. Ziel der Untersuchung 

war es, den Ausfluss am unteren Ende 

eines Hanges für verschiedene laterale 

Porositäten, und damit unterschiedliche 

lateralen Wurzeldichten, zu modellieren. 

Als Modell diente ein virtueller 

Hang mit einer Neigung von 30 °, 

beliebiger Breite der während 1 h mit 

70 mm h –1 beregnet wird. Zudem wurde 

in 0,5 m Tiefe eine Stauschicht oder 

anstehender Fels angenommen. Entlang 

diesem Infiltrationshindernis floss 

das Wasser lateral hangabwärts. Es 

wurde weiter davon ausgegangen, dass 

die Wurzeldichte nur die wasserführende 

Porosität (Kontaktlänge L) beeinflusste 

während die Filmdicke F konstant 

blieb da Hincapié und Germann 

(2009b) nachwiesen, dass F primär von 

der Niederschlagsintensität abhängt 

und kaum von lokalen Bodeneigenschaften 

beeinflusst ist. Im Modell wurde 

daher der Mittelwert der Filmdicken 

aller WST in einer Bodentiefe 

von 0,4 bis 0,6 m verwendet (F = 1,755 

× 10 –5 m) während die Kontaktlängen 

WST-spezifisch über dieselbe Bodentiefen 

gemittelt wurden. Daraus resultierte 

L = 1669 m m –2 im WST 46, 49 

und L = 4022 m m –2 im WST 19f. Damit 

Ausfluss, m 3 s −1 m −1 

0,00000 0,00005 0,00010 0,00015 0,00020 

Theoretischer Ausfluss pro m Hangbreite 

0 5000 10000 15000 20000 

wurde angenommen, dass die durch 

Wurzeln gebildete vertikale Porosität 

auch der lateralen Porosität entspricht. 

Abbildung 6 zeigt den erwarteten Ausfluss 

pro m Hangbreite. Eine höhere 

Wurzeldichte führte zu höherem Ausfluss 

am Hangende. Im hier gezeigten 

Beispiel resultierte eine Erhöhung der 

Wurzeldichte um einen Faktor von 2,4 

zu einer Erhöhung des Spitzenausflusses 

um denselben Faktor. Unter der 

Annahme, dass die Filmdicke konstant 

war, war der Spitzenausfluss aus 

dem Hangsegment also linear abhängig 

von der lateralen Porosität die auch 

durch Wurzeln erhöht werden kann. 

Die Begründung liegt darin, dass die 

Volumenflussdichte gemäss Theorie 

eine Funktion von F in der dritten 

Potenz und L (linear) ist. Da F nur von 

der Niederschlagsintensität abhängig 

ist, hängt die Volumenflussdichte bei 

gleichbleibender Intensität des Niederschlages 

linear von L ab. 

Damit kann davon ausgegangen werden, 

dass lateral verlaufende Wurzeln 

den hangparallelen Fluss erhöhen und 

Zeit, s 

WST 46 und 49 

WST 19f 

Abb. 6. Modellierter Ausfluss aus einem Hang bei einer Niederschlagsdauer von 3600 s und 

einer Intensität von 70 mm h -1 . Tiefe der Stauschicht: 0,5 m; Hangneigung: 30 °; Filmdicke F: 

1,755 × 10 –5 m; Kontaktlänge L: 1669 m m –2 (WST 46, 49) bzw. 4022 m m –2 (WST 19f). Kein 

Oberflächenabfluss, rein gravitativer Fluss in grösseren Poren. 

damit die Schutzwirkung der Wälder 

vermindern können. Diese Schlussfolgerung 

muss allerdings relativiert werden 

wenn die Fliessdistanz des Wassers 

zwischen dem Beginn des Niederschlags 

und dem Spitzenabfluss berücksichtigt 

wird. Wenn angenommen wurde, dass 

das Wasser vertikal bis zur Stauschicht 

floss und sich anschliessend lateral daran 

entlang bewegte, resultierte eine 

laterale Fliessdistanz bis zum Zeitpunkt 

des Spitzenabflusses (3828 s nach Niederschlagsbeginn) 

von gerade einmal 

2,7 m bei einem Niederschlagereignis 

von 1 Stunden Dauer und einer Intensität 

von 70 mm h –1 . Die abflussbeitragende 

Fläche beim Spitzenabfluss erstreckte 

sich damit maximal 2,7 m seitlich vom 

Gewässer hangaufwärts. Weiter entfernte 

Flächen wurden erst zu einem späteren 

Zeitpunkt abflusswirksam wenn 

die Volumenflussdichte der gerinnenahen 

Flächen bereits wieder abnimmt 

und sich damit der Ausfluss aus dem 

Hang verringert. Damit kann auch die 

Wirkung von durch Wurzeln gebildeten 

lateralen Poren auf den Spitzenabfluss


relativiert werden, da unsere Modellierung 

zeigte, dass diese nur sehr gerinnenah 

oder bei sehr lang anhaltenden Niederschlägen 

von hydrologischer Bedeutung 

waren. Wurde dagegen ein längerer 

Zeitrahmen betrachtet, erhöhte sich die 

Grösse der abflussbeitragenden Fläche. 

So war nach 10 Stunden eine Distanz 

von etwa 11,3 m hangaufwärts am Ausfluss 

beteiligt wobei dann der Ausfluss 

nur noch etwa 28 Prozent des Spitzenabflusses 

betrug. Hinzu kommt, dass in 

realen Böden Wasser von präferenziellen 

Fliesspfaden in kleinere Poren abstrahiert 

wird und kurz bis mittelfristig 

durch Kapillarkräfte gebunden werden 

kann (Hincapie und Germann 2009a) 

was den lateralen Abfluss weiter vermindern 

wird. 

Auch wenn eine hohe Wurzeldichte 

den lateralen Fluss im Boden erhöhen 

kann, sei an dieser Stelle ausdrücklich 

darauf hingewiesen, dass die Verminderung 

oder Verhinderung des Oberflächenabflusses 

ein zentrales Ziel der 

Hochwasserschutzfunktion des Waldes 

sein sollte. Damit kann einerseits eine 

schnelle Abflussantwort der Gewässer 

verzögert, andererseits der Boden als 

potentieller Zwischenspeicher erst zur 

Verfügung gestellt werden. Oberflächenabfluss 

erreicht Geschwindigkeiten 

von bis zu 10 cm s –1 (Wohlrab et al. 

1992), während sich Fliessgeschwindigkeiten 

in präferenziellen Fliesspfaden 

im Boden meist zwischen 0,01 bis 0,5 cm 

s –1 (Germann und Hänsel 2006) bewegen. 

Dies führt bereits zu einer deutlichen 

Verzögerung des Abflusses. Eine 

durch Wurzeln erwirkte höhere Infiltration 

vergrössert auch den Speicherraum 

im Boden, die Wasseraufnahmekapazität 

kann gesteigert werden. Die positiven 

Auswirkungen erhöhter Durchwurzelungsdichten 

auf die vertikale 

Infiltration überwiegen damit bei weitem 

und überkompensieren die negativen 

Effekte bezüglich des Hochwasserschutzes 

aufgrund potentiell höherer 

lateraler Fliessgeschwindigkeiten. 

3.5 Klimaänderung und Schutzwirkung 

renzkraft heute verbreitete Arten teilweise 

verdrängen. Damit geht auch 

eine Veränderung der Durchwurzelungssituation 

und der Schutzwirkung 

einher. Um die daraus resultierenden 

Konsequenzen abzuschätzen wurde ein 

Szenario verwendet, bei dem Buchen 

infolge der Klimaänderung vermehrt 

in heutige Hochwasserschutzwälder 

des WST 46 einwandern und vor allem 

Fichten verdrängen werden (Brzeziecki 

et al. 1995). Es wurde angenommen, 

dass sich die Wurzeldichte im heutigen 

WST 46 mit dem Einwachsen der 

Buche zukünftig zu derjenigen verändern 

wird, wie sie heute im WST 19f 

typisch ist. Aufgrund der Korrelation 

zwischen der Wurzeldichte und der 

Amplitude der Infiltration liess sich 

anschliessend abschätzen, wie sich die 

Wasserspeicherkapazität mit einem 

höheren Anteil der Buchen voraussichtlich 

ändern würde. Details der 

Berechnungsgrundlage sind in Lange 

et al. (2013) zu finden. Aufgrund 

der tendenziell höheren Wurzeldichte 

im WST 19f kann von einer höheren 

Wasserspeicherkapazität ausgegangen 

werden. In den obersten 10 cm des 

Bodens ist eine leichte Abnahme des 

Wasserspeichervermögens zu erwartet, 

da hier die Wurzeldichte in den WST 

46, 49 durchschnittliche höher war als 

Zusätzlicher Wasserspeicher WST 19f 


1,0−0,8 0,8−0,6 0,6−0,4 0,4−0,2 0,2−0,0 

im WST 19f. Dagegen wird in mittleren 

Bodentiefen zwischen rund 0,1 und 

0,8 m eine Zunahme der Wasseraufnahmekapazität 

erwartet (Abb. 7). 

Der zusätzliche Wasserspeicherraum 

summiert sich über eine Bodentiefe 

von einem Meter auf rund 9 mm, 

was im Untersuchungsgebiet rund 15 

Prozent eines einstündigen Extremniederschlagereignisses 

mit einer Wiederkehrperiode 

von 100 Jahren entspricht. 

Auch wenn dieses Ergebnis 

zeigt, dass der Wasserspeicherraum 

im heutigen WST 46 mit einem höheren 

Buchenanteil vergrössert wird, 

kann trotzdem nicht von einer generellen 

Verbesserung der Hochwasserschutzfunktion 

ausgegangen werden, 

da die Klimaerwärmung auch intensivere 

Niederschlagsereignisse mit sich 

bringen könnte (OcCC/ProClim 2007). 

Zudem wurde nur ein WST untersucht 

und die Folgen potentieller, klimatisch 

bedingter Artenwechseln auf das Wasserspeichervermögen 

von Böden anderer 

WST sind weitgehend unbekannt. 

Die Ergebnisse sind repräsentativ für 

kurzzeitige Starkniederschlagsereignisse 

bei hoher Bodenfeuchte im nordalpinen 

Flyschgürtel mit Tannen-Fichtenwäldern 

und in Höhenlagen wo die 

Buche die Fichte voraussichtlich stark 

konkurrieren wird. 

Die globale Erwärmung wird die Baumartenzusammensetzung 

in gewissen 

Höhenstufen verändern. Frostempfind 

liche Arten können höhere Lagen 

be stocken und aufgrund ihrer Konkur- 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 

Zusätzlicher Wasserspeicher, mm 

Abb. 7. Zusätzlicher Wasserspeicher (Amplitude der Infiltration) in mm wenn die Buche im 

WST 46 infolge der Klimaerwärmung dominanter wird.


4 Der ideale Hochwasserschutzwald 

Hochwasserschutzwälder stocken vielerorts 

auf vernässten Böden die bei 

stärkeren Niederschlagereignissen und 

höheren Bodenwassergehalten zur Bildung 

von Oberflächenabfluss neigen. 

Ein wichtiges Schutzziel dieser Wälder 

ist die Erhöhung der Infiltrationskapazität 

und des Wasserspeichervermögens 

des Bodens. Unsere Studien weisen 

klar daraufhin, dass Wurzeln das 

Infiltrationsvermögen und die Wasserspeicherkapazität 

von Böden massgeblich 

verbessern können. Das Ziel im 

Hochwasserschutzwald sollte deshalb 

eine in allen Dimensionen möglichst 

hohe Wurzeldichte sein, die auch vernässte 

Horizonte einbezieht und grössere 

Lücken in der Durchwurzelung 

des Bodens ausschliesst. Damit kann 

auch eine vorhandene Stauschicht 

erschlossen werden und potentielle 

laterale Fliesspfade entlang der Stauschicht 

können unterbrochen werden. 

Verschiedene Studien haben gezeigt, 

dass bei einzelbaumweiser Baumartenmischung, 

bei gleichzeitigem Vorhandensein 

unterschiedlicher Altersstufen 

und bei einer Mischung von eher 

flach- und tiefwurzelnder Arten eine 

maximale Durchwurzelungsintensität 

über den gesamten potentiellen Wurzelraum 

erreicht wird (Fölster et al. 

1991; Schmid und Kazda 2002). Daraus 

können folgende Anforderungen an 

Hochwasserschutzwäldern auf vernässten 

Böden abgeleitet werden: 

1. Der Bestand soll über eine einzelbaumweise 

Artenmischung verfügen. 

2. Die Baumarten sollen über unterschiedliche 

Wurzelsysteme verfügen 

(Flach-, Herz- und Pfahlwurzeln) 

um den gesamten potentiellen Wurzelraum 

optimal zu erschliessen. 

3. Mindestens eine Baumart, idealerweise 

die am tiefsten wurzelnde, 

sollte auch in teilweise anaeroben 

Bodenhorizonten wurzeln können. 

4. Unterschiedliche Altersstufen sollten 

gleichzeitig vorhanden sein. Nebst 

einer Erhöhung der Wurzeldichte 

kann damit auch eine ausreichende 

Verjüngung und die nötige Bestandesstabilität 

sichergestellt werden. 

Diese Erkenntnisse decken sich mit 

denen von Frehner et al. (2005), die 

in der Wegleitung «Nachhaltigkeit 

und Erfolgskontrolle im Schutzwald» 

(NaiS) Zielgrössen bezüglich der 

Artenmischung, Bestandesstruktur und 

Verjüngung für schutzrelevante Waldstandortstypen 

definiert haben. Die 

Autoren fordern generell eine naturnahe, 

stufige Bestockung mit hohem 

Deckungsgrad um den Wurzelraum 

optimal zu erschliessen und damit die 

Schutzwirkung zu optimieren. Frehner 

et al. (2005) stellen zudem Unterlagen 

zur Verfügung, um den aktuellen 

Zustand der Schutzwälder zu erfassen 

und daraus waldbauliche Massnahmen 

zur Optimierung der Schutzfunktion 

abzuleiten. 

Die Wirkung der Hochwasserschutzwälder 

beruht einerseits auf der Porosität 

des Bodens welche massgeblich 

durch Wurzeln gebildet wird, andererseits 

aber auch auf erhöhten Interzeptions- 

und Transpirationraten von 

Wäldern gegenüber offener Vegetation. 

Das führt dazu, dass der Boden vor 

einem Niederschlagereignis trockener 

sein kann und damit ein höheres Speichervermögen 

aufweist. Die hier präsentierten 

Studien befassten sich vor 

allem mit der Wirkung von Wurzeln 

auf die Infiltration. Um die Waldwirkung 

auf den Hochwasserschutz umfassend 

zu untersuchen, müssten auch die 

Interzeption und Transpiration berücksichtig 

werden. Bei der Transpiration 

von Bäumen wird, je nach Durchwurzelungstiefe, 

Wasser aus unterschiedlichen 

Bodentiefen entnommen. Auch 

bei diesem Prozess sind damit Wurzeln 

von zentraler Bedeutung und eine 

Abschätzung der Auswirkungen der 

Transpiration auf den Bodenwassergehalt 

und potentiellen Wasserspeicher 

bedingt Kenntnisse über die standortstypische 

Durchwurzelungssituation. 

Generell existieren bislang nur wenige 

Daten zur vertikalen und lateralen 

Durchwurzelung verschiedener WST. 

Dies ist primär darin begründet, dass 

die Erfassung der Durchwurzelungssituation 

zeitraubend ist und die Ergebnisse 

aufgrund der Inhomogenität der 

Böden und Bestände nur unter Vorbehalten 

auf andere Standorte übertragen 

werden können. Möglicherweise 

bieten sich hier Wurzelmodellierungen 

an, wie sie zum Beispiel von Schwarz 

et al. (2010) durchgeführt wurden. Ein 

besserer Kenntnisstand über Dichten 

und räumliche Verteilungen von Wurzeln 

liesse eine Verbesserung hydro- 

logischer Modelle zu und würde auch 

in anderen Gebieten, wie zum Beispiel 

der Modellierung von Trockenstressrisiken 

aufgrund der Klimaerwärmung, 

entscheidend zur Verbesserung von 

Vorhersagemodellen beitragen. 

Einige offenen Fragen, in welcher 

Weise und unter welchen Umständen 

der Wald einen Beitrag zum Hochwasserschutz 

leisten kann, wurden in den 

letzten Jahren beantwortet. Allerdings 

bereitet es nach wie vor Schwierigkeiten, 

daraus allgemeine Zusammenhänge 

abzuleiten da sowohl die Vorfeuchte 

des Bodens, die Bodeneigenschaften, 

Niederschlagscharakteristiken und 

Bestandesparameter hochvariabel sind. 

Für die Praxis hat die Wegleitung von 

Frehner et al. (2005) auch nach neusten 

Erkenntnissen ihre Gültigkeit und 

bietet einen dem Stand des Wissens 

angepassten Rahmen, um die Hochwasserschutzwirkung 

von Wäldern 

abzuschätzen, zu erhalten und gegebenfalls 

mittels forstlicher Massnahmen 

zu verbessern. 

5 Danksagung 

Die Autoren bedanken sich bei Roger 

Köchli und Marco Walser von der Eidg. 

Forschungsanstalt WSL (Schweiz) und 

bei Andreas Bauer, Thomas Gräff und 

Irene Hahn von der Universität Potsdam 

(Deutschland) für die Hilfe bei 

der Feldarbeit. Philipp Mösch von der 

Waldabteilung 5 (Kt. Bern) hat uns bei 

der Suche nach Untersuchungsgebieten 

unterstützt und uns erlaubt, die Feldarbeiten 

durchzuführen. Die hier vorgestellten 

Forschungsarbeiten wurden 

durch die COST-Aktion E38 (Woody 

Root Processes), das Forschungsprogramm 

«Wald und Klimawandel» der 

Eidg. Forschungsanstalt WSL und des 

Bundesamtes für Umwelt BAFU sowie 

durch den Schweizerischen Nationalfonds 

finanziell unterstützt und ermöglicht.


6 Literatur 

Beschta, R.L.; Pyles, M.R.; Skaugset, A.E.; 

Surfleet, C.G., 2000: Peakflow responses 

to forest practices in the western cascades 

of Oregon, USA. J. Hydrol. 233: 102–120. 

Brzeziecki, B.; Kienast, F.; Wildi, O., 1995: 

Modeling potential impacts of climate-change 

on the spatial-distribution of 

zonal forest communities in Switzerland. 

J. Veg. Sci. 6, 2: 257–268. 

Burch, H.; Forster, F.; Schleppi, P., 1996: 

Zum Einfluss des Waldes auf die Hydrologie 

der Flysch-Einzugsgebiete des Alptals. 

Schweiz. Z. Forstwes. 147, 12: 925–937. 

Engler, A., 1919: Untersuchungen über den 

Einfluss des Waldes auf den Stand der 

Gewässer. Mitt. Schweiz. Zent.anst. forstl. 

Vers.wes. XII Band. 

Fölster, H.; Degenhardt, M.; Flor, T.; Lux, 

M., 1991: Untersuchungen zur Tiefendurchwurzelung 

und Durchwurzelungsintesität 

auf Braunerden-Pseudogleyen 

im Vorderen Hunsrück in Abhängigkeit 

von Baumart und Bestandesstrukturparametern. 

Mitt. Forstl. Vers.anst. Rheinland-Pfalz. 

19: 91–106. 

Frehner, M.; B. Wasser, B.; Schwitter, R., 


im Schutzwald. Bern, BUWAL. 

Gerber, B., 1989: Waldflächenveränderungen 

und Hochwasserbedrohung im Einzugsgebiet 

der Emme. Geogr. Bern. G33. 

Germann, P.F.; Hensel, D., 2006: Poiseuille 

flow geometry inferred from velocities of 

wetting fronts in soils. Vadose Zone J. 5: 

867–876. 

Germann, P.; Helbling, A.; Vadilonga, T., 

2007: Rivulet approach to rates of preferential 

infiltration. Vadose Zone J. 6: 

207–220. 

