2 Modellansätze zur N-Dynamik im Überblick

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Wie Abb. 2.1 zeigt, unterliegt Stickstoff im Boden einer Vielzahl von physikochemischen und biologischen Transformationen. Überschüssiger Stickstoff wird, soweit er nicht organisch gebunden werden kann, entweder in gasförmiger Form (N2, N20) freigesetzt oder in mineralischer Form in andere Ökosysteme oder benachbarte Sphären (Atmosphäre, Grundwasser) transportiert.

Abb. 2.1: Skizze des Stickstoffkreislaufs in Ackerböden

Seit Beginn der siebziger Jahre wird aus ökonomischen als auch aus ökologischen Gründen verstärkt an der Aufklärung der Prozesse und Wechselwirkungen und ihrer Abhängigkeiten von äußeren Bedingungen (z.B. Temperatur, Niederschlag, Bewirtschaftung) im Agrarökosystem gearbeitet. Dabei kommen immer häufiger Modellmethoden zum Einsatz.

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Die N-Modelle unterscheidet man dahingehend, in welchem Ausmaß sie die Einzelprozesse der N-Dynamik bei der Simulation berücksichtigen. Die Komplexität der Beschreibung einzelner Teilprozesse hängt vor allem von der Zielstellung der Modelle ab. In der Literatur werden neben deterministischen Modellen (SCHEIDEGGER, 1961; BEAR, 1969) häufig stochastische Modelle (JURY & SPOSITO, 1985; DAGAN, 1988; DESTOUNI, 1991) wie auch Mischformen aus beiden Ansätzen (STOCK, 1995) erwähnt.

Deterministische Modelle laufen nach Vorgabe des Anfangszustandes und der Regeln immer in der gleichen Weise ab. Bei stochastischen Modellen wird mit Zufallselementen gearbeitet, entweder bei der Bestimmung der Anfangszustände oder während des Modellablaufs. Die Ergebnisse sind bei jedem Lauf etwas verschieden voneinander (PIEFKE, 1991). Während für stochastische Modelle die Eintrittswahrscheinlichkeiten von Umweltgrößen bekannt sein müssen, werden bei deterministischen Modellen die Umweltgrößen als vorhersehbar angenommen (MÖLLER, 1995).

In den meisten Fällen lässt sich eine eindeutige Zuordnung der komplexen, mehrere Prozesse beschreibenden Modelle zu bestimmten Modellmethoden nicht mehr eindeutig treffen, da die verschiedenen Prozesse unterschiedlich abgebildet werden.

2.1 Wasserbewegung im Boden

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Bei der Modellierung des Bodenwasserhaushaltes kann zwischen zwei Vorgehensweisen unterschieden werden. Entweder wird der Wasserfluss durch die numerische Lösung einer potentialbasierten nichtlinearen partiellen Differentialgleichung (Richards-Gleichung) oder mittels eines Kapazitätsansatzes (ADDISCOTT & WAGENET, 1985), wie im Modell HERMES (KERSEBAUM, 1989 und 1993), beschrieben. Dieser Ansatz stellt im Vergleich zum ersten wesentlich geringere Anforderungen an die Eingabegrößen. Dieser Vorteil wird jedoch nur durch eine stark vereinfachte Abbildung des Wasserflusses erreicht. Neben dem Matrixfluss kommt es auf tonreichen Böden nach Trockenheit zu Rissen und verstärkten Makroporenfluss (bypass-flow), durch den Stoffe direkt bis ins Grundwasser verlagert werden (KOHL & HARRACH, 1991). Dieses Phänomen wird aber nur von wenigen Modellen mittels empirischer Ansätze beschrieben.

Eine Erweiterung für den Platten- oder Kaskadenansatz stellt die Einführung von Permeabilitätsfaktoren (RITCHIE, 1985; ADDISCOTT & BLAND, 1988) dar. Mit Hilfe der Permeabilitätsfaktoren kann ein zeitweiliges Überschreiten der Feldkapazität in schlecht drainierten Böden berücksichtigt werden. ADDISCOTT & BLAND (1988) leiten den von ihnen verwendeten Permeabilitätsfaktor vom Tongehalt des Bodens ab.

