mitteilungen - Deutsche Bodenkundliche Gesellschaft

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MITTEILUNGEN der DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT Band 68 1992 ~~~ - 0343-107X Schriftleitung: P. Hugenroth, Oldenburg Unredigierte Mitgli...

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MITTEILUNGEN der

DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Band 68 1992 ~~~

- 0343-107X

Schriftleitung: P. Hugenroth, Oldenburg

Unredigierte Mitgliederinformationsschrift Beiträge in ausschließlich wissenschaftlicher Verantwortung der jeweiligen Autoren

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68, 1 - 316

MITTEILUNGEN

DER

DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Referate und Posterbeiträge

Sitzung der Kommission VI und der AG 2 "Bodennutzung in Wasserschutz- und -schongebieten" 8. und 9. September 1992 ROTENBURG a.d. Fu1da

Referate und Posterbeiträge

Sitzung der AG 3 "Bodenerosion" 21. und 22. September 1992 WEIHENSTEPHAN

Referate und Posterbeiträge Sitzung Kommissionen II und VII 23. bis 26. September 1992 OLDENBURG

Band 68

1992

(1992)

I N H A L T

BAND 68

Seite

KPMMISSION VI und AG 2 BODENNUTZUNG IN WASSERSCHUTZ- UND -SCHONGEBIETEN ROTENBURG a.d. Fulda

ANLAUF, R.:

Der Einsatz eines Geograflschen Intormationssystems (GIS) für das Einzugsgebietsmanagement

11

ANTONY, F., R.HASSELBAUER u. B.MEYER:

Betriebs- und schlagbezogene N-Salden der 12 landwirtschaftlichen Bodennutzung und Akkumulation von austragsgefährdetem Herbst-Nm!n in der Wurzelzone - WSG Hameln-Süd -

BACHMANN, J. , R.PAGEL, K.H.HARTGE u. R.R. v.d.PLOEG

Modellrechnungen zum flächendeckenden Aus21 trag von Nitrat aus städtischen Grünflächen

BECKER,K.W., H.DRECHSLER, F.EULENSTEIN u. B.MEYER

Bodengebundene Parameter zur Beurteilung der Nitratabbauraten durch Denitrifikation

BOHNE,H., D.RAUCH u. M.KAHLEN-BODENDIECK

Der Einfluß unterschiedlicher Mulchmateria- 29 lien auf den Wasser- und Stickstoffhaushalt einer baumschulisch genutzten Parabraunerde

BOHNE, K.:

Methoden zur Berechnung der Feldkapazität 33 und des Gravitationswasserabflusses auf der Basis der Fließtheorie

BOUWER,W., S.GATH und H.-G.FREDE:

Simulation der Nitratverlagerung im unge37 sättigten und gesättigten Boden - dargestellt am Beispiel eines Wassereinzugsgebietes im westlichen Niedersachsen

25

-4BR.\'\D'f, '1. , R. H.'I.SSELB.>..UR u. B. 'lEYER:

Peli te und 111re B·~den: Landscllaftshydrol•:•-H gisehe Funktion 111 .'l.bh~ng1gkeit von geound pedogener StruKturierung und saisonalen SchKankungen. - Belspiel WSG Hameln-Süd

C.\STELL-EXNER, Claudia:

0\"GI,"-:'lerkblatt !' 10-l "Bodennutzung und Dün- -!5 gung 1n h'assersc:hutzgebieten"

CORD-LA'\0WEHR,K. und G.SCHWERDTFEGER

Reduzierung der ~itratbelastung des GrundKassers im Wasserschutzgebiet des Wasser~erkes Holdorf. Landkreis ~echta

51

GOEB, S., R.R.v.d.PLOE::G u. J. B.\CH!"'ANN:

Die räumliche ~ariabilität von ~itrat 1n Ackerböden im Spätherbst im Großraum Hannover

55

H.\RR.\CH, T. :

Flächendeckende Ermittlung von für die ~itrataustragsgefährdung ~1chtigen Bodeneigenschaften

59

H.\SSELBAL'ER, Ruth, F.ANTONY u. B. 'lE;YER:

Geohydrologische Struktur. ~osaik und Parameter der Hydropedotope als Kalkulationsgrundlage des Salutaustrages am Beispiel des WSG Hameln-Süd

63

HEROLD,L. und G.ZIEGLER:

Cntersuchungen zum Stickstoffein- und -austrag in einem Wasserschutzgebiet IWSG) im Randgebiet des Thüringer Schiefergebirges

67

HOFF!"'.\NN, Fr. :

Organische Düngung und Nitratauswaschung - Simulationsergebnisse -

71

ISERMANN, K.;

Nitrat-N und Sulfat-S in Porengrundwasserleitern bei unterschiedlicher Landbewirtschaftung/Düngung

75

!"'ASTHOFF, B. , O.SEITZ, .F.ANTONY u. K.-W.BECKER:

Wirkungsmosaik von Boden- und Sedimentkörper auf Denitrifikation und .'l.mmonifikation des land~irtschaftlichen Nitrataustrages im Niederterrassenbereich der Weser bei Hameln

79

Erf~hrungen

83

MEIER,R. und M.WIEDEN:

mit der Flächenstillegung (120 ha) in der Zone ll des WSG Zell bei Würzburg (Ergebnisse mehrjähriger NmtnMessungenl

-5MüLLER, L., R.DANNOWSKI, U.SCHINDLER u. J.QUAST

Bodenhydrologische Bewertung von Agrarflächen in einem Beispielsgebiet Ostbrandenburgs

87

NEUENDORFF, J. , L.KLEMPT, W.POHLMANN u. G.SPATZ

über die Aussagekraft von Nmin-Beprobungen auf beweidetem Grünland

91

NORDMEYER, H. :

Bewertung von Pflanzenschutzmitteln. Zulas- 95 sungspraxis und Grundwasserschutz.

PETER,M. u. T.HARRACH:

Sanierungskonzept und Ergebnisse standortkundlicher und pflanzenbaulicher Untersuchungen im Wasserschutzgebiet Großer Brunnen, Bad Wildungen

99

QUAST,J., L.MüLLER u. R.DANNOWSKI:

Abschätzung der realen Stoffausträge in landwirtschaftlich genutzten Flußpoldern mittels gebietshydrologischer Analysen

103

RAUE,W. und R.ANLAUF:

Grundwasserschutz durch Kooperation zwisehen Landwirtschaft und Wasserwerk

107

RENGER,M. u. G.WESSOLEK:

Qualitative und quantitative Aspekte zur Nitratverlagerung

111

RICHTER,G.M., A.J.BEBLIK, K.CHR.KERSEBAUM u. J.RICHTER

Modeliierung des Nitrataustrags - Beratungsinstrument für den GW-Schutz in Niedersachsen

115

RINGE,H., G.SPRINGOB, M.MOHNKE u. W.RAUE

N-Auswaschung aus landwirtschaftlich genutzten Flächen im Wassereinzugsgebiet Fuhrberger Feld mit und ohne Berücksichtigung der Stickstoff-Mineralisation über Winter

119

SCHEFFER, B. :

Regelung der Bodennutzung in Wassereinzugsgebieten aus der Sicht des DVWK

123

SCHüLTKEN, H. :

Wasserhaushalt und Stofftransport in einem Wassereinzugsgebiet aus Sandlöss über Geschiebelehm

127

-6WAGNER, B., R.FUNK und F.X.MAIDL:

Simulation der Stoffverlagerung in der ungesättigten Bodenzone auf der Basis reduzierter Datensätze

131

WALTHER, W. :

Ober wechselnde Nitrat-Abbauverhältnisse in der norddeutschen Tiefebene und Folgen für den Regelungsbedarf in Grundwasserschutzgebieten

135

WEINZIERL, W.:

Ermittlung, Bewertung und Darstellung der potentiellen Nitratauswaschungsgefahr landwirtschaftlich genutzter Böden im Maßstab 1 : 25.000

139

AG 3

BODENEROSION

WEIHENSTEPHAN

AUERSWALD,K. u. W.SINOWSKI

Erosion von Wanderwegen in den Alpen

BÄUMLER,R. u. W.ZECH:

Stoffhaushalt und Stoffbilanz zweier Klein- 149 einzugsgebiete im Flysch bei Marianstein (Tegernseer Alpen)

BECHT,M. und K.-F.WETZEL:

Hangabtrag in den nördlichen Kalkalpen

BLOHBERGER,G.u. E.KLAGHOFER:

Von der ABAG zur öBAG - Die Isoerodentenkarte von Osterreich

157

FORSTER,J.C. und W.ZECH:

Organische Substanz und Aggregierung in Böden unter Almweide und Bergwald im Nationalpark Berchtesgaden

161

.HARDENBICKER,U., J.GRUNERt und A. SKOWRONEK HEUSCH, K., Th.CONZEN, J.BOTSCHEK u. A.SKOWRONEK:

145

153

Bodenumlagerungen infolge von Hangrutschun- 165 gen im Banner Raum Kartierung. und Quantifizierung von Erosi169 onsschäden auf ackerbaulich genutzteri Auenböden der Unteren Sieg nach einem Hochwasserereignis

-7-

HOFMANN, R. , K.AUERSWALD u. M.t;AINZ

Vergleich erosionsrelevanter Eigenschaften inner- und außeralpiner Ackerböden

173

t;EMPER,G.:

Bodenerosion auf Wanderwegen. - Bewertung und Sanierung von Erosionserscheinungen im Rahmen von Umweltbaustellen durch die Jugend des deutschen Alpenvereins

177

SINOWSKI,W. und K.AUERSWALD:

Erosionsschutz von Straßenböschungen und Steilhängen durch biologisch abbaubare Geotextilien

181

KOMMISSIONEN II und VII

- OLDENBURG

ALGE,G., E.M.UNGER u. W.W.WENZEL:

Chemisch-mineralogische Veränderungen in Ah- und Al-Horizonten sauerer Parabraunarden des westlichen Innviertels (Oberösterreich)

DULTZ,S. und H. Graf v. REICHENBACH:

Rückschlüsse auf die Tiefenverteilung der Verwitterungsintensität aus der quantitativen Veränderung des Mineralbestandes in Waldböden

191

FEGER,K.H.:

Abschätzung von Silikatverwitterungsraten aus Elementflüssebilanzen von Waldökosystemen und -einzugsgebieten

195

FISCHER,W.R.:

Ermittlung der Selektivität des Kationenaustausches durch Kurvenanpassung

199

FRANK,U. und H.GEBHARDT:

Zur Entwicklung der Dreischicht-Tonminerale in extrem sauren Waldböden während der jüngeren Versauerungsphase

203

187

-8-

FRANK, U., H.GEBHARD'T, L.GIANI, M.MUSTAF'A und R.RADERSCHALL

Exkursionsführer "Anthropogene Bodenveränderungen im Raum Oldenburg und im Küstengebiet" anläßlich der gemeinsamen Tagung der Komm. II und VII der DBG 1992

GERKE, J.:

Die Bedeutung der organischen Substanz für die Phosphatadsorption und Phosphatverfügbarkeit in Böden

227

GERTH, J.:

Bindung von Schwermetallen durch modifizierte Goethite

231

GONZALES,J., A.POHLMEIER, D.NARRES und M.J.SCHWUGER

Mobilisierung von Ca2•- und Cd 2 •-Ionen aus Böden und Bodenkomponenten durch 'Tenside

235

HADERLEIN,St. u. R.SCHWARZENBACH

Spezifische Interaktionen von nitroaromatischen Substanzen mit 'Tonmineralien

239

HARTMANN, K. -G. , H.-P.BLUME, E.KALK und H.LANGE

Mineralveränderungen holozäner Staubeinträge eines norddeutschen Hochmoores

241

HEITMANN, H. , E.KLUMPP, Th.RHEINLÄNDER, H. D. N.?1.RRES und M.J.SCHI'UGER

Zum Einfluß von Tensiden auf die Adsorptionseigenschaften von Tonmineralien gegenüber organischen Umweltchemikalien

247

HO INS, l'. und H.STICHER:

Zur Cadmium-Adsorption an Goethit: Der Einfluß von Sulfat

251

JAHN, R., K.STAHR und K.-H.PAPENFUSS:

Zur Eignung von Triethylammoniumchlorid als Extraktionsmittel zur Bestimmung der Austauschkapazität äußerer Oberflächen

255

KARTHEIN,R.:

Spektroskopische Untersuchungen der Koordinationssphäre von Übergangselementen bei der Adsorption an Mineraloberflächen

259

207

-9KOCH,D., M.GRUPE und H.KUNTZE:

Einfluß der Tonmineralzusammensetzung einer Braunerde aus Basalt auf die Ni-Mobilität

267

KOWALKOWSKI,A. und J.KOCON:

Kryogene Verwitterung der Quartzsandkörner im Gletschermilieu Spitsbergens

271

RAMPAZZO,N. und W.E.H.BLUM:

Veränderung Pedogener Fe-, Al- und MnOxide durch Versauerung unter Buchenwald

SCHEIDEGGER,A. u. H.STICHER:

Beschichtung von Silikasand mit Eisenoxiden: Herstellung und analytische Identifikation

281

SPRINGOB,G., Barbara DEGEN u. H. Graf v. REICHENBACH

"Kritische" K-Konzentrationen und K-Freisetzungsraten von Biotit - Bestimmung, Bedingungsgrößen, kinetisches Modell -

285

STAHR,K. und M. ZAREI:

Veränderung des Mineralbestandes von Böden des Schwarzwaldes durch junge Versauerung

289

TIPPKOTTER,R.:

Kristalline Oberzüge aus Calciumphosphaten auf Aggregatflächen einer Mullrendzina

293

TOLKSDORF-LIENEMANN, Eva:

Zur Beteiligung wasserlöslicher organi297 scher Substanzen an der Mineralverwitterung

WAGNER,A. und G.MIEHLICH:

Kationenaustausch in künstlich ölkontaminierten Bodenmaterialien

301

WU, Q. , M. BORKOVEC, G.DEGOVICS, P.LAGGNER u. H.STICHER

Oberflächen- und Größenverteilungen in Böden

305

ZAREI. M., K.STAHR und K.-H.PAPENFUSS:

Die Verwitterung von Granit im sauren Milieu: Ein Modellexperiment mit Modifikationen

309

GILKES, R.J.:

The influence of parent mineral structure and composition on the microfabric of weathering products in soils

313

277

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68, 11 - 142

(1992)

Referate und Posterbeiträge

Sitzung der Kommissionen VI und der AG 2 - Bodennutzung in Wasserschutz- und -schongebieten

Strategien zur Reduzierung von Belastungen des Grundwassers in Wasserschutzgebieten

am 8. und 9. September 1992 in

ROTENBURG a.d. Fulda

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68, 1 3-1 6

(1992)

Der Einsatz eines Geografischen Informationssystems (GIS) für das Einzugsgebietsmanagement von Anlauf, R. Einleitung Um die Versorgung der Bevölkerung mit unbelastetem Trinkwasser auch weiterhin sicherzustellen, werden in den nächsten Jahren neben der Beratung der Landwirte "vor Ort" verstärkt wissenschaftliche Methoden zur Bewertung von Trinkwasserschutzmaßnahmen (z.B. mithilfe von Simulationsmodellen) angewandt werden müssen. Dies wird die ständig vorrätig zu haltenden Daten sprunghaft ansteigen lassen. Um diese flächenbezogenen Daten sinnvoll verwalten, verknüpfen und ausgeben zu können, wurde bei der Stadtwerke Hannover AG - Wasserwerke - vor etwa einem Jahr ein geografisches Informationssystem eingeführt. ln diesem System (Abb. 1) werden alle flächenbezogenen Daten (z.B. Katasterdaten, bodenkundliche, hydrologische, geologische Daten, Klimadaten) in digitaler Form abgelegt. Durch Verschneidung dieser Daten mithilfe einfacher Abfrage und Verknüpfungsregeln oder in Kombination mit externen Programm~n (z.B. Boden-und Grundwassermodellen) können Aussagen getroffen werden z.B. über eine regional unterschiedliche potentielle Gefährdung des Grundwassers durch Schadstoffeinträge, über eine aktuelle Belastung bei gegebener Flächennutzung und natürlichen Bedingungen, oder über Transportmengen und -zeiten von Schadstoffen im Aquifer. Ziel ist die Entwicklung von Strategien für ein effizientes Einzugsgebietsmanagement So kann z.B. die Kenntnis der unterschiedlichen Gefährdungspotentiale in den Wassereinzugsgebietendazu genutzt werden, um besonders gefährdete Gebiete zu identifizieren und im Rahmen einer landwirtschaftlichen Beratung die Schadstoffeinträge bzw. Ressourcennutzung (landwirtschaftliche Beregnung) zu minimieren, bzw. die Wassergewinnung in Hinblick auf Qualität und Quantität zu optimieren (z.B. Planung von neuen Brunnen, Abwehrbrunnen).

Das GIS Bei den Stadtwerken wird das geografische Informationssystem PC-ARC/INFO eingesetzt. ARC/INFO bietet den Vorteil, daß es relativ weit verbreitet ist, z.B. bei Universitäten und Landesämtern, und ein Transfer grafischer Daten damit vereinfacht Rüdiger Anlauf, Stadtwerke Hannover AG, Postfach 5747, 3000 Hannover 1

-14wird. PC-ARC/INFO arbeitet mit einer DBase-Datenbank. Attributdaten können somit direkt unter DBase bzw. über eine ASCII-SchnittStelle mit anderen Programmen weiterverarbeitet werden. Als externe Programme, die in Verbindung mit dem GIS eingesetzt werden, werden Eigenentwicklungen in DBase, FORTRAN- und QUICKBASIC eingesetzt. TRINKWASSERSCHUTZ

INTERNE DATEN Katasterdaten Bodenkundl. Daten Hydrolog. Daten Klimadaten ~-----,~------

EXTERNE PROGRAMME

Entsch~gungsverfa

Gefährdungspotentiale

~

I

n

Ausgleichsverfahren Bodenwassermodell Boden-Stofftransportmodell Gru ndwasserflußmodell GrundwasserStofltransportmodell

(Boden) Nitrat Peatlzide

ANWENDUNG

Schwermetalle

Planung der Wassergewinnung

Straßen unel Bahn

\1

Rohwassergewinnung Grund was 1 er neu b IId u ng Fluß- und Tranaport Im Aquifer

I

Aktuelle Gefährdung

I~

Nitrat Pestizide

Schwermetalle

VERWALTUNG -~

. Entschädigungsverfahren Ausgleichsverfahren

neue Brunnen neue Grundwaaaer-

Mehtellen Abwehrbrunnen

landwirtachaftliche Beratung

I

J I

Nitrat Puth:lda

Schwermetalle Beregnung

Abb. 1: Übersicht über das Informationssystem

Das Wassergewinnungsgebiet Die dargestellten Anwendungsbeispiele beziehen sich auf das "Fuhrberger Feld". Es ist das wichtigste Wassergewinnungsgebiet für den Großraum Hannover, 80% des von der Stadtwerke Hannover AG verteilten Wassers werden hier gefördert. Die Größe des Einzugsgebietes beträgt etwa 30.000 ha, davon sind ca. 16.000 ha Wald, 3000 ha Grünland und ca. 9000 ha intensiv genutztes Ackerland. Die aus 81 Vertikalbrunnen und 9 Horizontalfilterbrunnen geförderte Wassermenge beträgt ca. 42 Mio m3 pro Jahr.