Hincapié, I.; Germann, P., 2009a: Length 

scale of abstraction from water content 

waves during gravity-driven viscous infiltration. 

Vadose Zone J. 8: 996–1003. 

Hincapié, I.; Germann, P., 2009b: Impact of 

initial and boundary conditions on preferential 

flow. J. Contam. Hydrol. 104: 

63–73. 

Lamande, M.; Hallaire, V.; Curmi, P.; 

Peres, G.; Cluzeau, D., 2003: Changes 

of pore morphology, infiltration and 

earthworm community in a loamy soil 

under different agricultural managements. 

Catena. 54, 3: 637–649. 

Lange, B.; Germann, P.; Lüscher, P., 2009: 

Significance of tree roots for preferential 

infiltration in stagnic soils. Hydrol. Earth 

Syst. Sci. 13: 1809–1821. 

Lange, B.; Germann, P.F.; Lüscher, P., 2010: 

Einfluss der Wurzeln auf das Wasserspeichervermögen 

hydromorpher Waldböden. 

Schweiz. Z. Forstwes. 161: 510–516. 


Greater abundance of Fagus sylvatica in 

coniferous flood protection forests due to 

climate change: impact of modified root 

densities on infiltration. Eur. J. For. Res. 

132: 151–163. 

Li, Y. M.; Ghodrati, M., 1994: Preferential 

transport of nitrate through soil columns 

containing root channels. Soil Sci. Soc. 

Am. J. 58: 653–659. 

Abstract 

Tree roots and infiltration 

Since the 19 th century, it has been widely assumed that forests mitigate runoff 

because forest soils are thought to be more porous than soils outside the forest. 

Not until the 1980s, however, did the scientific community begin to discuss this 

forest hydrological paradigm seriously. Today it is no longer assumed that the mere 

existence of a forest is sufficient to mitigate runoff. A forest’s capacity for water 

retention depends on the characteristics of both its soil and forest stands. Several 

studies have shown that tree roots are relevant pore-generators in forest soils. 

Here we present the results of three research projects on the influence of roots on 

vertical and lateral water flow in forests soils of pre-alpine forests in Switzerland. 

The presence of tree roots in the soil was found to increase the soil’s infiltration 

and water storage capacity in the forest communities we investigated. Thus, water 

retention can be optimized through silvicultural interventions. A comparison of 

the root densities and water storage capacities in different forest stands indicated 

that the tree species shift from spruce- to beech-dominated mixed forests expected 

under climate change will probably increase slightly the water storage capacity in 

the soils of stands where this shift takes place. 

Lüscher, P.; Zürcher, K., 2003: Waldwirkung 

und Hochwasserschutz: Eine differenzierte 

Betrachtungsweise ist angebracht. 

Ber. Bayer. Landesanst. Wald 

Forstwirtsch. 40: 30–33. 

Meek, B.D.; Rechel, E.A.; Carter, L.M.; 

Detar, W.R., 1989: Changes in infiltration 

under Alfalfa as influenced by time 

and wheel traffic. Soil Sci. Soc. Am. J. 53: 

238–241. 

Möschke, H., 1998: Abflussgeschehen im 

Bergwald – Untersuchungen in drei be - 

wal deten Kleineinzugsgebieten im Flysch 

der Tegernseer Berge. Forstl. Forsch.ber. 

Münch. 169. 

Noguchi, S.; Tsuboyama, Y.; Sidle R.C.; 

Hosoda, I., 1999: Morphological characteristics 

of macropores and the distribution 

of preferential flow pathways in a 

forested slope segment. Soil Sci. Soc. Am. 

J. 63: 1413–1423. 

OcCC/ProClim (Hrsg.) 2007: Klimaänderung 

und die Schweiz 2050. Erwartete 

Auswirkungen auf Umwelt, Gesellschaft 

und Wirtschaft. Bern. 

Romkens, M.J.M.; Prasad, S.N., 2006: Rain 

Infiltration into swelling/shrinking/cracking 

soils. Agric. Water Manage. 86, 1–2: 

196–205. 

Röthlisberger, G., 1991: Chronik der 

Unwetterschäden in der Schweiz. Ber. 

Eidgenöss. Forsch.anst. Wald Schnee 

Landsch. 330 S. 

Schmid, I.; Kazda, M., 2001: Vertical distribution 

and radial growth of coarse roots 

in pure and mixed stands of Fagus sylvatica 

and Picea abies. Can. J. For. Res. – Rev. 

Can. Rech. For. 31: 539–548. 

Schwarz, M; Lehmann, P.; Or, D., 2010: 

Quantifying lateral root reinforcement in 

steep slopes – from a bundle of roots to 

tree stands. Earth Surf. Process. Landf. 35: 

354–367. 

Wohlrab, B.; Ernstberger, H.; Meuser, A.; 

Sokollel, V., 1992: Landschaftswasserhaushalt: 

Wasserkreislauf und Gewässer 

im ländlichen Raum; Veränderungen 

durch Bodennutzung, Wasserbau und 

Kul turtechnik. Hamburg / Berlin, Paul 

Parey. 335 S. 

Zimmermann, S.; Luster, J.; Blaser, P.; Walthert, 


der Schweiz. Band 3. Region Mittelland 

und Voralpen. Birmensdorf, Eidgenössische 

Forschungsanstalt WSL, Bern, Hep 

Verlag, 768 S. 

Keywords: infiltration, soil water flow, flood protection forests, tree roots, lateral 

subsurface flow, climate change


Die Bedeutung der Waldböden für Wassermenge 

und -qualität in Einzugsgebieten 

Karl-Heinz Feger 1 , Raphael Benning 1 und Andreas Wahren 1,2 

1 

Institut für Bodenkunde und Standortslehre, Technische Universität Dresden, Pienner Str. 19, D-01737 Tharandt, 

fegerkh@forst.tu-dresden.de, raphael.benning@tu-dresden.de 

2 

Dr. Dittrich & Partner Hydro-Consult GmbH, Gerlinger Strasse 4, D-01728 Bannewitz, Wahren@Hydro-Consult.de 

Am Beispiel längerfristiger hydrologischer und biogeochemischer Messungen und 

darauf gestützter Modellierung des Gebietswasserhaushalts wird für das Erzgebirge 

(Sachsen, Deutschland) der Einfluss der Waldböden auf wasserbezogene Ökosystemdienstleistungen 

verdeutlicht. Die Wasserqualität wird durch Überlagerung 

natürlicher Bodenprozesse (v.a. Podsolierung) und Nachwirkung der früher extrem 

hohen Schwefel-Belastung bestimmt. Problematisch aus Sicht der Wasserversorgung 

sind gelöste Huminstoffe, allerdings mit boden-/standortsabhängiger 

Differenzierung. Im Vergleich zur Agrarnutzung sind Stickstoff- und Phosphor- 

Austräge sehr gering. Simulationen mit Landnutzungsszenarien unterschiedlich 

grosser Waldanteile lassen erkennen, dass der Abfluss zurückgeht, die Hochwasserretention 

aber ansteigt. Künftige Herausforderungen für Wissenschaft und 

Planung liegen in einer stärkeren Verknüpfung von Wasserqualität und -menge. 

1 Hintergrund 

Wälder spielen im Wasserhaushalt von 

Landschaften eine bedeutende Rolle. 

Ein hoher Waldanteil im Einzugsgebiet 

gilt als Garant für eine gute Rohwasserqualität 

für die Trinkwasserversorgung. 

Waldbestockung wirkt sich günstig 

auf den Wasserrückhalt aus. Wasserschutz 

ist daher integraler Bestandteil 

einer am Prinzip der Nachhaltigkeit 

orientierten Waldbewirtschaftung. So 

formulierte bereits 1993 die Europäische 

Forstministerkonferenz in Helsinki 

(MCPFE 1993): «Die Methoden 

der Waldbewirtschaftung sollten angemessene 

Rücksicht auf den … Schutz 

der Qualität und Quantität des Wassers 

… und den Schutz gegen Hochwasser 

… nehmen.» Die Warschau-Konferenz 

(MCPFE 2007) widmete dem Thema 

«Wald und Wasser» sogar eine eigene 

Resolution. Darin wird gefordert, die 

Leistungen von Wäldern in Bezug auf 

Wassermenge und -qualität und den 

Hochwasserschutz zu bewerten und in 

ein System von Zahlungen von Ökosystemdienstleistungen 

zu integrieren, 

um die allgemeinen Schutzleistungen 

von Wäldern zu gewährleisten. 

Die Anforderungen an eine dem 

Management der Ressource Wasser 

angepasste Waldbewirtschaftung variieren 

regional und standörtlich. Im 

einen Fall steht das Wasserangebot, im 

anderen die Wasserqualität oder die 

Steuerung des Oberflächenabflusses im 

Vordergrund. Dabei geht es nicht allein 

um etablierte Waldflächen, sondern 

auch um solche, wo eine Waldbestockung 

geschaffen werden sollte, damit 

bestimmte Leistungen künftig besser 

erfüllt werden. Da Wasserwirtschaft 

jedoch auf wesentlich grösseren räumlichen 

Skalenebenen, meist für Flusseinzugsgebiete, 

abläuft als die forstliche 

(und selbstverständlich auch die 

landwirtschaftliche) Nutzung, ist häufig 

unklar, welche Effekte die Landnutzung 

beziehungsweise deren Änderung 

hat. Unklar ist meist auch, an welchem 

Ort im Einzugsgebiet wasserbezogene 

Ökosystemdienstleistungen entstehen 

und in welcher Menge, Intensität und 

zeitlicher Dauer sie einem Nutzer, das 

ist meist die Allgemeinheit, zur Verfügung 

gestellt werden und wie sich diese 

Leistungen durch verschiedenste Einflüsse 

verändern (Brauman et al. 2007). 

Die Gewinnung relevanter Informationen 

und der Skalentransfer sind 

daher wesentliche Aufgabe der (forst-) 

hydrologischen Forschung (vgl. Pilaš 

et al. 2010). Darüber hinaus gewinnen 

solche Informationen eine zunehmende 

Bedeutung für die Umsetzung von 

Regelungen auf EU-Ebene (Wasserrahmenrichtlinie, 

Hochwasserrichtlinie). 

Den Böden kommt bei den komplexen 

Wechselwirkungen des Wassers auf 

seinem Weg durch das Einzugsgebiet 

eine zentrale Bedeutung zu. Daher sind 

deren Funktionen als Filter, Puffer, 

Speicher und Transformatoren entsprechend 

zu erfassen und zu bewerten. Zu 

berücksichtigen sind dabei die Vielfalt 

der Böden als Ergebnis der Pedogenese 

aber auch die meist sehr jungen 

Veränderungen in Folge menschlicher 

Aktivitäten (vgl. Leitgeb et al. 2013). 

Im Beitrag wird an ausgewählten Beispielen 

aus dem östlichen und mittleren 

Erzgebirge in Sachsen gezeigt, wie 

Waldböden sich im Hinblick auf wasserwirtschaftlich 

relevante Leistungen 

verhalten und wie sich diese Erkenntnisse 

künftig auf die Skala grösserer 

Einzugsgebiete transferieren lassen. 

Das Erzgebirge besitzt die grösste 

Waldfläche in Sachsen und hat eine 

entsprechend grosse forstwirtschaftliche 

Bedeutung. Gleichzeitig gibt 

es zahlreiche Talsperren, welche der 

Trinkwasserversorgung (etwa der Ballungsräume 

Chemnitz und Dresden) 

aber auch dem technischen Hochwasserschutz 

dienen. Aus der historischen 

Entwicklung heraus (Versorgung der 

Bergbausiedlungen) ist der Landwirtschaftsanteil 

an der Flächennutzung 

auch heute noch bedeutsam. Dort wo 

es die Bodenverhältnisse zulassen, ist 

selbst in den Kammlagen noch Ackerbau 

anzutreffen. Eine optimierte Steuerung 

der Talsperren im Hinblick auf 

Mengen- und Qualitätsziele benötigt 

daher umfangreiche Informationen, 

nicht zuletzt als Ergebnis interdisziplinärer 

Forschung zum Landnutzungseinfluss 

(Feger und Wahren 2008).


2 Wasserqualität 

2.1 Langfristiger Einfluss von Schadstoffeinträgen 

über die Luft 

Die extrem hohen SO 2 -Emissionen 

aus der ungefilterten Verbrennung 

von Braunkohle führten seit Ende der 

1970er Jahren im Erzgebirge nicht nur 

zu den bekannten Waldschäden, sondern 

hatten auch beträchtliche Veränderungen 

der boden- und gewässerchemischen 

Bedingungen zur Folge (vgl. 

Armbruster et al. 2003, 2004, 2005). 

Die Gewässer waren durch einen 

starken Versauerungseinfluss geprägt, 

der sich in den pufferschwachen Böden 

aus Gneisen und Graniten durch pH- 

Werte < 5 sowie stark erhöhte Konzentrationen 

von Al-Ionen äusserte. Als 

Ursache ist die hohe S-Belastung anzusehen, 

welche sich in der Dominanz 

der Ionenbilanz durch Sulfat zeigte 

(Abb. 1a). In Mittelgebirgen mit geringerer 

atmogener Belastung war der 

Depositionseinfluss auf den Gewässerchemismus 

bei vergleichbaren Puffereigenschaften 

der Gesteine und Böden 

weit geringer (z. B. Südschwarzwald: 

Abb. 1b). 

Anfang/Mitte der 1990er Jahre ging 

nach Einführung und Umsetzung 

umfangreicher Luftreinhaltungsmassnahmen 

die S-Depositionsbelastung 

stark zurück. Dies bewirkte eine deutliche 

Erholung der Gewässerqualität 

(Tab. 1). Der pH-Wert stieg deutlich an. 

Die besonders deutliche Abnahme der 

Sulfat-Konzentrationen auf der Anionenseite 

wurde durch eine Abnahme 

der Al-Konzentrationen begleitet. 

Auch Mn und weitere Schwermetalle 

(nicht gezeigt) nahmen deutlich ab. 

Standortsökologisch bedeutsam ist 

Tab. 1. Übersicht über die langfristige Entwicklung ausgewählter Wasserqualitätsparameter 

im Rotherdbach-Einzugsgebiet für drei Zeitscheiben. Angegeben sind die Mittelwerte der 

jeweiligen Zeitperiode (aus Benning und Feger 2013). 

Zeitraum 1994–1999 2000–2005 2006–2011 

pH-Wert 4,3 4,3 4,6 

Leitfähigkeit (µS) 148 121 103 

– 

NO 3 (µmolc L –1 ) 132 73 51 

2– 

SO 4 (µmolc L –1 ) 715 431 338 

Al 3+ (µmolc L –1 ) 279 121 96 

Phosphat-P (µg L –1 ) – 29 142 

∑ basische Kationen (ohne Na + ) 609 498 407 

DOC (mg L –1 ) – 3,3 4,4 

Abb. 1. Ionenbilanzen von zwei Experimental-Wassereinzugsgebieten mit Fichtenbestockung 

aus Granitpodsolen im östlichen Erzgebirge (links) und Südschwarzwald (rechts); 

Mittelwerte aus den Beobachtungzeiträumen 1994–1999 beziehungsweise 1988–1998 

(beachte die unterschiedliche Skalierung der x-Achsen; Organische Anionen [aus Anionendefizit] 

aus Armbruster et al. 2003). 

auch, dass die Austräge der basischen 

Kationen Ca 2+ und Mg 2+ (beides sind 

wichtige Pflanzennährstoffe) durch 

den Sulfat-Rückgang und entsprechend 

geringere Pufferbeanspruchung 

ebenfalls deutlich zurückgingen. 

Wasserwirtschaftlich relevant sind 

die heute deutlich höheren Konzentrationen 

an gelöster organischer Substanz 

(DOC). Die Wasserversorger 

müssen einen höheren Aufbereitungsaufwand 

betreiben, um diese braungefärbten 

Huminstoffe aus dem Rohwasser 

zu entfernen. Der in vielen 

Mittelgebirgsgewässern in Mittel- / 

Nordeuropa und Nordamerika seit 

etwa 20 Jahren festgestellte langsame 

Anstieg der DOC-Konzentrationen 

(z. B. Evans et al. 2006) ist auf eine verändere 

chemische Zusammensetzung 

des Sickerwassers infolge einer verringerten 

atmogenen Depositionsbelastung 

zurückzuführen (vgl. Sucker und 

Krause 2010). Interessant ist auch, dass 

die relativ niedrigen P-Austräge in jüngerer 

Zeit etwas angestiegen sind. Dies 

beeinflusst den Trophiezustand der Talsperren, 

wo die Einträge aus der Landwirtschaft 

und dem Siedlungsbereich 

seit Anfang / Mitte der 1990er Jahre 

stark zurückgingen (Reichelt 2012). 

Betrachtet man die zeitliche Variabilität 

von Oberflächenwässern aus 

Waldgebieten mit multivariaten Statistikmethoden, 

so kommt neben der 

mehr oder weniger deutlichen Überprägung 

durch den S-Eintrag und die 

Sulfat-Dominanz auch der Einfluss des 

Gestein- / Bodenfaktors deutlich zum 

Vorschein. In den basenarmen Mittelgebirgen 

ist als prägender (natürlicher) 

Bodenprozess vorrangig die Podsolierung 

erkennbar. Hier ist nicht nur 

der Podsolierungsgrad entscheidend, 

sondern auch der Anteil des oberflächennahen 

Abflusses (Interflow). Dieser 

führt vor allem bei Schneeschmelze 

und Starkregen dazu, dass die Filterund 

Pufferkapazität der Unterböden 

besonders bei vernässten und sickerschwachen 

Böden weniger zur Geltung 

kommt (vgl. Feger und Brahmer 1986; 

Menzer und Feger 2005). Insofern ist 

also der Oberbodenzustand und damit 

auch die Podsolierung, die waldbaulich 

beeinflusst werden kann, wichtig für 

die Wasserqualität. 

Die Erholung der Gewässerqualität, 

die bislang stark durch die atmogene 

Versauerung geprägt war, zeigt


Abb. 2. Vorräte der Schwefel-Bindungsformen in den Waldböden der 8 Level-II-Standorte 

in Sachsen (Stot = Gesamt-S, Sorg = organisch gebundender S; weitere Fraktionen sind austauschbarer 

und wasserlöslicher Sulfat-S); aus: Wunderlich et al. (2006). 

Kalkungsmassnahmen besteht auch 

darin, das Quell- und Grundwasser vor 

Schwermetall-, Aluminium- und Säureeinträgen 

zu schützen. Diesen Motiven 

stehen allerdings eine Reihe möglicher 

Risiken gegenüber: vorrangig eine 

erhöhte Auswaschung von Nitrat als 

Folge einer angekurbelten mikrobiellen 

Humusumsetzung und Überschuss- 

Nitrifikation sowie eine Mobilisierung 

von DOC (Feger 1996). Auch die 

Mobilisierung von organisch gebundenem 

Boden-Schwefel wird hier diskutiert 

(s. o.; Feger 1998). Ein Anstieg 

beider Parameter hätte Konsequenzen 

für die Trinkwassergewinnung. 

Die aus Untersuchungen der Zusammensetzung 

des Bodensickerwassers 

auf Standortsebene abgeleitete kritische 

Bewertung von Waldkalkungen 

im Hinblick auf die Wasserqualität (z. B. 

Beese und Meiwes 1995; Kreutzer 

1995) relativiert sich allerdings, wenn 

man Kalkungsexperimente auf der 

Skala kleiner Einzugsgebiete betrachtet. 

