Stickstoffbilanzüberschuss und Nitratauswaschung. Gibt es einen Zusammenhang?

Inhalt

Zusammenfassung

1. Einleitung

2. Begriffserläuterungen
2.1 Stickstoffbilanzüberschuss
2.2 Nitratauswaschung

3. Rechtlicher Rahmen

4. Auswaschung unter Berücksichtigung einzelner Faktoren
4.1 Nitratauswaschung relativ zum Sickerwasser
4.1.1 Bodentyp und Niederschlagsmenge
4.1.2 Sickerwasserrate
4.1.3 Nitrifikation & Denitrifikation
4.2 Nitratauswaschung relativ zur Düngung
4.3 Betrachtung unterschiedlicher Bewirtschaftungen und Landnutzungsformen
4.3.1 Landnutzungsform.
4.3.2 Angebaute Kulturen und Fruchtfolgen
4.3.3 Zwischenfrüchte und Untersaaten
4.3.4 Bodenbearbeitung
4.4 Mineralisation
4.4.1 Stickstoff-Immobilisierung

5. Schlussfolgerung
5.1 Vergleich der Aussagekraft von N-Saldo und Herbst-Nmin bezüglich der Nitratauswaschung

6. Diskussion

Referenzen

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Genereller Stickstoffzyklus auf bewirtschafteten Flächen. Einträge liegen in Form künstlichen, tierischen bzw. organischen Düngers, atmosphärischer Deposition und N2-Fixierung vor. Die Austräge bestehen aus Verflüchtigung bzw. Denitrifikation, Abtrag mit der Ernte, sowie der Auswaschung. ΔNBoden steht für mögliche Änderungen im organischen Stickstoffanteil des Bodens (Hansen et al. 2000, verändert)

Abbildung 2: Auftrag der N-Auswaschung relativ zum N-Saldo, gegliedert nach Publikationen

Abbildung 3: Korrelation aller Daten aus Publikationen mit Angabe von N-Auswaschung und N-Bilanz

Abbildung 4: N-Auswaschung relativ zum N-Saldo über alle verglichenen Publikationen hinweg. Schwarz markierte Datenpunkte enthielten unberücksichtigten legumen N-Eintrag und wurden durch Schätzung nach Fritsch (2012) korrigiert

Abbildung 5: Jeweilige Versuchsdauer der verwendeten Daten

Abbildung 6: Der Effekt der Bewässerung auf die pflanzliche N-Aufnahme, sowie anschließende Nitratauswaschung unter Wintergetreide (Lord & Mitchell 1998)

Abbildung 7: Vergleich der Nmin-Verlagerung in Lößlehm und Sand während der Wintermonate innerhalb der obersten 100 cm (aid infodienst 2014)

Abbildung 8: Beziehungen zwischen N-Auswaschung und Gesamt-N-Input (Mineraldünger + Gülle + Deposition), N-Auswaschung und Nmin-Gehalt des Bodens zu Vegetationsende, N-Auswaschung und N-Saldo, sowie Auswaschung pro Energieertrag von Silomais relativ zum N-Gesamt-Input. Mittelwerte über zwei Sickerwasserperioden. (Büchter et al. 2003)

Abbildung 9: N-Auswaschung relativ zur N-Bilanz gegliedert nach der Bodenkörnung. Gemittelte Daten aus mehrjährigen Untersuchungen

Abbildung 10: N-Auswaschung relativ zur N-Bilanz gegliedert nach der mittleren jährlichen Sickerwassermenge im Untersuchungszeitraum

Abbildung 11: Auftrag der N-Auswaschung relativ zur mittleren jährlichen Sickerwassermenge, gegliedert nach dem totalen N-Eintrag über mineralische und organische Düngung

Abbildung 12: Auftrag der N-Auswaschung relativ zur mittleren jährlichen Sickerwassermenge, gegliedert nach Publikationen

Abbildung 13: Brutto-Nitrifikationsrate relativ zum Bodenwassergehalt (Bohner et al. 2005)

Abbildung 14: Denitrifikationsrate relativ zum Bodenwassergehalt bei (Bohner et al. 2005a)

Abbildung 15: Modell der Langzeitanreicherung von N im Boden durch verschiedene Dünger. (N-Gabe 120 kg ha-1, Boden: Lu) (Gutser & Claassen 1994)

