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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.
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