So zeigte die einmalige Ausbringung 

von 4 t ha –1 dolomitischem Kalk 

im Südschwarzwald (Gebiet Schluchsee) 

und Osterzgebirge (Rotherdbach) 

insgesamt nur geringe Auswirkungen 

auf die chemische Zusammensetzung 

des Gebietsabflusses (Armbruster 

et al. 2004). Die Lösung des oberflächlich 

ausgebrachten Dolomitkalkes 

schreitet nur sehr langsam voran. Wie 

wiederholte Bodeninventuren in den 

ARINUS-Experimental-Einzugsgebieeine 

deutliche Verzögerung. Betrachtet 

man S-Eintrag- /Austrag-Bilanzen, so 

wird deutlich, dass die Waldökosysteme 

im Erzgebirge (wie auch an anderen 

Waldstandorten Mitteleuropas, aber 

in einem viel stärkeren Masse) den 

Schwefel aus der S-Deposition früherer 

Jahre im Boden akkumuliert haben 

(Abb. 2). Vor diesem Hintergrund fungieren 

die Böden daher als S-Quelle. 

Für den Bodenschutz bedeutsam ist 

dabei, dass ein beträchtlicher Teil dieser 

S-Vorräte in den Böden organisch 

gebunden ist und damit in ähnlicher 

Weise wie N mikrobiellen Umsetzungen 

unterworfen ist. Störungen 

des Humuskörpers (z. B. durch starke 

Bestandesauflichtung etwa nach Windwürfen, 

Schneebruch, Insektenkalamitäten) 

können daher analog zu Nitrat 

zu Versauerungsschüben mit entsprechenden 

Austrägen von Kationen führen 

(vgl. Feger 1998). 

2.2 Wirkung von Bodenschutzkalkungen 

Grossflächige Kalkungen haben in der 

forstlichen Praxis einiger deutscher 

Bundesländer seit den 1990er Jahren 

weite Verbreitung gefunden. Dabei 

überlagern sich häufig ganz unterschiedliche 

Ziele: Bodenmelioration, 

Säurekompensation, Düngung, Bodenbzw. 

Grundwasserschutz (vgl. Feger 

1996). Ein häufig genanntes Ziel von 

ten im Südschwarzwald zeigten, hatte 

die Kalkung nur eine geringe bodenchemische 

Tiefenwirkung (das heisst 

höhere Basensättigung und höhere pH- 

Werte) (Raspe und Feger 1998). Somit 

waren die Austauschgleichgewichte 

im Mineralboden kaum verändert, die 

chemische Zusammensetzung des tieferen 

Sickerwassers variierte kaum. Bei 

erhöhten Abflüssen war nach Kalkung 

allerdings eine leicht verbesserte Säurepufferung 

zu beobachten. In beiden 

gekalkten Einzugsgebieten zeigte sich 

im Bachwasser keine Reaktion bei Nitrat. 

Ein erhöhter Nitrat-Austrag nach 

Waldkalkung dürfte wohl am ehesten 

dort auftreten, wo sich klare Indikatoren 

einer N-Sättigung des Waldökosystems 

zeigen (Beispiel: stadtnahe Wälder 

im Ballungsraum Rhein-Neckar: 

Feger 2007). Bei DOC ist zu beachten, 

dass in den letzten Jahren ein genereller 

Trend in Richtung höherer Austräge 

aus Waldböden feststellbar ist, wofür 

Bodenschutzkalkungen als Hauptursache 

aber ausscheiden (vgl. Evans et al. 

2006; Sucker und Krause 2010). 

2.3 Einfluss der Landnutzung im 

Einzugsgebiet 

Das Trinkwasser für die Region Dresden 

stammt zu einem grossen Teil aus 

dem im Erzgebirge gelegenen Talsperrensystem 

Klingenberg / Lehnmühle 

(Abb. 3). Beim Hauptzufluss der Talsperre 

Lehnmühle hat das Gebiet eine 

Flächengrösse von etwa 51 km² (am 

Pegel Ammelsdorf); die Höhenlage 

variiert von 520 m ü. M. im nördlichen 

Teil bis zu 800 m ü. M. im südlichen 

Teil. Die Landnutzung entspricht der 

für Mittelgebirgsregionen charakteristischen 

Verteilung: ~ 52 Prozent Wald, 

~ 34 Prozent Grünland und ~ 9 Prozent 

ackerbauliche Nutzung. Der mittlere 

jährliche Niederschlag beträgt 

~1080 mm, die mittlere Jahrestemperatur 

liegt bei 4,9 °C. Im Einzugsgebiet 

sind hauptsächlich basenarme Braunerden 

und Podsole zu finden, die sich 

aus den silikatischen Grundgesteinen 

entwickelt haben. Um die Stoffausträge 

einzelner Landnutzungen erfassen 

zu können, wurden für die drei 

Hauptlandnutzungen Acker, Grünland 

und Wald jeweils Kleinsteinzugsgebiete 

ausgesucht, in denen je eine dieser 

Nutzungen dominiert (vgl. Benning


und Feger 2013). Deren standörtliche 

Ausstattung ist für das mesoskalige 

Einzugsgebiet repräsentativ. Die beiden 

näher untersuchten Waldgebiete 

Kohlgrundbach (20,4 ha, Muskovit- 

Gneis, tiefgründige Braunerden) und 

Rotherdbach (9,4 ha, Granitporphyr, 

flach- bis mittelgründige Podsole) sind 

mit Fichte bestockt. 

Die in den beiden Messjahren 2010 

Tab. 2 Austräge der Stoffe Nitrat-Stickstoff (NO 3 -N), Gesamt-Phosphor (GP) und gelöster 

organischer Kohlenstoff (DOC) aus den definierten Landnutzungen Acker, Grünland und 

Wald im Einzugsgebiet der Talsperre Lehnmühle für die Jahre 2010 und 2011. 

2010 2011 

kg ha –1 a –1 NO 3 -N GP DOC NO 3 -N GP DOC 

Acker 49,3 0,22 4,2 52,1 0,28 3,9 

Grünland 38,5 0,18 16,77 20,5 0,11 7,6 

Wald 5,0 0,05 9,56 3,6 0,02 5,3 

Abb. 3. Darstellung der Lage der Einzugsgebiete: In blau ist das Einzugsgebiet des Zuflusses 

zur Talsperre Lehnmühle (Pegel Ammelsdorf, Wilde Weisseritz) dargestellt, innerhalb dessen 

die Kleinsteinzugsgebiete Grünland (hellgrün) und Wald (dunkelgrün, Kohlgrundbach) 

liegen. In braun ist das Kleinsteinzugsgebiet Acker dargestellt. Rot gekennzeichnet ist das 

Kleinsteinzugsgebiet des Rotherdbachs (Level-II Messfläche). 

Kohlgrundbach 

Rotherdbach 

Abb. 4. Zeitreihen der Konzentration an gelöstem organischen Kohlenstoff (DOC) in den 

Bachwässern des Kohlgrund- und Rotherdbachgebietes für die hydrologischen Jahre 2010 

und 2011. 

mg/l mg/l 

und 2011 ermittelten Stoffausträge für 

Nitrat-N, Gesamt-P und DOC sind 

in Tabelle 2 zusammengestellt. Die 

Stoffausträge aus Acker und Grünland 

sind deutlich höher als aus dem 

mit Wald bestockten Einzugsgebiet 

(Kohlgrundbach). Der höchste Nitrat-Austrag 

wurde mit durchschnittlich 

51 kg ha –1 a –1 bei Acker gemessen. 

Der Nitrat-N-Austrag bei Grünland 

betrug im Mittel 30 kg ha –1 a –1 . Demgegenüber 

war der Nitrat-N Austrag 

aus Wald mit durchschnittlich 4 kg 

ha –1 a –1 sehr gering. Die hohen Austräge 

aus den landwirtschaftlich genutzten 

Flächen sind auf die regelmässige 

N-Zufuhr über Mineraldüngung und 

Gülleausbringung zurückzuführen. 

Die gemessenen Gesamt-Phosphor- 

Austräge zeigen ähnliche Unterschiede 

zwischen den einzelnen Landnutzungen. 

Die höchsten durchschnittlichen 

P-Austräge wurden bei Acker 

(0,25 kg ha –1 a –1 ) gemessen, gefolgt 

vom Grünland (0,15 kg ha –1 a –1 ) und 

wesentlich geringerem Austrag unter 

Wald (0,04 kg ha –1 a –1 ). Sowohl die Austräge 

aus Wald als auch aus den landwirtschaftlichen 

Flächen sind als gering 

einzuschätzen. Auf den beiden landwirtschaftlichen 

Flächen erfolgt seit 

mehr als zehn Jahren allerdings keine 

P-Düngung mehr und die Bewirtschaftung 

wurde auf konservierende Bodenbearbeitung 

umgestellt. 

Der Austrag von gelöstem organischem 

Kohlenstoff (DOC) war bei 

Acker am geringsten. Die höchsten 

DOC-Austräge wurden überraschenderweise 

aus dem Grünland gemessen; 

die Austräge aus Wald lagen dazwischen. 

Die partielle Drainage und der 

Anteil hydromorpher Böden (Gleye) 

im Grünlandgebiet dürfte eine wesentliche 

Ursache für die hohen Austräge 

sein, da der DOC-Austrag sehr stark 

an den Durchfluss und vor allem an 

Abflussspitzen gekoppelt ist. 

Hinsichtlich der DOC-Austräge aus 

dem Wald wirken die Bodenverhältnisse 

stark differenzierend (Abb. 4). Im 

Rotherdbach (Granit-Podsol) ist die 

mittlere Konzentration um ca. Faktor 

5 höher als im Kohlgrundbach (Gneis- 

Braunerde). Betrachtet man die zeitliche 

Dynamik, so schwanken die 

DOC-Konzentrationen im Kohlgrundbach 

weniger als im Rotherdbach, wo 

deutliche Peaks erkennbar sind, die 

mit Abflussspitzen korrelieren. Diese


Inwieweit eine Erhöhung der Waldbestockung 

zu einer Verbesserung 

der Wasserqualität führt, lässt sich im 

Hinblick auf eine wasserwirtschaftliche 

Gesamtbewertung nicht vom 

Aspekt veränderter Wassermengen 

(Gebietswasserspenden) trennen. Um 

abzuschätzen, wie sich Art und Intensität 

der Landnutzung im Einzugsgebiet 

auf den Wasserhaushalt auswirken, 

hat sich die Anwendung von 

räumlich-verteilten Prozessmodellen 

gut bewährt. Für das Einzugsgebiet 

des Schlettenbach (6,8 km 2 ) bei 

Marienberg im mittleren Erzgebirmg/l 

Abb. 5. Vergleichende Darstellung der Zeitreihen der Nitrat-N-Konzentrationen in den drei 

Kleinsteinzugsgebieten Acker, Grünland und Wald (Kohlgrundbach) sowie im Gesamteinzugsgebiet 

(Zufluss Talsperre Lehnmühle, Pegel Ammelsdorf). Dargestellt für die beiden 

hydrologischen Jahre 2010 und 2011. 

len beziehen sich auf das langjährige 

Mittel. In Einzeljahren ist eine noch 

höhere Minderung des Gebietsabflusses 

möglich. Aus Sicht der Wassermengenwirtschaft 

(Talsperrennutzung) ist 

dies als relevantes Defizit zu werten. 

Die Minderung des jährlichen Gebietsabflusses 

dürfte unter den Bedingungen 

des Klimawandels noch höher ausfallen 

(Feger und Wahren 2008). Bei 

höheren Waldanteilen ergibt sich eine 

deutlich verbesserte Hochwasserretentionsleistung 

(Quantifizierung für einzelne 

Hochwasserereignisse bei Wahren 

et al. 2012). 

Unterschiede sind durch Zusammenwirken 

von unterschiedlicher Bodenchemie 

und Art der Abflussbildung 

(Interflow-Anteil) bedingt. 

Am Zufluss zur Talsperre Lehnmühle 

ist die Wirkung des Waldes im 

mesoskaligen Gesamteinzugsgebiet 

gut erkennbar (Abb. 5). Die mittlere 

Nitrat-N-Konzentration am Pegel 

Ammelsdorf betrug 1,8 mg L –1 . Sie ist 

damit höher als die im Kleineinzugsgebiet 

im Wald gemessene Konzentration, 

aber deutlich niedriger als die Konzentration 

im Bachwasser der landwirtschaftlichen 

Flächen. Der relativ 

hohe Waldanteil im Gesamteinzugsgebiet 

(Pegel Ammelsdorf) führt offenbar 

dazu, dass die Nitrat-Belastung aus 

landwirtschaftlichen Flächen nahezu 

kompensiert werden. 

3 Veränderte Waldanteile 

– Auswirkungen auf die 

Gebietsabflüsse 

ge modellierten wir den Gebietswasserhaushalt 

mit dem GIS-basierten 

Wasserhaushaltsmodell AKWA-M. 

Details zum Modell und zur Modellierung 

sind bei Münch et al. (2007) sowie 

Wahren et al. (2008a, 2012) erläutert. 

Ein besonderer Schwerpunkt bei der 

Modell-Implementierung wurde auf 

die Anpassung der Bodenparameter 

bei Landnutzungswechsel von Acker 

zu Wald gelegt. Der Ansatz basiert auf 

der Ermittlung bodenhydraulischer 

Kenngrössen an Bodenprofilen in einer 

unechten Zeitreihe, die unterschiedliche 

Zeiträume nach Aufforstung eines 

Ackerstandortes repräsentieren (Wahren 

et al. 2009). 

Modellläufe erfolgten für den Zeitraum 

der hydrologischen Jahre 1985 

bis 2001. Neben der aktuellen Landnutzung 

erfolgte die Simulation von 

fünf verschiedenen Landnutzungsszenarien 

mit unterschiedlich grossen 

Waldanteilen (Abb. 6, Tab. 3). Dabei 

siegeln SZ1 bis SZ4 vier sozioökonomische 

begründete Szenarien wider 

(Wahren et al. 2008b). Ein weiteres 

(selbstverständlich vollkommen hypothetisches) 

Szenario ist die vollständige 

Bewaldung mit einem natürlichen 

Bergmischwald. 

Der unterschiedlich grosse Waldanteil 

und die unterschiedliche räumliche 

Verteilung bedingen deutliche Verschiebungen 

in den Wasserhaushaltskomponenten 

(Tab. 4). Besonders die 

bei Waldbestockung höhere Interzeptionsverdunstung 

bewirkt eine Reduktion 

des Gebietswasserabflusses zwischen 

1 Prozent und 24 Prozent (vollständige 

Bewaldung) im Vergleich zur 

aktuellen Landnutzung. Diese Zah- 

4 Konsequenzen für 

den Bodenschutz und 

Perspektiven 

Die mit Waldvegetation bestockten 

Teile der Wassereinzugsgebiete üben 

eine insgesamt sehr positive, aber 

standörtlich differenzierte Wirkung auf 

die Wasserqualität aus. Deren Erfassung 

und Bewertung stellt daher eine 

wesentliche Grundlage der forstlichen 

Bewirtschaftung und ggf. auch für eine 

mögliche Steuerung und Honorierung 

wasserbezogener Ökosystemdienstleistungen 

auf Gesamteinzugsgebietsebene 

dar. 

Betrachtet man die Waldböden, so 

zeigt sich eine Überlagerung natürlicher 

Prozesse (v. a. Podsolierung) und 

der Nachwirkung der früher extrem 

hohen Schwefel-Belastung. Dies ist bei 

der Waldbewirtschaftung zu berücksichtigen. 

Besonderes Augenmerk verdient 

hier der Humuskörper. Denn 

Störungen (z. B. durch starke Bestandesauflichtung 

etwa nach Windwürfen, 

Schneebruch, Insektenkalamitäten, 

möglicherweise auch durch mechanische 

Schäden) können hier zu verstärkten 

Austrägen von Nitrat, Sulfat und 

entsprechenden Begleitkationen führen. 

Dies gilt besonders auch für gelöste 

Huminstoffe (messbar als DOC), 

die aufgrund veränderter bodenchemischer 

Bedingungen seit Rückgang der 

starken Depositionsbelastung zudem 

einen allgemein ansteigenden Trend 

zeigen. Erhöhte DOC-Befrachtung bei 

gleichzeitig zurückgehenden Gesamtelektrolyt-Konzentrationen 

erfordern 

bei der Aufbereitung des Rohwassers 

verstärkte technische Aufwendungen.


Der DOC-Austrag aus dem Wald zeigt 

aber eine boden-/standortsabhängige 

Differenzierung. Auf Gesamteinzugsgebietsebene 

können ausserdem 

auch DOC-Austräge aus Grünland und 

Moorflächen relevant sein. 

Im Vergleich zur Agrarnutzung sind 

N- und P-Austräge sehr gering. Daher 

empfehlen sich hohe Waldanteile im 

Einzugsgebiet gerade von Trinkwassertalsperren. 

Simulationen mit Landnutzungsszenarien 

unterschiedlich gros- 

Tab. 3. Flächenanteile (%) der für die Simulation des Schlettenbach-Gebietswasserhaushalts verwendeten Landnutzungsszenarien (IST – 

aktuelle Landnutzung, nach Color-IR-Aufnahme 1992/93), SZ 1 (WM) – Szenario 1 «World Markets»; SZ 2 (NE) – Szenario 2 «National 

Enterprise»; SZ 3 (GS) – Szenario 3 «Global Sustainability»; SZ 4 (LS) – Szenario 4 «Local Stewardship» – vgl. Karten in Abb. 6; PNV – 

vollständige Bewaldung entsprechend der potenziell natürlichen Vegetation); Details in Wahren et al. (2008b). 

Wald 

Szenario 

Wald gesamt 

Naturnaher Mischwald 

Kahl schlagflächen 

Naturferner Fichtenreinbestand 

(Alter 10 a) 


(Alter 30 a) 


(Alter 70 a) 

Feucht wald 

Intensives Grünland 

Extensives Grünland 

Konventioneller Ackerbau 

Konservierender Ackerbau 

Siedlungen 

Hecken und Obstgehölze 

versiegelt 

IST 35 4 29 2 41 11 7 4 2 

SZ1 (WM) 81 0 11 11 19 34 6 12 4 3 

SZ2 (NE) 44 0 38 6 41 4 9 2 

SZ3 (GS) 53 43 10 42 3 1 1 

SZ4 (LS) 63 54 9 15 18 2 1 1 

PNV 99 87 12 1 

Abb. 6. Vier sozio-ökonomisch begründete Landnutzungsszenarien für das Schlettenbach-Einzugsgebiet (6,8 km 2 ) bei Marienberg im mittleren 

Erzgebirge (aus Wahren et al. 2008b)


Tab. 4. Ergebnis der Simulation des Gebietswasserhaushalts für das Schlettenbach- Einzugsgebiet 

(6,8 km 2 ) bei Marienberg im mittleren Erzgebirge (aus Wahren et al. 2008b). 

«Differenz» bezieht sich auf die relative Veränderung des Gebietsabflusses aus dem Vergleich 

zwischen dem aktuellen Zustand (IST) und fünf verschiedenen Landnutzungsszenarien 

(vgl. Abb. 6 und Tab. 3). WHH = Wasserhaushaltsjahr. 

WHH 1985–2001 IST SZ 1 SZ2 SZ3 SZ4 PNV 

Niederschlag 972 972 972 972 972 972 

reale Verdunstung 472 480 505 509 534 593 

Transpiration 193 178 212 212 222 244 

Interzeption 190 238 227 221 252 296 

Abfluss 507 501 476 473 448 386 

Differenz – –1% –6% –7% –12% –24% 

ser Waldanteile machen deutlich, dass 

dann aber die Gebietsabflüsse zurückgehen. 

Hingegen steigen die Hochwasserretention 

und die damit verbundene 

Stoffretention im Einzugsgebiet an. 

Die Minderung der Abflüsse dürfte 

unter den Bedingungen des Klimawandels 

noch höher ausfallen. Diese komplexen 

Effekte sind bei längerfristigen 

Planungen zu berücksichtigen. Vor diesem 

Hintergrund sollte eine Waldmehrung 

nicht unspezifisch auf der gesamten 

Fläche erfolgen, sondern dort wo 

die Retention gesteigert und der Stoffaustrag 

minimiert werden kann. Bei 

der Baumartenwahl sind Laubbäume 

(vorrangig Buche) der heute noch 

dominierenden Fichte vorzuziehen. 