Abbildung 16: N-Auswaschung in Abhängigkeit zur Düngungsart und –menge

Abbildung 17: N-Auswaschung in Abhängigkeit zur Düngungsmenge, nach Publikationen

Abbildung 18: Effekt der Stickstoffdüngung auf N in Getreide, Auswaschung und Stickstoffbilanzüberschuss. Daten für alle Standorte nahe Beckbury und Swindon (UK) (Lord et al. 1998)

Abbildung 19: Änderungen in der Nitratauswaschung relativ zum Stickstoffbilanzüberschuss an Standorten in Beckbury und Swindon (UK). (Lord et al. 1998)

Abbildung 20: N-Auswaschung relativ zur N-Bilanz gegliedert nach der Düngungsart

Abbildung 21: Nitratkonzentration im Sickerwasser nach Applikation diverser Düngerformen auf sandigem Lehm (Di et al. 2002, verändert)

Abbildung 22: N-Auswaschung relativ zum N-Saldo gegliedert nach der Anbauart

Abbildung 23: Nitratauswaschung unter diverser Wintergründüngung, verglichen mit Kontrollbrache. Neuseeländische Studie (McLenaghen et al. 1996)

Abbildung 24: Ausgewählte Daten mit möglichst geringen Fehlerquellen. Sickerwasser > 100mm. Mittelung aus mindestens 4 Jahren. Ausschließlich Lysimeterergebnisse. Nur Ackerkulturen ohne Zwischenfrüchte

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Feldkapazität relativ zur Bodenart und effektiver Lagerungsdichte. (Renger 2002)

Tabelle 2: Nitratverlagerungstiefe in Abhängigkeit von Feldkapazität und Sickerwassermenge (nach Renger 2002, verändert)

Tabelle 3: N-Düngung, N-Entzug der Pflanzen, Sickerwassermenge, Nitratgehalt des Sickerwassers und ausgewaschene Nitratmenge in verschiedenen Verfahren. Mittelwerte von 6 Jahren. (Stauffer & Spiess 2005)

Tabelle 4: Durchwurzelungstiefe von Kulturen in tiefgründigen Böden (aid Infodienst 2014)

Tabelle 5: Mittlere Standort- und Nutzungsabhängige Nitratkonzentrationen im Sickerwasser und Nit-ratauswaschung aus dem Wurzelraum ins Grundwasser (Strebel 2002, verändert)

Tabelle 6: Mineralisations- und Immobilisierungstrends relativ zum C/N-Verhältnis. (Husz 1999)

Tabelle 7: Zu erwartende Mineralisierung aus dem Boden-N-Pool (Amberger 1983)

Zusammenfassung

Der Stickstoffbilanzüberschuss wird häufig als Indikator für die Nitratauswaschung mit dem Sickerwasser angesehen. Diverse Arbeiten belegen unter definierten Randbedingungen einen direkten Zusammenhang. Andere hingegen konnten auch in langjährigen Versuchen keine direkte Korrelation feststellen. Diese Arbeit diente der Überprüfung, ob ein etwaiger Zusammenhang über eine Vielzahl von Messreihen unterschiedlicher Publikationen festzustellen ist und von welchen Variablen dieser gegebenenfalls abhängig gemacht werden muss. Eine signifikante (α < 0.05) Beziehung beider Faktoren konnte, neben der Gesamtheit der Daten, sowohl bei rein organischer Düngung, wie auch bei reinem Getreideanbau und auf sandigen und sandig lehmigen Böden festgestellt werden. Bei Gliederung nach Sickerwassermenge, Hackfruchtanbau, Grasland und mineralische Düngung war keine sichere Korrelation zu erkennen. Des Weiteren konnte kein direkter Zusammenhang zwischen der absoluten Düngungsmenge aus mineralischen und organischen Düngemitteln und der Nitratauswaschung festgestellt werden. Die Kombination aus Düngungs- und Sickerwassermenge scheint jedoch einen ungefähren Schluss auf die maximal mögliche Auswaschung zuzulassen. Andere für die Auswaschung relevante Faktoren, wie Feldkapazität, Bodenbearbeitung und Zwischenfruchtanbau, werden häufig nicht ausreichend dokumentiert und boten somit keine verwertbare Datenmenge.