2.2 Stickstofftransport im Boden

Der Transport von Stickstoff im Boden wird durch die molekulare Diffusion und durch die Konvektion von Stoffen mit dem Wasserfluss bestimmt (BEESE, 1982). Die Strömung des Wassers sowie die darin gelösten Stoffe unterliegen einer hydrodynamischen Dispersion. Für Ionen, die nicht mit der Bodenmatrix in Wechselbeziehung treten (wie Nitrat), gilt beim vertikalen Transport die Konvektions-Dispersionsgleichung (VAN GENUCHTEN & ALVERS, 1982):

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(2.1)

Mit einen Plattenmodell (siehe Kap. 3.1) lässt sich der Stofftransport noch einfacher beschreiben, weil hier, wie schon beim Wasser, eine lokale Stoffbilanz die Grundlage bildet. Die meisten Ansätze unterscheiden sich hinsichtlich der Art der Berechnung der Stoffkonzentration im Sickerwasser. Erwähnt sei an dieser Stelle auch der Mischzellenansatz (VAN DER PLOEG et al., 1995). Der Vorteil des Mischzellenansatzes gegenüber der Konvektions-Dispersionsgleichung besteht darin, dass die Berechnung von Verlagerungs- und Auswaschungsvorgängen vereinfacht dargestellt werden kann. Dieser Modellansatz wird speziell im Winterhalbjahr genutzt, wenn quasi-stationäre Fliessbedingungen im Boden vorliegen und die Böden sich annähernd bei Feldkapazität befinden.

Parametererläuterung: Die Bedeutung der in dieser Arbeit verwendeten Symbole und Variablenn a men ist, soweit diese nicht im Text erläutert werden, dem Abkü r zungsverzeichnis zu entnemen.

2.3 Stickstofftransformationen im Boden

Mineralisation – Immobilisation

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Von Mineralisation spricht man, wenn allgemein Stoffe durch Mikroben aus organischer Bindung in eine mineralische Form transferiert werden. Der umgekehrte Prozess heißt Immobilisation. Die Modellierung beider Prozesse erfolgt meist getrennt über die explizite Simulation der Populationsdynamik der mikrobiellen Biomasse im Boden. Sehr komplexe Ansätze kommen hier von BECK (1983), VAN VEEN et al. (1984), LÜTTICH (1987), TESKE et al. (1988), BIELEK (1997), MOLINA & SMITH (1998) und STEVENSON & COLE (1999), die gleichzeitig die Beschreibung der Kohlenstoffdynamik mit einbeziehen. Zum Teil werden auch Michaelis-Menten-Kinetiken verwendet.

Mit der Einführung der sog. Netto-N-Mineralisation (= N-Mineralisation abzüglich der N-Menge, die Mikroorganismen beim Abbau organischer Substanz assimilieren) kann die Mineralisation und Immobilisation von organischer Bodensubstanz und eingebrachter Pflanzenresiduen vereinfacht dargestellt werden. Die Beschreibung erfolgte meist durch Reaktionskinetiken 0. Ordnung (ADDISCOTT, 1983) oder 1. Ordnung (KNISEL, 1993; HUTSON, 2000; MA et al. 2001; SHAFFER et al., 1991 und 2001), die davon ausgehen, dass die mikrobielle Biomasse konstant bleibt.

Aufbauend auf dem kinetischen Ansatz von STANFORD & SMITH (1972) zur Netto-N-Mineralisation konnten sowohl MOLINA et al. (1980) als auch RICHTER et al. (1982) in Brutversuchen zwei (siehe Kap. 3.3.1) bzw. bei Verwendung von getrockneten Böden drei Fraktionen (RICHTER et al., 1982) mit unterschiedlichen charakteristischen Umsetzungskoeffizienten unterscheiden. Diese Ergebnisse wurden durch andere Autoren bestätigt (LÜTTICH, 1987; FREYTAG & LÜTTICH, 1988).

Nitrifikation

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Die Oxidation von Ammonium (NH4-N) über Nitrit (NO2-N) zu Nitrat (NO3-N) wird Nitrifikation genannt und größtenteils durch Bakterien gesteuert. Die Nitrifikation läuft über einen weiten Temperaturbereich (10 - 30 °C) deutlich schneller als die Freisetzung aus organischer Substanz ab (BECK, 1979). Erst ab Temperaturen von etwa 40 °C fallen die Ammonifikationsraten höher aus als die der Nitrifikation. Das erklärt, warum man bei Felduntersuchungen unter Ackerböden meist nur sehr geringe Anteile des Mineralstickstoffes in Form von Ammonium findet (SCHARPF, 1977; GUTSER & TEICHER, 1980). Neben niedrigen pH-Werten vermindern hohe Wassergehalte den streng aeroben Prozess im Boden deutlich. Laut SCHMIDT (1982) hemmt ein pH-Wert von ≤ 4.0 sogar die Nitrifikation. In Ackerböden kommen derartig niedrige pH-Werte in der Regel nicht vor.