Denn bei Fichte wirkt sich die höhere 

Interzeptionsverdunstung erniedrigend 

auf den Gesamtabfluss und damit 

die nutzbare Wassermenge aus. Gleichzeitig 

fördern hohe Fichtenanteile die 

Podsolierung und damit unter Umständen 

den Huminstoffaustrag. Die Tanne 

als Baumart der natürlichen Waldgesellschaft, 

die nutzungsbedingt und 

aufgrund der hohen Luftverschmutzung 

im Erzgebirge stark zurückgegangen 

ist, in jüngerer Zeit waldbaulich 

aber wieder stark gefördert wird, 

ist hier positiv zu bewerten. Zum einen 

ist die Tannenstreu besser zersetzbar, 

zum anderen fördert die starke Tiefendurchwurzelung 

der Tanne die Tiefensickerung, 

sodass dadurch der oberflächennahe 

Wasser- und Stofftransport 

reduziert wird. Allerdings fehlen hierfür 

experimentelle Daten. 

Eine differenzierte Bewertung der 

Veränderungen in den Wasserflüssen 

im Hinblick auf die Wasserqualität 

fehlt bislang. Ein einfacher Ansatz 

wäre hierfür eine «Verschneidung» von 

gemessenen Konzentrationen aus dem 

Monitoring und den Wasserflüssen 

aus der Modellierung der Wasserflüsse. 

Gerade aber die Effekte bei Landnutzungswandel 

(z. B. durch Aufforstung) 

sind aufgrund zahlreicher Wechselwirkungen 

nur schwer abschätzbar. 

Künftige Herausforderungen für die 

interdisziplinäre Waldforschung und 

die Einzugsgebietshydrologie liegen in 

einer stärkeren Verknüpfung von Wasserqualität 

und -menge sowohl hinsichtlich 

Monitoring als auch Modellierung. 

Danksagung 

Das Analysenprogramm im Einzugsgebiet 

der Talsperre Lehnmühle war Teil 

des BMBF-geförderten Verbundvorhabens 

REGKLAM (Entwicklung und 

Erprobung eines integrierten Regionalen 

Klimaanpassungsprogramms für 

die Modellregion Dresden). Ebenso 

danken wir dem Staatsbetrieb Sachsenforst 

(Dr. H. Andreae) für die 

freundliche Bereitstellung der Rohdaten 

der Level-II Messfläche Altenberg 

(Rotherdbach) und S. Wunderlich für 

die aus verschiedenen Forschungsprojekten 

zusammengestellten Daten für 

dieses Gebiet. Die Arbeiten im Schlettenbach-Einzugsgebiet 

erfolgten im 

Rahmen des im 6. EU-Forschungsrahmenprogramm 

geförderten Verbundvorhabens 

FLOODsite. 

5 Literatur 

Armbruster, M.; Abiy, M.; Feger, K.H., 

2003: The biogeochemistry of two forested 

catchments in the Black Forest and 

the eastern Ore Mountains (Germany) 

Effects of changing atmospheric inputs 

on soil solution and streamwater chemistry. 

Biogeochemistry 65: 341–368. 


2004: Wasserqualität in zwei bewaldeten 

Einzugsgebieten mit unterschiedlicher 

Depositionsbelastung – Langfristige Veränderungen 

und Reaktion auf Kalkung. 

Forstl. Schriftenreihe Univ. Bodenkultur 

Wien 18, 118-142. 


2005: Vergleichende Stoffbilanzierung 

von zwei bewaldeten Einzugsgebieten 

im Osterz gebirge und Südschwarzwald 

– Langfristige Tendenzen und Reaktion 

auf Kalkung. In: Nebe, W.; Feger, K.H. 

(Hrsg.) Atmosphärische Deposition, ökosystemare 

Stoffbilanzen und Ernährung 

der Fichte bei differenzierter Immissionsbelastung. 

Langjährige Zeitreihen für das 

Osterzgebirge und den Südschwarzwald. 

Ulmer-Verlag. Forstwiss. Beiträge Tharandt 

22: 33–58. 

Beese, F.; Meiwes, K.J., 1995: 10 Jahre Waldkalkung: 

Stand und Perspektiven. AFZ/ 

Wald 50: 946–949. 

Benning, R.; Feger, K.H., 2013: Der Beitrag 

von Waldflächen zur Sicherung der 

Rohwasserqualität in einem mesoskaligen 

Talsperren-Einzugsgebiet. Freiburger 

Forstl. Forschungen 96: 1–10. 

Brauman, K.A.; Daily, G.C.; Duarte, TK; 

Mooney, H.R., 2007: The nature and 

value of ecosystem services: A focus on 

hydrology. Annual Review of Environment 

and Resources 32: 67–98. 

Evans, C.D.; Chapman, P.J.; Clark, J.M.; 

Monteith, D.T.; Cresser, M.S., 2006: 

Alternative explanations for rising dissolved 

organic carbon export from organic 

soils. Glob. Chang. Biol. 12; 2044–2053. 

Feger, K.H., 1996: Schutz vor Säuren. In: 

Blume, H.P.; Fischer, W.; Frede, H.G.; 

Horn, R.; Felix-Henningsen, P.; Stahr, 

K. (Hrsg.) Handbuch der Bodenkunde, 

Landsberg/Lech, Ecomed-Verlag, Kap. 

7.6.2, 24 S. 

Feger, K.H., 1998: Bedeutung natürlicher 

und anthropogener Komponenten im 

Stoffkreislauf terrestrischer Ökosysteme 

für die Zusammensetzung von Grundund 

Oberflächenwasser (am Beispiel des 

Schwefelkreislaufes). Rat von Sachverständigen 

für Umweltfragen, Materialien


zur Umweltforschung 30. Stuttgart, Verlag 

Metzler & Poeschel, 118 S. 

Feger, K.H., 2007: Bodenveränderungen 

auf Waldstandorten in der Nördlichen 

Oberrheinischen Tiefebene. Mitt. Österr. 

Bodenkdl. Ges. 74: 16–27. 

Feger, K.H.; Brahmer, G., 1986: Factors 

affecting snowmelt streamwater chemistry 

in the Black Forest (West Germany) 

Water Air Soil Pollut. 31: 257–265. 

Feger, K.H., Wahren, A., 2008: Auswirkungen 

verschiedener Bewaldungsszenarien 

auf den (künftigen) Gebietswasserhaushalt 

im Erzgebirge. 4. Kolloquium des 

Nationalen Komitees für Global Change 

Forschung «Umgang mit dem Klimawandel 

– Landnutzung im Spannungsfeld von 

Ressourcenschutz, Nahrungs- und Energienachfrage», 

Bad Honnef, 3./.4. April 

2008. 

Feger, K.H.; Hawtree, D., 2013: Soil Carbon 

and Water Security. In: Lal, R.; 

Lorenz, K.; Hüttl, R,F.; Schneider, B.U.; 

von Braun, J. (eds) Ecosystem Services 

and Carbon Sequestration in the Biosphere. 

Springer. 79–99. 

Kreutzer, K., 1995: Effects of forest liming 

on soil processes. Plant Soil 168, 69: 447– 

470. 

Leitgeb, E.; Reiter, R.; Englisch, M.; 

Lüscher, P.; Schad, P.; Feger, K.H., 2013: 

Waldböden. Ein Bildatlas der wichtigsten 

Bodentypen aus Österreich, Deutschland 

und der Schweiz. ISBN 978-3-527-32713-3. 

Weinheim, Wiley-VCH. 330 S. 

MCPFE – Ministerial Conference on the 

Protection of Forests in Europe, 1993: 2. 

Konferenz in Helsinki, Resolution H1: 

Nachhaltiges Forstmanagement in Europa. 

MCPFE – Ministerial Conference on the 

Protection of Forests in Europe, 2007: 5. 

Konferenz in Warschau, Resolution W2: 

Wälder und Wasser. 

Menzer, A.; Feger, K.H., 2005: Räumliche 

Variabilität der chemischen Zusammensetzung 

von Quellbächen im Erzgebirge 

in Abhängigkeit von Geologie, Boden 

und Bestockung. Mitt. Dtsch. Bodenkdl. 

Ges. 107: 503–504. 

Münch, A.; Dittrich, I.; Wahren, A., 2007: 

The Effects of Changes in Tree Species 

Composition and of Afforestation on 

Water Budget and Flood Dynamics Calculated 

wit AKWA-M®, Ore Mountains. 

In: Feger, K.H.; Wang, Y.; Bernhofer, C.; 

Seegert, J. (Eds.) Progress in Hydro Science 

and Engineering. Dresden, Dresden 

Water Center 3: 331–337. ISBN: 978-3- 

86780-074-7. 

Pilaš, I.; Feger, K.H.; Vilhar, U.; Wahren, 

A., 2010: Multidimensionality of Scales 

and Approaches for Forest–Water Interactions. 

In: Bredemeier, M.; Cohen, S.; 

Godbold, D.L.; Lode, E.; Pichler, V.; 

Schleppi, P. (Eds.) Forest Management 

and the Water Cycle. An Ecosystem- 

Based Approach. Springer, Ecol. Stud. 

212: 351–380. 

Raspe, S.; Feger, K.H., 1998: Bodenfestphase 

und behandlungsbedingte Veränderungen. 

In: Raspe S.; Feger, K.H.; 

Zöttl, H.W. (Hrsg.) Ökosystemforschung 

im Schwarzwald – Auswirkungen 

von atmogenen Einträgen und Restabilisierungsmassnahmen 

in Fichtenwäldern 

(Verbundprojekt ARINUS). Umweltforschung 

in Baden-Württemberg. Landsberg/Lech, 

ecomed-Verlag. 203–222. 

Abstract 

The importance of forest soils for water yield and quality 

In the Ore Mts. (Erzgebirge, Saxony, Germany), long-term hydrological and biogeochemical 

monitoring has been performed and related models of watershed 

budgets developed. These illustrate how forest soils affect water-related ecosystem 

services. Water quality is still influenced by the distinct after-effects of sulphur 

deposition, which was very high in the region until the mid 1990s, and by natural 

soil processes i.e. podsolization. Humic compounds (analyzed as DOC) appear to 

be a problem for drinking water, but they vary with soil/site conditions. Much less 

nitrogen and phosphorus are exported from forests than from agricultural land. 

Hydrological simulations using distributed watershed models indicate the water 

yield is less for land-use scenarios with more forest in the watershed. On the other 

hand, higher percentages of forest cover are beneficial in terms of flood retention 

and overall water quality. Challenges for future research will be to combine good 

water quality and water yield/fluxes. 

Reichelt, C.P., 2012: Umsetzung von Massnahmen 

zur Stoffeintragsminderung in 

Einzugsgebieten von Trinkwassertalsperren. 

9. Gewässerforum Mulden, Chemnitz, 

10. Okt. 2012, http://www.umwelt. 

sachsen.de/umwelt/wasser/download/10_ 

Forum_M_TOP10_REICHELT.pdf 

Sucker, C.; Krause, K., 2010: Increasing 

dissolved organic carbon concentrations 

in freshwaters: what is the actual driver? 

iForest – Biogeosciences and Forestry 3: 

106–108. doi: 10.3832/ifor0546-003 

Wahren, A.; Schwärzel, K.; Feger, K.H., 

2008a: Uncertainties in the parameterisation 

of rainfall-runoff-models to quantify 

land-use effects in flood risk assessment. 

In: Samuels, P.; Huntington, S., Allsop, 

W.; Harrop, J. (eds) Flood Risk Management: 

Research and Practice. CRC Press. 

London, Taylor & Francis Group. Balkema 

Proceedings and Monographs in 

Engineering, Water and Earth Science. 

1479–1483. ISBN: 978-0-415-48507-4. 

Wahren, A.; Feger K.H.; Schwärzel, K.; 

Römer, G.; Münch, A.; Dittrich I., 2008b: 

Landnutzungsabhängiger Gebietsrückhalt 

bei Hochwasser auf der Grundlage 

sozioökonomisch begründeter Zukunftsszenarien. 

In: Haberlandt, U.; Riemeier, 

B.; Billib, M.; Verworn, H.R.; Kleeberg, 

H.B. (Hrsg.) Hochwasser, Wassermangel, 

Gewässerverschmutzung – Problemlösung 

mit modernen hydrologischen 

Methoden, Beiträge zum Tag der Hydrologie 

2008, 27./28. März 2008 an der 

Leibnitz Universität Hannover. Hennef, 

Fachgemeinschaft für Hydrologische 

Wissenschaften in der DWA. Forum für 

Hydrologie und Wasserbewirtschaftung 

23, 8: 73-81. ISBN: 978-3-940173-96-6. 

Wahren, A.; Schwärzel, K.; Feger, K.H.; 

Münch, A., 2009: Land-use effects on 

flood generation – Considering soil hydraulic 

measurements in modeling. Adv. 

Geosci. 21: 99–107. 

Wahren, A.; Schwärzel, K.; Feger, K.H., 

2012: Potentials and limitations of natural 

flood retention by forested land in headwater 

catchments: evidence from experimental 

and model studies. J. Flood Risk 

Manage. 5: 321–335. 

Wunderlich, S.; Raben, G.; Andreae, H.; 

Feger, K.H., 2006: Schwefel-Vorräte 

und Sulfat-Remobilisierungspotenzial in 

Böden der Level-II-Standorte Sachsens. 

AFZ/Der Wald 60: 762–765. 

Keywords: forest soil, water quality, water yield, hydrologic ecosystem service, land 

use, acid deposition, Erzgebirge/Ore Mts.


Umsetzung des Bodenschutzes im Aargauer Wald 

Andreas Freuler 

Departement Bau, Verkehr und Umwelt, Abteilung Wald, Entfelderstrasse 22, CH-5001 Aarau, andreas.freuler@ag.ch 

Physikalischer Bodenschutz im Aargauer Wald beruht auf drei Stossrichtungen: 

der Ausbildung und Sensibilisierung aller Akteure, dem Bereitstellen von Grundlagen 

sowie einem Angebot für Beratung und Unterstützung. Für die Umsetzung 

wurden ein Idealzustand aus Sicht des Bodenschutzes skizziert und anhand einer 

Soll-Ist-Analyse die dringendsten Handlungsfelder definiert. Momentan wichtigstes 

Ziel des Bodenschutzes im Aargauer Wald ist die Dokumentation und Optimierung 

der Feinerschliessung. 

1 Ausgangslage 

Physikalischer Bodenschutz im Wald 

ist ein komplexes Thema. Der Waldbesitzer 

möchte die Fruchtbarkeit des 

Waldbodens langfristig erhalten und 

muss dies mit kurzfristigen Anforderungen 

an die Wirtschaftlichkeit des 

Betriebes und mit den sich stetig wandelnden 

Ansprüchen der Waldbesucher 

in Einklang bringen. Mit dem Projekt 

Bodenschutz im Wald (2008–2011) 

wurde dieses Thema im Kanton Aargau 

angegangen. Unter der Leitung 

von Peter Ammann (Abteilung Wald) 

und in enger Zusammenarbeit mit der 

Forschungseinheit Waldböden und 

Biogeochemie sowie der Forschungsgruppe 

Forstliche Produktionssysteme 

der Eidg. Forschungsanstalt WSL wurden 

die Grundlagen für eine erfolgreiche 

Umsetzung des Bodenschutzes im 

Aargauer Wald geschaffen. 

Produkte dieser Zusammenarbeit 

sind u.a. eine Verdichtungsrisikokarte 

als Grundlage der Feinerschliessungsplanung 

und der Holzernteplanung 

für den ganzen Waldboden im Aargau 

(Freuler 2011) sowie Empfehlungen 

für den Bodenschutz im Wald, welche 

die Abteilung Wald gemeinsam mit 

dem Aargauischen Försterverband, 

dem Aargauischen Waldwirtschaftsverband 

und den Forstunternehmern 

Schweiz, Region Aargau herausgegeben 

hat (Anonymus 2011). Ebenfalls 

im Rahmen dieses Projektes wurden 

eine Pilotstudie zur Aufnahme, Optimierung 

und Dokumentation der Feinerschliessung 

unter Einsatz von GPS 

und GIS durchgeführt sowie Überlegungen 

zum Kosten-Nutzen-Verhältnis 

des Bodenschutzes angestellt und 

das gesamte Aargauer Forstpersonal 

an eintägigen Kursen für dieses Thema 

sensibilisiert und ausgebildet. Zudem 

wurde eine Stelle für Beratung und 

Unterstützung der Waldbewirtschafter 

geschaffen. 

Die Umsetzung des Bodenschutzes 

im Wald stützt sich auf die drei Schwerpunkte 

Ausbildung / Sensibilisierung, 

Bereitstellen von Grundlagen sowie 

ein Beratungsangebot. Sie baut auf den 

Ergebnissen des Projektes auf (Abb. 1). 

Umsetzung Bodenschutz im Wald 

Ausbildung / 

Sensibilisierung 

Grundlagen 

bereitstellen 

Beratung / 

Unterstützung 

Projekt Bodenschutz im Wald 

Abb. 1. Umsetzung des Bodenschutzes im 

Wald im Kanton Aargau. 

2 Soll-Zustand 

Die eigentliche Umsetzungsarbeit startete 

mit der Definition des Soll-Zustandes. 

Ausgehend von den Empfehlungen 

für den Bodenschutz im Wald wurde der 

aus Sicht des Bodenschutzes op timal 

vorbereitete Forstbetrieb skizziert: 

– Alle Akteure (Waldbesitzer, 

Betriebsleiter, Förster, Maschinisten, 

Forstwarte, Unternehmer, Behörden 

und Holzabnehmer) sind sich 

der Bedeutung des Bodenschutzes 

bewusst und wissen, mit welchen 

Massnahmen sie zu einem guten 

Ergebnis beitragen können. 

– Im bewirtschafteten Wald ist die 

Fein erschliessung für jede Feinerschliessungseinheit 

unter Berücksichtigung 

des Verdichtungsrisikos und 

der kleinräumigen Situation optimiert 

und vollständig vorhanden. Die 

Fahrlinien sind zusammen mit dem 

Verdichtungsrisiko in der Bestandeskarte 

eingetragen und im Wald so 

versichert, dass sie innert nützlicher 

Frist aufgefunden werden können. 

– Der Betriebsleiter organisiert die 

Arbeiten gemäss der Witterung und 

dem Verdichtungsrisiko in den einzelnen 

Holzschlägen. Bei Holzschlägen 

auf sehr befahrungsempfindlichen 

Böden wird auf günstige Verhältnisse 

gewartet (allenfalls auch über Jahre). 

Er kennt die Eigenschaften und Einsatzbereiche 

der eigenen Maschinen 

und derjenigen des Unternehmers 

und stimmt das Verfahren und die 

Maschinen auf den Bestand und den 

Boden ab. Beim Maschinenkauf ist 

die Bodenpfleglichkeit ein wichtiges 

Auswahlkriterium. 

– Bodenschutz als Kriterium der 

Arbeitsqualität ist Teil der Anweisungen 

an das eigene Personal und / 

oder der Ausschreibung und des 

Vertrages zwischen Forstbetrieb 

und Unternehmer und wird entsprechend 

kontrolliert.


– Die Kompetenzen und Verantwortlichkeiten 

zur Einhaltung des 

Bodenschutzes bei der Planung und 

Durchführung der Holzerntearbeiten 

sind klar geregelt. 

Diese Punkte wurden mit dem Ist- 

Zustand verglichen. Aus dieser Soll- 

Ist-Analyse ergab sich der Handlungsbedarf 

für den physikalischen Bodenschutz 

im Aargauer Wald. 