1. Einleitung

Im Zuge des in den letzten Jahrzehnten massiv angestiegenen Bedarfs an landwirtschaftlichen Produkten ist die Maximierung des Agrarpotentials von größter Bedeutung. Besonders in entwickelten Industriestaaten stellt eine Erweiterung der bereits nahezu ausgeschöpften landwirtschaftlichen Gesamtfläche jedoch keine nennenswerte Option mehr da. Als wichtigste Alternative dient daher der Einsatz verschiedener Düngungsvarianten, um die Ertragsleistungen der Nachfrage anpassen zu können. Einen besonderen Risikofaktor stellt dabei die Stickstoffdüngung dar, die neben der Steigerung der Ertragsleistung eine Reihe negativer Einflüsse auf die Umwelt mit sich bringt. So kann der verstärkte Stickstoffeintrag aus der Landwirtschaft in nahe gelegene Oberflächengewässer ungehemmtes Algenwachstum und damit Eutrophierung hervorrufen. Auch gelten hohe Konzentrationen mineralischen Stickstoffs als gesundheitsgefährdend für den Mensch und bedürfen daher besonderer Aufmerksamkeit.

Eingetragene Stickstoffmengen werden nicht restlos über landwirtschaftliche Produkte aus dem System entfernt. Neben der, in der durchwurzelbaren Zone bis zum Zeitpunkt des Saateintrags im Folgejahr, verbleibenden Stickstoffmengen, existieren Verlustwege, deren Potenzial zum N-Austrag, besonders bei hohem, im Boden verbleibendem, Rest-N, in großem Maße steigen kann. Dazu gehören Verluste an die Atmosphäre, Abtrag mit dem Oberflächenwasser sowie Nitratauswaschung mit dem Sickerwasser ins Grundwasser.

Um die potentielle Intensität der Stickstoffverluste einschätzen und den Düngebedarf der Folgefrucht ermitteln zu können, werden verschiedene Quantifizierungsmethoden angewandt. So dient die Messung des Nmin-Wertes von Böden der Erfassung des aktuellen pflanzenverfügbaren Stickstoffs. Der Nmin-Wert des Bodens bezieht sich jedoch nur auf die mineralischen N-Anteile. Um die gesamte vorhandene Menge im Boden, einschließlich des organischen Stickstoffs, zu berücksichtigen, werden Bilanzen zur Ermittlung des Stickstoffüberschusses angefertigt. Dazu sind genaue Informationen über die Menge an eingetragenem und ausgetragenem Stickstoff von Nöten, um einen geeigneten N-Saldo zu ermitteln.

Zu überprüfen gilt nun ob, bzw. wie stark, die Höhe eines Stickstoffbilanzüberschusses tatsächlich mit der nachfolgenden Nitratauswaschung zusammenhängt. Da diverse Faktoren die Auswaschungsmenge beeinflussen können, ist eine Abhängigkeit eines solchen Zusammenhangs von diesen Größen zu berücksichtigen. Dazu werden im Folgenden diverse Publikationen verglichen und auf einen Zusammenhang zwischen N-Bilanz und Auswaschung unter Einbeziehung der Größen Sickerwassermenge, N-Düngungsart und –Menge, Kultur und Bodenart überprüft. Weitere Einflussgrößen, die als Ursache für vorhandene Streuung der Daten in Frage kommen, werden ebenso dargestellt.

2. Begriffserläuterungen

2.1 Stickstoffbilanzüberschuss

Der Stickstoffkreislauf im landwirtschaftlichen Betrieb umfasst den Zukauf von Vieh, Saatgut, Futter- und Düngemitteln, symbiotische N-Fixierung, den Export von tierischen und pflanzlichen Produkten, sowie atmosphärische und Auswaschungsverluste (Abb. 1).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Genereller Stickstoffzyklus auf bewirtschafteten Flächen. Einträge liegen in Form künstlichen, tierischen bzw. organischen Düngers, atmosphärischer Deposition und N2-Fixierung vor. Die Austräge bestehen aus Verflüchtigung bzw. Denitrifikation, Abtrag mit der Ernte, sowie der Auswaschung. ΔNBoden steht für mögliche Änderungen im organischen Stickstoffanteil des Bodens (Hansen et al. 2000, verändert).