Qmml Hydrologie: Grundwasserstände von ca. 1200 Grundwassermeßstellen, die monatlich bzw. 2-monatlich gemessen werden, werden unter DBase verwaltet. Die Position der Grundwassermaßstellen kann zusammen mit beliebigen anderen flächenbezogenen Informationen dem GIS dargestellt werden. Isohypsenpläne werden zur Zeit nocti durch ein externes Gontour-Programm erstellt und über eine Grafikschnittstelle an das GIS übergeben. Die Grundwasserstände bzw. Flurabstände können dann als Karte dargestellt bzw. zusammen mit anderen Daten in Auswerteprogrammen genutzt

in

-15-

werden. Grundwasserqualitätsdaten von Brunnen und Grundwassermer:lstellen werden ebenso wie die Grundwasserstände unter DBase verwaltet und können nach Übernahme in das GIS genauso genutzt werden. Bodenkunde: Für den Bereich des "Fuhrberger Feldes" gibt es noch keine digital verfügbaren Bodenkarten. Deshalb wurde ein für die landwirtschaftlich genutzten Flächen erstelltes bodenkundliches Gutachten digitalisiert und ergänzt durch die Digitalisierung gedruckter Bodenkarten (1 :25000). Für die einzelnen Bodeneinheiten wurden Profilbeschreibungen (Horizontierung, Bodenart, Humusgehalt, Lagerungsdichtel aus Bohrprotokollen entnommen bzw. für Bodeneinheiten ohne Bohrpunkte aus der Bodenkarte bzw. benachbarten Bodeneinheiten übernommen. Die Qualität der bodenkundliehen Daten damit auch die Qualität von daraus abgeleiteten Kenngrößen ist somit sehr unterschiedlich. Katasterdaten: Das Wassergewinnungsgebiet wird durch etwa 100 Grundkarten (DGK 5, 1:5000) abgedeckt. Ein Drittel dieser Karten, vornehmlich in den landwirtschftlich genutzten Bereichen, ist bis jetzt digitalisiert worden. Erfaßt wurden die einzelnen Flurstücke, Straßen, Wege und Gewässer mit den genauen Katasterbezeichnungen (Gemarkung, Flur, Flurstück) und der Realnutzung, wie sie in der DGK 5 dargestellt ist.. Durch ein seit vielen Jahren durchgeführtes Entschädigungsverfahren für die Grundwasserabsenkung auf landwirtschaftlich genutzten Flächen gibt es eine Datei mit den Eigentümern der einzelnen Flurstücke. Durch Verbindung dieser DBase-Datei mit dem GIS können die Eigentümer einzelner Flurstücke auf dem Bildschirm direkt ermittelt wen;:len. Das Problem bei den Katasterdaten besteht vor allem darin, daß das in Niedersachsen begonnene Automatisierte Uegenschaftskataster (ALK) für dieses Gebiet noch nicht besteht und eine Fortführung der Daten dadurch zur Zeit noch sehr aufwendig und teuer ist.

Anwendungen Im Folgenden sollen bereits realisierte Anwendungen des Systems exemplarisch dargestellt werden. 1. Kartografische Darstellung

Mit dem GIS können Informationen verschiedener Datenebenen in beliebigem Maßstab als Karte auf dem Bildschirm bzw. als Ausdruck dargestellt werden (z.B. Wege, Strassen und Grundwassermeßstellen; Eigenbesitz der Wasserwerke; Schutzgebietsgrenzen und Brunnen; Grundkarte mit darübergelegten Flurabständen). Vorteile gegenüber einer Herstellung durch herkömmliche Zeichentechniken sind, daß Daten nur an einer Stelle gepflegt und Karten damit jeweils auf dem aktuellen Stand sind, und das sehr viel flexibler auf die Anforderungen an bestimmte Karteninhalte reagiert werden kanr:. Es können aber auch über Bedingungen bestimmte Informationen herausgefiltert werden (z.B. Ackerflächen mit Flurabständen unter 1 m, Ackerflächen mit weniger als100m Abstand zu Fließgewässern).

-162. Abfragen am.Bildschirm

Umgekehrt können Informationen für eine bestimmte Position direkt am Bildschirm abgefragt werden (z.B. Eigentümer, Nutzung. Flurabstand einer Ackerfläche, bodenkundliehe Informationen). 3. Kombination mit Grundwassermodell

Mit Hilfe eines geeichten Grundwassermodells können Grundwasserstände bei gegebener Bewirtschaftung der Brunnen simuliert werden. Insbesondere können über die Flußvektoren auch Einzugsbereiche einzelner Brunnen oder Brunnengruppen abgegrenzt werden. Eine grobe Abschätzung des Nitrateintrags in das oberflächennahe Grundwasser im Bereich des "Fuhrberger Feldes" kann aufgrund der Realnutzung erfolgen: Acker ca. 130 mg/1 N03 , Bebauung ca. 45 mg/1 N03 , Grünland cä 25 mg/1 N03 , Wald ca. 1 mg/1 N03 (z.B. Strebel & Böttcher, 1985; eigene Erhebungen). Nach Übertragung der Einzugsbereiche aus dem Grundwassermodell in das GIS und Kombination mit Werten des Nitrateintrags in das oberflächennahe Grundwasser kann die Nitratanlieferung aus einem bestimmten Gebiet und damit die relative·Gefährdung einzelner Brunnen oder Brunnengruppen abgeschätzt werden. Auf dieser Grundlage können dann z.B. die längerfristigen Auswirkungen von Nutzungsänderungen auf bestimmte Brunnen abgeschätzt werden. 4. Abschätzung der Filtereigenschaften des Bodens

Die mechanische, physikochemische bzw. allgemeine Filtereigenschaft von Böden· und damit das Gefährdungspotential eines Standorts kann aufgrund von bodenkundliehen und hydrologischen Daten abgeschätzt werden (Blume, 1990). Die mechanische Filterwirkung des Bodens als Maß z.B. für die Gefährdung des Grundwassers durch Nitrat kann aus Bodenart, Lagerungsdichte, Humusgehalt und Aurabstand geschätzt werden. Zur Abschätzung der physikochemischen Alterwirkung des Bodens als Maß z.B. für die Gefährdung des Grundwassers durch Kalium aus der Gülle wird zusätzlich das Ausgangsgestein, der Humus- und Eisenoxidgehalt und die Gefügeform benötigt. Eine Kombination ("Verschneidung") dieser bodenkundliehen Daten mit dem Flurabstand ergibt neue Flächeneinheiten mit den Information beider Ausgangsdateien. Die Verrechnung der Daten erfolgt mit einem externen DBase-Programm mit anschließender Rückgabe der Ergebnisse· an das GIS. Ein solches Verfahren kann dazu benutzt werden, um besonders gefährdete Gebiete abzugrenzen und knappe Ressourcen (z.B. Arbeitskraft zur Beratung von Landwirten, Geldmittel zum Aufkauf von Flächen) zunächst einmal dort zu konzentrieren. üteratur: Blume, H.-P. (Hrsg.), 1990: Handbuch des Bodenschutzes. Landsberg/Lech. Strebel, 0. und J. Böttcher, 1985: Einfluß von Bodennutzung und Bodennutzungsänderungen auf die Stoffbilanz eines reduzierenden Aquifers im Einzugsgebiet eines Förderbrunnens. Wasser u. Boden, 37 (3), 111-114\\ ·

\

)~

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

17-20

(1992}

BETRIEBS- UND SCHLAGBEZOGENE N-SALDEN DER LANDWIRTSCHAFTLICHEN BODENNUTZUNG UND AKKUMULATION VON AUSTRAGSGEFÄHRDETEM HERBST-NMIN IN DER WURZELZONE - WSG HAMELN-SODAntony, F., R. Hasselbauer und B. Meyer• 1. Einleitung, Fragestellung und Zielsetzung Die Sanierung der Nitratbe rastung grundwasserliefernder Agrarlandschaften erfordert neben der Charakterisierung der standortbedingten Nitrat-Austragsgefährdung zusätzlich die Erfassung der Stickstoff-Oberschuß-Situation der landwirtschaft~ liehen Produktion. In dieser Arbeit werden N-Bilanzierung und Herbst-NitratMessung als die wichtigsten Instrumente zur Erfassung der landwirtschaftlich verursachten Nitratbelastung auf ihre Brauchbarkeit und gegenseitige Beziehung hin geprüft. Das 2600 ha große WSG-Hameln-SUd (davon 1375 ha LF) bietet durch seine vielfältige landwirtschaftliche Struktur und die sehr heterogenen Standorttypen gute Voraussetzungen zur Bearbeitung dieses Themas. Die Aussagekraft der Bilanzergebnisse ist maßgeblich von der Qualität der Datenerhebung abhängig, woran reine Befragungs-/Interviewmethoden häufig scheitern. Die daraus abgeleitete Fragestellung soll klären, welche Möglichkeiten und Grenzen einer verbesserten Datenerfassung auf regionaler Ebene bestehen. Ziel ist es, auf nachprüfbarer Datenbasis den ""1 andwi rtschaft lieh verursachten N-EUTROPHIERUNGSGRAD"" aller Bilanzebenen mit ausreichender Genauigkeit darzustellen. Für die Herbst-Nitrat-Akkumulation ist zu klären, welche Unterschiede zwischen Einzelbetrieben, Betriebstypengruppen und einzelnen Kulturen bestehen. Ziel ist die flächendeckende Erfassung des ""NITRAT-STATUS BODEN"" zu Beginn der winterlichen Sickerwasserspende. Weiterhin ist zu prüfen, welche Beziehung zwischen errechneten jährlichen N-Salden und gemessenen Herbst-Nmin-Werten besteht. 2. Das Untersuchungsprogramm N-Bilanzen wurden für die Ebenen Gesamtberieb, Stall und. Einzelschlag durchgeführt. Betriebsbilanzen konnten für 22 Betriebe und 5 Jahre (1986-90) berechnet werden, d.h. fUr 90% der LF. Als Datengrundlage lag bei 19 Betrieben (87% d.LF) die ""Doppelte Buchführung"" fUr alle Jahre vor, bei den restlichen 3 Betr.ieben (3% d. LF) ohne BuchfUhruns die jahresweise voll ständig abgeheftete Kontoführung mit dem örtlichen Land-/Viehhandel. FUr den gleichen Zeitraum und 472 ha wurden bei 12 Betrieben Stallbilanzen ka 1kuliert. Jahresbezogene Flächenbilanzen 1iegen in 4 Jahren (1988-91) annähernd für 100% der LF bzw. 445 Schläge pro Jahr vor, während fOr 1985-87 nur 62-78% der LF erfassbar waren. Die Flächenbilanzen basieren fOr 62% der LF auf Schlagkarteien und NotizbUchern und fOr die restliche LF auf mündlicher Befragung. Die Herbst-Nmln-Messungen erfolgten 1989-91 mit dem ""Göttinger Bohrstock"" auf je 445 Schlägen. 3. Regionales Erfassungspotential der Bilanzglieder und ihre Datenqualität zur Bewertung des Anteils der einzelnen Bilanzglieder am N-Gesamt-Import/-Export muß neben ihrer exakten Mengenerfassung auch die möglichst genaue Erhebung der jeweiligen N- bzw. Rohprotein-Gehalte angestrebt werden. Betriebsb1lanzen: Auf der N-Zufuhr- und N-Abfuhrseite konnte die Mengenerfassung der Bilanzglieder Ober die Buchführungs- und Kontoführungsunterlagen sehr genau durchgeführt werden. Gleiches gilt fUr die N-Gehalte der Bilanzglieder HandelsdUnger und Handelsfuttermittel bei der N-Zufuhr. FUr Vieh .und Saatgut genügen Schätzwerte. Das Bilanzglied Niederschlag-N wurde gemessen, während die symbiontische N-Fixierung nur Ober standortbezogene Schätzwerte zu bewerten 1st. Bei der Erfassung der N-Gehalte der wichtigen N-Abfuhrgrößen der pflanzlichen • Institut fUr Bodenwissenschaft, v. Sieboldstr. 4, 3400 Göttingen