3 Handlungsfelder 

Mit den erwähnten Ausbildungskursen 

wurde bereits eine hohe Sensibilisierung 

erreicht. Das Thema Bodenschutz 

wird seither vermehrt diskutiert 

und gehört zur Holzernte dazu. Die 

Diskussion hat sich dabei vom «Ob» 

zum «Wie» gewandelt und da an den 

Kursen auch die Aargauer Forstunternehmer 

freiwillig teilgenommen haben, 

findet die Lösungsfindung gemeinsam 

statt. Mit der Definition der Spurtypen 

(Lüscher et al. 2010) verfügen 

die beteiligten Akteure zudem über 

einen einfach zu handhabenden Indikator 

für die Arbeitsqualität. Im Rahmen 

von Beratungen bei der Feinerschliessung 

und Betriebsbesuchen der 

Behörden (Waldarbeitstage der Kreisförster, 

Evaluationen der Jungwaldpflege, 

usw.) werden Bodenschutzthemen 

anhand konkreter Holzschläge 

und unter den örtlichen Rahmenbedingungen 

besprochen, so dass das Thema 

auch nach den Ausbildungskursen 

aktuell bleibt. Der Ist-Zustand nähert 

sich somit dem Soll-Zustand an. 

Bei der Feinerschliessung wurde 

allerdings noch erheblicher Handlungsbedarf 

festgestellt. Da die Anlage 

und Nutzung der Feinerschliessung 

den grössten Einfluss auf den Boden 

haben, lohnt sich ein Engagement in 

diesem Bereich – nebst der Sensibilisierung 

– zudem am meisten. Die Anlage 

der Feinerschliessung soll nach einem 

ersten Befahren nicht mehr geändert 

werden. Eine sorgfältige Planung und 

Optimierung ist daher besonders wichtig 

und rechtfertigt auch einen gewissen 

Aufwand. Damit wertvolles Wissen 

über die Anlage der Feinerschliessung 

nach Stellenwechseln oder Pensionierungen 

nicht verloren geht und um das 

Auffinden bei Zwangsnutzungen oder 

nach Räumungen zu erleichtern, empfiehlt 

die Abteilung Wald des Kantons 

Aargau die Feinerschliessungslinien zu 

digitalisieren und bietet dazu Unterstützung 

an. 

4 Umsetzungsbeispiel 

Feinerschliessung 

In einem grossen Teil des Aargauer 

Waldes ist die Feinerschliessung bereits 

vorhanden. In vielen Fällen wurde 

diese Feinerschliessung aber für einen 

bestimmten Holzschlag angelegt und 

es fehlt ein bestandesübergreifendes 

Feinerschliessungssystem. Bisherige 

Feinerschliessungsaufnahmen zeigen 

zudem, dass in unerschlossenen, erstmalig 

maschinell zu bearbeitenden 

Beständen die Feinerschliessung teilweise 

ohne Anzeichnung zu Beginn 

oder während der Holzernte direkt 

mit dem Vollernter definiert wird. Dies 

geschieht unter Zeitdruck und ohne 

Verwendung von Messinstrumenten. 

Die Folge können unnötige Kurven, 

nicht parallele Rückegassen und ungeeignete 

Rückegassenabstände sowie 

eine schlechte Anbindung an die übrige 

Feinerschliessung sein. Der Waldbewirtschafter 

vergibt damit die einmalige 

Gelegenheit, die Feinerschliessung 

sorgfältig und präzise sowie vorausschauend 

und bestandesübergreifend 

zu planen. Er vergibt somit auch die 

Chance, seinen Wald mit einem optimalen 

System nach dem Grundsatz so viel 

Waldfläche wie möglich mit so wenig 

Befahrung wie nötig zu erschliessen. 

Die Abteilung Wald des Kantons 

Aargau verfügt für Waldausscheidungen 

und Versicherungen von Vertragsflächen 

über ein hochpräzises GPS- 

Gerät der Firma Leica Geosystems AG. 

Die Verwendung des Referenzsignals 

von Swisstopo und der Software Leica 

MobileMatriX ermöglichen die Korrektur 

des GPS-Signals in Echtzeit. Der 

Einsatz eines leistungsfähigen Feldcomputers 

erlaubt den Betrieb eines vollwertigen 

Geographischen Informationssystems 

(ESRI ArcGIS 9.3.1 mit 

ArcView-Lizenz) und das Arbeiten 

mit grossen Rasterdaten (Orthofotos, 

Pixelkarten). In einer Pilotstudie wurde 

im Staatswald Habsburg untersucht, 

ob dieses GPS-Gerät auch für die Feinerschliessungsdigitalisierung 

und -pla- 

nung verwendet werden kann. Dafür 

wurde auf der ganzen Fläche (157 ha) 

die vorhandenen Fahrspuren aufgenommen, 

das Feinerschliessungssystem 

analysiert, unter Berücksichtigung 

des Verdichtungsrisikos optimiert und 

draussen im Wald markiert. 

Die geforderte Genauigkeit (Abweichung 

von unter einem Meter) wird 

mit der Verwendung der GIS-Daten 

in einem Sturmschadensfall oder bei 

der erstmaligen maschinellen Nutzung 

nach Räumungen begründet. In solchen 

Fällen wird davon ausgegangen, 

dass die bestehende Feinerschliessung 

zu grossen Teilen nicht mehr sichtbar 

ist und sie daher mit Hilfe genauer 

GPS-Daten wiedergefunden werden 

muss. Es zeigte sich, dass diese hohe 

Genauigkeit praktisch immer erreicht 

werden kann. Der Aufwand für Aufnahme 

und Planung kann dabei von in 

der Regel einer halben Stunde bis zu 

fünf Stunden in Ausnahmefällen pro 

Hektare variieren (Ammann und Freuler 

2012, unveröffentlicht). Der Zeitbedarf 

hängt stark von der vorhandenen 

Feinerschliessung ab: bei systematischer 

Anlage, wenig Bewuchs und nur 

wenig Fläche mit noch fehlender und 

daher zu planender Feinerschliessung 

reduziert sich der Aufwand beträchtlich. 

Unkenntnis des Gebietes, unsystematische 

Befahrung (Lotharflächen), 

starker Brombeerwuchs und viele 

Hindernisse (z. B. Windwurfstöcke) 

erhöhen den Aufwand. Aufgrund der 

geringeren Bedeckung im laublosen 

Abb. 2. Aufnahme einer Rückegasse mittels 

GPS.


Zustand eignet sich das Winterhalbjahr 

besonders gut für die Arbeit mit dem 

GPS. Der negative Einfluss des Laubes 

ist allerdings geringer als erwartet, so 

dass auch in der Vegetationszeit gearbeitet 

werden kann. 

Durch die Verwendung des GIS und 

des in Echtzeit korrigierten GPS-Signals 

bietet das Gerät insbesondere bei 

der Neuerschliessung grosse Vorteile 

gegenüber herkömmlichen Arbeitsmethoden 

mit Kompass und Jalon. So kann 

die Planung direkt im Wald dem Gelän- 

ben Prozent der gesamten Waldfläche 

im Aargau (49 100 ha). 

Der Kanton Aargau verfügt über elf 

flächendeckende Orthofotos seit 1994, 

zwei davon (2011 und 2013) in laublosem 

Zustand. Hinzu kommen diverse 

regionale Orthofotos. Auf diesen Aufnahmen 

sind immer wieder Fahrspuren 

sichtbar, welche direkt digitalisiert 

werden können (Abb. 3). 

Zusätzlich existiert ein digitales 

Höhenmodell mit einer Auflösung von 

einem Meter. Darauf sind ebenfalls einde 

und allfälligen Hindernissen angepasst 

werden und am Schluss der Arbeit 

ist die Feinerschliessung bereits digital 

dokumentiert. Interessierte Förster 

werden in der Handhabung des Gerätes 

instruiert und dokumentieren und planen 

danach ihre Feinerschliessung selbständig 

(Abb. 2). 

Auf diese Weise sind im Aargau zur 

Zeit gut 3400 ha fertig geplant, dokumentiert 

und im Gelände entsprechend 

der Praxis des jeweiligen Waldbewirtschafters 

markiert. Dies sind sie- 

Abb. 3. Orthofoto 2011 mit sichtbaren Fahrspuren (links) und deren Darstellung auf dem Übersichtsplan (rechts) zur Integration in die 

Fein erschliessungsaufnahme durch den Waldbewirtschafter. Kartendaten: AGIS. 

Abb. 4. Digitales Höhenmodell 1m mit sichtbaren Maschinenwegen (links) und deren Darstellung auf dem Übersichtsplan (rechts) zur Integration 

in die Feinerschliessungsaufnahme durch den Waldbewirtschafter. Kartendaten: AGIS


zelne Rückegassen sichtbar. Insbesondere 

Maschinenwege in Hanglagen sind 

sehr deutlich zu erkennen und können 

direkt digitalisiert werden (Abb. 4). 

Diese «Fernerkundung» wird als 

Vorarbeit geleistet und die gefundenen 

Spuren werden auf den Feldcomputer 

des GPS-Geräts geladen. Der 

Waldbewirtschafter überprüft dann 

im Zuge der restlichen Aufnahmen, 

ob diese Spuren Teil des Feinerschliessungssystems 

sind. Vor allem bei den 

Maschinenwegen im ansonsten wenig 

erschlossenen Gelände kann er dies 

mit seiner Lokalkenntnis oftmals auch 

vom Büro aus erledigen. Mit Hilfe dieser 

Vorarbeit kann der Aufnahmeaufwand 

nochmals reduziert werden und 

liegt bei Aufnahmen durch den Waldbewirtschafter 

mittlerweile bei einer 

halben Stunde pro ha. 

Zusätzlich zur Digitalisierung per 

GPS werden bereits vorhandene, qualitativ 

hochwertige Feinerschliessungspläne 

auf Papier eingescannt, georeferenziert 

und die Rückegassen unter 

Berücksichtigung der Orthofotos und 

des digitalen Höhenmodells vektorisiert. 

Auf diese Weise konnte bisher auf 

weiteren gut 1500 ha Wald die Feinerschliessung 

digitalisiert werden. Insgesamt 

ist die Feinerschliessung im 

Aargau somit auf knapp 5000 Hektaren 

oder zehn Prozent der Waldfläche 

digitalisiert. 

Die Aargauer Förster unterhalten 

ihre Bestandeskarten digital auf einer 

vom Kanton zur Verfügung gestellten 

Online-GIS-Applikation (BKOnline). 

An der Abteilung Wald des Kantons 

Aargau werden die digitalisierten 

Fein erschliessungsdaten bereinigt und 

ebenfalls auf diese Plattform geladen. 

Damit verfügt der Förster für die Planung 

und Steuerung der Holzernte 

aber auch für andere Arbeiten im Wald 

über eine gute Grundlage, die er beispielsweise 

zur Anfertigung von Plänen 

bei Arbeitsaufträgen nutzen kann. 

Nach den momentan laufenden Erweiterungsarbeiten 

an der BKOnline wird 

das Erstellen von Holzschlagsskizzen 

automatisiert, so dass – falls die Feinerschliessung 

digital dokumentiert ist 

– mit wenigen Klicks eine Holzschlagsskizze 

inklusive Notfallorganisation 

gemäss Anforderungen der SUVA ausgedruckt 

werden kann. 

Der Waldbewirtschafter hat so nebst 

dem langfristigen Nutzen des Bodenschutzes 

auch kurzfristig einen direkten 

Nutzen der digitalen Feinerschlies- 

sung im Alltag. Dies ist eine zusätzliche 

Motivation, den Aufwand der Digitalisierung 

zu betreiben. 

5 Literatur 

Anonymus, 2011: Empfehlungen für 

den Bodenschutz im Wald, Stand 29. 6. 

2011. Departement Bau, Verkehr und 

Umwelt, Abteilung Wald, Aarau; Aargauischer 

Försterverband; Forstunternehmer 

Schweiz – Region Aargau; Aargauischer 

Waldwirtschaftsverband. 11 S. 

Ammann, P.; Freuler, A., 2012 unveröffentlicht: 

Projekt Bodenschutz im Wald, 

Schlussbericht. Aarau, Departement Bau, 

Verkehr und Umwelt, Abteilung Wald, 

38 S. 

Freuler, A., 2011: Verdichtungsrisikokarte 

der Aargauer Wälder. Erläuterungen 

bei Abgabe der Verdichtungsrisikokarte. 

Aarau, Departement Bau, Verkehr und 

Umwelt, Abteilung Wald, 1 S. 


S.; Thees, O., 2010: Physikalischer Bodenschutz 

im Wald. Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt 

WSL. 2. Auflage. Merkbl. 

Prax. 45: 12 S. 

Abstract 

Implementation of soil protection in the forest in Canton Aargau 

Soil protection in the forest in Canton Aargau focuses on training and sensitising 

the forestry personnel, developing and providing background information and 

making available expert advice and support. 

For implementation purposes, an ideal forest management regarding soil 

protection was designed, and corresponding fields of action defined. At the 

moment, the main goal for soil protection in the forest in Canton Aargau is the 

documentation and optimisation of the skid-road system. 

Forest managers use a GPS-GIS-System that is accurate down to less than one 

metre to digitalise and optimise the skid-road system with the support of Canton 

Aargau’s Forest Division. Up to now the skid roads have been digitalised in an 

area of 3400 ha with GPS. Together with an additional 1500 ha of digitalised maps 

of existing skid roads recorded in paper maps, this information is made available 

for forest managers in Canton Aargau. The information is thus digitally stored for 

long term soil protection reasons but also readily accessible for everyday use. 

Keywords: soil protection in forests, implementation, digitalising skid roads, GPS


Bodeninformationen für die Waldwirtschaft 

im Kanton Solothurn 

Gaby von Rohr, Stephan Margreth und Christine Hauert 

Amt für Umwelt, Fachstelle Bodenschutz, Werkhofstrasse 5, CH-4509 Solothurn, gaby.vonrohr@bd.so.ch 

Chemische und physikalische Belastungen von Böden sind kaum oder nur aufwändig 

und über lange Zeiträume regenerierbar. Der vorsorgliche Bodenschutz 

ist daher von zentraler Bedeutung. Durch immer grössere Maschinengewichte hat 

sich das Verdichtungsrisiko für Waldböden stark erhöht. Als Grundlage für eine 

bodenschonende Waldwirtschaft hat die Fachstelle Bodenschutz unter anderem 

Karten zum Verdichtungsrisiko von Waldböden erstellt und im Internet veröffentlicht. 

Karten zu weiteren Bodeninformationen, zum Beispiel Wasserhaushalt/ 

Durchwurzelung oder Säuregrad sollen für waldbauliche Entscheidungen dienen. 

Basis für diese Anwendungskarten bilden die Polygondaten der Bodenkartierung 

Kanton Solothurn. Das Bodenmessnetz Nordwestschweiz, betrieben durch die 

Kantone Solothurn, Aargau und Basel-Landschaft, informiert über die aktuelle 

Bodenfeuchte. Als Referenzgrösse für den bodenschonenden Maschineneinsatz 

wird die Saugspannung gemessen; die laufend aktualisierten Messwerte zur 

Bodenfeuchte sind on-line abrufbar. 

1 Einleitung 

Für den Vollzug der eidgenössischen 

Verordnung über Belastungen des 

Bodens (VBBo; 814.12) ist im Kanton 

Solothurn die Fachstelle Bodenschutz 

im Amt für Umwelt zuständig. Der 

Vollzugsauftrag erstreckt sich auf alle 

Böden im Sinne der VBBo, also auch 

auf die Waldböden. 

Ein grundlegendes Prinzip im Bodenschutz 

ist die Vorsorge. Sie hat zum Ziel, 

chemische und physikalische Beeinträchtigungen 

der Böden zu verhindern, 

da Bodenschäden kaum oder nur 

sehr aufwändig und über lange Zeiträume 

regeneriert werden können. 

Ein Arbeitsschwerpunkt der Fachstelle 

Bodenschutz ist daher, Grundlagen 

für den vorsorglichen Bodenschutz zu 

erarbeiten und den Bodennutzern zur 

Verfügung zu stellen. 

Der zielgerichtete Schutz von Böden 

vor chemischen und physikalischen 

Belastungen, eine dem Boden angepasste 

Nutzung oder auch Optimierungen 

im Gewässer- und Hochwasserschutz 

setzen detaillierte Kenntnisse 

der Bodeneigenschaften und des 

aktuellen Bodenfeuchtezustandes voraus. 

Aus diesem Grund führt der Kanton 

Solothurn seit längerem eine systematische, 

grossmassstäbliche Kartierung 

der forst- und landwirtschaftlich 

genutzten Böden durch. Die dabei 

gewonnenen flächendeckenden Bodeninformationen 

ermöglichen die Herleitung 

von anwendungsorientierten 

Bodenkarten, unter anderem als Hilfsmittel 

für eine bodenschonende und 

bodenangepasste Waldnutzung. 

Um den Bodennutzern Informationen 

über den aktuellen Bodenfeuchtezustand 

anbieten zu können, betreibt 

der Kanton Solothurn, gemeinsam 

mit den Kantonen Aargau und Basel- 

Landschaft, das Bodenmessnetz Nordwestschweiz. 

2 Bodenkarten 

2.1 Bodenkartierung Kanton 

Solothurn 

Im Jahr 1996 wurde das Projekt «Bodenkartierung 

Kanton Solothurn» (AfU SO 

1995) gestartet, mit dem langfristig 

alle Landwirtschafts- und Waldböden 

des Kantons erfasst sein sollen. Aktuell 

sind mit 5800 ha gut 20 Prozent der 

Waldböden und mit 11 570 ha knapp 

30 Prozent der Landwirtschaftsböden 

kartiert. 

Die Kartierung erfolgt gemäss der 

Klassifikation der Böden der Schweiz 

(BGS 2008), anhand der Kartieranleitungen 

der FAL (1997) respektive des 

BUWAL (1996). 

An repräsentativen Standorten werden 

Bodenprofile ausgehoben und 

detailliert beschrieben. Diese sogenannten 

Leitprofile bilden die Basis für 

die flächendeckende Kartierung der 

Bodeneinheiten im Massstab 1: 2500, 

bei der mittels Handbohrstock engmaschige 

Aufnahmen im Gelände zur 

Abgrenzung von Polygonen mit gleichen 

Bodeneigenschaften durchgeführt 

werden. Für jedes Polygon wird 

ein individueller Datensatz mit den 

geforderten Bodeninformationen für 

Ober- und Unterboden (29 Attribute) 

erfasst. Die Abgrenzung der Polygone 

erfolgt im Hinblick auf den Darstellungsmassstab 

1 : 5000. Die Daten 

der Bodenprofile und Bodeneinheiten 

werden digital verwaltet und sind in 

die GIS-Umgebung des Kantons Solothurn 

integriert. Sie bilden die Basis 

für vielfältige Auswertungen und die 

Erstellung entsprechender funktionaler 

Bodenkarten. 

2.2 Anwendungskarten für die 

Waldwirtschaft 

Um die erhobenen Bodendaten (Rohdaten) 

lesen und interpretieren zu können, 

braucht es bodenkundliches Spezialwissen. 

Die Fachstelle Bodenschutz 

des Kantons Solothurn veröffentlicht 

daher bewusst nicht die Rohdaten, 

da diese für die grosse Mehrheit der 

Bevölkerung nicht verständlich und 

somit für ihr Handeln nicht nutzbar 

sind. Unser Ziel ist es, den verschiedenen 

Kreisen von Bodennutzern spezifische 

Anwendungskarten zur Verfü-


gung zu stellen. Diese bieten umsetzbare 

Informationen, unter anderem für 

eine bodenschonende Nutzung. 

Nachdem im Frühling 2011 anwendungsorientierte 

Bodenkarten für die 

Landwirtschaft veröffentlicht wurden, 

stehen seit Frühling 2013 auch entsprechende 

Bodeninformationen für die 

Wald wirtschaft zur Verfügung (Geoportal 

des Kantons Solothurn www.sogis.ch: 

Link «Interaktive Karten», rechte Spalte, 

oder www.afu.so.ch: Link «Karte 

Bodeninformationen», rechte Spalte). 

Die Karten thematisieren die Verdichtungsgefährdung, 

den Bodentyp, 

den Charakter des Wasserhaushaltes 

kombiniert mit der potentiellen Durchwurzelungstiefe, 

Humusgehalt und 

Humusform, Säuregrad, Körnung und 

Skelettgehalt. Eine Karte zum pflanzennutzbaren 

Wasservorrat und dem 

Trockenstressrisiko ist in Erarbeitung. 

