We study the effects of plants and root-associated fungi on wind erosion within the alpine environment of Tibet. China is one of the countries most affected by desertification processes and Tibet, in particular, a key region in desertification combat. The presented project focuses on the Barkha Plain surrounded by Mount Kailash and the Lake of Manasarovar (Ngari Prefecture). This Western Tibet region experienced little scientific attention but, nowadays, faces rapidly increasing touristic activities and expanding local settlements associated with socio-economic changes that are serious threats to the delicate ecological balance and potential triggers of desertification. It exists almost unanimous agreement that revegetation is the most efficient and promising strategy to combat wind erosion and desertification in the long term. However, re-colonising success is often poor, mainly under extreme environmental conditions. Compared to conventional practices, the approach of the presented project attains better accordance with natural succession processes and promises acceleration of both plant and soil development and, conclusively, more efficient desertification control. The project assesses the potential of native plants and symbiotic fungi to control wind erosion and desertification processes. It aims to identify key plants and fungi that increase soil aggregate stability and efficiently drive succession into a natural and self-maintaining cycle of the ecosystem. Furthermore, it provides crucial information for implementing environmentally compatible and cost-effective measures to protect high-elevation ecosystems against desertification. Within three successional stages (early, intermediate, late), field investigations are performed on the basis of Modified-Whittaker plots. Classic methods of vegetation analysis and myco-sociology are combined with analysis of distribution patterns at different scales (patchiness, connectivity). Comprehensive soil analysis is performed comprising grain size distribution, aggregate stability, pH as well as water and nutrient contents. Additionally, important parameters of wind erosion are measured concurrently and continuously to assess their magnitude and variability with respect to vegetation and soil at different levels of development. The parameters addressed, include sediment transport, air temperature, radiation, precipitation, relative humidity as well as speed and direction of wind. Surface moisture is recorded periodically and roughness described. Species and environmental parameters are checked for spatial correlation. Cutting edge technologies are applied in laboratory work, comprising molecular methods for fungal species identification and micro-tomography to analyse soil structure. Furthermore, successfully cultivated fungi and plants are subject of synthesis experiments and industrial propagation in view of practical implementation in restoration measures.
The basidiomycete Armillaria mellea s.l. is one of the most important root rot pathogens of forest trees and comprises several species. The aim of the project is to identify the taxa occurring inSwitzerland and to understand their ecological behaviour. Root, butt and stem rots caused by different fungi are important tree diseases responsible for significant economic losses. Armillaria spp. occur world-wide and are important components of many natural and managed forest ecosystems. Armillaria spp. are known saprothrophs as well as primary and secondary pathogens causing root and butt rot on a large number of woody plants, including forest and orchard trees as well as grape vine and ornamentals. The identification of several Armillaria species in Europe warrants research in the biology and ecology of the different species. We propose to study A. cepistipes for the following reasons. First, A. cepistipes is dominating the rhizomorph populations in most forest types in Switzerland. This widespread occurrence contrasts with the current knowledge about A. cepistipes, which is very limited. Second, because the pathogenicity of A. cepistipes is considered low this fungus has the potential for using as an antagonist to control stump colonising pathogenic fungi, such as A. ostoyae and Heterobasidion annosum. This project aims to provide a better understanding of the ecology of A. cepistipes in mountainous Norway spruce (Picea abies) forests. Special emphasis will be given to interactions of A. cepistipes with A. ostoyae, which is a very common facultative pathogen and which often co-occurs with A. cepistipes. The populations of A. cepistipes and A. ostoyae will be investigated in mountainous spruce forests were both species coexist. The fungi will be sampled from the soil, from stumps and dead wood, and from the root system of infected trees to determine the main niches occupied by the two species. Somatic incompatibility will be used to characterise the populations of each species. The knowledge of the spatial distribution of individual genets will allow us to gain insights into the mode of competition and the mode of spreading. Inoculation experiments will be used to determine the variation in virulence expression of A. cepistipes towards Norway spruce and to investigate its interactions with A. ostoyae.
