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Berechnung der potenziellen Nitratkonzentrationen im Sickerwasser auf Kreisebene für die Bundesrepublik Deutschland - Teilleistung im Rahmen des BMBF Forschungs- und Entwicklungsvorhabens "Wasserflüsse in Deutschland" - (FKZ 033L056) Endbericht Luise Keller und Frank Wendland Forschungszentrum Jülich Institut für Bio- und Geowissenschaften (IBG 3: Agrosphäre) 52425 Jülich Tel.: 02461 61-3165 E-mail: [email protected] 09. August 2013

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Berechnung der potenziellen Nitratkonzentrationen im Sickerwasser auf Kreisebene für die Bundesrepublik

Deutschland

- Teilleistung im Rahmen des BMBF Forschungs- und Entwicklungsvorhabens "Wasserflüsse in Deutschland" -

(FKZ 033L056)

Endbericht

Luise Keller und Frank Wendland

Forschungszentrum Jülich

Institut für Bio- und Geowissenschaften (IBG 3: Agrosphäre)

52425 Jülich Tel.: 02461 61-3165 E-mail: [email protected] 09. August 2013

1. Zielstellung

Als Auftragnehmer des Bundesministeriums für Bildung und Forschung (BMBF) im Rahmen des

Forschungs- und Entwicklungsvorhaben "Wasserflüsse in Deutschland" beauftragte das Institut für

ökologische Wirtschaftsforschung (IÖW) das Forschungszentrum Jülich mit der Erbringung einer

Teilleistung. Gegenstand dieser ist die Berechnung der potenziellen Nitratkonzentrationen im

Sickerwasser für das Gesamtgebiet der Bundesrepublik Deutschland basierend auf Daten zu

Stickstoffbilanzüberschüssen aus der Landwirtschaft. Diese werden vom Thünen Institut (TI) auf

Kreisbasis zur Verfügung gestellt.

Im Folgenden werden Berechnungsmethodik und Datengrundlagen erläutert sowie die Ergebnisse

präsentiert. Die Ergebnisdaten werden mit diesem Bericht in Form eines GIS-shapes dem IÖW

übergeben.

2. Methode

2.1 Bestimmung der Sickerwasserrate mit dem Wasserhaushaltsmodell GROWA

Mit Hilfe des Großräumigen Wasserhaushaltsmodells GROWA (Kunkel & Wendland, 2002) wurde

die Sickerwasserrate für die gesamte Bundesrepublik rasterbasiert ermittelt. GROWA ist ein empirisches

Modell, welches für die flächendifferenzierte Berechnung der verschiedenen

Wasserhaushaltskomponenten auf der Ebene makroskaliger Einzugsgebiete entwickelt wurde.

Die Gesamtabflusshöhe wird dabei nach folgender Beziehung berechnet, welche auf der

Beziehung von Renger & Wessolek (DVWK 1996) beruht und von Kunkel & Wendland (2002), Bogena et

al. (2003) und Tetzlaff et al. (2004) erweitert wurde.

mit: Etreal = mittlere jährliche Höhe der realen Verdunstung (mm/a) fh: = topgraphischer Korrekturfaktor Nj = Jahresniederschlagshöhe (mm/a) NSo: = Niederschlagshöhe im hydrologischen Sommerhalbjahr (mm/a) NWi: = Niederschlagshöhe im hydrologischen Winterhalbjahr (mm/a) Wpfl: = pflanzenverfügbare Bodenwassermenge (mm) ETpot: = mittlere jährliche potenzielle Verdunstung (mm/a) V: = Versiegelungsgrad (%) a,..., g = bodenbedeckungsabhängige Koeffizienten

Als Basisdaten werden klimatische Größen (Niederschlag und potenzielle Verdunstung),

Bodenparameter (pflanzenverfügbares Bodenwasser) und die Versiegelung benötigt. Die

Regressionskoeffizienten (a...g) sind abhängig von der jeweils vorliegenden Bodenbedeckung. Die Werte

können Tabelle 2-1 entnommen werden:

gVeETdWcNbNafN

ETNQ

potpflWiSohj

realjges

log Gl. 2–1

Tabelle 2-1: Konstanten für die Verdunstungsberechnung nach Renger & Wessolek (DVWK 1996)

Landnutzung a b c d e

Ackerland 0,08 0,39 153 0,12 -109

Grünland 0,10 0,48 286 0,10 -330

Nadelwald 0,29 0,33 166 0,19 -127

Laubwald 0,047 0,047 0 0,02 430,1

Die Sickerwasserrate, die die Höhe der Nitratkonzentration im Sickerwasser maßgeblich

beeinflusst, ergibt sich aus der Differenz von Gesamt- und Oberflächenabfluss:

OgesSW QQQ Gl. 2-2

mit: QSW = Sickerwasserrate (mm/a) Qges = Gesamtabfluss (mm/a) QO = Oberflächenabfluss (mm/a)

Zur Berechnung des Oberflächenabflusses wurde ein Ansatz des US Soil Conservation Service

(1972) verwendet, in dem die Höhe des Oberflächenabflusses als von der Niederschlagshöhe abhängiger

Anteil an der Gesamtabflusshöhe ausgedrückt wird:

65,16 500102 JahrgesO NQQ Gl. 2-3

mit: Qo = mittlere jährliche Oberflächenabflusshöhe (mm/a) NJahr = mittlere jährliche Niederschlagshöhe (mm/a) Qges = mittlere jährliche Gesamtabflusshöhe (mm/a)

2.2 Quantifizierung des Nitratabbaus mit Hilfe von DENUZ

Die im Boden vorliegenden Stickstoffüberschüsse gelangen im Allgemeinen nicht vollständig in

das Grundwasser bzw. die Oberflächengewässer. Durch mikrobielle Umsetzungsprozesse im Boden kann

ein Teil der organischen und mineralischen Stickstoffverbindungen in reduzierte gasförmige

Stickstoffverbindungen umgewandelt werden, die den Bodenraum in die Atmosphäre verlassen können.

Das Ausmaß und die Kinetik der Denitrifikation im Boden hängen in komplexer Weise von einer Vielzahl

verschiedener Einflussfaktoren ab. Begünstigend für eine Denitrifikation im Boden sind beispielsweise

eine hohe Bodenfeuchte, hohe Bodendichten und hohe Bodentemperaturen. Im Gegensatz dazu ist mit

einer gehemmten Denitrifikation bei zur Versauerung neigenden Böden und reduziertem Humusgehalt

zu rechnen (siehe auch Hoffmann 1991; Wendland 1992; Köhne & Wendland 1992; Wendland et al.

1993; Kunkel & Wendland 2006; Kreins et al. 2010). Die Modellierung der Denitrifikation erfolgte mit

dem reaktiven N-Transportmodell DENUZ (Denitrifikation in der ungesättigten Zone) (Kunkel &

Wendland, 2006), dem eine Michaelis-Menten Kinetik zu Grunde liegt:

0max

tNk

tND

dt

tdN Gl. 2-4

mit: N(t): Nitratgehalt im Bodens nach der Verweilzeit t t: Verweilzeit Dmax: maximale Denitrifikationsrate k: Michaelis-Konstante

Dmax bezeichnet hierbei die von den Milieubedingungen abhängige maximale Denitrifikationsrate

eines Bodens, die sich aus Bodeneigenschaften ableiten lässt. Aufbauend auf einer in Niedersachsen

erstellten Studie, in der die Nitratabbaueigenschaften von Böden auf Basis der Bodenkarte 1:50.000

ausgewiesen worden, wurden in Abhängigkeit von Bodentyp und Grundwasserbeeinflussung fünf

Klassen unterschiedlicher Denitrifikationsbedingungen bzw. maximaler Denitrifikationsraten festgelegt.

Tabelle 2-2 zeigt die dieser Klassifikation zugrunde liegenden Ergebnisse von Wienhaus et al. (2008). Die

in Wienhaus et al. (2008) angegebenen Denitrifikationsraten sind als jährliche Abschläge zu verstehen,

um die die N-Einträge in den Boden im Mittel verringert werden. Sie berücksichtigen jedoch nicht die

unterschiedlichen Verweilzeiten im Boden, die beim DENUZ-Ansatz explizit in die denitrifizierte N-

Menge eingehen. Man kann diese Abschläge daher nicht direkt als DENUZ-Parameter verwenden, da die

Denitrifikation bei leichten Böden mit geringen Verweilzeiten überschätzt und bei schweren Böden

unterschätzt werden würde. Aus diesem Grunde wurden die bei Wienhaus et al. (2008) angegebenen

Denitrifikationsraten unter Einbeziehung der Ergebnisse aus eigenen Forschungsarbeiten auf die im

Mittel auftretenden Verweilzeiten im Boden bezogen, so dass sie als kinetische Parameter im DENUZ-

Modell verwendet werden können. Dabei wurden die Denitrifikationsraten so modifiziert, dass das

Zusammenspiel aus auftretenden Verweilzeiten, N-Überschüssen und Abbauraten im Mittel eine

jährliche Denitrifikation ergibt, die innerhalb der Wertespannen in Wienhaus et al. (2008) liegt. Dies

erfolgte iterativ über mehrere DENUZ-Rechnungen.