Karten zur Verdichtungsgefährdung 

der Waldböden 

Als Planungsgrundlage für den vorsorglichen 

physikalischen Bodenschutz 

im Wald stehen neu zwei Karten zur 

Verdichtungsgefährdung der Waldböden 

zur Verfügung. 

Für Wälder, in denen die detaillierten 

Bodeneigenschaften dank der Kartierung 

bekannt sind, liegt die Verdichtungsempfindlichkeitskarte 

vor, hergeleitet 

aus Wasserhaushalt, Bodentyp, 

Bodenart und Skelettgehalt (Abb. 1). 

Die Karte zeigt die Verdichtungsempfindlichkeit 

der Unterböden, da insbesondere 

die folgenschweren Unterbodenverdichtungen 

vermieden werden 

müssen. Diese Karte ermöglicht parzellengenaue 

Aussagen und ist damit ein 

Instrument sowohl für die betriebliche 

Planung wie auch für die detaillierte 

Schlag- und Feinerschliessungsplanung. 

Für die übrigen Waldgebiete gibt 

die Hinweiskarte Bodenverdichtung 

(Abb. 2) eine allgemeine Information 

zum Verdichtungsrisiko. Sie wurde im 

Kanton Aargau entwickelt (basierend 

auf der Pflanzensoziologischen Karte, 

der Geologischen Karte 1: 25 000 und 

Bodenkarten 1: 25 000) und auf die vergleichbaren 

Verhältnisse im Kanton 

Solothurn übertragen. Ihre Aussagekraft 

ist begrenzt, da das Verdichtungsrisiko 

nur indirekt aus den genannten 

Grundlagen abgeschätzt werden kann. 

Die grössten Einschränkungen bestehen 

bei den «mittleren», weit verbreiteten 

Waldstandortstypen, da diese ein 

breites Spektrum von Bodeneigenschaften 

abdecken. Die Hinweiskarte 

ist ein Instrument für die betriebliche 

Planung; für die detaillierte Schlagund 

Feinerschliessungsplanung ist sie 

nicht geeignet. 

3 Bodenmessnetz Nordwestschweiz 

Neben den standörtlichen Bodeneigenschaften 

und der Verdichtungsempfindlichkeit 

ist für einen effektiven 

physikalischen Bodenschutz die 

aktuelle Bodenfeuchte entscheidend. 

In der Bauwirtschaft hat sich die Saugspannung 

als Referenzgrösse für den 

bodenschonenden Maschineneinsatz 

etabliert und bewährt. 

Die Saugspannung ist daher die 

zentrale Messgrösse im Bodenmessnetz 

Nordwestschweiz. Automatisierte 

Messstationen erfassen die Saugspannung 

im Ober- und Unterboden, den 

Niederschlag sowie Boden- und Lufttemperatur. 

Derzeit sind 22 Stationen 

in Betrieb, davon zehn im Kanton 

Solothurn. Drei der solothurner Stationen 

stehen im Wald. 

Die Messdaten sind on-line verfügbar 

(www.bodenmessnetz.ch) und werden 

laufend aktualisiert (Abb. 3). Neben 

den aktuellen Werten können Messreihen 

über beliebige Zeitintervalle abgefragt 

werden. 

Die Messwerte sind mit einer Beurteilung 

des Bodenfeuchtezustandes 

und mit Empfehlungen hinsichtlich der 

Befahrbarkeit des Bodens versehen. 

Diese stützen sich derzeit auf Erfahrungen 

mit Raupenfahrzeugen in der 

Bauwirtschaft und auf erste Erkenntnisse 

beim Maschineneinsatz in der 

landwirtschaftlichen Bewirtschaftung 

ab. Mit der Anwendung dieses neuen 

Instrumentes in der Forst- und Landwirtschaft 

können nun entsprechende 

Erfahrungen unter den spezifischen 

Gegebenheiten der forst- und 

landwirtschaftlichen Bewirtschaftung 

gesammelt und die Empfehlungen entsprechend 

ergänzt werden. 

4 Umsetzung 

Mit den bestehenden und geplanten 

Anwendungskarten und dem Bodenmessnetz 

stehen den Forstbetrieben 

Grundlagen für die betriebliche Planung 

zur Verfügung. 

In Wäldern mit bestehender Bodenkarte 

kann die Verdichtungsempfindlichkeit 

direkt in die Schlagplanung 

integriert werden. 

Die Informationen zu Wasserhaushalt 

/ Durchwurzelungstiefe, zu pflanzennutzbarem 

Wasservorrat / Trockenstressrisiko, 

zur Humusform oder zum 

Säuregrad können für die waldbauliche 

Entscheidungsfindung beigezogen 

werden. Sie sind unter anderem von 

grosser Wichtigkeit für die Baumartenwahl 

unter den sich verändernden 

Klimabedingungen. 

Die neuen Instrumente wurden im 

Frühsommer 2013 anlässlich eines eintägigen 

Kurses «Physikalischer Bodenschutz 

im Wald» dem gesamten Forstpersonal 

des Kantons Solothurn und 

einer Vielzahl der im Kanton tätigen 

Forstunternehmer vorgestellt und die 

Einsatzmöglichkeiten mit grossem Interesse 

an praktischen Beispielen diskutiert. 

Diese neuen Mittel stehen für die 

Planung und Umsetzung einer bodenangepassten 

und -schonenden Waldbe 

wirtschaftung bereit. Erste Forst betriebe 

haben die Anwendungskarten 

hierzu bereits in ihr Betriebs-GIS integriert. 

5 Literatur 

AfU So Amt für Umweltschutz Kanton 

Solothurn (Hrsg.) 1995: Bodenkartierung 

Kanton Solothurn. Konzept. Berichte, 23. 

BGS Bodenkundliche Gesellschaft der 

Schweiz (Hrsg.) 2008: Klassifikation der 

Böden der Schweiz. Dritte und korrigierte 

Auflage. 

BUWAL Bundesamt für Umwelt, Wald 

und Landschaft (Hrsg.) 1996: Handbuch 

Waldbodenkartierung. Schriftenreihe 

Voll zug Umwelt. 

FAL Eidg. Forschungsanstalt für Agrarökologie 

und Landbau (Hrsg.) 1997: Kartieranleitung, 

Kartieren und Beurteilen von 

Landwirtschaftsböden. Zürich-Reckenholz. 

FAL-Schriftenreihe, 24.


Abb. 1. Auszug aus der Verdichtungsempfindlichkeitskarte des Kantons Solothurn. Die im Internet zugängliche Karte weist grossmassstäblich 

die Verdichtungsempfindlichkeit der Unterböden aus, hergeleitet aus Wasserhaushalt, Bodentyp, Bodenart und Skelettgehalt. Die 

Beurteilung ist mit Empfehlungen zur bodenschonenden Befahrung ergänzt. 

Abb. 2. Auszug aus der Hinweiskarte Bodenverdichtung (Massstab 1: 10 000) des Kantons Solothurn. Die im Internet zugängliche Karte gibt 

eine allgemeine Information zum Verdichtungsrisiko von Waldböden. Die Abschätzung basiert auf der Pflanzensoziologischen Karte, der 

Geologischen Karte 1: 25 000 und Bodenkarten 1: 25 000. Die Beurteilung ist mit Empfehlungen zur bodenschonenden Befahrung ergänzt.


Abb. 3. Startseite des Bodenmessnetzes Nordwestschweiz (www.bodenmessnetz.ch) mit dem Überblick über die die Mess-Standorte und 

die aktuellen Saugspannungsmesswerte in der Region. An jeder Station werden die Saugspannung und die Bodentemperatur in 20 cm und 

35 cm Bodentiefe sowie der Niederschlag und die Lufttemperatur gemessen. Alle Daten sind on-line abrufbar. 

Abstract 

Soil data for forestry in the Canton of Solothurn 

Repairing chemical and physical damage to soil is costly and time-consuming and 

in some cases virtually impossible. Precautionary soil protection is therefore extremely 

important. The compaction risk for forest soil has increased substantially 

due to the use of ever heavier machinery. With a view to promoting soil-friendly 

forestry practices, the Soil Protection Unit (Fachstelle Bodenschutz) has, among 

other things, compiled maps charting the compaction risk for forest soil and published 

them on the Internet. Maps of other soil data, such as soil water regime / 

root penetration and acidity, are intended to support silvicultural decision-making. 

These functional soil maps are based on the polygon data of Canton Solothurn’s 

soil mapping project. Information about current soil moisture levels is provided 

by North-west Switzerland’s Soil Moisture Monitoring Network (Bodenmessnetz 

Nordwestschweiz), which is operated by the Cantons of Solothurn, Aargau and 

Basel-Land. The soil moisture tension is measured to provide a reference value for 

the soil-friendly use of machinery. The measurement values are continually updated 

and can be consulted online. 

Keywords: soil protection, soil compaction, soil mapping, functional soil map, soil 

moisture monitoring


Hochwasserschutzwald Gantrisch: der Weg zur 

quantitativen Methode für die Praxis 

Massimiliano Schwarz 1 , Lukas Dämpfle 1 , Peter Lüscher 1 , Philipp Mösch 2 und Jean-Jacques Thormann 3 

1 


massimiliano.schwarz@wsl.ch 

2 

Waldabteilung 5 Bern – Gantrisch, Amt für Wald des Kantons Bern, Hintere Gasse 5, CH-3132 Riggisberg 

3 

Hochschule für Agrar-, Forst- und Lebensmittelwissenschaft, Berner Fachhochschule, Länggasse 85, CH-3052 Zollikofen 

Seit mehr als 150 Jahren ist die Bevölkerung in der Gantrischregion mit Hochwasserrisiken 

konfrontiert. Durch diesen Umstand wurde die Schutzfunktion des 

Waldes schon vor langer Zeit anerkannt und gepflegt, bereits 1840 erfolgten die 

ersten Aufforstungen im Gurnigelgebiet. Obwohl weltweit zahlreiche Studien die 

Wirkung des Waldes auf das Hochwassergeschehen untersucht haben, bleibt die 

Entwicklung quantitativer Methoden zur Abschätzung der Waldwirkung für das 

Risikomanagement in der Praxis eine Herausforderung. In diesem Artikel wird 

ein Überblick über die im Gantrischgebiet durchgeführten Projekte gegeben und 

diskutiert, wie die Resultate von Feldversuchen und Modellsimulationen den Weg 

zu einem quantitativen Ansatz für die Praxis ebnen können. Um derartige Ansätze 

in Kostenwirksamkeitsanalysen im Rahmen des Risikomanagements systematisch 

anwenden zu können, bleiben aber noch viele Wissenslücken, die zukünftige 

Studien ausfüllen sollten. 

1 Einführung: Geschichte 

der Waldnutzung und 

Hochwassergefahr im 

Gantrischgebiet 

1.1 Übersicht 

Die Region Gantrisch (Kt. Bern) ist 

durch Wald und Wasser stark geprägt. 

In der ganzen Region graben wilde 

Bäche tiefe Einschnitte in den weichen 

Untergrund. Zum Schutze der Talbewohner 

mussten bereits in der Vergangenheit 

Bäche verbaut und viele Alpweiden 

aufgeforstet werden. Die Waldpflege 

und damit die Waldentwicklung 

wurden stark beeinflusst durch den 

Willen, die Hochwassergefahr im Tal 

zu verringern. Der Wald lieferte aber 

auch den wertvollen, nachwachsenden 

Rohstoff Holz. Dieser brachte viel 

Arbeit und Wertschöpfung in die ländliche 

Region. Auch heute ist der ökologisch 

wertvolle Baustoff und Energielieferant 

Holz ein wichtiges Produkt 

aus den Gantrischwäldern. Der Wald 

als naturnaher Raum beherbergt ausserdem 

zahlreiche seltene Pflanzen und 

Tiere und wird so für die Erhaltung der 

Artenvielfalt immer wichtiger. Zudem 

liefert der Wald Trinkwasser von hoher 

Qualität, gliedert die Landschaft und 

dient der Bevölkerung als wichtiger 

Erlebnis- und Erholungsraum. 

1.2 Hochwassergefahren 

Starke Gewitterregen mit Hagel führen 

oft zu gefährlichen Wasserabflussspitzen. 

Der leicht erodierbare und 

rutschanfällige Untergrund aus Flysch 

Abb. 1. Waldlandschaft Gantrisch 

oder subalpiner Molasse liefert grosse 

Mengen an Erdmaterial, welches 

sich – transportiert durch die grossen 

Wassermassen – murgangartig in die 

Täler bewegen kann und dort Leid 

bei der Bevölkerung und die Zerstörung 

der Infrastruktur mit sich bringt. 

Die Bevölkerung der Region Gantrisch 

begann deshalb bereits früh mit einfachsten 

Verbauungsmassnahmen an 

den gefährlichen Bächen. An der Gürbe 

beispielsweise wurden ab 1858 mit 

Unterstützung des Kantons Bern die 

ersten Holzsperren gebaut. Ab 1895 bis 

zum Ersten Weltkrieg kamen Bergamasker-Arbeitsgruppen 

aus Norditalien 

in den Gantrisch und bauten erste 

Steinblockmauern und Trockenmauerwerke. 

Erst ab der Mitte des 20. Jahrhunderts 

wurde mit grossen Betonsperren 

der Gürbelauf systematisch 

verbaut. Die Verbauungen wurden im 

Laufe der Zeit mehrmals durch heftige 

Unwetter geprüft, teilweise beschädigt 

und sogar zerstört. Das letzte Grossereignis 

fand Ende Juli 1990 statt. Im


Einzugsgebiet fielen innerhalb von 

vier Stunden 270 mm Niederschlag, 

wodurch viele der alten Sperren zerstört 

wurden und die Gürbe am Kegelhals, 

im «Hohli», über die Dämme trat 

und das Dorf Wattenwil sowie Teile des 

tiefer gelegenen Gürbetals überflutete. 

1.3 Aufforstungen und Waldpflege 

Bereits ab 1840 erfolgten erste Aufforstungen 

im Gantrischgebiet, vor allem 

im Staatswald der Einzugsgebiete Sense 

und Schwarzwasser. Mit der damals 

neuen Bundesgesetzgebung von 1876 

konnten dann Bundessubventionen 

für die Aufforstung von Hochwasserschutzwaldungen 

ausgelöst werden. 

Der damalige Oberförster Friedrich 

Nigst (im Amt: 1878 bis 1927) trieb die 

Aufforstungstätigkeit in der Region 

Gantrisch hartnäckig voran. In seiner 

Zeit wurden rund 1000 ha Weideland 

aufgeforstet. Diese Alpweiden mussten 

oft vorgängig durch aufwändige 

Verfahren erworben werden. Bis in die 

Mitte des letzten Jahrhunderts wurden 

über 2000 ha Wald im Gantrischgebiet 

neu aufgeforstet. In der zweiten Hälfte 

des letzten Jahrhunderts begann sich 

der Holztransport mit Lastkraftwagen 

durchzusetzen. Die Waldbesitzer mussten 

mit dem Forstdienst die Walderschliessung 

neu planen und einrichten. 

Mit Holzprügellagen oder speziellen 

Kalkstabilisierungsmassnahmen – in 

Zusammenarbeit mit der ETH Zürich 

– wurde versucht, die schweren Lehmböden 

in einen tragfähigen Untergrund 

zu verwandeln. Die Holzerei und Wald- 

Abb. 3. Hochmontaner Waldbestand mit stufigem Aufbau. 

pflege konzentrierte sich meist entlang 

der neugebauten Waldwege und die 

ausgedehnten Aufforstungsbestände 

wuchsen vielerorts zu dichten, finsteren 

Fichtenforsten heran. Meist fehlte in 

diesen Beständen die Bodenvegetation 

und eine natürliche Verjüngung war 

kaum auszumachen. Die ersten grossen 

Löcher riss 1982 ein Föhnsturm in die 

labilen Baumholzbestände. Nach dem 

Orkan Vivian 1990, wurden auf den 

geräumten Sturmflächen erste Rottenpflanzungen 

durchgeführt. Der Orkan 

Lothar zerstörte Ende 1999 grosse Flächen 

in den Aufforstungsbeständen. In 

der Süftenen (Staatswald) fällte der 

Orkan den zehnfachen Hiebsatz, näm- 

lich 30 000 m 3 , innerhalb eines Tages. 

Erst nach dieser Katastrophe setzte 

sich die Meinung durch, dass in den 

aufgerissenen Aufforstungsbeständen 

eine vitale, ungleichaltrige Verjüngung 

die grösste Priorität erhalten muss. 

In den ursprünglichen Waldbeständen 

wurde bereits früh mit der stufigen 

Ausformung begonnen. Mit den neuen 

Erkenntnissen und auch mit den Vorgaben 

durch NaiS (Frehner et al. 2005), 

wird nun insbesondere die Weiss tanne 

stark gefördert. Dies ist aber für den 

Waldbesitzer oft mit Zusatzaufwendungen 

oder Einbussen verbunden 

(Wildverbiss, gefährliche Tannentrieblaus, 

tieferer Holzertrag, etc.). 

Abb. 2. Alte (links) und neue Sperren (rechts).


1.4 Ausblick 

Auf den gehemmt durchlässigen Böden 

hilft das Einbringen und Begünstigen 

von tiefwurzelnden Baumarten wie der 

Weisstanne und das Fördern von stufigen, 

eher jüngeren Waldbeständen, die 

Hochwasserabflussspitze zu vermindern. 

Der Revierförster kann heute im 

Rahmen seiner Beratungstätigkeit den 

Waldbesitzer mit Schutzwaldprojekten 

in diese Richtung lenken und mit Beiträgen 

unterstützen. Auf den verdichtungsanfälligen 

Böden muss das Befahren 

mit schweren Forstmaschinen eine 

Ausnahme bleiben und darf nur auf 

eingeplanten Rückegassen erfolgen, 

nach Möglichkeit ist der Seilkranbringung 

den Vorrang zu geben. Das Ziel, 

stufige Bestände mit verschiedenen 

tiefwurzelnden Baumarten durchzusetzen, 

kann aber langfristig nur erreicht 

werden, wenn die Waldeigentümer von 

deren Wirkung überzeugt sind, sie für 

die Umtriebe zumindest teilweise entschädigt 

werden und für das Holz einen 

angemessenen Erlös erhalten. Um die 

finanzielle und politische Bedeutung 

der Schutzwaldpflege zu bewerten, 

braucht es neben langjähriger Erfahrung 

auch quantitative Methoden, die 

eine systematische Analyse der Schutzwaldwirkung 

erlauben und damit einen 

nachvollziehbaren Einsatz der Ressourcen 

ermöglichen. Die Forschung ist 

in diesem Sinn gefragt, neue quantitative 

Methoden zu entwickeln. 

2 Wald und Hochwassergeschehen: 

Stand des Wissens 

2.1 Waldwirkung gegen 

Hochwasser 

Zahlreiche Studien weltweit haben die 

Wirkung des Waldes auf das Hochwassergeschehen 

mit verschiedensten 

Kombinationen von Einflussgrössen 

und auf unterschiedlichen Skalen 

analysiert und diskutiert (z. B. Badoux 

et al. 2006). Diese Untersuchungen 

haben geholfen, verschiedene forsthydrologische 

Prozesse besser zu quantifizieren 

und deren Wirkung auf die 

Hochwasserintensität abzuschätzen. 

Dennoch sind die vom Wald beeinflussten 

Faktoren und Prozesse, wel- 

che theoretisch zur Hochwasserminderung 

beitragen können, sehr schwierig 

zu charakterisieren und quantifizieren. 