Umweltkontaminationen und weitere Folgen des Reaktorunfalls von Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) Der Unfall im Kernkraftwerk Tschornobyl setzte 1986 radioaktive Stoffe in die Atmosphäre frei, darunter Jod, Cäsium, Strontium und Plutonium . In Mitteleuropa ist für die Strahlung , der Mensch und Umwelt dadurch auch heute noch ausgesetzt sind, nur noch Cäsium-137 von Bedeutung. In der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl spielen auch eine Handvoll anderer langlebiger, also nur langsam zerfallender Radionuklide eine Rolle. In Deutschland können Waldprodukte wie zum Beispiel einige Pilzarten oder Wildschweine aus Gebieten, die 1986 höher kontaminiert wurden, noch problematisch sein. Von touristischen Besuchen der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl ist aus Strahlenschutzsicht abzuraten. Wind und Wetter bestimmten räumliche Verteilung und Ablagerung radioaktiver Stoffe Die Situation 1986 Die Situation heute Was ist bei Besuchen in Belarus, der Ukraine und insbesondere in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl aus Sicht des Strahlenschutzes zu beachten? Wie war die Situation vor dem 26. April 1986? Die Reaktorkatastrophe in Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) in der Ukraine setzte im Jahr 1986 über einen Zeitraum von etwa 10 Tagen große Mengen radioaktiver Stoffe in die Atmosphäre frei. Unter den freigesetzten Radionukliden fanden sich leichtflüchtige Jod- und Cäsiumisotope wie zum Beispiel radioaktives Jod (Jod-131) und radioaktives Cäsium (Cäsium-134 und Cäsium-137 ) sowie schwerflüchtige Strontium- Isotope wie Strontium-90 und Transurane wie Plutonium und Americium. Schwerflüchtige radioaktive Stoffe wie Strontium und Plutonium lagerten sich vor allem in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl in der Ukraine und in den angrenzenden Gebieten von Belarus ab. Leichtflüchtige radioaktive Stoffe wie Jod und Cäsium gelangten mit dem thermischen Auftrieb in Höhen von über einem Kilometer. So konnten sie sich nicht nur in der näheren Umgebung des Reaktors, sondern auch über die Nordhalbkugel verbreiten, insbesondere über Europa. Verantwortlich für den thermischen Auftrieb waren die durch brennendes Graphit im Reaktor entstandenen hohen Temperaturen. Wind und Wetter bestimmten räumliche Verteilung und Ablagerung radioaktiver Stoffe Ausbreitung der radioaktiven Wolken in der Zeit vom 27. April bis 6. Mai 1986 durch den Unfall im Kernkraftwerk Tschornobyl Die zu Freisetzungsbeginn am 26. April 1986 vorherrschenden Winde transportierten die aus dem Reaktor entwichenen Radionuklide in einer ersten radioaktiven Wolke über Polen nach Skandinavien. Eine zweite radioaktive Wolke zog über die Slowakei, Tschechien und Österreich nach Deutschland. Die dritte Wolke erreichte schließlich Rumänien, Bulgarien, Griechenland und die Türkei. Die Freisetzung endete nach etwa 10 Tagen am 6. Mai 1986. Die Windrichtungen während der Freisetzungsphase bestimmten, wohin sich die radioaktiven Wolken in der Luft räumlich verteilten. Ob und wie stark es während des Durchzugs der radioaktiven Luftmassen regnete, entschied darüber, wo sich die in den Wolken enthaltenen radioaktiven Stoffe in welchen Mengen in der Umwelt ablagerten: Die Regionen, in denen es während des Durchzugs der radioaktiven Wolken regnete, wurden besonders hoch radioaktiv kontaminiert, da Regen Radionuklide aus der Luft auswäscht. Da Regenfälle unterschiedlich intensiv auftraten, variierte die radioaktive Kontamination in den betroffenen Gebieten erheblich. Die Situation 1986 Die radiologische Situation stellte sich in der (näheren) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) und in Deutschland 1986 unterschiedlich dar: Deutschland (1986) (Nähere) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl (1986) Deutschland (1986) Die radiologische Situation 1986 in Deutschland Bodenkontamination mit Cäsium-137 im Jahr 1986 (Bq/m²). Seitdem ist Cäsium-137 aufgrund seiner Halbwertszeit zu rund 60 % zerfallen. Multipliziert man die Zahlenwerte mit 0,40, gibt das die heutigen Verhältnisse (2026) gut wieder. Ende April/Anfang Mai 1986 trafen die radioaktiven Luftmassen des Reaktorunfalls von Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) in Deutschland ein. Weil es zu dieser Zeit heftige lokale Niederschläge im Süden Deutschlands gab, wurde Süddeutschland deutlich höher belastet als Norddeutschland: Lokal wurden im Bayerischen Wald und südlich der Donau bis zu 100.000 Becquerel radioaktives Cäsium-137 pro Quadratmeter und teilweise mehr abgelagert. In der norddeutschen Tiefebene betrug die Aktivitätsablagerung dieses Radionuklids dagegen selten mehr als 4.000 Becquerel pro Quadratmeter. Die Aktivitätsablagerungen von radioaktivem Cäsium-134 betrugen im Vergleich zu Cäsium-137 etwa die Hälfte. Die radioaktiven Stoffe lagerten sich auch in Wäldern, auf Feldern und Wiesen ab. Die direkte Ablagerung radioaktiver Stoffe auf Weideflächen und einigen wenigen erntereifen Kulturen führte schnell zu hohen Gehalten von radioaktivem Jod-131 in Kuhmilch und erntereifem Blattgemüse, wie beispielsweise Spinat im süddeutschen Raum. 1986 für Deutschland relevante Radionuklide Wegen seiner kurzen Halbwertszeit von etwa 8 Tagen war das radioaktive Jod-131 bereits nach wenigen Wochen weitgehend zerfallen. Die gesamte Belastung durch radioaktives Jod-131 rührte von einer Menge von weniger als 1 Gramm her, die sich über der damaligen Bundesrepublik Deutschland abgelagert hatte. Radioaktives Cäsium ( Cäsium-137 und Cäsium-134) gelangte durch direkte Ablagerung auf oberirdischen Pflanzenteilen über die Blätter in pflanzliche Nahrungs- und Futtermittel. Über der damaligen Bundesrepublik Deutschland hatte sich nach Angaben der Gesellschaft für Strahlen- und Umweltforschung ( GSF ; jetzt HMGU , Helmholtz Zentrum München – Deutsches Forschungszentrum für Gesundheit und Umwelt) etwa 230 Gramm radioaktives Cäsium-137 abgelagert. Langfristig wird radioaktives Cäsium im Wesentlichen über die Wurzeln aus dem Boden aufgenommen. Da radioaktives Cäsium auf den mineralischen Böden vieler Ackerflächen stark an bestimmte Tonminerale gebunden ist, gelangt es nur in sehr geringem Maß über die Wurzeln in die Pflanzen. Landwirtschaftliche Kulturen, die erst nach dem Reaktorunfall von Tschornobyl ausgesät oder angepflanzt wurden, waren daher bereits im Sommer 1986 nur noch mit wenigen Becquerel radioaktivem Cäsium pro Kilogramm kontaminiert. Schutzmaßnahmen Anfang Mai 1986 empfahl die Strahlenschutzkommission , nur Frischmilch mit weniger als 500 Becquerel radioaktivem Jod-131 pro Liter zum direkten Verzehr freizugeben. Einige Bundesländer legten wesentlich strengere Maßstäbe an, beispielsweise mit der Empfehlung, Frischmilch mit Konzentrationen an radioaktivem Jod-131 oberhalb 20 Becquerel pro Liter nicht zu verzehren. Landwirte entsorgten infolgedessen zum Beispiel Milch von Kühen, die frisches Weidegras gefressen hatten. Zudem pflügten sie kontaminiertes Freilandgemüse unter, so dass es nicht mehr in den Verkauf kommen konnte. Die Bevölkerung mied möglicherweise kontaminierte Nahrungsmittel wie etwa saisonales