Die Michaelis-Konstante (k), welche die Kinetik der Denitrifikation im Bereich geringer

Konzentrationen bestimmt, wurde nach (Köhne & Wendland, 1992) auf Werte zwischen 18 kg N/(ha*a)

(gute Denitrifikationsbedingungen) und 2,5 kg N/(ha*a) (schlechte Denitrifikationsbedingungen) gesetzt.

Das Ausmaß des Nitratabbaus wird hierbei durch die Verweilzeit des Sickerwassers in der

durchwurzelten Bodenzone (tBoden) bestimmt.

Die Verweilzeit des Sickerwassers im Boden (Gl. 2-5) wird dabei aus der Feldkapazität des Bodens

und der Sickerwasserrate abgeleitet (Hennings 2000, Müller and Raissi 2002), wobei der Index i dabei

über alle denitrifizierenden Schichten des Bodenprofils läuft:

i

ii

SW

dnFKQ

t1

Boden Gl. 2-5

mit: tBoden Verweilzeit des Sickerwassers im Boden (a) Qsw: Sickerwasserrate (mm/a) nFK: Wasserspeichervermögen (nutzbare. Feldkapazität) (mm/dm) d Schichtmächtigkeit (dm)

Die denitrifizierenden Schichten umfassen dabei die durchwurzelte Bodenzone. Ein Nitratabbau in

der ungesättigten Zone unterhalb dieser gilt als vernachlässigbar.

Die Denitrifikation im Boden, in Gl. 2-6 als dBoden bezeichnet, ergibt sich dann aus dem Verhältnis

des Nitrataustrags aus dem Boden, der durch (numerisches) Lösen von Gl. 2-4 berechnet werden kann,

und dem verlagerbaren N-Überschuss.

0

Boden0max ,,,

N

tNkDNdBoden Gl. 2-6

mit: dBoden N-Austräge aus dem Boden N(t): Nitratgehalt im Bodens nach der Verweilzeit tBoden (kg N/ha·a)

N0: Verlagerbare N-Überschüsse im Boden (kg N/ha·a)

Tabelle 2-2: Denitrifikation in der Wurzelzone von Böden (nach Wienhaus et al. 2008)

Denitrifikationsstufen Rate Grund-/ Stauwassereinfluss

Geologische Ausgangssubstrate

Bodentypen (Beispiele) Nr. Bezeichnung kg N/ha/a

1 sehr gering < 10 [10]

[trocken] ganzjährig keine Wassersättigung

[gering humos] flachgründig verwitterte

Festgesteine, tiefgründig verwitterte sandige Festgesteine

sandige Lockergesteine

Felshumusboden, Syrosem1), Ranker,

Regosol1), Rendzina, Braunerde1), Podsol1)

2 gering 10 – 30 [20]

[trocken] ganzjährig keine Wassersättigung

[humos] Alluvium, Kolluvium; schluffige und tonige

Lockergesteine, erhöhte Humusgehalte,

auch im Unterboden

Pararendzina1), Parabraunerde1), Pelosol,

Tschernosem2), Auenboden2), Kolluvisol1),

Plaggenesch1)

[zeitweise nass] Grund- oder

Stauwassereinfluss

[gering humos] sandige Lockergesteine, geringe Humusgehalte

Podsol-Gley (Sand-Gley); Pseudogley

3 mittel 30 – 50 [40] [zeitweise nass] Grund- oder

Stauwassereinfluss

[gering humos] schluffig-lehmige Lockergesteine,

geringe Humusgehalte

Gley-Pseudogley, Pseudogley-Gley,

Haftnässepseudogley

4 hoch 50 – > 150 [60]

[zeitweise nass] Grund- oder

Stauwassereinfluss

[humos] nicht sandige, fluviale, limnogene und marine

Lockergesteine

Gley, Stagnogley, Gley-Auenboden3)

Grundwasser nur zeitweise im Torfkörper

[Torfe] Hoch- und

Niedermoortorfe

Niedermoor, Hochmoor

5

sehr hoch

>> 150 [100]

[nass] ganzjähriger

Grundwassereinfluss (MHGW ≤ 6 dm)

[humos – reduzierter Schwefel]