-18Produktion erfolgt eine jahresbezogene Abstufung zwischen Einzelbetrieben und Differenzierung nach Kulturarten. Für Winterweizen bot der örtliche Landhandel über Qualitätsuntersuchungen für 1985-91 umfangreiche Rohproteindaten. Jedem betriebsbezogenen Lieferschein konnte ein RP-Wert entnommen und aus der Summe aller Lieferungen ein jahresbezogener ~-RP-Wert für jeden Betrieb errechnet werden. Die festgestellte Schwankungsbreite der i-RP-Werte liegt zwischen Betrieben bei 12,5-15,5% i.d.FM und innerhalb eines Betriebes zwischen Einzeljahren bei 12,6-15,0%. Da für Wintergerste, Winterroggen und Hafer keine RP-Gehalte beim Landhandel vorliegen, wurde vom erfassten ~-RP-Wert eines Betriebes für Weizen ein kulturspezifischer Abzug je nach Düngunghöhe für Gerste von 1-1,5%, für Roggen von 2,5-3% und für Hafer von 1,8-2,3% Rohprotein durchgeführt. Beim Körnerraps ergaben 2-jährige ·Feldversuche zur Beziehung zwischen Düngungsniveau und N-Gehalt i.d.FM, daß der in der Literatur häufig zitierte mittlere N-Gehalt von 3,5% regional auf 2,9% gesenkt werden mußte. Die N-Gehalte der tierischen Produkte sind ·bei Fleisch über Schätzung und bei Milch über die Daten der Milchkontrolle ausreichend exakt zu erheben. Flächenbilanzen: Die Mengenerfassung der Bilanzglieder der N-Zufuhr und der Markt{rucht-Haupterntegüter der N-Abfuhr wurde im Bereich Handelsdünger und Haupterntegüter der pflanzl. Produktion gegenüber der Betriebsbilanzerhebung bzw. für Wirtschaftsdünger gegenüber der Stallbilanz auf Plausibilität geprüft und korrigiert. Die N-Gehalte der Gülle wurden betriebsbezogen 2-jährig jeweils im Herbst und Frühjahr in mehreren Wiederholungen gemessen. Für Winterweizen liefern die RP-Werte des Landhandels lediglich einen jahresbezogenen ~-RP-Gehalt aller Flächen eines Betriebes ohne eine weitere Differenzierung nach Einzelschlägen zuzulassen. Auch für die restlichen Getreidearten konnte nur mit geschätzten RP~Abschlägen gegenüber Winterweizen gerechnet werden. Die 2-jährigen N-Reduzierungsversuche und 29 Einzelschlagergebnisse zu Raps zeigen im Düngungsbereich von 140 bis 300 kgN/ha N-Gehaltsschwankungen der KornFrischmasse von 0,05-0,1% pro 20 kg N-Düngung. Die einzelschlagbezogenen NGehalte wurden in Abhängigkeit vom jeweiligen Düngungsniveau hiernach geschätzt. RObenkörper wurden bei rein mineralischer Düngung mit o, 18% N bzw. bei Wirtschaftsdüngereinsatz mit 0, 22% N i.d. FM bewertet. Bei der N-Abfuhr waren die Erträge der Marktfrucht-Nebenerntegüter (NEG) und des Futterbaus sowie deren NGehalte nur als Schätzwerte erfassbar. Für eine bessere Annäherung an die regionalen Verhältnisse, wurden über Literaturdaten und gleichzeitige Einbeziehung der regionalen Standorttypen und Bewirtschaftung Schätzverfahren entwickelt, wie beispielhaft am NEG-Zuckerrübenblatt 1n Tab. 1a und 1b dargestellt. Tab. 1a/b: Schätzung der ROben:Blatt-Verhältn1sse Ober Sonnenscheindauer und N-OOngungsklassen (Tab. 1a) und der N-Gehalte (%) 1m RObenblatt 1n Abhängigkeit vom Düngungsniveau (Tab. 1b) Tab. 1b· Tab. 1a·. N-DOng. Sonnenscheindauer N-OOngungs- ROben: d. Vegetationszeit klasse Blatt(kgN/ha) der Bilanzjahre (kgN/ha) Verhältnis 100 110 (h/Jahr) 836 ('84), 200 ->250 120 1:1 '2 885 ('87) lf=860 150 - 200 130 1: 1 '1 <100 - 150 1:1 0 140 974 ('85), 200 ->250 1:1 ,0 1150 976 ('86), 150 - 200 1:0,9 160 941 j_'88)_ ~965 <100 - 150 1:0 8 170 1090 ('83), 200 ->250 1:0,8 180 1175 ('89), 150 - 200 1:0,7 190 1084 ('90), <100 - 150 1:0,6 200 1146 ('91) Jf=1125

%N-Geh. N DOng. i.d. FM (kgN/ha) 0,2897 210 0,2961 220 230 0,3026 240 0,3090 0, 3155 250 260 0,32191 270 0,3283 0,3348 280 0,3412 290 300 0,3476 0,3541 ~-·

%N-Geh. i.d. FM 0,3605 0,3670 0,3734 0,3798 0,3862 0,3927 0,3991 0,4056 0,4120 0,4184

Die erste Tabelle ermittelt das Rüben:Blatt-Verhältnis und damit die jährlichen Blatt-FM-Erträge nach Sonnenscheindauer der Vegetationszeit und drei N-Düngungsklassen, die zweite Tabelle schätzt die N-Gehalte der Blatt-FM in Abhängigkeit

-19-

von der Düngungshöhe. Datengrundlage sind 25-jährige Ergebnisse zur Nährstoffaufnahme von Zuckerrüben für den Standort Göttingen (BEISS, 1978) und die "Göttinger Systemversuche", die eine für die Schätzung zugrundegelegte annähernd lineare Beziehung zwischen N-Düngung und N-Aufnahme ins ZR-Blatt bestätigen. 4. Ergebnisse der Betriebsbilanzen In Tab. 2 werden für 5 Betriebe mit lückenloser Buchführung die Ergebnisse jahresbezogener Betriebsbilanzen als ß-Werte für 1986-90 dargestellt. Bei gleichem Betriebstyp (Marktfrucht-Extensivbetrieb, MEX 1-4) schwanken die N-Salden um so mehr, je ungünstiger die Standorttypen und je größer der Rapsanteil in der Fruchtfolge ist. Trotz nahezu identischem ß-Ertragsniveau aller Kulturen ist die Effizienz des N-Einsatzes bei MEX 2 und 3 gegenüber MEX 1 noch steigerungsfähig (Sanierungsansatz). Betrieb MEX 4 versucht die schlechten Standortbedingungen durch einen erhöhten N-Import zu kompensieren, was aber aufgrund der niedrigen Erträge nicht gelingt. Der Veredlungs-Marktfruchtbetrieb (V-M 5) repräsentiert den höchsten N-Eutrophierungsgrad aller Betriebe. Tab. 2: Jahresbezogene Betriebsbilanzen fDr 5 Beispielbetriebe mit lDckenloser BuchfDhrung als ~Werte fDr 1986-90 (gültig fDr 716 ha = 52X der LF} in kgN/ha u.a• Betr. -typ/ -nr. HEX 1 HEX 2 HEX 3