Modellmäßig erfolgt die Beschreibung der Nitrifikation meist mit kinetischen Reaktionsgleichungen 1. Ordnung (z.B. WILLIAMS; 1995) oder 0. Ordnung (SHAFFER et al., 1991 und 2001). BEEK & FRISSEL (1973), FRISSEL & VAN VEEN (1982), VAN VEEN & FRISSEL (1981), GODWIN & JONES (1991) wie auch GODWIN & SINGH (1998) nutzen zur Modellierung der Nitrifikation Ansätze, die die Dynamik der Nitrifikantenpopulation unter Verwendung von Michaelis-Menten-Kinetiken mit einschließt. In einigen Ansätzen wird oft die Nitrifikation mit in die Mineralisation integriert, weil man davon ausgeht, dass die Nitrifikation in den meisten Fällen viel schneller abläuft als die Mineralisation (u.a. NUSKE, 1983; RICHTER et al., 1985).

Denitrifikation

Als Denitrifikation bezeichnet man die mikrobielle Reduktion von Nitrat zu gasförmigen Verbindungen wie N2O, NO oder N2, die unter anaeroben Bedingungen abläuft. Eine wesentliche Rolle spielt bei der Denitrifikation neben der Bodenfeuchte, die Temperatur, der pH-Wert, der Gehalt an NO3-N im Boden wie auch das Vorhandensein leicht verfügbarer C-Verbindungen (GRANLI & BØCKMAN, 1994; SHAFFER et al., 1991 und 2001, MA et al., 2001). Verluste durch Denitrifikation sind schwer zu ermitteln, da sie hohen räumlichen (FOLORUNSO & ROLSTON, 1984; PARKIN, 1987; GRANLI & BØCKMAN, 1994) und zeitlichen (SEXSTONE et al., 1985) Schwankungen unterliegen. Für ackerbaulich genutzte Böden in Mitteleuropa geben VINTHER (1984) und BENCKISER et al. (1987) 12 - 20 kg N/ha/a ohne Beregnung an, während NIEDER et al. (1989) von 20 - 30 kg N/ha/a – weitgehend unabhängig vom Bodentyp und der Bodenart – spricht. Experimente von HACK (1999) zeigen Werte von 0 - 50 kg N/ha/a, auf Schwarzerde sogar 100 kg N/ha/a.

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Häufig wird die Denitrifikation in Modellen über Reaktionsgleichungen 0. bzw. 1. Ordnung (STANFORD et al., 1975a und 1975b) beschrieben. Eine Reaktion ist 0. Ordnung, wenn sie mit konstanter Geschwindigkeit abläuft, d.h. wenn ein Reaktand (hier NO3-N) unabhängig von der Ausgangskonzentration umgesetzt wird. Verläuft dagegen eine Umsetzung mit einer Geschwindigkeit, die proportional der sich mit der Zeit verändernden Konzentration des Ausgangsprodukts ist, so handelt es sich um eine Reaktion 1. Ordnung (RICHTER, 1986). Nach EL-DEMERDASH (1981) ist ausgehend von anaeroben Bedingungen und konstanten Temperaturen im Boden die Reaktionsordnung der Denitrifikation in erster Linie an den Gehalt der leicht mineralisierbaren organischen Substanz gekoppelt.

In den Modellen von SMITH (1980), VAN VEEN & FRISSEL (1981), BENCKISER & SYRING (1985), PARKIN & ROBINSON (1989), ROLSTON (1990) und SYRING & BENCKISER (1990) wird der Bodenlufthaushalt direkt oder indirekt in die Modellierung mit einschlossen.