Tschernosem, fluviale, limnogene und marine

Lockergesteine, (Gesteine mit hohem Anteil an C und reduziertem S4))

Gley-Tschernosem, Marschböden

[Torfe] Torfe, torfhaltige

Substrate, organische Mudden

Niedermoor, Hochmoor, Moorgley,

Organomarsch

(GÄTH et al. 1997, NLfB-Arbeitskreis „Bodenkundliche Beratung in WSG“, modifiziert) 1) bei mittleren bis starken Gley- oder Pseudogleymerkmalen eine Stufe höher 2) bei mittleren bis starken Pseudogleymerkmalen eine Stufe höher 3) bei organischer Substanz > 1 % oder Sulfitvorkommen im gesättigten Bereich eine Stufe höher 4) z. B. Lias, Untere Kreide und Braunkohle- bzw. pyrithaltige Geschiebelehme

Durch Kombination der Verweilzeit des Sickerwassers im Boden tBoden mit den

Stickstoffüberschüssen im Boden (N0) und den Denitrifikationsbedingungen im Boden (DMax) können

nach Gl. 2-6 die Denitrifikationsverluste im Boden berechnet und die N-Austräge aus dem Boden (dBoden)

quantifiziert werden. Durch Kombination der berechneten N-Austräge aus dem Boden mit der

Sickerwasserrate (QSW) lässt sich hieraus die potenzielle Nitratkonzentration im Sickerwasser (CNO3)

berechnen (Gl. 2-7):

Gl. 2-7

mit: CNO3: Potentielle Nitratkonzentration im Sickerwasser (mg/l)

3. Datengrundlagen

Ausgangsgröße für die Modellierung der Nitratkonzentration im Sickerwasser stellten die

landwirtschaftlichen Stickstoffbilanzüberschüsse des Jahres 2007 dar, welche mit Hilfe des

Agrarsektormodells RAUMIS (Henrichsmeyer et al. 1996) vom TI berechnet und zur Verfügung gestellt

wurden sowie Daten zur atmosphärischen Stickstoff-Deposition im Jahr 2007, welche aus den Arbeiten

von Builtjes et al. (2009) resultieren. Die Disaggregierung der kreisbezogenen N-Bilanzüberschüsse der

Landwirtschaft auf Rasterebene erfolgte unter Zuhilfenahme der Landnutzungsklassen, welche dem

CORINE Land Cover 2000 Datensatz zur Bodenbedeckung (Keil et al., 2005) entnommen wurden.

Die Nutzbare Feldkapazität der durchwurzelten Bodenzonen wurde mit Hilfe der

Bodenübersichtskarte der Bundesrepublik Deutschland im Maßstab 1: 1.000.000 (BÜK 1000) bestimmt

(BGR, 1995). Diese diente auch der Klassifikation des Denitrifikationspotentials (Dmax, k) anhand der in

der Karte dargestellten Bodentypen.

In die Wasserhaushaltsmodellierung gingen zusätzlich Klimadaten der Jahre 1961-1990 sowie das

Digitale Höhenmodell SRTM ein.

4. Diskussion der Ergebnisse

Abbildung 4.1 zeigt die auf Kreisbasis gemittelten modellierten Nitratkonzentrationen im

Sickerwasser. Die mittleren, kreisbezogenen modellierten Nitratkonzentrationen im Sickerwasser zeigen

eine hohe Spannweite von weniger als 1 mg/l im Kreis Wesermarsch Brake bis zu 195 mg/l im Kreis

Vechta. Während beide Kreise hohe N-Einträge von über 100 kg/(ha*a) aufweisen (105 kg/(ha*a) bzw.

169 kg/(ha*a)), führen vor allem die guten Denitrifikationsbedingungen im Kreis Wesermarsch Brake zu

einem deutlich reduzierten Nitrataustrag aus dem Boden. Durch Vorherrschen von Marsch- und

Moorböden wird hier nahezu der gesamte N-Eintrag mikrobiell umgesetzt. Insgesamt weisen 39 der 326

Kreise Nitratkonzentrationen von mehr als 75 mg/l auf. Die in Bezug auf Trinkwasserverordnung und EU-

Wasserrahmenrichtlinie kritische Konzentration von 50 mg/l wird bei 133 der Kreise im Mittel

überschritten. Durchschnittlich beträgt die Nitratkonzentration im Sickerwasser im gesamten

Bundesgebiet 48 mg/l.

Abbildung 4-1: Nitratkonzentrationen im Sickerwasser gemittelt auf Kreisebene

5. Literaturverzeichnis

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