Standort

Nutzung (Rotationen}

WW WG(WW) ZR WW WG(WWJ ZR WW WG~WWJ ZR WW WG(WW) RA 216 WW WG(WW) ZR 50% HEX 4 WW WG(WW) RA 50% 232 KBL 35% WW WG(WW) RA V-H 5** LÖ/KBL WW WG(WW) ZR 50% 434 100% WW WG(WW} RA 50% • ohne Bilanzglied Niederschlag-N •• 1,9 OE/ha nach Gülleverordnung, 2,5 OE/ha NT 100% NT/LO 100% NT/Lö 65% MT/KBL 35% MT 65%

J

Jilhrl. Jilhrl. Jlhrl. 5-jlhr. f-ErtragsN-IMP. N-EXP. N-SALDO niveau (dt/ha u.a~ ww WG ZR RA• 146 82 185 39 75 560 -204 140 80 76 542 -64 145

71

81

73

554

36

111

121

55

59

461

32

208

226

61

62

518

34

nach Stallbilanz berechnet

5. Vergleich der Flilchen-N-Salden und der zugehörigen Herbst-Nmin-Werte In Abb. 1 werden die ß-N-Salden aller Schläge von 1989-91 getrennt nach 4 Hauptkulturen (Abb. oben) den jeweiligen Herbst-Nmin-Werten (Abb. unten) gegenübergestellt. Die Betriebe MEX 1-3 zeigen bei gleichen Standorten (NiederterrassenAuenlehm=NT u. Löß=Lö) eine gute Übereinstimmung der errechneten ß-N-Salden und gemessenen ß-Herbst-Nmin-Werte. Die gegenübergestellten Wertegruppen bestätigen ähnlich der Betriebsbilanz für MEX 1 eine kaum noch verbesserbare N-Transferleistung zwischen N-Import und N-Export. Ähnliches gilt für HEX 2, abgesehen vom erhöhten N-Saldo bei Weizen. Bei Betrieb MEX 3 kann der erhöhte N-Saldo der Zuckerrübe über Nmin nicht nachvollzogen werden, da das ZR-Blatt als NitratKurzzeit-Senke wirkt. Der erhöhte N-Saldo wird durch regelmäßigen Zwischenfruchtanbau und -düngung bei unterlassener Berücksichtigung der Düngung zur Zuckerrüben-Hauptfrucht verursacht (Beratungsansatz). Der hohe N-Saldo bei Körnerraps dagegen ist durch alleinige Düngungsberatung nicht wesentlich zu verringern. Bei Betrieb MEX 4 zeigt keine Kulturart eine Übereinstimmung von NSaldo und Herbst-Nmin. Ursache sind die ungünstigeren Standorte Mittelterrasse (MT; Sandböden) und Keuper-Bergland (KBL; Festgesteinsböden}. Die niedrigen Erträge führen zu hohen N-Salden, während die geringe Feldkapazität eine vollständige herbstliche N03-Akkumulat1on im Boden verhindert. Die Herbst-NmlnMethode mißt folglich nur den um diesen vorzeitigen Nitratverlust verminderten Nmin-Wert (hoher Sanierungsbedarf). Bei Betrieb V-M 5 sind nur ca. 30-40% der durch den hohen Wirtschaftsdüngereinsatz ( 1, 9 OE/ha) bedingten sehr hohen NSalden der Hackfrüchte mit der Nmin-Methode erfassbar.

-20Der Vergleich der ~-N-Salden und ~-Herbst-Nmin-Werte einzelner Betriebe läßt vermuten, daß auch fOr Einzelschläge eine gute Obereinstinvnung beider Größen besteht. Daß dies nicht der .Fall ist zeigt, die funktionale Beziehung zwischen jährlichen Flächensalden und zugehörigen Herbst-Nmin-Werten. Bei Betrachtung aller Wertepaare sowohl ohne als auch mit Differenzierung nach Kulturarten liegen die Korrelationskoeffizienten der drei Einzeljahre nur bei 0,28 bis 0,39. Die Regressionsgeraden belegen, daß selbst bei einem N-Saldo von Null der Herbst-Nmin-Wert bereits zwischen 44 und 57 kgN/ha liegt, was dem 45kg-Wert aus Baden-WOrttemberg sehr nahe kommt. Abb. 1: Vergleich der Flachen-N-Salden und zugehörigen Herbat-Nilin-Werte der wichtigsten Fe1dfr0chte von 5 Beispiel-Betrieben mit annlhernd lOckenloser schlagbezogener Datengrundlage fOr 1989-91 in kgjha u. Jahr N-Saldo 400 , - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - , V-M 5 I kgN/ha 350 300 250 200 150 100 50

Herbst 200 , - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - , Nmln kgN/ha 150

• ; u



Herbst-Nmln nicht signifikant unterschiedlich vom N-Saldo ( oe. • 0,05; 0,0 1)

6. iusammenfassung Die fOr N-Bilanzen nötige Qualität der Datengrundlage konnte so zugänglich gemacht werden, daß die N-Salden den landwirtschaftlich bedingten "N-EUTROPHIERUNGSGRAD" aller Bilanzebenen ausreichend sicher beschreiben. Auf Einzelschlagebene besteht keine eindeutige funktionale Beziehung zwischen jährlichem N-Saldo und Herbst-Nmin. Die Herbst-Nmiri-Messung ist in Fällen hoher Erfassl,lngsgOte der Flächenbilanz verzichtbar und sollte nur noch als Kontrolle der Sanierungseffizienz dienen. Auf Standorten mit geringer Feldkapazität und verringerter Beprobungstiefe, d.h. fehlender N03-Akkumulations-Voraussetzungen und bei Kulturarten, die als N03-Kurzz.ait-Senke wirken, ist sie refn methodisch zu verwerfen. 7. Literatur: BEISS, U., 1978: Nährstoffaufnahme und ·NährstoffentzOge der ZuckerrObe.- KaliBriefe 14, 311-324

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

21-24

(1992)

Modellrechnungen zum flächendeckenden Austrag von Nitrat aus städtischen Grünflächen \·on

BACHHANN,J., R.PAGEL, K.H.HARTGE und R.R. van der PLOEG*I

1. EINLEITUNG Im Grundwasser der Stadt Hannover werden lokal Nitratkonzentrationen größer als 50 mgjl gemessen. Obwohl die Stadt das Trinkwasser außerhalb des Stadtgebietes fördert, ist die Anreicherung von Nitrat im Grundwasser nicht erwünscht, da diese Stoffmengen früher oder später in Oberflächenfließgewässern und der Nordsee zur Eutrophierung beitragen können. Es wird vermutet, daß diffuse Stoffausträge aus städtischen Grünflächen und Brachen zu der Nitratanreicherung des Grundwassers beitragen. Um die zusammenhänge zwischen der Nutzungsstruktur im Stadtgebiet und den Stoffeinträgen in das Grundwasser zu klären, wurden im Rahmen des vom BMFT geförderten Verbundprojektes "Modellentwicklung eines kommunalen Umweltinformationssystems" von 1989 bis 1992 Untersuchungen durchgeführt. Die Federführung des Verbundprojektes lag beim Amt für Umweltschutz der Stadt Hannover. Beteiligt waren das Niedersächsische Landesamt für Bodenforschung (NLfB), mehrere Ämter der Stadt Hannover und einige Institute der Universität Hannover. Im bodenkundliehen Bereich stellten sich beispielsweise die folgenden Fragen: Wie hoch ist die jährliche Nitratauswaschung aus Böden der verschiedenen Grün- und Rasenflächen? Wie lassen sich Punktmessungen zu Flächendaten umformen? Korrelieren erfaßte Nitratausträge mit gemessenen Nitratkonzentrationen im Grundwasser?

2. VORGEHENSWEISE Auf der sogenannten "Testfläche Nordstadt" wurden an 8 Standorten (3 Kleingärten, 3 Parkrasen, 1 Hausgarten und ein Gartenbaubetrieb) fünfmal pro Jahr Nmin- Proben gezogen. Zwei der Standorte wurden außerdem mit Saugkerzen ausgestattet. Das Porenwasser wurde regelmäßig beprobt. Die gewonnenden Daten dienten-zum einen als Eingabegrößen für ein Simulationsmodell und zum anderen als Kontrollgröße für die Modellergebnisse. Im Gesamtprojekt wurde ebenfalls das Grundwasser beprobt und analysiert. + Institut f. Bodenkunde, Herrenhäuser str.2, 3000 Hannover 21

-22Für die Simulation der Nitratverlagerung w~rde ein Modell von VAN DER PLOEG & HUWE (1990) benutzt. Mit dem Modell wird die Nitratverlagerung im Winterhalbjahr unter stationären Fließbedingungen simuliert. Stickstoffmineralisierung im Oberboden sowie Stickstoffdeposition werden im Modell berücksichtigt. Eine flächenhafte Aussage für die "Testfläche Nordstadt" erfolgte mittels einer digitalisierten Biotopkarte der Stadt Hannover. Folgende Hauptnutzungsklassen unterschieden: Biotope der Wohnbebauung (Hausga~­ ten), Biotope der Nicht- Wohnbebauung (Parkrasen) , Biotope der vegetationsarmen Flächen· (z.B. Brachen), Gartenland (z.B. Kleingärten), Erwerbsgartenbau und Friedhöfe. Da Friedhöfe nicht beprobt wurden, erfolgt eine Abschätzung des Austrag mit den Anteilen (0.5*Gartenbau + 0.5*Hausgarten). Die versiegelten und damit nicht am Austrag beteiligten Flächenanteile wurden nutzungsabhängig kartiert und der Austrag entsprechend linear reduziert. Die Kartierung der Versiegelung erfolgte in 10 % Abstufungen und wurde vom NLfB durchgeführt.

3. ERGEBNISSE UND DISKUSSION Die Abb.1 zeigt beispielhaft die zeitlich stark variablen Nitratgehalte im Boden im Zeitraum 1990 bis 1992.