Freilandgemüse. (Nähere) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl (1986) Die radiologische Situation 1986 in der (näheren) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl Am stärksten vom radioaktiven Fallout des Unfalls in Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) 1986 betroffen waren Gebiete in der nördlichen Ukraine, in Belarus und im Westen Russlands. Insbesondere die unmittelbare Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl wurde durch den Reaktorunfall schwerwiegend radioaktiv kontaminiert. Schutzmaßnahmen / Sperrzone Das Gebiet in einem Radius von 30 Kilometern rund um das Kernkraftwerk Tschornobyl wurde 1986 zum Schutz der Bevölkerung vor hoher Strahlung als Sperrzone eingerichtet. Die Orte innerhalb der Sperrzone wurden evakuiert – betroffen davon waren zum Beispiel Prypjat, Tschornobyl, Kopatschi und weitere Ortschaften. Die Sperrzone wurde später anhand der Höhe der Kontamination räumlich angepasst. In Abhängigkeit vom Unfallablauf , den vorherrschenden Windrichtungen und späteren Aufräumarbeiten und Dekontaminationsmaßnahmen sind die radioaktiven Stoffe innerhalb der Sperrzone sehr ungleichmäßig verteilt. Der "Atlas of caesium deposition on Europe after the Chernobyl accident" , eine Publikation der Europäischen Union in englischer und russischer Sprache, stellt detailliertes Kartenmaterial zur Verteilung und Ablagerung von Cäsium-137 in Europa und in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl bereit. Die Situation heute Auch heute, vier Jahrzehnte nach dem Unfall von Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl), stellt sich die radiologische Situation in der (näheren) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl und in Deutschland ganz unterschiedlich dar: Deutschland (heute) (Nähere) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl (heute) Deutschland (heute) Aktueller Sachstand: Die radiologische Situation in Deutschland heute Von den beim Unfall in Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) freigesetzten radioaktiven Stoffen ist heute in Deutschland und Mitteleuropa nur noch das langlebige Cäsium-137 für die Strahlung , der Mensch und Umwelt ausgesetzt sind ( Strahlenexposition ), von Bedeutung. Auf Grund seiner Halbwertszeit von etwa 30 Jahren ist Cäsium-137 seit 1986 bis heute zu etwa 60 Prozent zerfallen. Die Strahlung durch Cäsium-137 , der Menschen von außen ausgesetzt sind oder durch Cäsium-137 , das sie mit der Atemluft in den Körper aufnehmen können, ist dabei in Deutschland und Mitteleuropa als gering einzustufen. Auch die für die Aufnahme des Radionuklids mit der Nahrung bedeutsame Kontamination landwirtschaftlich erzeugter Lebensmittel mit Cäsium-137 ist nur gering; lediglich Nahrungsmittel des Waldes können noch erhöhte Gehalte von radioaktivem Cäsium-137 aufweisen. Radioaktives Jod-131, das 1986 aus dem Reaktor in Tschornobyl freigesetzt wurde, spielt dagegen aufgrund seiner kurzen Halbwertszeit von etwa 8 Tagen heute keine Rolle mehr; es ist vollständig zerfallen. Radioaktives Cäsium in landwirtschaftlich erzeugten Lebensmitteln in Deutschland Heute sind nur noch geringe Aktivitäten von Cäsium-137 in hierzulande produzierten Feldfrüchten zu finden. In landwirtschaftlich erzeugten Lebensmitteln wie Getreide, Fleisch oder Milch sind in Deutschland keine radiologisch relevanten Radioaktivitätsgehalte mehr vorhanden. In mineralischen Bodenschichten, wie sie auf Acker- und Weideflächen zu finden sind, wird radioaktives Cäsium durch bestimmte im Boden enthaltene Tonminerale fixiert und kann dadurch nur in geringem Maße von Bodenorganismen und Pflanzenwurzeln aufgenommen werden. 40 Jahre nach dem Unfall sind darum nur noch geringe Aktivitäten von Cäsium-137 in den hierzulande produzierten Feldfrüchten zu finden. Der Gehalt von Cäsium-137 in landwirtschaftlichen Produkten aus inländischer Erzeugung liegt heutzutage nur bei wenigen Becquerel pro Kilogramm und darunter. Dies führt dazu, dass in Deutschland mit Nahrungsmitteln aus landwirtschaftlicher Erzeugung im Mittel weniger als 100 Becquerel Cäsium-137 pro Person und Jahr aufgenommen werden. Aktuelle Messergebnisse für landwirtschaftliche Produkte aus inländischer Erzeugung (2025) Messergebnisse aus dem integrierten Mess- und Informationssystem zur Überwachung der Umweltradioaktivität ( IMIS ) für landwirtschaftliche Produkte aus inländischer Erzeugung im Jahr 2025 (Stand 18.03.2026): Spezifische Cäsium-137 - Aktivität in Becquerel pro Kilogramm Frischmasse bzw. Becquerel pro Liter Produkt Probenzahl Minimalwert Maximalwert Mittelwert * Dieser Zahlenwert ist auf die vergleichsweise hohen Nachweisgrenzen zurückzuführen. Milch (Sammelmilch) 945 < 0,01 0,4 0,1 Fleisch (Rind, Kalb, Schwein, Geflügel) 1.110 0,03 17,7 0,2 Blattgemüse (Freilandanbau) 1.226 < 0,02 0,7 0,4 Frischgemüse ohne Blattgemüse (Freilandanbau) 750 < 0,01 0,4 0,2 Kartoffeln 287 < 0,02 0,2 0,2 * Getreide 710 < 0,02 0,7 0,08 Grenzwerte für Nahrungsmittel aus dem Handel in Deutschland Für Nahrungsmittel aus dem Handel gelten in Deutschland Grenzwerte für Cäsium-137 in Höhe von 370 Becquerel pro Kilogramm für Milch, Milchprodukte und Nahrungsmittel für Säuglinge und Kleinkinder und 600 Becquerel pro Kilogramm für alle sonstigen Nahrungsmittel. Nahrungsmittel aus deutschen Wäldern In wild wachsenden Pilzen und Wildbret, insbesondere Wildschweinen, können auch heute noch deutlich erhöhte Cäsium-137-Aktivitäten gemessen werden. Ganz anders als im landwirtschaftlichen Bereich stellt sich die Situation bei Nahrungsmitteln des Waldes dar. Waldböden zeichnen sich durch so genannte organische Auflageschichten auf den Mineralböden aus. In diesen Schichten, die aus sich zersetzender Streu gebildet werden und reich an Bodenorganismen sind, ist radioaktives Cäsium leicht verfügbar und wird schnell durch Bodenorganismen, Pilze und Pflanzen aufgenommen. So wandert es nur sehr langsam in die mineralischen Bodenschichten ab, in denen es durch bestimmte Tonminerale fixiert werden kann. Der Gehalt von radioaktivem Cäsium in Waldprodukten nimmt daher in der Regel nur langsam ab. In Nahrungsmitteln des Waldes – wie Speisepilzen und Wildbret – können auch heute, vier Jahrzehnte nach dem Reaktorunfall von Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl), noch deutlich erhöhte Cäsium-137 - Aktivitäten gemessen werden. Eine auch lokal sehr hohe Schwankungsbreite des Cäsium-137 -Gehalts ist dabei für wild wachsende Pilze und Wildbret, insbesondere Wildschweine, charakteristisch. Höher kontaminierte Nahrungsmittel aus dem Wald finden sich in den Teilen Deutschlands, die vom Tschornobyl- Fallout 1986 besonders betroffen wurden. Dies sind insbesondere der Bayerische Wald und die Gebiete südlich der Donau. Dort weisen Waldprodukte wie einige Speisepilz-Arten und Wildschweinfleisch teilweise noch Cäsium-137-Gehalte von deutlich über 100 Becquerel pro Kilogramm auf. Bei Wildschweinen sind auch deutlich über 1.000 Becquerel pro Kilogramm, vereinzelt sogar mehr als 10.000 Becquerel pro Kilogramm möglich. In anderen Regionen, wie etwa dem Norden Deutschlands, sind die Aktivitätswerte wegen der geringeren Ablagerung von radioaktivem Cäsium wesentlich niedriger. Wer die eigene Strahlenexposition gering halten möchte, sollte selbst gesammelte Wildpilze und selbst erlegtes Wild, insbesondere Wildschweine, aus dem Bayerischen Wald und anderen höher belasteten Gebieten Süddeutschlands nicht im Übermaß verzehren. Holz aus dem stärker vom Unfall in Tschernobyl betroffenen Süden Deutschlands kann Cäsium-137-Aktivitäten von bis zu einigen 10 Becquerel pro Kilogramm, mit vereinzelten Spitzenwerten von über 100 Becquerel pro Kilogramm, aufweisen. Weitere Waldprodukte aus Deutschland Holz aus dem stärker vom Reaktorunfall in Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) betroffenen Süden Deutschlands kann Cäsium-137 - Aktivitäten von bis zu einigen 10 Becquerel pro Kilogramm, mit vereinzelten Spitzenwerten von über 100 Becquerel pro Kilogramm, aufweisen. Bei Holzprodukten, wie zum Beispiel Möbeln oder Parkett, ist die Strahlung , der Menschen dadurch ausgesetzt sind, nur gering – genauso wie bei Brennholz, das im offenen Kamin verbrannt wird, oder in Holzpellets, die im Privathaushalt in Heizkesseln eingesetzt werden. Da Cäsium-137 hauptsächlich in der Asche verbleibt, sollte diese Asche jedoch aus Vorsorgegründen nicht zum Düngen von Gemüsebeeten im heimischen Garten verwendet werden. Ob die Überwachung des Radioaktivitätsgehalts der Holzasche erforderlich ist und wie deren Verwendung oder Entsorgung aus Sicht des Strahlenschutzes zu bewerten ist, wurde im Rahmen eines Forschungsvorhabens untersucht . Die vorläufigen Ergebnisse deuten darauf hin, dass in Deutschland auch größere Holzmengen in Biomassekraftwerken bedenkenlos verfeuert werden können. (Nähere) Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl (heute) Aktueller Sachstand: Die radiologische Situation in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl heute Verfallenes Gebäude in der verlassenen Stadt Prypjat - im Vordergrund ein Messgerät für Gammastrahlung. Bis heute sind im näheren Umfeld des Kernkraftwerks Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) radioaktives Cäsium, Strontium und Transurane wie Plutonium und Americium vorzufinden. In der Stadt Prypjat, etwa 3 Kilometer nordwestlich des Kernkraftwerks Tschornobyl, wurden 1986 unter anderem bis zu 24 Megabecquerel pro Quadratmeter Cäsium-137 , 6,7 Megabecquerel pro Quadratmeter Strontium-90 und 0,2 Megabecquerel pro Quadratmeter Plutonium -239/240 abgelagert. Die Strahlung , der Mensch und Umwelt dort ausgesetzt sind, ist trotz Dekontaminationsmaßnahmen noch immer so hoch, dass die Stadt nicht bewohnt werden darf. Einen Anhaltspunkt für die heutige Belastung geben die Halbwertszeiten der abgelagerten Radionuklide : Cäsium-137 und Strontium-90 sind mit Halbwertszeiten von etwa 30 bzw. 29 Jahren bis heute zu etwa 60 Prozent bzw. 62 Prozent zerfallen – die abgelagerten Aktivitäten dieser Radionuklide haben sich also bis heute mehr als halbiert. Plutonium -239 und Plutonium -240 haben mehrere Tausend Jahre Halbwertszeit ( Plutonium -239 etwa 24.000 Jahre, Plutonium -240 etwa 6.600 Jahre) und Americium-241 etwa 430 Jahre – diese radioaktiven Stoffe sind also bis heute praktisch nicht zerfallen, ihre Aktivitäten sind etwa so hoch wie 1986. Warnschild am Eingang zur Sperrzone rund um das havarierte Kernkraftwerk Tschornobyl - das unautorisierte Betreten der Zone ist verboten. Auf belarussischer Seite schließt sich seit 1988 ein Schutzgebiet an die ukrainische Sperrzone rund um das Kernkraftwerk Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl) an. Die Grenzen der Sperrzone wurden im Laufe der Jahre entsprechend der Kontaminationssituation angepasst. Der Zugang zu beiden Sperrgebieten ist nur mit Genehmigung gestattet. In der Sperrzone von Tschornobyl liegen auch heute noch erhöhte Strahlungswerte vor. Lokal treten dort Kontaminationen aus dem Reaktorunglück und Strahlungswerte ( Ortsdosisleistung ) auf, die erheblich über denen in Deutschland liegen. Landwirtschaftlich erzeugte Lebensmittel in der Ukraine 1990 hat das Bundesamt für Strahlenschutz im Auftrag des Auswärtigen Amtes in Kiew Messungen an landwirtschaftlich erzeugten Lebensmitteln durchgeführt. Diese haben keine bedeutend erhöhten Cäsium-137 -Kontaminationen an den untersuchten Lebensmitteln aufgezeigt. Nahrungsmittel aus staatlicher Produktion und Nahrungsmittel, die in öffentlichen Läden (zum Beispiel Supermärkten) verkauft werden, unterliegen der staatlichen Kontrolle. Es gelten vergleichsweise restriktive Grenzwerte für den Gehalt von Radionukliden in diesen Waren. Lebensmittel aus nicht kontrollierter Herkunft (zum Beispiel von Markt- oder Straßenständen) können erhöhte Kontaminationswerte aufweisen. Nahrungsmittel aus ukrainischen und belarussischen Wäldern Höhere Aktivitäten von Cäsium-137 können in der Ukraine und in Belarus bei Pilzen, Waldbeeren und Wild auftreten. Der Gehalt von radioaktivem Cäsium ist umso höher, je stärker das betreffende Gebiet mit diesem Radionuklid kontaminiert wurde. Insbesondere in den höher kontaminierten Gebieten der Ukraine und von Belarus können Nahrungsmittel aus dem Wald wie etwa Wildbret, wild wachsende Beeren und Wildpilze extrem hoch mit radioaktivem Cäsium belastet sein. Fische aus stehenden Gewässern in der Ukraine und in Belarus Süßwasserfische aus stehenden Gewässern oder Gewässern