Als Stickstoffbilanzüberschuss oder N-Saldo wird die Differenz zwischen absoluten Eintrags- und Austragsmengen von Stickstoff, ohne Berücksichtigung seiner Bindungsform, bezeichnet. Umfassende Hoftorbilanzen betrachten dabei jegliche vorhandenen Stickstoffflüsse eines landwirtschaftlichen Betriebs, abzüglich der unerwünschten Verlustpfade. Betrachtet man lediglich Feldbilanzen werden nur jegliche Düngemitteleinträge, Saatgut, sowie N2-Fixierung und nasse Deposition dem Ernteertrag gegenübergestellt. Nicht einbezogen werden jedoch der Stallbilanz zugerechnete tierische Ein- und Ausfuhren. (Bach et al. 2011)

Der resultierende Bilanzüberschuss wird häufig als ein guter Anhaltspunkt dafür angenommen, wie hoch das Risiko potentieller N-Verluste einzuschätzen ist.

2.2 Nitratauswaschung

Durch Mineralisation und Nitrifikation im Boden gebildetes oder aufgrund überschüssiger N-Düngung verbliebenes Nitrat (NO3-) ist die mit Abstand am stärksten auswaschungsgefährdete Form des Stickstoffs. Da die Bodenpartikel in Böden gemäßigter Klimate vorwiegend negativ geladen vorliegen, besteht kein nennenswertes Rückhaltevermögen für NO3- (Di et al. 2002). Als ausgewaschen zählt in diesem Sinne jenes Nitrat, das mit dem Sickerwasser in eine Tiefe gelangt, die die effektive Durchwurzelungstiefe übersteigt und somit nicht mehr pflanzenverfügbar ist. Es kann demnach nicht wiederverwertet und folglich bis ins Grundwasser verlagert werden.

Um auswaschungsgefährdete N-Mengen quantifizieren zu können, ist es wichtig alle Faktoren festzustellen, die den N-Gehalt von der Oberfläche über das Sickerwasser beeinflussen. Dies umfasst neben Bodenart und Witterungsbedingungen vor allem Fruchtfolge, Düngungstyp, Zeitpunkt und Menge der Düngerausbringung sowie Art und Zeitpunkt der Kultivierung (Hansen et al. 2000). Besonders in nassen Böden kann zudem das Verhältnis zwischen Nitrifikation und Denitrifikation stark verringert werden, was ggf. einen nicht unerheblichen Einfluss darstellt (Bohner et al. 2005a).

3. Rechtlicher Rahmen

Die europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) gibt als Grenzwert für Nitrat im Trinkwasser maximal 50 mg L-[1] (entsprechend 11,3 mg N L-[1]) vor. In Deutschland sind zur Vermeidung bzw. Minderung der Nitratbelastung des Grundwassers daher in der Düngeverordnung diverse Regulierungen festgeschrieben, die die Landwirtschaft als eine der wichtigsten Einflussgrößen für Grundwasserverunreinigung durch Stickstoff betreffen. Dazu gehört unter anderem die Begrenzung des erlaubten Düngezeitraums auf den 1. Februar bis 31. Oktober für Ackerflächen bzw. bis 14. November auf Grünland. Des Weiteren ist eine bedarfsgerechte Düngung vorausgesetzt, um den Ausgleich zwischen N-Bedarf der Pflanzen und Düngermenge zu gewährleisten. Die Düngebedarfsermittlung umfasst Nährstoffbedarf der Kulturen, N-Verfügbarkeit und N-Nachlieferung aus dem Bodenvorrat in Abhängigkeit der Standortbedingungen, Kalk- und Humusgehalt sowie N-Gehalt organischer Düngemittel. Für die jährlich aufzustellende Untersuchung dürfen jedoch auch Schätzverfahren oder Ermittlungen aus vergleichbaren Standorten verwendet werden. Als Höchstwert für die N-Düngung gelten derzeit 170 kg N ha-[1]. Dieser bezieht sich allerdings nur auf die Verwendung von tierischen Wirtschaftsdüngern. Nach der Ernte der Hauptfrucht dürfen maximal 40 kg Ammoniumstickstoff bzw. 80 kg Gesamtstickstoff ausgebracht werden. Um N-Residuen nach der Ernte zu quantifizieren, welche über diverse Verlustwege entweichen können, ist zudem verpflichtend eine Aufstellung von N-Bilanzsalden, aus jeglichen Eintragswegen abzüglich tierischer oder pflanzlicher Marktprodukte, zu erstellen. Seit dem Jahr 2009 darf dieser N-Saldo im dreijährigen Mittel 60 kg N ha-[1] nicht überschreiten.