Nitratgehalt {mg N03/kg Boden)

5o·r--~~--~~----~----~----------------~ Tiefe [cm]

-e401-

·+

0-30 30-110

Bllenzlerung 90191

60-90

30

;1'-,, lAnfangabedlngung

20

. .::.:1/.··:t'

~ 10

'4-.



.

.,.,> .

;f-')f.

'.·

oL---L-~~~--_J--~--~---L---L---L--~

II

1990

111

IV

II

1991

111

IV

II

1992

Abb.l: Zeitlicher Verlauf der Nitratgehalte im Boden (Nmin-Methode) in den Tiefen 0-30, 30-60 und 60-90 cm. (Gartenbaubetrieb).

-23-

Für den Herbst 1990 und den Herbst 1991 liegen beim Standort Gartenbaubetrieb sowohl in Hinblick auf die absoluten Gehalte als· auch in Hinblick auf deren Verteilung im Profil sehr unte~schied­ liche Anfangsbedingungen vor. Auf Basis den Nmin- Gehalte im 4. Quartal wurden für alle Standorte die winterlichen Austräge sowie die Nitratkonzentrationen im Sickerwasser berechnet (Tab.1) Es kann festgestellt werden, daß der Austrag beim Standort Gartenbaubetrieb etwa dem landwirtschaftlich genutzter Flächen entspricht. Der Austrag aus Kleingärten liegt mit durchschnittlich 25 kg Njha geringer als vermutet; der Austrag aus öffentlichen Parks mit durchschnittlich 10 kg Njha im Vergleich zum Hausgarten verhaltnismäßig hoch. Nach einer Mitteilung des Stadtgartenamtes werden seit einigen Jahren die Rasenflächen nicht mehr gedüngt, so daß der Austrag sich in Zukunft etwas reduzieren könnte.

Tab.1: Berechnete winterliche Nitratausträge und Konzentration im Sickerwasser 1990/1991 Berechnet für Feldkapazität von 10 mmjdm -

Standort Gartenbaubetrieb Kleingarten 1 Kleingarten 2 Kleingarten 3 Hausgarten Parkrasen 1 Parkrasen 2 Parkrasen 3

Konzentration Austrag in kg Njha in mg N0 3 /l 139 64 49 38 35 29 22 9

70 32 25 19 17 14 11 5

I

Zur Überprüfung der berechneten Austräge wurde den berechneten gemessene Konzentrationen gegenübergestellt (Tab.2). Es fällt auf, daß im Bereich der für die Testfläche typischen trockenen Sandstandorte (Bsp. Gartenbaubetrieb) die Übereinstimmung zwischen Messung und Rechnung zufriedenstellend ist; im Bereich der weniger häufigen hydromorphen Auenböden (Bsp. Parkrasen) dagegen erheblich geringere Konzentrationen gemessen werden. Die Differenz weist auf Denitrifizierungserscheinungen bereits im Boden hin.

-24Tab.2: Vergleich berechnete und gemessene Nitratkonzentration im Sickerwasser.

--

Standort I

I

Gartenbaubetrieb Parkrasen 2

- -

-------

Konz. in mg/1 Konz.in mg/1 1990/91 1991/92 gern. ber. gern. ber. 139 22

166 3

141 25

130 4

Zwischen der räumlichen Verteilung des flächenmäßig bilanzierten Nitrataustrages und der gemessenen Nitratkonzentration im Grundwasser werden inselhaft angeordnete Quellen hohen Austrages zum Teil im Grundwasser wiedergefunden; teilweise sind die gemessenen Konzentrationen aber auch erheblich geringer. Gemeinsam mit dem Institut für Wasserwirtschaft probeweise durchgeführte Modellrechnungen mit Hilfe eines geeichten Grundwassermodells ergeben dann eine bessere Übereinstimmung, wenn Denitrifizierung im Unterboden entlang der Abwasserrohrsysteme einbezogen wird. Eine Kombination aus räumlich auflösenden bodenkundliehen und hydrologischen Modellrechnungen ist daher notwendig, um eine Klärung dieser stadttypischen, aber über das Stadtgebiet hinaus bedeutsamen Prozeijse ~" ermqglichen.

4. LITERATUR van der Ploeg, R.R. und A rational approach losses during winter. Paris, November 1990.

B. Huwe. 1990. towards estimating soil nitrate seepage Symposium "Nitates, agriculture, water". (R. Calvet, Ed.).

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

25-28

Bodengebundene Parameter zur Beurteilung der Nitratabbauraten durch Denitrifikation Becker, K.W., H. Drechsler, F. Eulenstein, B. Heyer

•J

Zur Sanierung von Wasser-Einzugsgebieten gilt es, Vorstellungen zu entwickeln, welche die Einschätzung der "Nitrat-Fi lterleistung" von unterschied] ichen Böden gestatten. Geichzeitig sind dabei Steuerungsinstrumente für die landwirtschaftliche Flächenbewirtschaftung zu erarbeiten, die den Nitrataustrag in das Grundwasser reduzieren. Wasser-Einzugsgebiete sind Ausschnitte der Landschaft mit einem Mosaik an Böden, die jedes für sich ein besonderes Verhalten gegenüber eingetragenem Stickstoff zeigen. Um verschiedene Böden auf ihr Denitrifikationsvermögen zu untersuchen, wurde ein Wasser-Einzugsgebiet gewählt, das sowohl im Hinblick auf die anzutreffenden Böden als auch im Hinblick auf die landwirtschaftlichen Betriebstypen eine große Vielfalt aufweist.

1. Schritt: Bei der Bodenkundlichen Kartierung, die im wesentlichen eine Ansprache der Horizontierung und vor allem der Zonierung beinhaltet, wurde besonderes Gewicht auf die Erfassung der Faktoren gelegt, welche die hydrologische Beschaffenheit der ET-Zone und der Dränzone charakterisieren. Dabei wurden sowohl solche Faktoren beachtet, die den Saluttransport und die Nitrat-Austragsgefährdung beeinflussen, wie z.B. Feldkapazität, nutzbare Feldkapazität im effektiven Wurzel raum, Gefüge, Gehalt an org. Sub., Korngröße als auch solche, die direkte Rückschlüsse auf die Denitrifikationsleistung zulassen, wie z.B. Redoxpotential durch Fe-/Mn-Erscheinungsformen und Farbwerte. Vorallem bei der FK-Ermittlung durch die gravimetrische Wassergehaltsbestimmung ergaben sich, wie aus Tabelle 1 ersichtlich wird, z.t. erhebliche Abweichungen zur Kartieranleitung. Tab

1:

Gemessene Durchschnitts-Wassergehalte bei FK filr die im WasserEinzugsgebiet Silchteln kartierten Bodenarten und ihre Abweichungen von den Tabellenwerten der BODENKUNDLICHEN KARTIERANLEITUNG (Diff.)

Bodenart Ls3 Ls4 Lsu Lts Sl2 Sl3 Sl4 Slu Su2/3 Su4 Tu3/4

n 19 8 18 4 10 39 16 42 16/6 8 4

FK in mm/dm 23,28 23,17 22, 10 27,52 20,87 24,07 26,90 24,06 21 '76 26,96 45,00

Diff.

Bodenart

-9,5 -8,8 -10,9 -13,5 -1' 1 -2,9 -1 '1 -5,9 -2,2 +3,0 +3,0

--------------------

n

Ul2 Ul3 Ul4 Us Ut2 Ut3 Ut4 fS ms gS nH ----

--

27 31 15 20 14 303 9 7 107 30 15 -

FK in mm/dm 26,32 27,09 29,91 27,79 27,29 28,97 30,20 18,00 12,00 9,00 70,00

- - - -

Diff. -9,7 -9,1 -7,1 -5,2 -8,7 -8,0 -6,8

-5,0

--------

-

2. Schritt: Um die N-Bilanzen der Flachen zu berechnen müssen die Größen der NZufuhr- und der N-Abfuhr erfragt bzw. gemessen werden.

•J

Institut für Bodenwissenschaft, von-Siebold-Str.4, D-3400 Göttingen

-26Um die so erhaltenen N-Bilanzen gegebenenfalls zu korrigieren, ist es notwendig, daß die innerbetrieblichen Nährstoff-Flüsse in ihrer Gesamtheit erfaßt und auf produktionstechnische Plausibilität hin überprüft werden. Zu diesem Zweck wurden außer den Nährstoffbi 1anzen für jeden Sch 1ag zusätz 1ich Gesamtbetriebs- und Stallbilanzen für die einzelnen landwirtschaftlichen Betriebe berechnet. 3. Schritt: Die Messung der NOs-Jahres-Frachten in der Wurzel- und Dränzone erfolgte flächendeckend bis in eine Tiefe von 530 cm auf 185 Schlägen durch Bohrungen mit dem EIJKELKAMP-Bohrer. Um die auf dem Weg zur Grundwasser-Oberfläche erstellten Nitrat-Tiefenprofile interpretieren zu können, ist es notwendig, bestimmten Tiefenabschnitten entsprechende Zeitabschnitte des Stickstoffeintrages zuzuordnen, wozu die Sickerwasserraten bekannt sein müssen. Die aus der klimatischen WasserHaushaltsbilanz nach HAUDE - korrigiert mit vegetationsspezifischen Faktoren berechneten Sickerwasser-Durchsatzraten wurden für jeden Schlag ermittelt. Die durchschnittlichen Sickerwasserraten und die Größe der nFKWe der einzelnen Schläge sind in der Abbildung 1 dargestellt. Die Größe der nFKWe wurde flächendeckend durch gravimetrische Wassergehaltsbestimmungen gemessen. Dazu wurde zu den Zeitpunkten der Aufsättigung auf das Niveau der Feldkapazität und zur maximalen Ausschöpfung des Bodenwasservorrates unter Zuckerrüben die Differenzmenge ermittelt. LEGENDE

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Abb.1

Die Brauchbarkeit-der Berechnungen wurde durch fortlaufende Erfassung der Badenwasserzustände bis zur maximalen hydraulischen Scheide kontrolliert. Die Kalkulation der Sickerwasser-Durchsatzraten konnte mit KC1/N03~Tracer.n überprüft werden.