mit geringem Wasseraustausch können hoch mit radioaktivem Strontium belastet sein. Dies betrifft insbesondere die Gebiete, die durch radioaktives Strontium stark kontaminiert wurden. Messung der Ortsdosisleistung mit einem Handmessgerät am Reaktor von Tschornobyl im Rahmen einer Messübung im Jahr 2016. Zum Zeitpunkt des Unglücks waren die Messwerte weit höher. Was ist bei Besuchen in Belarus, der Ukraine und insbesondere in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl aus Sicht des Strahlenschutzes zu beachten? Große Teile von Belarus und der Ukraine wurden mit leichtflüchtigen radioaktiven Stoffen wie Cäsium-137 , das sich mit Wind und Wetter verteilte, nicht höher kontaminiert als die stärker betroffenen Gebiete Deutschlands. Die nähere Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl ( russ. : Tschernobyl), insbesondere die Sperrzone, kann jedoch extrem hoch kontaminiert sein. Insbesondere schwerflüchtige, langlebige radioaktive Stoffe wie Plutonium und Americium lagerten sich in der näheren Umgebung des Kernkraftwerks Tschornobyl ab. Unter Strahlenschutzaspekten ist hier neben der hohen, stark variierenden äußeren Strahlenexposition durch abgelagerte radioaktive Stoffe ( Ortsdosisleistung ) besonders das Einatmen von Alpha- Strahlung aussendenden Radionukliden von Bedeutung. Wie war die Situation vor dem 26. April 1986? Tägliche Zufuhr von Cäsium-137, Cäsium-134 und Strontium-90 mit der Gesamtnahrung in Becquerel pro Person und Tag In Deutschland wurde Ende der 50er-Jahre des zwanzigsten Jahrhunderts mit systematischen Messungen, insbesondere von radioaktivem Cäsium und Strontium, in verschiedenen Umweltmedien begonnen. Die Bundesanstalt für Ernährung (jetzt Max-Rubner-Institut , Bundesforschungsinstitut für Ernährung und Lebensmittel) beobachtete in allen tierischen und pflanzlichen Nahrungsmitteln einen steilen Anstieg der Aktivität der gemessenen Radionuklide bis 1964, der auf den Niederschlag oberirdischer Kernwaffenversuche ( Fallout ) zurückging. Der relativ schnelle Abfall bis 1970 lässt sich dadurch erklären, dass sich infolge des Teststopps für oberirdische Atomwaffentests die direkte Ablagerung radioaktiver Stoffe aus den Tests auf Pflanzen verringerte. Danach reduzierten sich die Aktivitätsgehalte in der Nahrung kontinuierlich. 1986 erhöhte der Fallout aus dem Reaktorunfall in Tschornobyl nach dem 26. April 1986 die Kontaminationen wieder deutlich. Medien zum Thema Mehr aus der Mediathek Tschornobyl (russ. Tschernobyl) Was geschah beim Reaktorunfall 1986 in Tschornobyl? In Videos berichten Zeitzeugen. Broschüren und Bilder zeigen die weitere Entwicklung. Stand: 23.03.2026
Comprehension of belowground competition between plant species is a central part in understanding the complex interactions in intercropped agricultural systems, between crops and weeds as well as in natural ecosystems. So far, no simple and rapid method for species discrimination of roots in the soil exists. We will be developing a method for root discrimination of various species based on Fourier Transform Infrared (FTIR)-Attenuated Total Reflexion (ATR) Spectroscopy and expanding its application to the field. The absorbance patterns of FTIR-ATR spectra represent the chemical sample composition like an individual fingerprint. By means of multivariate methods, spectra will be grouped according to spectral and chemical similarity in order to achieve species discrimination. We will investigate pea and oat roots as well as maize and barnyard grass roots using various cultivars/proveniences grown in the greenhouse. Pea and oat are recommendable species for intercropping to achieve superior grain and protein yields in an environmentally sustainable manner. To evaluate the effects of intercropping on root distribution in the field, root segments will be measured directly at the soil profile wall using a mobile FTIR spectrometer. By extracting the main root compounds (lipids, proteins, carbohydrates) and recording their FTIR-ATR spectra as references, we will elucidate the chemical basis of species-specific differences.
Pflanzenmanagement- und Agrarsysteme erlangen international eine steigende Bedeutung. In der vorliegenden Studie werden Pappeln und Weiden mit einheimischen Pflanzenspezies kombiniert, um Agrarsysteme weiter zu verbessern. Zwei in landwirtschaftlichen Systemen relevante Schadstoffe (Cadmium und Stickstoff) wurden ausgewählt, um die Pflanzen bezüglich Phytoremediation und Effizienz von Schadstoffanreicherung in Pflanzenteilen zu untersuchen. Pflanzen-Mikroben-Interaktionen spielen eine Hauptrolle in Agrarsystemen, weshalb mikrobielle Veränderungen in der Rhizosphäre durch Schadstoffeintrag in Böden einen wichtigen Schwerpunkt darstellen. Um solche Veränderungen in einer pflanzenspezifischen, mikrobiellen Gemeinschaft zu detektieren werden Phospholipidfettsäuren (PLFA) im Boden bestimmt, da diese in allen lebenden Zellen vorkommen und nach Zelltod rasch abgebaut werden. Die erzielten Ergebnisse werden mit DNA-basierten Methoden zur Bestimmung mikrobieller Gemeinschaften verglichen. Weiterhin soll die Analytik von Terpenen, Flavonoiden und Fettsäuren im Pflanzenmaterial Auskunft über pysiologische Veränderungen von Pflanzen geben, welche durch die verschiedenen Schadstoffe ausgelöst werden. Ein 13CO2 Puls, welcher vor der Ernte appliziert wird, ermöglicht eine genaue Untersuchung, wie Pflanzenstoffwechsel und Kohlenstofftranslokation in die Rhizosphäre durch Schadstoffe verändert werden. In diesem Zusammenhang wird die Stabilisotopenanalytik von PLFA und DNA verglichen, sowie weitere 13C-Analysen des Pflanzenmaterials durchgeführt. Um den Schwerpunkt von Pflanzenmanagement Systemen zu vertiefen werden weitere Analysen von Pflanzenteilen (Wurzeln, Stamm, Blätter, Früchte, Samen) bezüglich Cadmium und Stickstoff durchgeführt. Massiv kontaminiertes Pflanzenmaterial kann für die Biogasproduktion verbrannt und anschließend zum Recycling kompostiert werden. Pflanzenteile mit hohem Stickstoffgehalt und fehlender Akkumulation von Cadmium kann als Tierfutter in Wintermonaten verwendet werden; eine Verwendung für kommerzielle Produkte ist ebenfalls denkbar und soll im Rahmen des Forschungsantrags untersucht werden.