Allgemein wird die hydrologische Wirkung 

des Waldes in direkte und indirekte 

Aspekte unterteilt. Zu den direkten 

Wirkungen zählen Prozesse wie die 

Interzeption, der Stammabfluss, die 

Evapotranspiration, der präferenzielle 

Abfluss entlang von Wurzeln/Wurzelkanälen, 

usw. Zu den indirekten Wirkungen 

zählen Prozesse wie der Einfluss 

der Streueinträge auf die biologische 

Aktivität im Boden sowie auf die 

physikalische und chemische Eigenschaften, 

zum Beispiel die Gefügebildung 

im Oberboden. 

Die wichtigsten, durch den Wald 

beeinflussten Prozesse für die Minderung 

der Abflussspitze sind die Evapotranspiration 

und Interzeption (Regen 

und Schnee), welche die Vorfeuchte 

des Bodens über längere Zeit reduzieren 

können (je nach Standort und Jahreszeit) 

sowie die durch die Waldbehandlung 

beeinflusste Bodenstruktur, 

welche die Speicherkapazität und das 

Abflussgeschehen bestimmt. Interzeption 

(Regen) und Evapotranspiration 

spielen kurzfristig bei starken Niederschlägen, 

welche nur wenige Stunden 

dauern, selten eine bedeutende Rolle. 

2.2 Beurteilung der Waldwirkung 

In der Richtlinien von NaiS («Nachhaltigkeit 

im Schutzwald» [Frehner 

et al. 2005]) wird angenommen, dass die 

Hochwasserschutzwirkung des Waldes 

in erster Linie durch eine Erhöhung 

der Wasserspeicherkapazität im 

durchwurzelten Boden erreicht wird. 

Diese Annahme basiert auf Feldbeobachtungen 

und berücksichtigt, wie die 

indirekte Wirkung des Waldbestandes 

die Bodeneigenschaften und deren 

Zustand in Kombination mit anderen 

Bodenbildungsfaktoren, wie Ausgangsgestein, 

Klima und Relief, beeinflussen 

kann. In den NaiS Richtlinien 

wird ein weiterer, wichtiger Grundsatz 

berücksichtigt: Nicht alle Wälder 

haben dieselbe Schutzwirkung. Dieses 

Konzept wurde von Lüscher und 

Zürcher (2003) entwickelt und stützt 

sich auf die Idee, dass die Hochwasserschutzwirkung, 

insbesondere die 

Wasserspeicherkapazität, standortspezifisch, 

d.h. unter Berücksichtigung 

des Waldzustandes (Baumartenzusammensetzung 

und Bestandesstruktur) 

beurteilt werden muss. Dabei ist auch 

der Bodenaufbau zu berücksichtigen. 

Abbildung 4 zeigt beispielhaft den 

Übergang von einer Kuppe zu einer 

Mulde, welche durch eine starke Änderung 

der Vegetation verdeutlich wird 

(Vaccinium mirtillis dominierte Krautschicht 

auf der Kuppe, Caltha palustris 

charakterisierte Gesellschaft in der 

Mulde). Die Änderung der Vegetation 

weist ebenfalls auf eine Änderung 

des Bodenaufbaus und des Bodentyps, 

sowie auf unterschiedliche hydrologische 

Eigenschaften des Standorts hin. 

Je nach Situation können verschiedene 

Baumarten je nach Bodeneigenschaften 

unterschiedlich wurzeln und 

entsprechend unterschiedlich gegen 

Hochwasser wirken. Abbildung 5 zeigt 

das umgeworfene Wurzelsystem einer 

Weisstanne (Abies alba) mit Pfahlwurzeln, 

welche zum Teil auch in vernässte 

Horizonte wachsen können. Aus 

diesem Grund wird diese Baumart 

an staunassen Standorten gegenüber 

flachwurzelnden Baumarten wie der 

Fichte (Picea abies) bevorzugt. Obwohl 

sich die Anwendung von NaiS in der 

Praxis bewährt hat, bleiben dennoch 

viele Fragen offen, um praxistaugliche 

Methoden nachvollziehbarer und fundierter 

zu formulieren. 

Abb. 4. Übergang von Kuppe zu Mulde 

mit deutlicher Änderung der Zusammensetzung 

der Krautschicht, welche auf eine 

Änderung des Bodenaufbaus beziehungsweise 

des Bodentyps hinweist. (Waldstandortstyp 

46, Über gang zu 49).


Abb. 5. Umgeworfenes Wurzelsystem einer 

Weisstanne (Abies alba) mit 0.6 m langen 

Pfahlwurzeln unterhalb des Baumstamms. 

3 Forschungsaktivitäten im 

Gantrischgebiet 

Seit 2006 wurden verschiedene Forschungsprojekte 

der WSL in Zusammenarbeit 

mit der Uni Bern und der 

HAFL über die Hochwasserschutzwälder 

im Gantrischgebiet durchgeführt. 

Die Staffelung der verschiedenen 

Arbeiten während der letzten 

Jahre zeigt den generell verwendeten 

«bottom-up» Ansatz. In diesem Kapitel 

wird ein Überblick über die durchgeführten 

Projekte und die dadurch 

gewonnenen Erkenntnisse vermittelt. 

3.1 Einfluss der Wurzeln auf die 

Infiltration/Speicherkapazität 

auf der Bodenprofilskala 

Die erste Studie befasste sich mit 

dem Einfluss von Baumwurzeln auf 

die Infiltration (COST Aktion E38 

«woody root processes», 2006–2010). 

Anhand von Beregnungsexeprimenten 

in einem Heidelbeer Tannen-Fichtenwald 

(E&K 46, jeweils auf 1 m 2 ) wurde 

gezeigt, dass die Wurzeldichte die 

Infiltrationskapazität nicht vernässter 

Oberbodenhorizonte sowie vernässter 

Horizonte erhöhen kann (Lange et al. 

2009). Es wurde auch gezeigt, dass in 

diesem Gebiet die Entwässerung des 

gesamten Bodens immer lateral erfolgt 

und dass der Abfluss zum Teil von der 

Druckhöhe (wassergesättigter Profilbereich) 

bestimmt wird. Als Schlussfolgerung 

dieser Untersuchung lässt 

sich vermuten, dass es «mittels forstlicher 

Massnahmen möglich sein wird, 

die Wurzelverteilungen in Wäldern zu 

beeinflussen und damit Infiltrationsund 

Speicherkapazitäten durch Artenzusammensetzung 

und Bestandesstruktur 

zu modifizieren» (Lange et al. 

2011). 

Hartmann (2008) konnte in demselben 

Gebiet zeigen, dass die Durchwurzelung 

der Vogelbeere stark durch 

vernässte Horizonte limitiert ist, wie 

es auch schon für die Fichte und die 

Buche (Fagus sylvatica) aus der Literatur 

bekannt ist. Es bleibt unklar, 

wie langfristig die Bodenstruktur des 

Oberbodens aufgrund der geänderten 

Zusammensetzung des Streumaterials 

und einer erhöhten biologischen Aktivität 

verbessert werden kann. Feldbeobachtungen 

haben bestätigt, dass die 

Tanne, in diesem Gebiet die am meisten 

verbreitete Baumart ist, da sie zum 

Teil gesättigte Bodenhorizonte ohne 

Limitierung durchwurzelt. 

In einer Arbeit von Grunauer (2009) 

wurden hydrologische Reaktionen in 

sechs Bodenprofilen und der Einfluss 

unterschiedlich alter Wurzelstöcke auf 

die Infiltration untersucht. Diese Arbeit 

zeigte trotz eines begrenzten Stichprobenumfangs, 

dass sich der Abbau der 

Wurzelmasse unter teilweise anaeroben 

Bedingungen in hydromorphen 

Horizonten so langsam vollzieht, dass 

über 30 Jahre nach dem Absterben der 

Bäume noch annähernd alle Wurzeln 

vorhanden waren. Der Trend, dass sich 

eine höhere Wurzeldichte günstig auf 

die Infiltrationsgeschwindigkeit auswirkt, 

wurde bestätigt. 

In einem weiteren Projekt (Wald und 

Klimawandel, 2010–2012) untersuchten 

Lange et al. (2013) die potentiellen 

Auswirkungen der Klimaänderung auf 

die Hochwasserschutzwirkung. In der 

Annahme, dass die Durchwurzelung in 

Buchenbeständen tieferer Lagen für 

zukünftige Klimaszenarien in höheren 

Lagen repräsentativ sein wird (in 

denen heute Tannen-Fichtenbestände 

dominieren), schätzen die Autoren, 

dass die Hochwasserschutzwirkung auf 

Grund einer intensiveren Durchwurzelung 

und erhöhter Verzögerung des 

Wasserabflusses zukünftig in höheren 

Lagen verstärkt wird. 

3.2 Einfluss der Wurzelverteilung 

auf die räumliche Heterogenität 

von Vernässungsmerkmalen 

auf der Transektskala 

Das Projekt COST FORMAN (Forest 

Management and Water Cycle, 2009– 

2012) strebte das Ziel an, den Wassergehalt 

und die Durchwurzelung in 

Abhängigkeit des Bestandesaufbaus 

zu charakterisieren. Das zentrale Thema 

dieser Arbeit war die Aufskalierung 

hydrologischer Prozesse vom Punkt 

zur Fläche unter Berücksichtigung der 

einzelnen Waldstandorte und deren 

Bewirtschaftung. In der erste Phase 

des Projektes, wurde die Bodenhydrologie 

und die Durchwurzelungsintensität 

durch Transekte (etwa 6–8 m lange 

Bodenprofile zwischen zwei Bäumen) 

und ein flächendeckendes Raster von 

Messpunkten (Raster Netz 10 × 10 m) 

analysiert. Eine detaillierte Studie über 

die Aufnahmemethoden (Hebeisen 

2011) hat gezeigt, dass die erhobenen 

Daten und Werte für Horizontmerkmale 

(Go,r) und Wurzelverteilung vergleichbar 

sind, egal ob sie mit Rahmenbohrer, 

Humaxproben oder durch eine 

Profilansprache gewonnen werden. 

Allerdings ist die Variabilität je nach 

Aufnahmemethode im Fehlerbereich 

sehr unterschiedlich. 

Die ersten Resultate dieser Studien 

wiesen darauf hin, dass die Reliefkomponente 

(Kuppe/Mulde) sowie der 

Baumabstand keine grosse Rolle bei 

Betrachtung der vertikalen Infiltration 

spielten (Stimm et al. 2009; Allenspach 

et al. 2011). Weiter gab es Hinweise 

darauf, dass die Durchwurzelungsintensität 

der Feinwurzeln in einem gut 

strukturierten, geschlossenen Bestand 

keine Funktion des Baumabstandes ist 

(Abb. 6). Spätere Untersuchungen in 

der zweite Phase des Projektes hingegen 

zeigten, dass der laterale Abfluss 

durch das Relief beeinflusst ist und die 

Wurzelverteilung (Fein- und Grobwurzeln) 

von der Waldstruktur abhängig 

ist (Schwarz et al. 2013).


Abb. 6. Wurzelverteilung zwischen zwei Baumstämmen entlang eines Transekts aufgenommen 

durch Zählungen im 10 × 10 cm Raster 

3.3 Zusammenhang zwischen 

Durchwurzelung, Boden struktur 

und lateralem Zwischenabfluss 

auf der Ebene der Boden 

profilskala 

In einer späteren Phase des COST 

FORMAN Projekts wurden neue 

Beregnungsversuche mit regelmässigen 

Abständen zu Baumstämmen 

durchgeführt (1,5 , 3,5 und 5,5 m), um 

den Zusammenhang zwischen Relief, 

Durchwurzelung, Wassergehalt 

und lateralem Abfluss zu untersuchen 

(Schwarz et al. 2013). 

Jedes Profil wurde mit drei verschiedenen 

Intensitäten (70, 40, 100 mm/ 

Std) beregnet, wobei jede Beregnung 

durch eine zweistündige Pause unterbrochen 

wurde (Sequenz Beregnung: 

erste Stunde 70 mm/Std, zwei Stunden 

ohne Beregnung, eine Stunde 40 

mm/Std, und anschliessend eine Stunde 

100 mm/Std). In jedem beregneten 

Profil wurden Wurzelverteilung, Wassergehalt 

und lateraler Abfluss gemessen. 

Die Wurzelverteilung wurde bis 

0,5 m Bodentiefe auf eine Breite von 

0,5 m kartiert. Der Wassergehalt wurde 

an zehn verschiedenen Stellen (Messintervall 

1 Min.) gemessen (Abb. 7), 

in den Tiefen von 0,075, 0,225 und 

0,375 m. Der laterale Abfluss wurde in 

drei Tiefenbereichen (0–0,15 , 0,16–0,3 , 

0,31–0,45 m) in 0,5 m breiten Metallrillen 

gesammelt und mit Kippwaagen 

(RainWiseInc) gemessen. 

Aus den ersten qualitativen Beobachtungen 

im Feld hat sich bestätigt, 

dass am untersuchten Standort (E&K 

Nr. 49) das Kuppen-Mulden-Relief 

einen deutlichen Zusammenhang mit 

der räumlichen Verteilung des Bodenaufbaus 

beziehungsweise -typs zeigte 

(z. B. Lage reduzierter oder oxidierter 

bzw. wechselfeuchter Horizonte) 

und dadurch auch einen starken Einfluss 

auf den lateralen Abfluss hatte 

(Abb. 8). Weiter haben die Ansprachen 

der Bodenprofile ergeben, dass 

die Bodenverdichtung in der Nähe von 

Abb. 7. Einrichtung der Feldexperimente für die Messung des lateralen 

Abflusses auf Bodenprofilskala. 

Abb. 8. Serie von Bodenprofilen entlang eines Kuppen-Mulden Gradienten 

in verschiedenen Abständen zu einem Baumstamm (1,5 , 

3,5 , und 5,5 m). Innerhalb weniger Meter ist der Gr-Horizont zwischen 

0,7 und 0,2 m Tiefe zu finden.


Baumstämmen und die Präsenz von 

Grobwurzeln den lateralen Abfluss 

innerhalb von nicht und wenig hydromorphen 

Horizonten (z. B. B oder SB) 

während extremer Niederschlagereignisse 

fördern. In steileren Hangpartien 

erreichten gut durchwurzelte Horizonte 

eine Tiefe von 1 bis 1,5 m und wiesen 

eine subpolyedrische bis polyedrische 

Struktur auf. Solche mächtige und gut 

strukturierte Horizonte sind Voraussetzung 

für eine hohe Speicherkapazität 

und für eine bedeutende Verzögerung 

des lateralen Abflusses. In nicht 

bestockten Mulden oder flachen Hangpartien 

waren die Bodenprofile stark 

von Reduktionsmerkmalen geprägt 

und die Tiefe der rasch drainierenden 

Horizonte war auf die obersten 0,1 bis 

0,2 m des Bodenprofiles limitiert. 

Von dreizehn durchgeführten Beregnungsversuchen 

wiesen acht einen 

lateralen Abfluss höher als 0,0017 Lt./ 

sec (= 0,1 Lt./min) innerhalb der ersten 

0,45 m auf. Die resultierenden Abflusskoeffizienten 

schwankten zwischen 

0 und 0,9 , wobei nur bei zwei Experimenten 

der Abflusskoeffizient über 

0,8 lag. Neun Beregnungen wurden bei 

Fichten und vier bei Tannen durchgeführt. 

Die untersuchten Bäume hatten 

einen BHD zwischen 0,3 und 0,4 m. 

Abbildung 10 zeigt ein Beispiel für 

den gemessenen lateralen Abfluss für 

ein Profil (Abb. 9) in 1,5 m Abstand 

zu einer Tanne (BHD = 0,38 m). Die 

Resultate zeigen auf, dass der Grossteil 

des lateralen Abflusses zwischen 

0,16 und 0,3 m Bodentiefe stattgefunden 

hat und der maximale Abfluss 

proportional zur Niederschlagsintensität 

war. Eine quasi-konstante Wasserbilanz 

(input = output) wurde etwa 

15 bis 20 Minuten nach Beregnungsbeginn 

erreicht. Die Messungen zeigen 

auch, dass der Abfluss typischerweise 

erst ab einem bestimmten Wassergehalt 

beginnt (durchschnittlich 0,36 [m 3 / 

m 3 ]) und auch ungesättigte Horizonte 

zu lateralem Abfluss beitragen können. 

Des Weiteren kann vermutet werden, 

dass die Steigung des Abflusses stark 

durch die Dimensionen und Form der 

Makroporen beeinflusst wird und die 

Durchwurzelungssituation, sowie die 

biologische Aktivität eine wichtige 

Voraussetzung für eine Erhöhung der 

Wasserspeicherung (Einfluss auf Porosität 

und Bodenvorfeuchte) und damit 

auf die Abflussverzögerung hat. 

3.4 Modellierungsansatz für die 

Charakterisierung des lateralen 

Zwischenabflusses und der 

präferenziellen Fliesswege 

In diesem Teilprojekt wurde ein neuer 

Modellierungsansatz entwickelt, um 

den präferenziellen Abfluss in durchwurzelten 

Böden zu quantifizieren. 

Die Grundkonzepte der Modellierung 

Abb. 9. Detail des Bodenprofils (T13_1.5) in 1,5 m Abstand zu einem Tannenstamm mit klarem 

Übergang von Ah Horizont mit Wurzeln und Rissen zu einem Go/r Horizont mit einer 

kompakten kohärenten Struktur (und deshalb weniger durchlässig) in 0,2 m Tiefe. 

basieren auf dem Ansatz von Beven 

und Germann (2013) für den präferentiellen 

lateralen Abfluss und wurden 

erweitert, um den Zusammenhang 

zwischen Wurzelverteilung, Abfluss 

und Wassergehalt besser abzubilden 

(Schwarz et al. 2013). Das Modell 

löst die Wasserbilanzgleichung unter 

Anwendung der Stokes Gleichung für 

die Berechnung der Wasserflüsse. 

Die sensibelsten Modellparameter, 

welche mit den Resultaten aus den 

Beregnungsexperimenten kalibriert 

wurden, sind: 

– Tiefe der rasch drainierten Bodenhorizonte 

(T [m]), 

– Kontaktfläche der Makroporen (L 

[m 2 /m 3 ]), 

– Koeffizient der vertikalen Sickerung 

(cv [–]) und 

– der sogenannte Faktor der Makroporen 

(gF [–]). 

Eine detaillierte Beschreibung des 

Modells ist in Schwarz et al. (2013) zu 

finden. 

Abbildung 11 zeigt den Vergleich 

zwischen dem gemessenen und simulierten 

Zeitverlauf des Wassergehaltes 

und des Abflusses von zwei Beregnungen 

bei sehr unterschiedlichen Verhältnissen. 

Das Bodenprofil der ersten 

Beregnung (Abb. 11A und 11C) 

wies einen stark vernässten Boden mit 

einem reduzierten Horizont schon ab 

0,2 m Bodentiefe auf. Dadurch änderte 

sich der gesamte Wassergehalt im Profil 

während der Beregnung nicht, wobei 

aber der laterale Abfluss in kurzer Zeit 

stattfand. Das zweite Profil (Abb. 11B 

und 11D) zeigte eine grössere Schwankung 

des Wassergehaltes proportional 

zur Beregnungsintensität und praktisch 

keinen lateralen Abfluss innerhalb 

der ersten 0,45 m Bodentiefe, da 

in diesem Fall der reduzierte Horizont 

tiefer unten lag. Mit diesen Informationen 

und Daten konnten die Modellparameter 

kalibriert werden. Die Tiefe 

der rasch drainierten Bodenhorizonte 

(T [m]) im untersuchten Gebiet lag 

zwischen 0,15 und 1 m, die kalibrierte 

Kontaktfläche der Makroporen (L [m 2 / 

m 3 ]) lag zwischen 50 und 2500 m 2 /m 3 . 

Der Koeffizient der vertikalen Versickerung 

(cv [–]) lag zwischen 0 und 1 

und der sogenannte geometrische Faktor 

der Makroporen (gF [–]) wurde 

konstant bei 0,25 festgelegt.