4. Auswaschung unter Berücksichtigung einzelner Faktoren

Im folgenden Kapitel werden die wichtigsten Einflussfaktoren, bezogen auf die Nitratauswaschung, erläutert. Diverse Studien begründen ihre Ergebnisse häufig auf sehr unterschiedlichen und wenigen Faktoren. Einzelne Publikationen zeigen bereits einen direkten Zusammenhang zwischen N-Bilanz und N-Auswaschung auf. Allerdings konnten solche positiven Beziehungen bisher nur erbracht werden, sofern andere Variablen, im Bezug auf Nutzung, Standort etc. über die Prüfglieder hinweg weitestgehend vergleichbar waren. Zur Überprüfung, ob die Auswaschung tatsächlich übergreifend unter Einbeziehung einzelner Einflussgrößen vom N-Saldo abhängig und in einem gewissen Rahmen universell vorhersagbar gemacht werden kann, wurden in dieser Arbeit Daten aus 31 Publikationen herangezogen und verglichen. Sämtliche Daten stammen von Standorten aus Deutschland und umliegenden Ländern mit vergleichbarem Klima, um geographische und klimatische Fehler möglichst gering zu halten.

Die vereinfachte Stickstoffbilanz errechnet sich im Folgenden über die mineralische und organische Düngung, sowie legume N-Bindung abzüglich der mit dem Erntegut abgeführten N-Mengen. Andere Eintrags- und Austragswege sind in sehr wenigen Fällen aufgezeichnet worden, weshalb diese hier nicht eingeschlossen werden. Abbildung 2 zeigt die, im folgenden Kapitel näher differenzierte, N-Auswaschung aus Nitrat relativ zum N-Saldo über 23 Publikationen.

Der Anteil des legumen N-Eintrags ist in einigen Publikationen der Bilanz angerechnet, ohne jedoch dessen Anteil am Gesamteintrag zu erwähnen. Andere Arbeiten verwendeten zwar entsprechende Kulturen, ließen aber deren Einfluss bei der Bilanzierung unberücksichtigt.

Aus diesem Grund sind hier in diesem Fall die betreffenden Daten korrigiert worden, indem zum Saldo eine für die jeweilige Kultur geschätzte N-Menge addiert wurde. Typische Mengen wurden aus Fritsch (2012) übernommen.

Abbildung 2: Auftrag der N-Auswaschung relativ zum N-Saldo, gegliedert nach Publikationen. Gemittelte Daten aus mehrjährigen Untersuchungen.

Als Hauptfrucht wurden bei Kleegras (50:50) 122 kg N ha-[1] a-[1] (für Prasuhn et al. 2013, Bohner et al. 2007, Stauffer & Spiess 2005, Loges & Taube 2011, Klammler & Fank 2015) und bei Rotklee 212 kg N ha-[1] a-[1] (für Stauffer & Spiess 2005) addiert. Die Grünlanddaten wurden, wenn unberücksichtigt, pauschal um 30 kg N ha-[1] a-[1] erhöht. Es gilt zu beachten, dass ohne genauere Angaben bei den Gräsern von 50% Anteil an legumen Arten ausgegangen wurde, die tatsächliche Zusammensetzung jedoch abweichen kann. Korrigierte Daten sind in Abbildung 4 markiert. Zudem wurden zwischen Lysimetermessungen gegenüber Auswertung mit anderen Verfahren, wie Dränausfluss, Saugsonden und vereinfachten Sickerwassersammlern unterschieden, da erstere in der Regel durch die Möglichkeit der Bestimmung der exakten Sickerwassermenge die besten Ergebnisse erbringen.

Der Stickstoff aus organischen Düngern wurde zu 100% aus dessen organischen und anorganischen Komponenten angerechnet.