<p> <p>In 2025 haben sowohl die Anzahl der Waldbrände als auch die betroffene Fläche im Vergleich zum Vorjahr wieder deutlich zugenommen. Dem gegenüber ist der Schaden je Hektar Waldbrandfläche merklich gesunken und fällt im Vergleich zum langjährigen Mittel unterdurchschnittlich aus. Neben finanziellen Schäden sind mit den Waldbränden aber auch ökologische Auswirkungen wie die Freisetzung von Treibhausgasen, Schadstoffen sowie Nährstoffverluste verbunden.</p> </p><p>In 2025 haben sowohl die Anzahl der Waldbrände als auch die betroffene Fläche im Vergleich zum Vorjahr wieder deutlich zugenommen. Dem gegenüber ist der Schaden je Hektar Waldbrandfläche merklich gesunken und fällt im Vergleich zum langjährigen Mittel unterdurchschnittlich aus. Neben finanziellen Schäden sind mit den Waldbränden aber auch ökologische Auswirkungen wie die Freisetzung von Treibhausgasen, Schadstoffen sowie Nährstoffverluste verbunden.</p><p> Waldbrände in Deutschland <p>Mit deutschlandweit 1.175 Waldbränden hat sich 2025 die Anzahl der Waldbrände im Vergleich zu 2024 mehr als verdoppelt. Damit bewegt sich das Waldbrandgeschehen mit Blick auf die Zahl der Brände wieder im Bereich des langjährigen Mittel der Jahre 1991 bis 2024 in Höhe von 1.139 Waldbränden. Demgegenüber liegt die betroffene Waldbrandfläche mit 2.626 Hektar etwa drei Mal so hoch wie das mehrjährige Mittel der Jahre 1991 bis 2024 (844 Hektar) und beträgt in etwa das Achtfache der betroffenen Waldfläche des Vorjahres. Nur in drei Jahren (1992, 2019 und 2022) war seit Erhebung der Waldbrandstatistik mehr Waldfläche von Bränden betroffen als in 2025 (siehe Abb. „Anzahl Waldbrände und Schadensfläche“). Während der finanzielle Schaden insgesamt mit 4,36 Mio. Euro im Jahr 2025 im Vergleich zum Vorjahr um ein Vielfaches gestiegen, liegt der finanzielle Schaden je ha Waldbrandfläche mit 1.660 Euro pro Hektar (Euro/ha) deutlich darunter. Somit ist das Waldbrandjahr 2025 wie die vergangenen Jahre hinsichtlich des Schadenswert je Hektar ein unterdurchschnittliches Jahr gewesen (langjähriges Mittel von 2.494 Euro/ha im Zeitraum 1991 bis 2024) (siehe Abb. „Durchschnittliche Schadensfläche und Schadenssumme“).</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/2_Abb_Waldbraende-Schadensfl_2026-08-26.png"> </a> <strong> Anzahl Waldbrände und Schadensfläche </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2_Abb_Waldbraende-Schadensfl_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (137,47 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_0.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,38 kB)</a></li> </ul> </p><p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/3_Abb_Durch-Schadensfl-Schadensum_2026-08-26.png"> </a> <strong> Durchschnittliche Schadensfläche und Schadenssumme </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/3_Abb_Durch-Schadensfl-Schadensum_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (141,28 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_6.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,33 kB)</a></li> </ul> </p><p> <p>Risikountersuchungen sagen für die kommenden Jahrzehnte ein steigendes Waldbrandrisiko für Deutschland voraus. Dies liegt im Wesentlichen an erhöhten Temperaturen und rückläufigen Niederschlägen in den Frühjahrs-, Sommer- und Herbstmonaten. Die Forstverwaltungen, aber auch die kommunalen und privaten Waldbesitzer haben hierauf auch unter dem Eindruck der Trockenjahre ab 2018 reagiert und die Aufwendungen zur Waldbrandvorbeugung und Kontrolle in den letzten Jahren deutlich erhöht (siehe Abb. „Ausgaben für Waldbrandvorbeugung und Kontrolle“).</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/4_Abb_Ausgaben-Waldbrandvorbeugung_2026-08-26.png"> </a> <strong> Ausgaben für Waldbrandvorbeugung und Kontrolle </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/4_Abb_Ausgaben-Waldbrandvorbeugung_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (149,49 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_1.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,35 kB)</a></li> </ul> </p><p> <p>Das Auftreten von Waldbränden ist in Deutschland aufgrund der klimatischen und hydrologischen Gegebenheiten und der vorherrschenden Waldbestockung regional unterschiedlich. Im Ergebnis sind weite Teile Nordostdeutschlands, das östliche Nordwestdeutschland und das Oberrheinische Tiefland häufiger von Waldbränden betroffen als andere Regionen Deutschlands. Im Jahr 2025 gab es die meisten Waldbrände in den Bundesländern Brandenburg, Nordrhein-Westfalen und Niedersachsen. Dabei wurden, wie bereits in den Vorjahren, in Brandenburg vor allem aufgrund der sandigen Böden, den vorherrschenden Kiefernwäldern und der Munitionsbelastung auf ehemaligen Truppenübungsplätzen erneut die meisten Brände (317) registriert. Die größte Brandfläche im Jahr 2025 mit insgesamt 1.894 Hektar war in Sachsen zu verzeichnen, dies entspricht fast zwei Drittel der Waldbrandfläche Deutschlands. Dies ist im Wesentlichen auf einen Großbrand in der Gohrischheide im Landkreis Meißen mit 1.867 ha betroffener Waldfläche zurückzuführen. Dieser Brand wurde nach Angaben der zuständigen Staatsanwaltschaft durch hitzebedingte Selbstentzündung von Altmunition ausgelöst. Die vorhandene Altmunition beeinträchtigte zudem die bodengebundenen Löscharbeiten stark. Mit gut 252 Hektar Waldbrandfläche folgt Brandenburg (siehe Abb. „Waldbrandgeschehen in den Bundesländern“).</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/5_Abb_Headmap-Waldbrandgeschehen-L%C3%A4nder_2026-08-26.png"> </a> <strong> Waldbrandgeschehen in den Bundesländern </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/5_Abb_Headmap-Waldbrandgeschehen-L%C3%A4nder_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (98,87 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_2.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,34 kB)</a></li> </ul> </p><p> Waldbrände und ihre Auswirkungen <p>Waldbrände beeinflussen, wie diverse andere Faktoren auch, die Stabilität und die Vitalität der Waldökosysteme. Das Ausmaß der Beeinflussung hängt unter anderem von der Dauer, der Intensität, dem Umfang und der <a href="http://www.wald.de/waldbrand/">Art des Waldbrands</a> ab.</p> <p>Sogenannte Erdfeuer oder Schwelbrände im Boden sind aufgrund der häufigen Zerstörung oder Beeinträchtigung von Wurzeln und Samen von hoher Bedeutung für die Vitalität der Waldbestände. </p> <p>Boden- oder Lauffeuer führen häufig zur Verbrennung der bodennahen Vegetation und der Streuauflage. Bäume werden dabei abhängig von der Baumart (Rindenstärke) geschädigt oder verbrennen. Durch diese Feuer wird außerdem der Mineralisierungsprozess der Streuauflage beschleunigt, wodurch es verstärkt zur Auswaschung von Nährstoffen kommt. Die Nährstoffaufnahme ist durch die Reduzierung der Vegetation sowie durch die Zerstörung von Pflanzenwurzeln und nährstoffbindenden Ton-Humus-Komplexen ebenfalls stark beeinträchtigt. Kurz- bis mittelfristig kann hierdurch die Vitalität und die Stabilität der Waldbestände aufgrund von Nährstoffmangel weiter herabgesetzt werden.</p> <p>Kronenfeuer und Vollfeuer entstehen, wenn die Bodenfeuer auf den Kronenbereich überschlagen. Diese haben häufig den Verlust des gesamten Bestandes zur Folge, da hierbei sowohl die Assimilationsorgane (Blätter und Nadeln) wie auch die Knospen der Bäume verbrennen, wodurch eine Regeneration deutlich erschwert ist.