-274. Schritt: Durch die !
Jahresraten des N-Abbaus in den einzelnen Bodenzonen, bezogen auf den N-Saldo an der Bodenoberfläche. Vergleich durch Gegenüberstellung: Ooppe1strfch L fnks: Tiefbohrung + Grundwasser-Probe von 104 Flächen Rechts: Grundwasser-Probe von 104 und weiteren 137 Flächen ET-Z Evapotranspi rat ion-Zone, GW Grundwasser

=

=

Minderung in X vom Saldo Ökotop

n

ET-Z

bis zum GW

bis zum GW

grundwasser-ferne mächtige Lößböden LN Acker Weide

56 45 11

45 35 71

62 53 84

62 54 79

64 63 75

65 63 69

grundwasser-ferne Sandböden, Hochflutlehme und flachgrUndige Lößböden LN Acker Weide

16 14 2

52 51 57

grundwasser-nahe Hochflutlehme und flachgr. Lößböden LN Acker Weide

9 4 5

64 27 78

70 43 80

82 73 84

97

98

gw-nahe und htnusreiche Niedennoore, Auenlehme und Hochflutlehme Weide

23

92

Für die Böden des WEG lassen sich im Hinblick auf die Minderung des N-Saldos durch Ammoniak-Verluste und Denitrifikation bei der Bodenpassage folgende Aussagen machen: 1. In den grundwasser-fernen LöB-, Sand- und Hochflutletn-Böden wird bis zur Grundwasser-Oberfläche ca. 60X des N-Saldos abgebaut. In den grundwasser-nahen Löß- und Hochflutleta-Böden wird ca. 80X des NSaldos abgebaut. Auf den grundwasser-nahen und humus-reichen Böden wird fast 100X des NSaldos abgebaut.

-282.

· 3.

4.

Beim .Vergleich Acker/Grasland ist in den grundwasserfernen Löß-Böden der Nitrat-Abbau auf Weide eineinhalb mal so hoch wie auf dem Acker. Bei den grundwassernahen Löß- und Hochflutlehm-Böden ist er nur um ein Siebtel höher. Bei allen Ökotopen, gleich ob mit tief oder hoch anstehendem Grundwasserspiegel, reicht- solange die Menge an organischer Substanz im Boden normal gering ist - der Nitratabbau nicht aus, um bei den derzeitigen N-Salden an der Grundwasser-Oberfläche eine Nitrat-Konzentration zu gewährleisten, die unter dem Grenzwert der Trinkwasser-Verordnung liegt. Der Nitrat-Gehalt im oberflächennahen Grundwasser liegt bei den Lößböden mit tiefliegendem Grundwasser bei 95 mg/1, bei den Sanden sind es 133 mg/1, bei den grundwassernahen Böden 66 mg/1. Eine durchgreifende Minderung der N-Einträge in den Grundwasserkörper (auf Konzentrationen von 10 mg NOa/1 und weniger} ist nur bei denjenigen grundwassernahen Böden gegeben, die zugleich stark humos sind.

Einen zusammenfassenden überblick über den Einfluß der Parameter nFKWe, Grenzflurabstand und Gehalt an organischer Substanz auf den N-Eintrag in den Grundwasserleiter liefert die Tabelle 3. Tab.

3:

Faktor

Stickstoff-Eintrag an der GW-Oberfläche in kg N/ha, unterschieden nach Nutzungsformen und den Faktoren nFKWe, Grenzflurabstand und Gehalt an organischer Substanz. Im unteren Teil: bilanzierte N-Salden in kg N/ha Nutzung Wald Weide Acker

N-Saldo

nFKWe 23 • 47 • 72 •

Grenzflurabstand

mittel hoch

57 • 61 •

< 2m > 2m

mittel hoch

196 • 156 •

< 2m > 2m

·-----

23 • 65 • 170 • 171 •

organische Substanz < 2% > 2%

60 •

< 2% > 2%

171 • 195 •

--·--

4



·--

Die Minderung des N-Austrages in das Grundwasser gegenüber dem N-Saldo vollzieht sich überwiegend im Bereich der Evapotranspirations-Zone. Unterhalb der maximalen hydraulischen Scheide findet der NOa-Abbau durch Denitrifikation in nenneswertarn Umfang erst in der kapillar gesättigten Zone oberhalb der Grundwasseroberfläche statt. Festzuhalten bleibt, daß diese Parameter durch die Steuerung der Denitrifikationsraten in erheblichem Umfang die NOa-Konzentration des Grundwassers beeinflussen. Der einzige langfristig sinnvo.lle Weg dem Landnutzungskonflikt zwischen Wasser- und Landwirtschaft zu entgehen, besteht jedoch in der Senkung der Nährstoff-Bilanzüberschüsse bei der landwirtschaftlichen Flächennutzung. LITERATUR Becker, K.W., H. Drechsler, F. Eulenstein u. B. Meyer (1989}: Sanierung von Trinkwasser-Einzugsgebieten mit Hoher Nitrat-Last.- Vergehensweise und Beispiel: Ein linksniederrheinisches Wasserwerk. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Ges. 59, 677-680 Becker, K.W.; H. Drechsler, F. Eulenstein u. B. Heyer (1991}: Nitratsteuerung in Wassereinzugsgebieten: Der vom Nutzungssystem bestimmte N-Umsatz-überschuss des agrarischen Ökotop-Mosaiks. Hitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Ges. 66, 907910 Becker, K.W., H. Drechsler, F. Eulenstein u. B. Meyer (1991}: Ein Rechenmodell mit einfachen Eingabedaten für den Zeitgang der Wasserverdrängung in und aus der Evapotranspirations-Zone von Böden agrarischer Ökotope und seine Überprüfung mit Tracern. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Ges. 66, 103-106

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

29-31

(1992)

Der Einfluß unterschiedlicher Mulchmaterialien auf den Wasser- und Stickstoffhaushalt einer baumschulisch genutzten Parabraunerde von Bohne, H., D. Rauch, M. Kahlen-Bodendieck+ Einleitung Baumschulisch genutzte Böden sind potentiell gefährdet für die Nitratauswaschung. Es handelt sich meist um Böden mit geringer Feldkapazität, hohen Gehalten an organischer Substanz und mächtigen humosen Horizonten. Die N-Nachlieferung kann bis zu 150 kg N/(ha

*

Jahr) betragen. Ferner haben die Gehölzkulturen

verglichen mit landwirtschaftlichen Kulturen nur geringe N-Entzüge (50- 100 kg N/ha). Nicht dem Boden angepaßte Beregnung verstärkt die Gefahr der Nitratverlagerung. Mulchmaterialien werden hauptsächlich wegen ihrer herbiziden Wirkung eingesetzt. Sie wirken sich aber auch auf den Wasser- und Stickstoffhaushalt des Bodens und damit auf die Möglichkeit der Nitratauswaschung aus. Material und Methoden Boden: Parabraunerde aus Löß Pflanze: Forsythia x intermedia 'Spectabilis', einjährig bewurzeltes Steckholz Mulchmaterialien: Fichtenrinde: Körnung 20 % 0-10 mm, 80 % 10-40 mm, 0,38 % N, C/N 60-100 Holzhäcksel: Körnung 40 % 0-10 mm, 60 % 10-60 mm, z.T. Holzstücke, 0,56 % N, C/N n.b. Grünkompost a: Körnung 90 % 0-20 mm, 10 % 20-50 mm, 1,5 % N, C/N 10-15 Grünkompost b: Körnung 85 % 0-40 mm, 15 % 40 100 mm, 0,94 % N, C/N 15-20

Institut für Obstbau und Baumschule, Universität Hannover, Am Steinberg 3, 3203 Sarstedt

-30Kakaoschalen: Körnung 100 % 20-30mm, 4,22 % N, C/N 13 Kontrolle: ungemulchter Boden Gemessen wurden u.a. wöchentlich die Wasserspannung im Boden, die No 3 -Gehalte im Boden von März bis November, der N-Entzug durch die Pflanzen. Ergebnisse und Schlußfolgerungen Alle Mulchmaterialien verminderten den Besatz mit Wildkräutern gegenüber dem ungemulchten Boden. Die stärkste herbizide Wirkung hatten die Kakaoschalen, die geringste Wirkung trat bei den Grünkomposten auf (ohne Abbildung). Abb. 1 zeigt die Maxima der Wasserspannung in den Tiefen 30, 60 und 90 cm bei Verwendung unterschiedlicher Mulchmaterialien. Der Wasserspannungsanstieg im Boden wurde durch alle untersuchten Materialien bis in die Tiefe 90 cm gegenüber dem ungemulchten Boden vermindert. Die Abnahme des Wasserspannungsanstiegs im Boden unter den Mulchmaterialien setzt die Beregnungsnotwendigkeit herab und vermindert somit die Gefahr der Nitratauswaschung durch nicht dem Boden angepaßte Beregnung. In Tab. 1 ist die N-Bilanz am·Ende der Vegetationszeit für die Tiefe 0-90 cm bei Verwendung unterschiedlicher Mulchmaterialien dargestellt. Es wird deutlich, daß in Abhängigkeit von den verwendeten Materialien unterschiedlich hohe Nmin-Restgehalte im Herbst im Boden verbleiben, die potentiell auswaschungsgefährdet sind. Die höchsten Nmin-Gehalte wurden unter den Kakaoschalen gemessen, gefolgt von den Grünkomposten. Diese hohen Nmin-Restgehalte sind eine Folge der starken N-Nachlieferung aus den Mulchmaterialien. Unter Holzhäcksel und Fichtenrinde als Mulch findet demgegenüber im Vergleich zum ungemulchten Boden eine verminderte N-Nachlieferung bzw. eine N-Immobilisation statt. Mit .diesen Mulchmaterialien kann der Nmin-Restgehalt im Boden am Vegetationsende herabgesetzt werden. Die Ergebnisse zeigen, daß bei der Verwendung von Mulchmaterialien mit hohem N-Gehalt und engem C/N-Verhältnis ein Eintrag von Stickstoff in den Boden berücksichtigt werden muß. Bei Kulturen mit geringem N-Entzug wird dadurch die Gefahr der Nitratauswaschung erhöht. Mulchmaterialien dürfen daher nicht nur aufgrund ihrer herbiziden Wirkung und ihres evaporationsmindernden Effektes beurteilt werden.