Einige Publikationen (Böhm & Hösch 2001, Eder 2001, Murer 1999, Knappe & Haferkorn 2001, Eder + Stenitzer 2003, Sunkel 1979, Bohner et al. 2007, Klammler & Fank 2015, Herndl et al. 2015, Knappe et al. 2002, Loges & Taube 2011, Herndl et al. 2013, Tauchnitz et al. 2015) bezogen lediglich einjährige Daten über einen längeren Zeitraum. Sofern die Bedingungen konstant blieben, ließen sich diese über mehrere Jahre mitteln, um Störeinflüsse wie beispielsweise Trockenjahre möglichst gering zu halten.

Abbildung 3 zeigt die Daten aus Zeiträumen von zwei bis vierzehn Jahren. Dabei ist bereits zu erkennen, dass ein signifikanter Zusammenhang zwischen N-Bilanz und Nitratauswaschung besteht. Eine Beschränkung aus Versuchsreihen mit mindestens fünf Jahren brachte keine Verbesserung hervor. Wird nur tatsächlicher Überschuss, also positive N-Salden betrachtet, ist die Korrelation weiterhin signifikant, weist aber ein geringeres Bestimmtheitsmaß auf (R² = 0,1676). Aus diesem Grund wurden negative Bilanzüberschüsse im weiteren Verlauf der Arbeit stets mit einbezogen. Abbildung 5 beschreibt die jeweiligen Untersuchungszeiträume.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3: Korrelation aller Daten aus Publikationen mit Angabe von N-Auswaschung und N-Bilanz.

Abbildung 4: N-Auswaschung relativ zum N-Saldo über alle verglichenen Publikationen hinweg. Schwarz markierte Datenpunkte enthielten unberücksichtigten legumen N-Eintrag und wurden durch Schätzung nach Fritsch (2012) korrigiert.

Abbildung 5: Jeweilige Versuchsdauer der verwendeten Daten.

4.1 Nitratauswaschung relativ zum Sickerwasser

4.1.1 Bodentyp und Niederschlagsmenge

Neben der Landnutzung und Art der Düngerausbringung sind, für die Menge des auswaschbaren Stickstoffs, vor allem klimatische Bedingungen sowie die Bodenart verantwortlich. Geringe Auswaschungsraten finden sich im Allgemeinen in Böden mit feiner Textur, da diese ein hohes Rückhaltevermögen von Wasser und somit auch von gelöstem Nitrat besitzen. Zudem steigt in feuchteren Böden das Potential zur Denitrifikation. Ebenso ist die Tiefe bis zum Grundwasser zu berücksichtigen, da Nitrat in flachen Böden deutlich schneller ins Grundwasser gelangt als in tiefen Böden. (Di et al. 2002)

Witterungseinflüsse, insbesondere die Niederschlagsmenge und -verteilung gelten sowohl als entscheidender, wie auch schwer berechenbarer Einfluss auf die Nitratauswaschung. Vor allem in Zeiten geringer Evapotranspiration, also im Herbst und Winter, nimmt der Niederschlag großen Einfluss auf die auftretende Sickerwassermenge und damit einhergehende Nitratverlagerung. (Di et al. 1999)

Besonders riskant sind Bewässerungsmengen über dem Wasserrückhaltevermögen des Bodens, wodurch das Bodenwasser innerhalb kürzester Zeit ausgetauscht wird (Cameron & Haynes 1986).

Während der Vegetationszeit haben Niederschlag, wie auch künstliche Bewässerung, nur einen bedingten Einfluss auf die Nitratauswaschung. Eine hohe Wasserverfügbarkeit erhöht eher die N-Aufnahme von Pflanzen. Lord & Mitchell (1998) zeigten für Wintergetreide auf sandigen Böden bereits einen deutlichen Zusammenhang zwischen der Bewässerung und der N-Aufnahmeleistung (Abb. 6). Die Bewässerung erhöht demnach das ökologische Optimum für die N-Applikation. Folglich fielen auch die nachfolgenden Auswaschungsverluste unter bewässertem Grund geringer aus.

Knoblauch et al. (1999) konnten zeigen, dass feinkörnige Böden mit sehr geringer Verlagerungsgeschwindigkeit, bzw. hoher Feldkapazität, Nitrat über lange Zeiträume in den oberen Bodenschichten halten können. So können Überschüsse bei empfehlungskonformer Düngung im Folgejahr berücksichtigt und ausgeschöpft werden.