Die direkte Quantifizierung der Denitrifikation im Freiland ist noch unbefriedigend. Häufig müssen sowohl zeitlich wie räumlich punktuelle Messungen in Jahresraten für ganze Schläge hochgerechnet werden. Die beiden gebräuchlichsten Methoden 15N-Isotopentechnik und die Acetylen-Inhibierungsmethode liefern keine befriedigenden Ergebnisse (BECKER et al., 1992). Diese grundlegenden methodischen Schwierigkeiten machten es bisher unmöglich sichere und verallgemeinerbare Denitrifikationsraten für einen Schlag über einen längeren Zeitraum anzugeben (NIEDER et al., 1989). GÄTH et al. (1999) versucht dieses Problem über eine Klassifizierung der Böden mit unterschiedlicher potentieller Denitrifikationsleistung indirekt abzuschätzen. Eine Abschätzung der Denitrifikation wird möglich, wenn der für einen definierten Zeitraum bilanzierte N-Überschuss mit dem über die Tiefenprofile gemessenen N-Austrag verglichen werden kann (BOUWER et al., 1997).

Ammoniakverluste

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Insbesondere bei oberflächlicher Gülleausbringung (AMBERGER et al., 1987) aber auch nach N-Düngung mit Ammonium- oder Harnstoffdüngern (HARGROVE et al., 1977) treten gasförmige Verluste in Form von Ammoniak (NH3) auf. Die Höhe der Verluste wird durch die Temperatur und den pH-Wert des Bodens sowie die Eindringtiefe des Düngers beeinflusst. In der Regel werden die Verluste bei Gülle mit 30 - 60 % (AMBERGER et al., 1987) und für Harnstoffdünger mit 10 - 35 % (FINCK, 1997) angegeben. Durch die gezielte Auswahl des Ausbringungsverfahrens (z.B. Injektionsdüngung), der Ausbringungsform und des Ausbringzeitpunktes sowie der sofortigen Einarbeitung der N-Dünger lassen sich Verluste deutlich verringern.

Komplexe Modellansätze zur Ammoniakentgasung finden sich bei HANSEN et al. (1995), GODWIN & SINGH (1998), MA et al. (2001) und SHAFFER et al. (1991 und 2001).

Adsorption und Desorption von Ammonium

Neben den pflanzenverfügbaren, austauschbarem Nmin liegen im Boden auch beachtliche Mengen an Stickstoff in Form von nicht austauschbarem fixierten NH4-N vor. Die Ammonium-Fixierung erfolgt vor allem in Vermiculit und Illit reichen Tonböden (SCHERER, 1987; LEIDIG, 1997).

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Die Beschreibung der NH4-N-Adsorption und Desorption wird nur in einigen N-Modellen berücksichtigt. Meist werden dafür einfache Gleichgewichts-Beziehungen (z.B. BEEK & FRISSEL, 1973) oder reversible 1. Ordnungs-Reaktionen (z.B. MEHRAN & TANJI, 1974; VAN VEEN & FRISSEL, 1981) verwendet.

2.4 Stickstoffaufnahme durch die Pflanze

Bei der Modellierung des Pflanzenwachstums unterscheidet man hinsichtlich der Struktur und der genutzten Algorithmen in beschreibende und erklärende Modellansätze (PENNING DE VRIES, 1989; SCHMIDT, 1993). Im Fall des beschreibenden Ansatzes wird die Pflanze nur als Quelle bzw. Senke für die Modellierung des Bodenwasser- und Bodenstickstoffhaushaltes betrachtet. Der Stickstoffentzug wird mittels Entzugsfunktionen (z.B. Michaelis-Menten-Kinetiken, logistische Ansätze) in Abhängigkeit vom kumulativen Bedarf und der Vegetationsdauer berechnet. Bei diesem Ansatz bleiben Transport- und Transformationsprozesse innerhalb der Pflanze weitgehend unberücksichtigt.

Sog. erklärende Modelle versuchen detailliert die Prozesse der Pflanzenphysiologie in Abhängigkeit von Umweltbedingungen (Boden, Witterung, Bearbeitungsmanagement) abzubilden. So werden die für das Pflanzenwachstum entscheidenden Prozesse wie Photosynthese und C-Remobilisation aus Kohlenstoffquellen und die für die Erhaltung und das Wachstum notwendigen Atmungsprozesse quantifiziert (O`LEARY et al., 1985; RITCHIE et al., 1988; KERSEBAUM, 1989 und 1995; PORTER et al., 1993; MIRSCHEL et al., 1993). Über diese Prozesse erfolgt die Berechnung des Biomassezuwachses für die einzelnen Pflanzenorgane (WEIR et al, 1984; RITCHIE, 1985; GROOT, 1987).