Abbildung 12 zeigt die Sensibilität 

des Modells relativ zum Parameter L 

(Kontaktfläche der Makroporen) und 

gibt einen Hinweis zur Bedeutung dieses 

Parameters auf den Ausschlag der 

Abflussspitze. Die Berechnungen wurden 

mit einer Vorfeuchte von 0,3 [m 3 / 

m 3 ], T = 0,5 m, c = 0 und gF = 0,25 durchgeführt. 

Die drei Regenintensitäten 

entsprachen 70-40-100 mm/Std wie bei 

den Feldexperimenten. Die Resultate 

zeigten, dass bei gleicher Speicherkapazität 

die unterschiedlichen Dimensionen 

der Makroporen, welche durch 

den Parameter L charakterisiert werden, 

eine grosse Bedeutung für die 

Minderung der Abflusssptitze haben. 

Abb. 10. Resultate des gemessenen lateralen Abflusses bei Profil T13_1.5. 

A 

B 

Englische Übersetzung des Titels 

Since more than 150 years the population of the Gantrisch region is faced 

with floodrisks. For this reason, the role of protection forests has been considered 

important since long time, and big reforestations took place already in the 

1840’s. Notwithstanding the numerous studies on the flood-mitigating effects of 

C 

D 

forests, the development of quantitative methods for the practice is still challenging. 

In this work we present an overview of the research projects carried out in 

the Gantrisch region aimed to quantify the protection function of the forest. We 

discuss how the results of field experiments and numerical modeling could lead 

to the formulation of new quantitative approaches for the practice. However, for 

the systematical implementation of such approaches in cost-benefit analysis for 

risk management, several lags of knowledge still need to be adressed by future 

research works. 

Keywords: flood risk, protection forests, Gantrisch region, lateral sub-surface 

flow, root distribution, numerical modeling. 

Abb. 11. Resultate der gemessenen und modellierten Änderung des Wassergehalts (A und B) und des lateralen Abflusses (C und D) bei zwei 

sehr unterschiedlichen Profilen (F10_5.5 [A und C] und F10_3.5 [B und D]).


Abb. 12. Resultate der Sensibilitätsanalyse des Abflussmodells auf der Bodenprofilskala mit 

unterschiedlichen Werten des Parameters L (Kontaktfläche [m 2 /m 3 ]). 

Vegetationsbedeckungen (Wiese = 

gelb, «schlechter» Wald = dunkelgrün, 

«minimaler» Wald = grün, «optimaler» 

Wald = hell grün) bei einem kurzen 

(1 Std. → 45 mm) und einem langen 

(24 Std. → 120 mm) hundertjährlichen 

Niederschlagsereignis. Der Niederschlag 

wurde über die Zeit als normal 

verteilt angenommen und das Speichervermögen 

war für alle Kombinationen 

konstant. Die Resultate zeigten, 

dass bei einem kurzen Niederschlagsereignis, 

ein «optimaler» Waldbestand 

die Abflussspitze bis zu 30 Prozent 

reduzieren konnte, dank einer starken 

Verzögerung des Wasserabflusses. 

Bei einem langandauernden Regenereignis 

hingegen, schien der Wald keinen 

Einfluss bei solch kleinen Hängen 

(10 × 15 m) zu haben. Die simulierten 

Abflüsse begannen erst, als der Hang 

hydrologisch vernetzt war. Je mehr 

Wasser benötigt wurde, um den lateralen 

Abfluss zu initialisieren, desto stärker 

wurde die Abflussspitze reduziert. 

4 Diskussion und Schlussfolgerungen 

3.5 Aufskalierung der Abflussprozesse 

und Einfluss der 

Durchwurzelung 

Das kalibrierte Abflussmodell der Profilskala 

wurde dann in einem Abflussmodell 

für die Hangskala angewandt, 

um die Verhältnisse von unterschiedlich 

hydrologisch beitragenden Flächen 

während eines Niederschlags zu simulieren 

und zu analysieren. 

Eine «random generating function» 

definiert in dem Modell die zufällige 

Normalverteilung der initialen Vorfeuchte 

(0,3 +– 0,03) in jeder Simulation 

(2 bis 5 pro Vegetationsbedeckung). 

Abbildung 13 zeigt die zeitliche Entwicklung 

der hydrologischen Benetzung 

des Hanges in Zusammenhang 

mit der Zunahme des Wassergehalts 

in jeder Zelle bis zu den Werten, bei 

welchen der laterale Abfluss beginnt 

(blaue Punkte). 

Unter der Annahme, dass unterschiedliche 

Werte von T (hydrologische 

aktive Bodentiefe) und L (Kontaktfläche) 

charakteristisch für unter- 

Für ein bestimmtes Niederschlagsereignis 

und ein bestimmtes Einzugsgebiet 

kann die Abflussspitze durch eine 

erhöhte Speicherkapazität des Bodens 

oder durch eine grössere Verzögerung 

des Wasserabflusses reduziert werden. 

In der Regel wirkt der Wald positiv auf 

diese beiden Prozesse (Speicherung 

und Verzögerung), aber in unterschiedschiedliche 

Bedingungen bezüglich 

Vegetationsbedeckung (Wiese bis gut 

strukturierte Waldbestände) sind, ist es 

möglich, die Abflussverhältnisse eines 

Hanges für unterschiedliche Niederschlagsereignisse 

zu simulieren. Abbildung 

14 zeigt den simulierten Abfluss 

eines Hanges mit vier verschiedenen 

Abb. 13. Zeitliche Entwicklung der hydrologischen Benetzung des Hanges in Zusammenhang 

mit der Zunahme des Wassergehalts (a = 60 Sek., b = 600 Sek., c = 1200 Sek.) während 

eines intensiven Niederschlages. Die roten Zellen weisen einen Wassergehalt kleiner als θ min 

auf und produzieren keinen lateralen Abfluss, während die blauen Zellen einen Wassergehalt 

grösser als θ min aufweisen und einen lateralen Abfluss proportional zu ihrem Sättigungsgrad 

produzieren.


rekte Wirkung der Wurzelverteilung, 

durch die Parameter T, θ Beginn , θ min und 

L gut charakterisiert werden. Auf der 

Hangskala wirkt der Einfluss des Waldes 

durch die räumliche Heterogenität 

der oben genannten Parameter und 

dadurch auf die hydrologische Vernetzung 

des Hanges. 

Die bis heute gewonnenen Resultate 

bilden eine solide Basis für die Analyse 

der Prozesse auf der Profilskala (Infiltration 

und lateraler Abfluss), aber auf 

der Hangskala bleiben die Ergebnisse 

nur eine numerische Ex trapolation, 

welche mit weiteren Felddaten und Studien 

validiert werden muss. Die Analyse 

der Wurzelverteilung auf der Hangskala 

(Stimm et al. 2009; Allenspach 

et al. 2011; Hebeisen 2011; Schwarz 

et al. 2013) hat zwar ein besseres Bild 

des Zusammenhangs zwischen Waldstruktur 

und Wurzelverteilung ergeben, 

aber die hydrologischen Prozesse 

auf dieser Skala wurden noch nicht 

ausreichend charakterisiert. Zudem 

sind diesbezüglich nur wenige Studien 

in der Literatur vorhanden (z. B. 

Kohl et al. 2002). Dennoch lassen die 

numerischen Simulationen eine erste 

Schätzung der Waldwirkung zu. Zu 

den wichtigsten Rahmenbedingungen 

zählen die Intensität und Dauer eines 

Niederschlagsereignisses, das Relief, 

die Hanglänge und die Hangneigung. 

Die ersten Resultate haben gezeigt, 

dass bei einem gleichen Ereignis (z. B. 

1 Std. Dauer mit einem Gesamtniederschlag 

von 45 mm), je nach Verteilung 

der Niederschläge über die Zeit (konstant, 

normalverteilt, oder unregelmäslichem 

Ausmass je nach Situation. Die 

von der WSL durchgeführten Studien 

im Gantrischgebiet haben die Basis für 

eine quantitative Analyse der Waldwirkung 

in staunassen, vernässten Böden 

geschaffen und erlauben eine systematische 

Diskussion der komplexen 

Interaktionen und Prozesse, welche zu 

Hochwasserbildung führen. 

Gemäss unserer Resultate und der 

Modellierung ist die Speicherkapazität 

des Bodens (definiert als die Kapazität 

des Bodens durch Kapillarkraft das 

Wasser festzuhalten und nicht fliessen 

zu lassen) die wichtigste Einflussgrösse 

um die Abflussspitze zu reduzieren. 

Die Speicherkapazität hängt 

von der Art der Porosität des Bodens 

(z. B. Porengrösseverteilung, Konnektivität, 

Geometrie der Poren) und seiner 

Mächtigkeit ab (je tiefgründiger 

der Boden, desto mehr Wasser kann 

gespeichert werden). Tiefwurzelnde 

Baumarten, welche durch vernässte 

Bodenhorizonte nicht stark limitiert 

werden, sind waldbaulich zu bevorzugen, 

da diese Baumarten auch den 

tieferen Horizonten Wasser entziehen 

und so indirekt die Bodenstruktur dieser 

Horizonte verbessern. Aus diesem 

Grund erhöht die Präsenz von Wurzeln 

die Infiltration und die Speicherkapazität 

des Bodens. Im vorgeschlagenen 

Modellierungsansatz wird die Speicherkapazität 

durch die Parameter T, 

θ Beginn (Vorfeuchte) und θ min (Wassergehalt, 

bei welchem der laterale Abfluss 

beginnt) bestimmt. In ungünstigen 

Situationen kann die Speicherkapazität 

gleich Null sein, wenn beispielsweise 

während der Schneeschmelze 

die Bodenfeuchte sehr hoch ist. Aber 

auch wenn das Wasser in den Boden 

infiltriert, kann es, je nach Abflussbildungsprozess, 

rasch durch präferenzielle 

Fliesswege zum Abfluss beitragen. 

In bewaldeten Hängen ist der laterale 

Zwischenabfluss oft dominierend 

und die Geschwindigkeit des Abflusses 

hängt von der Dimension und Vernetzung 

der Makroporen ab. Die Resultate 

haben gezeigt, dass die Intensität 

des Zwischenabflusses durch die Kontaktflächenlänge 

charakterisiert werden 

kann. Dieser Parameter hat sich 

im Modell als zweitwichtigster für die 

Minderung der Abflussspitze herausgestellt. 

Auf der Bodenprofilskala kann der 

Einfluss des Waldes über die indi- 

Abb. 14. Simulierter Abfluss eines Hanges mit vier verschiedenen Vegetationsbedeckungen 

(Wiese = gelb, «schlechter» Wald = dunkel grün, «minimaler» Wald = grün, «optimaler» 

Wald = hell grün) bei einem kurzen (1 Std. → 45 mm) und einem langen (24 Std. → 120 mm) 

hundertjährlichen Niederschlagsereignis. 

sig), die Waldwirkung unterschiedlich 

sein kann. 

Die Resultate und Ansätze, welche 

in diesem Artikel präsentiert werden, 

dienen als wichtige Grundlagen für 

die Quantifizierung der Waldwirkung 

gegen Hochwasserrisiken. Als Beispiel 

können derartige Ansätze in Kostenwirksamkeitsanlysen 

im Rahmen 

des Risikomanagements angewendet 

werden, wobei die Waldwirkung je 

nach Wiederkehrdauer und Intensität 

der Niederschlagsereignisse, sowie je 

nach Waldzustand quantifiziert werden 

kann. In ähnlicher Weise hat Sandri 

(2006) die Waldwirkung gegen 

Wildbach- und Hochwassergefahren 

in einem Intensitäts-Wahrscheinlichkeits-Diagramm 

qualitativ dargestellt. 

Abbildung 15 zeigt eine Konzept- 

Darstellung der möglichen Resultate 

aus numerischen Simulationen für 

die Quantifizierung der Waldwirkung 

je nach Wiederkehrdauer und Dauer 

eines Niederschlagsereignisses für ein 

bestimmtes Einzugsgebiet und einen 

bestimmten Waldzustand. 

Die Wirkung des Waldes hängt vom 

Waldstandortstyp und vom Waldzustand 

ab, welcher wiederum oft von der 

Waldbewirtschaftung abhängig ist. Die 

sorgfältige Auswahl der Baumartenmischung 

und die Bildung einer heterogenen 

mehrstufigen Struktur sind in 

den in NaiS enthaltenen Vorgaben für 

eine optimale Schutzwirkung des Waldes 

Voraussetzungen. Diese Richtlinie 

basiert auf qualitativen Schätzungen. 

Eine Verbesserung ist im Moment 

nicht systematisch möglich, vor allem


Abb. 15. Konzeptuelle Darstellung der möglichen Resultate für die Quantifizierung der 

Waldwirkung je nach Wiederkehrdauer und Dauer eines Niederschlagsereignisses. 

auf Grund fehlender Felddaten. Die 

mittel- bis langfristigen Wirkungen 

von verschiedenen Baumarten und 

Waldstrukturen unter verschiedenen 

Bedingungen (Klima, Boden, etc.) sind 

nur für wenige Situationen schätzbar 

(Lange et al. 2009; Hartmann 2008). 

Weitere Projekte sollten diese Kenntnisse 

mithilfe neuer Felddaten erweitern. 

Für ein besseres Gesamtbild der 

Waldwirkungen gegen Hochwasser ist 

die langfristige Berücksichtigung der 

Walddynamik (Absterben und Wachstum 

der Bäume) ein sehr wichtiges 

Element, welches zusätzlich noch besser 

untersucht werden muss. 

5 Literatur 

Allenspach, A.; Pecoroni, D.; Stimm E.-M; 

Lange, B.; Zürcher, K.; Lüscher, P.; 

Weingartner, R., 2011: Infiltrationsverhalten 

gehemmt durchlässiger Waldböden 

in Abhängigkeit der Durchwurzelungs. 

In: Böden verstehen, Böden nutzen, 

Böden fit machen. Jahrestagung der 

DBG, Berlin, September 2011; (Berichte 

online). 

Badoux, A.; Witzig, J.; Germann, P.F.; Kienholz, 

H.; Lüscher P.; Weingartner, R.; 

Hegg, C., 2006: Investigations on the 

runoff generation at the profile and plot 

scales, Swiss Emmental. Hydrol. Process. 

20: 377–394. 

Beven, K.; Germann, P.F., 2013: Macropores 

and Water Flow in Soils Revisited. doi: 

10.1002/wrcr.20156 

Frehner, M.; Wasser B.; Schwitter, R., 


im Schutzwald: Wegleitung für Pflegemassnahmen 

in Wäldern mit Schutzfunktion. 

Bern, Bundesamt für Umwelt, 

BAFU. 

Grunauer, C., 2009: Bodenhydrologische 

Auswirkungen von Wurzeln abgestorbener 

Bäume nach 1, 6, 18, 36 und über 

40Jahren, Masterarbeit, Geogr. Institut 

der Universität Bern – GIUB, Bern. 

Hartmann, O., 2008: Durchwurzelungssituation 

der Vogelbeere (Sorbus aucuparia) 

auf hydromorphen Böden und deren 

Einfluss auf hydrologische Bodeneigenschaften. 

Bachelor Thesis, Zurcher Hochschule 

fur Angewandte Wissenschaften – 

ZHAW, Wädenswil. 

Hebeisen, K., 2011: Untersuchung zum Einfluss 

der Waldbestandesstruktur auf die 

Durchwurzelung temporär vernässter 

Flyschböden im Under Scheidwald (BE). 

Bachelor Thesis, Hochschule für Agrar-, 

Forst-, und Lebensmittelwissenschaften, 

Zollikofen. 

Kohl, B.; Markart, G.; Bauer, W., 2002: 

Abflussmenge und Sedimentfracht unterschiedlich 

genutzter Boden-/Vegetationskomplexe 

bei Starkregen im Sölktal/Steiermark. 

BFW-Ber. 127: 5–15. 

Lange, B.; Lüscher, P.; Germann, P.F., 2009: 

Significance of tree roots for preferential 

infiltration in stagnic soils. Hydrol. Earth 

Syst. Sci. 13: 1809–1821. 


Runoff-generating processes in hydromorphic 

soils on a plot scale: free gravity-driven 

versus pressure-controlled flow. 

Hydrol. Process. 25: 873–885. 

Lange, B.; Germann P.F.; Lüscher P., 2013: 

Greater abundance of Fagus sylvatica in 

coniferous flood protection forests due to 

climate change: impact of modified root 

densities on infiltration. Eur. J. For. Res. 

132: 151–163. 

Lüscher, P.; Zürcher, K., 2003: Waldwirkung 

und Hochwasserschutz: Eine differenzierte 

Betrachtungsweise ist angebracht. 

LWF-Ber. 40: 30–33. 

Sandri, A., 2006: Vom Nutzen des Waldes. 

Bull. angew. Geol. 11, 2: 109–115. 

Stimm, E.-M.; Lange, B.; Zürcher, K.; 

Lüscher, P.; Weingartner, R., 2009: Infiltrationsverhalten 

gehemmt durchlässiger 

Waldböden in Abhängigkeit der Durchwurzelungs-tiefe. 

In: Böden – eine endliche 

Ressource. Jahrestagung der DBG, 

Bonn, September 2009. 

Schwarz, M.; Dämpfle, L.; Lüscher P., 2013 

(in Vorbereitung): A new framework for 

the quantification of the hydrological 

connectivity of vegetated slopes. Ecohydrology. 

Abstract 

Gantrisch’s flood-protection forest: developing quantitative methods for practical use 

The population in the Gantrisch region has had to cope with the risk of floods for 

more than 150 years. The role of protection forests has therefore long been considered 

important, and extensive reforestation was already undertaken in the 1840s. 

Notwithstanding the numerous studies on the flood-mitigating effects of forests, 

quantitative methods for use in practice are still underdeveloped. In this work we 

present an overview of the research projects carried out in the Gantrisch region to 

quantify the protection function of the forest. We discuss how the results of field 

experiments and numerical modeling has led to the formulation of new quantitative 

approaches for use in practice. However, to implement such approaches systematically 

in cost-benefit analyses for risk management, several gaps in knowledge 

still need to be addressed in future research. 

Keywords: flood risk, protection forests, Gantrisch region, lateral sub-surface flow, 

root distribution, numerical modeling.

Verzeichnis der Schriftenreihe «Forum für Wissen» 

Forum für Wissen 2012 

Alpine Schnee- und Wasserressourcen gestern, heute, morgen. 68 S. 


Der multifunktionale Wald – Konflikte und Lösungen. 58 S. 


Landschaftsqualität. Konzepte, Indikatoren und Datengrundlagen. 67 S. 


Langzeitforschung für eine nachhaltige Waldnutzung. 129 S. 


Ballungsräume für Mensch und Natur. 82 S. 


Warnung bei aussergewöhnlichen Naturereignissen. 96 S. 


Wald und Klimawandel. 71 S. 


Wald und Huftiere – eine Lebensgemeinschaft im Wandel. 74 S. 


Schutzwald und Naturgefahren. 103 S. 


Naturwerte in Ost und West. Forschen für eine nachhaltige Entwicklung vom Alpenbogen bis zum Ural. 87 S. 

Forum für Wissen 1999, 2 

Nachhaltige Nutzung im Gebirgsraum. 70 S. 

Forum für Wissen 1999, 1 

Biosphärenpark Ballungsraum. 56 S. 


Optimierung der Produktionskette «Holz». 87 S. 


Säure- und Stickstoffbelastungen – ein Risiko für den Schweizer Wald? 100 S. 


Wild im Wald – Landschaftsgestalter oder Waldzerstörer? 71 S. 


Erhaltung der Biodiversität – eine Aufgabe für Wissenschaft, Praxis und Politik. 59 S. 


Waldwirtschaft im Gebirge – eine ökologische und ökonomische Herausforderung. 54 S 


Naturgefahren. 63 S. 


Waldschadenforschung in der Schweiz: Stand der Kenntnisse. 162 S. 


Wald und Landschaft: Lebensräume schützen und nutzen. 63 S. 

ISSN 2296-3448

PDF Download - WSL

Sie wollen auch ein ePaper? Erhöhen Sie die Reichweite Ihrer Titel.

Template löschen?

Als Template speichern?