Als problematisch gelten allerdings stärkere Regenereignisse kurz nach der Düngerapplikation. Das Überangebot von Stickstoff kann dabei oft nicht schnell genug von Pflanzen verwertet werden, bevor es in tiefere Zonen verlagert wird. Zudem besteht ein verringertes Potential für NH3-Verflüchtigung. (Black et al. 1987)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 6: Der Effekt der Bewässerung auf die pflanzliche N-Aufnahme, sowie anschließende Nitratauswaschung unter Wintergetreide (Lord & Mitchell 1998).

4.1.2 Sickerwasserrate

Das stark lösliche Nitrat wird mit dem Sickerwasser in tiefere Bodenzonen verlagert. Die Intensität, mit der verbliebenes Nitrat aus der Wurzelzone ausgewaschen wird, wird demnach wesentlich von der Sickerwasserrate bestimmt.

Die Sickerwasserrate ist abhängig von Bodenart und Sickerwassermenge. Während der Vegetationsperiode wird der überwiegende Teil des Niederschlags von Pflanzen aufgenommen. Evaporation und Transpiration entsprechen in normalen Jahren im Sommer in etwa der Niederschlagsmenge, sodass hauptsächlich die Wintermonate nach der Ernte die Sickerwasserperiode darstellen.

Die Verlagerungsgeschwindigkeit dieses überschüssigen Wassers, ist dabei von der Feldkapazität (FK) des Bodens abhängig. Diese wiederum ergibt sich aus der Lagerungsdichte, Korngröße und dem Anteil organischer Substanz im Boden. Feinkörnige Böden besitzen aufgrund ihrer großen absoluten Kornoberfläche auch eine hohe Feldkapazität, also Sorbtionsvermögen für Bodenwasser, wodurch tonige Böden eine bis zu sechsmal so hohe Feldkapazität aufweisen können wie Grobsand. (Renger 2002).

Es konnte gezeigt werden, dass sich die Tiefenverlagerung von Nmin bei vergleichbarem Niederschlag auf Brache deutlich zwischen Sand und Lößlehm unterscheidet (Abb. 7). Damit Nitrat über eine Distanz von 30 cm verlagert werden kann sind im Mittel während der Sickerwasserperiode bei Lößböden (33% FK) 100 mm Niederschlag, bei lehmigen Sanden (20% FK) 60 mm Niederschlag und bei Sandböden (10% FK) 30 mm Niederschlag von Nöten. Während der größte Teil mineralisierten Stickstoffs in Sandboden über die Wintermonate rapide ausgewaschen wurde, gelangte er im Löß nur wenige Dezimeter unter die Oberfläche. Dabei ist zudem ein Anstieg des Nmin-Gehaltes zu beobachten, der vermutlich mit geförderter Mineralisationsrate aufgrund der höheren Bodenfeuchte zu erklären ist. (aid infodienst 2014)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 7: Vergleich der Nmin-Verlagerung in Lößlehm und Sand während der Wintermonate innerhalb der obersten 100 cm (aid infodienst 2014).

Büchter et al. (2003) fanden bei einem Experiment in Schleswig-Holstein, zum Einfluss verschiedener Faktoren auf den Nitrataustrag unter sandigen Böden mit Silomaisanbau, einen Zusammenhang zwischen N-Saldo und N-Auswaschung. Zwar beeinflussten Untersaat, Düngungsart und -intensität die Höhe der Auswaschung, der Zusammenhang an sich konnte aber für alle Kombinationen gezeigt werden (Abb. 8). Die Austauschrate des Bodenwassers während der winterlichen Sickerwasserperiode lag stets bei über 100% und gleichmäßige Niederschläge verhinderten eine Auswaschung während der Vegetationsperiode.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 8: Beziehungen zwischen N-Auswaschung und Gesamt-N-Input (Mineraldünger + Gülle + Deposition) (a), N-Auswaschung und Nmin-Gehalt des Bodens zu Vegetationsende (b), N-Auswaschung und N-Saldo (c), sowie Auswaschung pro Energieertrag von Silomais relativ zum N-Gesamt-Input. Mittelwerte über zwei Sickerwasserperioden. (Büchter et al. 2003)

Bobe et al. (2003) stellten diesen Zusammenhang sowohl unter einer Maiskultur, als auch unter Dauergrünland fest. Zwar ist die Sickerwasserrate unter der ganzjährigen Bedeckung verringert und es fanden Denitrifikationsverluste (s. Kapitel 4.1.3) statt, dennoch blieb die Korrelation noch signifikant.