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Egal welcher der beiden Ansätze betrachtet wird, bei fast allen Modellen bleibt der Einfluss von Krankheiten, Schädlingen oder die Konkurrenz von Wildkräutern unberücksichtigt.

2.5 Atmosphärische Stickstoffeinträge

Die Zufuhr von Stickstoff erfolgt nicht nur durch mineralische und organische Düngung sondern auch über symbiontische und asymbiontische Stickstoffbindungen von im Boden lebenden Organismen sowie über die trockene und nasse Deposition von zunehmend in der Atmosphäre vorhandenen Stickoxiden (NOx) und NH3.

Über die biologische N2-Fixierung werden in der Literatur unterschiedliche Angaben gemacht. STEVENSON (1982) setzt für die asymbiotische N2-Bindung eine Jahresmenge von ca. 7 kg N/ha an. EVANS & BARBER (1977) geben für Organismen, die mit Leguminosen in Symbiose leben, jährliche Fixierungsleistungen je nach Leguminosenart von 60 -600 kg N/ha an.

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Bei den jährlichen Depositionsmengen gibt es ebenfalls erhebliche Unsicherheiten. Die Angaben für Depositionen sind auf dem Gebiet der Bundesrepublik in den letzten 20 Jahren um mehr als das doppelte angestiegen. Lagen die Angaben für Einträge bis Mitte der 80er noch im Bereich von 12,5 - 25 kg N/ha/a (BÖTTCHER, 1983; ULRICH, 1986), so werden in neueren Untersuchungen erheblich höhere Einträge von bis zu 40 kg N/ha/a (BARTELS, 1991; HOMM, 1994) oder mehr (GRÜNHAGE et al., 1987) angegeben. Die Depositionseinträge variieren nicht nur räumlich sondern auch zeitlich sehr stark (MENGEL, 1991).

Bei den meisten Simulationen zur Stickstoffdynamik werden atmosphärische N-Einträge entweder über eine gleichmäßige Verteilung von mittleren Eintragsmengen übers Jahr (SMITH, 1982) oder über die Kopplung an die Niederschläge (z.B. DUYNISVELD & STREBEL, 1986) abgeschätzt.

2.6 Modellauswahl

Den vorangestellten Kap. 2.1 und 2.2 ist zu entnehmen, dass es unterschiedliche Ansätze für die Beschreibung der einzelnen Teilprozesse der C/N-Dynamik gibt. Je nach Fragestellung ist zu entscheiden, mit welcher Genauigkeit Prozesse abgebildet werden sollen. In vielen Fällen ist eine Vereinfachung der Prozesse (z.B. Kapazitätsansatz) vertretbar, um die Parametrisierung überschaubar zu halten.

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Für die hier vorgelegte Arbeit, die im Rahmen des Verbundprojekts preagro entstand, wurde das Modell HERMES für die Berechnung der lokalen Stickstoffverlagerung auf den Untersuchungsschlägen vorgegeben. Das N-Haushaltsmodell HERMES erfüllt die gestellten Anforderungen:

Ausschlaggebend waren neben der universellen Einsetzbarkeit des Modells auf allen Untersuchungsstandorten, die kostenlose Bereitstellung des Programms für die Projektlaufzeit. Das Simulationsprogramm setzt sich aus 5 Teilmodellen (siehe Kap. 3) zusammen, kommt mit relativ wenigen Eingangsgrößen aus und wurde mehrfach für die Düngeberechnung bei Getreide (z.B. im Projekt MOSAIK) wie auch zur Ermittlung der Nitratauswaschung verwendet (DIEKKRÜGER et al., 1995; KERSEBAUM, 1996 und 1997; REUTER et al., 2001; KERSEBAUM et al. 2001 und 2002; KERSEBAUM & LORENZ, 2002a und 2002b). Ein weiterer wichtiger Punkt ist, dass das Modell ständig weiterentwickelt und verbessert wird, da der Quellcode frei zugänglich ist und so keine zusätzlichen finanziellen Mittel für

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Erweiterungstools benötigt werden. Es besteht die Möglichkeit je nach Schlagbesonderheit bestimmte Parameter (z.B. die Grundwasserschwankungsamplitude) oder sogar ganze Modellteile (wie das Einstrahlungsmodell) ein- oder abzuschalten. Durch die taggenaue Datenausgabe ist auch ein direkter Vergleich mit den Messwerten möglich.


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30.05.2005