</p> <p>Unmittelbar während des Waldbrands kommt es wie bei jedem Verbrennungsprozess zu Emissionen, die auch die menschliche Gesundheit beeinträchtigen können. Hierbei werden vor allem Feinstaub, aber teilweise auch <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/dioxine">Dioxine</a> und andere Schadstoffe freigesetzt. Daneben werden auch Treibhausgase emittiert. So haben die eher unterdurchschnittlichen Waldbrände in 2024 knapp 3,3 kt CO2-Äquivalente an <a href="https://www.umweltbundesamt.de/daten/klima/treibhausgas-emissionen-in-deutschland/emissionen-der-landnutzung-aenderung">Treibhausgasen</a> freigesetzt, Daten für das Jahr 2025 liegen noch nicht vor. Zusätzlich wird die Senkenfunktion der Waldbestände für Kohlenstoff beeinträchtigt.</p> <p>Auf die <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/biodiversitaet">Biodiversität</a> können Waldbrände hingegen positiven Einfluss haben, da hierdurch ökologische Nischen entstehen, die von besonders angepassten Arten genutzt werden.</p> </p><p> Ursachen für Waldbrände <p>Bei der Mehrzahl der Waldbrände, rund 46 %, konnte 2025 keine Ursache ermittelt werden. In Fällen, in denen eine Ursache bestimmt werden kann, sind im Wesentlichen zwei Faktorenkomplexe von besonderer Bedeutung für das Waldbrandgeschehen: Zum einen das menschliche Handeln (Brandstiftung und Fahrlässigkeit) und zum anderen das <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/klima">Klima</a>- bzw. Witterungsgeschehen. Als Hauptursache für das Waldbrandgeschehen kann gemäß den Daten der <a href="https://www.bmel-statistik.de/forst-holz/waldbrandstatistik/">Waldbrandstatistik</a> menschliches Handeln identifiziert werden (sofern eine Ursache ermittelbar ist). Klima und <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/witterung">Witterung</a> hingegen beeinflussen zusammen mit den lokalen Gegebenheiten (wie dem Vorhandensein von brennbarem Material) die Disposition einer Waldfläche für die Entzündung und in Folge das weitere Brandgeschehen (Feuerausbreitung). Fahrlässigkeit und Vorsatz (das heißt Brandstiftung) waren im Jahr 2025 für rund 46 % der Waldbrände ursächlich. Bei den 319 im Jahr 2025 durch Fahrlässigkeit verursachten Bränden waren zu rund 46 % das unvorsichtige Verhalten von Waldbesuchern, Campern oder Kindern die Auslöser. In 26 % der Fälle von Fahrlässigkeit sind wirtschaftliche Aktivitäten (Landwirtschaft, Holzernte etc.) ursächlich. Natürliche Ursachen, wie zum Beispiel Blitzschlag, waren hingegen für nur 2 % der Waldbrände der Auslöser (siehe Abb. „Waldbrandursachen 2025“).</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/6_Abb_Waldbrandursachen_2026-08-26.png"> </a> <strong> Waldbrandursachen 2025 </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/6_Abb_Waldbrandursachen_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (276,44 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_3.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,32 kB)</a></li> </ul> </p><p> <p>Das Auftreten und die Ausbreitung von Waldbränden sind maßgeblich von der <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/witterung">Witterung</a> abhängig. Selbst im Winter kann es bei fehlender Schneedecke zu Waldbränden kommen. Ein jahreszeitlicher Schwerpunkt der Waldbrandgefährdung lag bisher zumeist im Spätfrühjahr und im Frühsommer. Nach Angaben des Deutschen Wetterdienstes war vor allem das Frühjahr 2025 von wenigen Niederschlägen geprägt. Zudem war das Jahr insgesamt eins der sonnigsten und ungewöhnlich warm und trocken. Dementsprechend begann die Waldbrandsaison im Jahr 2025 bereits im März und erst im September nahm das Waldbrandgeschehen merklich ab. Somit folgt das Waldbrandjahr eher dem seit einigen Jahren zu erkennendem Trend der Verlängerung und Verschiebung der sogenannten Waldbrandsaison in den Spätsommer und Herbst hinein (siehe Abb. „Waldbrände in einzelnen Monaten“).</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/7_Abb_Headmap-Waldbr%C3%A4nde-Monate_2026-08-26.png"> </a> <strong> Waldbrände in einzelnen Monaten </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/7_Abb_Headmap-Waldbr%C3%A4nde-Monate_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (107,67 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_4.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,33 kB)</a></li> </ul> </p><p> <p>Neben der <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/witterung">Witterung</a> ist auch der Waldbestand von Bedeutung. Besonders jüngere und lichte Nadelwälder mit dichtem Unterwuchs und üppiger Bodenvegetation sind stark waldbrandgefährdet. Zudem spielen die Holzeigenschaften, wie beispielsweise das Vorhandensein von Harzen oder ätherischen Ölen, eine gewisse Rolle bei der Gefährdung. Dies zeigt sich auch in der Betrachtung der Waldbrände der Jahre 2014 bis 2025. Hier waren Nadelholzbestände (rechnerisch rund 54 % der Waldfläche), mit Ausnahme der Jahre 2017, 2023 und 2024, deutlich häufiger von Waldbränden betroffen als von Laubholzarten dominierte Waldbestände (siehe Abb. „Waldbrandfläche nach Bestandsart“). Der Umbau von Nadelbaummonokulturen in mehrschichtige Mischwälder mit hohem Laubholzanteil ist somit weiterhin auch ein wesentlicher Ansatz zum vorbeugenden Schutz vor Waldbränden. Im Jahr 2025 ist erstmals auch eine Fläche von rund 725 ha Nichtholzboden in der Waldbrandstatistik erfasst. Hierbei handelt es sich um nicht mit Waldbäumen bewachsene Flächen des Großbrandes in der Gohrischheide in Sachsen. </p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/8_Abb_Waldbrandflaeche-Bestandsart_2026-08-26.png"> </a> <strong> Waldbrandfläche nach Bestandsart </strong> Quelle: Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/8_Abb_Waldbrandflaeche-Bestandsart_2026-08-26.pdf">Diagramm als PDF (142,82 kB)</a></li> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2-bis-8_Abb_Waldbraende_2026-08-26_5.xlsx">Diagramm als Excel mit Daten (102,33 kB)</a></li> </ul> </p><p> </p><p>Informationen für...</p>
Die Beobachtung und Untersuchung von Krankheitssymptomen an oberirdischen Pflanzenteilen allein genuegt nicht, um eine Pathogenese zufriedenstellend zu erklaeren. Diese Tatsache ergibt sich aus der Vielzahl von Hypothesen zum Waldsterben, die sich fast ausschliesslich mit oberirdischen Sprossteilen befassen. Der Gesundheitszustand des Wurzelwerks -der unterirdische Wald- ist in eine Diagnose und Prognose ebenso wie bei der Abwehr des Baumsterbens gleichgewichtig mit dem Kronenzustand zu beachten. Diese Aspekte wurden bisher in der Diskussion um das Waldsterben ungenuegend beruecksichtigt. Da die Feinwurzeln unmittelbar nach der Samenkeimung mit den Mikroorganismen des Bodens in Beruehrung kommen, liegen auch hier die Anfaenge einer foerdernden und einer negativen pilzlichen Beeinflussung. Wann eine unguenstige Pilzbeeinflussung an Jungpflanzen von Fichten und Tannensaemlingen beginnt, ist Gegenstand vorliegenden Programms. Die Untersuchungsorte liegen in der Naehe einer Umweltstation des suedlichen Schwarzwaldes in exponierter und in mehr geschuetzter Lage. Der Pilzbefall und seine Wirkung auf die Gesundheit der Pflanzen wird an den beiden unterschiedlichen Standorten (in Bezug auf Umweltbeeinflussung durch Immissionen) untersucht.