Bouwer et al. (1995) verglichen auf auswaschungsgefährdeten Böden (hohe jährliche Sickerwasserrate von ≈ 320 mm und relativ geringe nFKwe ≈ 160 - 200 mm), in einem Wasserschutzgebiet in Niedersachsen, die Aussagekraft von Herbst-Nmin und N-Saldo auf die N-Fracht im Sickerwasser. In beiden Fällen konnte ein linearer Zusammenhang bestätigt werden. Zwar wird oft der Herbst-Nmin-Wert nach der Ernte als Risikogröße für die potentielle Auswaschung angesehen, allerdings konnte bei diesem Experiment gezeigt werden, dass der N-Saldo sogar eine leicht bessere Korrelation zulässt. Es wurde gemutmaßt, dass die Standortverhältnisse schon Verlagerung größerer Mengen mineralisierten Stickstoffs vor dem Herbst zulassen, wodurch die Aussagekraft des Nmin zum Erntezeitpunkt unzureichend ist. Es konnte zwar ein genereller Zusammenhang beobachtet werden, die tatsächlichen Auswaschungsmengen ließen sich über den Nmin allerdings nicht ermitteln. Ob der N-Saldo bei Böden geringerer Auswaschungsgefahr ebenfalls eine bessere Korrelation zur Auswaschungsmenge zulässt blieb jedoch ungeklärt.

Hansen et al. (2000) untersuchten die Nitratauswaschung unter Feldfrüchten, Milchvieh-, sowie Schweinefarmen und verglichen dabei jeweils konventionelle Landwirtschaft mit ökologischem Landbau. Alle Kombinationen wurden sowohl auf Sand-, als auch auf Lehmboden getestet. Die Resultate zeigten, dass über alle Kombinationen hinweg die Auswaschung, bei ähnlichem N-Saldo, aus Sandböden stets etwa doppelt so hoch ausfiel, wie aus Lehm. In den konventionellen Varianten betrug allerdings auch der N-Saldo auf Sandböden zwischen 1,2 und 4,2-mal dem Saldo der Lehmböden. Doppelte N-Auswaschung auf Sand-, gegenüber Lehmböden lieferten jedoch auch die ökologischen Landbauvarianten mit Zwischenfruchtanbau, bei denen der N-Saldo beider Bodenarten in allen Bewirtschaftungsformen vergleichbar war.

Abbildung 9 zeigt die korrelierten Daten in Abhängigkeit der jeweiligen Bodenart. Signifikanz besteht nur bei sandigen (Daten aus zwei Publikationen), nicht bei lehmig sandigen bis lehmig schluffigen Böden. Allerding tritt bei sandigem Lehm bis Lehmböden erneut eine deutliche Signifikanz über Daten aus 12 Publikationen auf. Jeweils dienten nur 2 Publikationen als Input.

Der Einfluss der Bodenart ist maßgeblich gegeben durch dessen Wirkung auf die Sickerwassermenge. Daher sollte letztere den besseren Indikator für die Auswaschung darstellen. Da höhere Sickerwassermengen einen größeren Anteil des Bodenwassers austauschen, sollte ein Zusammenhang bei diesen eher erkennbar sein, als bei niedrigen. Abbildung 10 zeigt die Nitratauswaschung gegenüber der N-Bilanz in Abhängigkeit der jeweiligen Jahressickerwassermenge. Die Daten entstammen den Publikationen aus Abbildung 2. Die Datenreihen deuten dabei teils eine höhere Auswaschung bei steigendem Sickerwasser an. Sie lassen jedoch, auch bei großer Sickerwassermenge, nur ein sehr geringes Bestimmtheitsmaß zu. Es kann keine signifikante Beziehung festgestellt werden.

Wird die N-Auswaschung der hier zusammengefassten Daten gegen die Sickerwassermenge aufgetragen und lediglich nach dem totalen N-Eintrag über mineralische und organische Düngung sortiert, wird eine Limitierung der maximalen Auswaschung bei gegebener Sickerwassermenge deutlich (Abb. 11). Die Daten entstammen den in Abbildung 12 zusammengetragenen Publikationen.

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