Rhizodeposition der Pflanzen ist eine wichtige primäre Kohlenstoff- (C) und Energiequelle für Bodenorganismen. Die Ziele dieses Projektes sind die Abschätzung des C-Eintrages durch Mais in den Boden, die Verfolgung des wurzelbürtigen C in der ganzen Nahrungskette im Boden und die Aufstellung von C-Bilanzen. Mais wird in der 13CO2- und 14CO2-Atmosphäre markiert, um zwischen den wurzelbürtigen und bodenbürtigen C zu unterscheiden und den Haushalt des wurzelbürtigen C zu bestimmen. Der Einbau von wurzelbürtigem C in Mikroorganismen, Nematoden, Collembolen und Predatormakrofauna wird quantifiziert. 14C-Phosphor-Imaging der Wurzel ermöglicht es Hotspots der Rhizodeposition und der Exsudation zu lokalisieren. 13C-Pulsmarkierung wird die Empfindlichkeit der Koppelung des 13C mit Biomarker der Bakterien und Pilze (PLFA, Ergosterol) und Collembolen (neutrale Lipide) wesentlich erhöhen. Die Verzögerung zwischen der Photoassimillation der Pflanze, Wurzelexsudation in die Rhizosphäre und Einbau vom wurzelbürtigen C in die einzelnen Organismen wird bestimmt. Dies wird die Aufstellung und Modellierung des C-Flusses durch die Nahrungsketten im Boden ermöglichen. Durch mehrfache 13C-Pulsmarkierung von Mais wird eine hohe 13C-Anreicherung der Mikroorganismen erreicht, um anschließend die aktivsten Spezies in der Rhizosphäre mit Hilfe von Stable Isotope Probing (SIP) zu bestimmen.
Das Extremereignis Feuer gilt als zentraler geomorphologischer Faktor, da es in kürzester Zeit zu wesentlichen Verlusten der Nähr- und Ballastelemente aus Ökosystemen führt. Feuer in (semi-)ariden, mediterranen und semihumiden Waldökosystemen verursachen dramatische Umverteilungen und Verluste von allen Elementen, die zuvor von Mikroorganismen im Saprolit mobilisiert und durch die Vegetation an die Oberfläche transportiert wurden. In der 1. Projektphase wurde die durch Wurzelkohlenstoff induzierte mikrobielle Elementmobilisierung sowie die pflanzliche Nährstoffaufnahme aus Boden und Saprolit untersucht. In der 2. Phase werden Elementverluste durch Feuer in Interaktion mit den Brandeffekten auf mikrobielle Gemeinschaften und deren Funktionen aufgeklärt. Nach kontrollierten Bränden und in natürlichen Brandchronosequenzen werden die aus Boden und Saprolit mobilisierten Elementpools bestimmt und die Gehalte verfügbarer Nährstoffe und Balastelemente ermittelt. Elementverluste durch Auswaschung und Erosion werden mittels Tracern für N, K, Ca und Si quantifiziert. Die fatalen Effekte von Feuer auf mikrobielle Gemeinschaften und Funktionen werden durch die relative Häufigkeit von symbiotischen und saprotrophen Pilzphyla, diazotrophen Organismen, Phospholipidfettsäuren (PLFA) sowie Enzymaktivitäten im Oberboden untersucht. Die mikrobielle Sukzession nach Brand wird mit Fokus auf stresstolerante und mineralverwitternde Pilze erforscht. Die Klärung der funktionellen Rolle von Pilzen und Bakterien wird durch den Vergleich der qPCR-Analyse mit Hochdurchsatzsequenzierung unterstützt. Besonderer Fokus liegt auf den Pilzen, welche unter aeroben Bedingungen an Gesteinsoberflächen und an der Wurzel-Boden-Grenzfläche Nährstoffe mobilisieren. Stresstolerante Pilze (i) bilden direkten Kontakt mit Mineralien, fördern die chemische Verwitterung von Nährstoffen aus Primärmineralien und (ii) können die Wiederbesiedlung des kahlen Bodens nach Feuer beschleunigen. Die kurz- und mittelfristige Sukzession mikrobieller Gemeinschaften wird mit der zu erfassenden Zunahme der Enzymaktivitäten und der Mobilisierung und Akkumulation der Nährstoffe im Oberboden verglichen. Alle Studien werden entlang des Klimagradienten von Pan de Azucar nach Nahuelbuta durchgeführt, um Niederschlagseffekte auf die absoluten und relativen Verluste von Nährstoffen und Ballastelementen nach Feuer sowie auf die Erholung der Ökosysteme aufzuklären. Die Ergebnisse der 1. Phase ermöglichen die Verallgemeinerung der Nährstoffkreisläufe stabiler Ökosysteme im Fließgleichgewicht. Die Ergebnisse der 2. Phase erlauben die Generalisierung der Folgen des Extremereignisses Feuer auf Elementverluste und nachfolgende Remobilisierung durch Verwitterung im Verlauf der Sukzession. Da die Aridisierung und damit die Feuerhäufigkeit weltweit zunehmen, ist die aus diesem Projekt erwartete Vorhersage ökosystemarer Nährstoffverlusten und die Konsequenzen für eine verstärkte Verwitterung von globaler Relevanz.
| Organisation | Count |
|---|---|
| Bund | 1819 |
| Europa | 28 |
| Global | 1 |
| Kommune | 3 |
| Land | 161 |
| Weitere | 25 |
| Wirtschaft | 3 |
| Wissenschaft | 683 |
| Zivilgesellschaft | 23 |
| Type | Count |
|---|---|
| Daten und Messstellen | 457 |
| Ereignis | 4 |
| Förderprogramm | 1397 |
| Lehrmaterial | 2 |
| Software | 1 |
| Taxon | 1 |
| Text | 66 |
| unbekannt | 59 |
| License | Count |
|---|---|
| Geschlossen | 477 |
| Offen | 1496 |
| Unbekannt | 14 |
| Language | Count |
|---|---|
| Deutsch | 1638 |
| Englisch | 949 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Archiv | 20 |
| Bild | 9 |
| Datei | 450 |
| Dokument | 37 |
| Keine | 1135 |
| Multimedia | 1 |
| Unbekannt | 1 |
| Webdienst | 1 |
| Webseite | 774 |
| Topic | Count |
|---|---|
| Boden | 1782 |
| Lebewesen und Lebensräume | 1987 |
| Luft | 1046 |
| Mensch und Umwelt | 1974 |
| Wasser | 1105 |
| Weitere | 1960 |