-31-

Abb. 1: Mnximn der Wasserspannung in den Tiefen 30, GO und 90 em im ungemulchten Boden und bei Verwendung unterschiedlicher Mulchmaterialien Wasserspannung (hPa) 350 300 250

100 50 0

Holz

Rinde

Kontrolle

Grünkompost a b

Kakao

I !riB

30cm l ______ _

["~j 60cm

~-J 90cm

Tab. 1: N-Bilanz am Ende der Vegetationszeit für die Tiefe 0-90 cm im ungemulchten Boden und bei Verwendung unterschiedlicher Mulchmaterialien

Frühjahr

N-N:1chlicrcrun:; :-\-Jmmohilisicrun:;.

(k~/lla)

(k~/ha)

:'\' 111 j 11 -\'orral

i\lulchmaft.•rial

im

i\'-Gch:111 im

Nmi 11 -Rc~lmcn:;.c im Boden imllcrh!~l

N-En11.u;; (li..g/11;1)

,\lukhmatcri:JI (1\.g/h;l) IJ('j 5 Cll\

(1,~/ha)

Schichtdicke

ohne

I

67

+ J(,

JO

7J

I

Fichlcnrintlc

I

68

•J

16

49

I

llol!.häck~t.·l

I

68

+ 11

20

59

(,8

+ 113

70

121

68

+ 201

65

204

Griinkonqw~l a l

----

Griinkompo~r

l\:i1kao~cl1alcn

h

I

64

I

H41

I

SI

I

J94

240

J:iJ

I

2510

2156

I

1560

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68.

33-36

(1992)

Methoden zur Berechnung der Feldkapazität und des Gravitationswasserabflusses auf der Basis der Flielltheorie von Klaus Bohne' LEinflihn!Jl& rast alle bilanzierenden Untersuchungen zur Grundwasserneubildung und zum vertikalen Stofftransport in Böden machen trot7. aller Warnungen (GARDNER 1967. HILLEL 1980) Gebrauch von der Feldkapazität, die den Wassergehalt eines ursprünglich gesättigten Bodens nach Abfluß des schnell beweglichen Sickerwassers darstellt. f'iir diesen Entwässenmgsvorgang wird nach der klassischen Vorstellung ein Zeitraum von 3 Tagen als angemessen (jngesehen. Wegen des großen Aufwandes der direkten Bestimmung ist es gebräuchlich geworden. als Aquivalent den Wassergehalt bei einer ausgewählten Saugspannung zu bestimmen. Fine hodenphysikalische Betrachtung zeigt. daß die erheblichen Mängel dieses Konzeptes durch andere Bestimmungsmethoden gemildert werden können. 2. Grundwa,sserbeeinflußte Böden: Berechnung der Feldkapazität nach GARDNER Die meisten Böden, die einen Grundwasserflurabstand bis zu 2 m aufweisen, erreichen innerhalb von 0.5 bis 100 Tagen einen stationären Endzustand, L Woo= Jfl(lV(h)) dz

(I)

W oo Bodenwasservorrat im stationären Endzustand der Entwässerung L Länge der Bodensäu Je über der Grundwasseroberfläche

!l IV h

Volumetrischer Wassergehalt Druckhöhe Vertikale Ortskoordinate, aufwärts positiv, h=O in Grundwasseroberfläche

der durch die hydrostatische Drnckverteilung lp=-h gekennzeichnet ist ( HANKS, ASHCROFT 1980). Der zeitliche Entwässerungsverlauf kann nach GARDNER (1962) aus

8~ = I - t;2(2~~J)2 exp {- Drr2~ ezn~f)2} Q

(2)

Bis zur Zeit t bzw. bist _,.. oo abfließende Wassermenge

berechnet werden. Da zur Berechnung von D sowohl die Diffusivität vor als auch nach der Zeit t bekannt sein muß. führt die Benutwng dieser Gleichung auf ein lterationsverfahren, das hereits früher beschrieben wurde (BOHNE, WEGMANN 1986). Die Anwendung dieses Verfahrens auf ausgewählte Böden hat gezeigt, daß bei L= I 00 cm der Entwässerungsverlauf insbesondere in schweren, dicht gelagerten Böden sehr langsam und keineswegs nach 3 Tagen abgeschlossen ist . Aus den Gleichungen (I) und (2) wird aber vor allem deutlich, daß der Bodenwasservorrat grundwasserbeeinflußter Böden eine Funktion des Gmndwasserflurabstandes ist, so daß die Wahl einer konstanten Drnckhöhe in der Regel zu Fehlern führen wird. Die Anwendung von Gl.(2) ist nicht mehr sinnvoll, wenn der Grundwasserflurabstand größer als die interessierende Tiefe des Bodenprofils ist. 3. Gmndwasserferne Böden: Gravitationswasserabfluß nach GLUGLA () 978} Ausgehend von physikalischen Gmndlagen fand GLUGLA die Differentialgleichung (3), für die er analytische Lösungen angeben konnte. Wegen der Vereinigung mehrerer schwer zu bestimmender Größen hat der Versickemngsparameter 'A allerdings den Charakter eines empirischen Parameters angenommen, der jedoch aus dem Filtrationskoeffi7.ienten oder aus der Bodenart abgeleitet werden kann.

+ Fachbereich Landeskultur und Umweltschutz der Universität Rostock, Justus-v. -L iebig- Weg 6, PF 999,0-2500 Rostock 1

-34Das Verfahren bietet eine zuverlässige Gmndlage fiir die Berechnung des Jahresganges der Gmndwassemeubildung auch ohne Kenntnis der Feldkapazität d:* =- f... W *2 + p - E W* P, E

(3)

Bodenwasservorrat an Gravitationswasser , mit Index i: zur Zeit t=O Intensität des Niederschlags bzw. der Evaporation

Für P-E--{) erhält man für Gl.(3) die bequeme Lösung

W*(l) = I I ( 2f...t + 1/W ~ ).

(4)

4. Grundwasserfeme Böden: Ermittlung der Feldkapazität nach SISSON et ai.098Q) Im Laufe des Abflusses vorübergehend gespeicherten Gravitationswassers können sich dann, wenn an der Bodenoberfläche keine Strömung auftritt, Druckhöhenunterschiede ausgleichen. so daß die Wasserbewegung nur der Gravitation unterliegt. Unter diesen Bedingungen ist der hydraulische Gradient lgradHI=l. Wenn innerhalb der Problernzeit der Endzustand angenähert wird, geht der hydraulische Gradient auf den Wert Null zurück. Häufig wird unterstellt (HANKS, ASHCROFT 1980, HILLEL 1980). daß fiir die Phase des Gravitationswaserabflusses lgrad Hl= I typisch ist. Nach Untersuchungen von AHUJA et al. (l988) trifft diese Annahme in Tiefen >60 crn in grundwasserfernen, nicht geschichteten Böden nähemngsweise zu. Die RICHARDS-Gieichung vereinfacht sich dann zu oB!Bt = -oK(B)Ioz, wobei die Ortskoordinate z abwärts positiv ist und K die hydraulische Leitfähigkeit bedeutet. Für diese Bedingungen haben SISSON et al.(l980) auf der Basis früherer Arbeiten von LAX die Lösung dK(B) I dB = z 1t (5) gefunden, in der t die Entwässemngszeit bedeutet. Gl.(5) gilt unter den Bedingungen 0 < z < dK(B)IdB I *t und d2K I dB2,. 0

(6)

Oi

Aus Gl.(5) läßt sich der Wassergehalt ftir wählbare Werte von z,t berechnen, wenn man für die Leitfähigkeitsfunktion K(B) z. B. V AN GENUCHTEN' s (l980) Gleichung ( 1-lahl n-lo +lahlnrrn) 2 K(h) = K - --------------) (7) s (I +lahln)rnl benutzt, deren Ableitung durch

~-~=~IS-sl+tlrn-1

A( 1 _ sllm) + 1sl-1 A2 K, (8) dB B,-6r A =I - (I -SI/rn )m ; S=( B- B r)I(Bs- B~ gegeben ist. Berechnet man aus (8) rni! Hilfe eines Näherungsverfahrens den Wassergehalt für Kompartimente eines Bodenprofils, so ist ßziB der Bodenwasservorrat bei einer Entwässemngszeit t. Das Verfahren ist anwendbar, wenn für den zu betrachtenden Boden die hydraulischen Bodenparameter nach VA~ GENUCHTEN bekannt sind. Diese können ggf. mit Hilfe indirekter Methoden aus nichthydraulischen Bodeneigenschaften (Korngrößenverteilung) nähemngsweise gewonnen werden. 5. Ergebnisse des Verfahrens nach SISSON Für einige ausgewählte Substrate, die realen Bodenprofilen entstammen oder verallgemeinerte SubstratHorizont-Gmppen nach VETTERLEIN (l989) darstellen (Tab. I), wurde zunächst geprüft, ob die Voraussetzung grad H=-1 erfüllt ist. Dazu wurde ein numerisches Simulationsmodell herangezogen, mit dem der Entwässemngsverlauf eines ursprünglich nahezu gesättigten Bodenprofils bei einer oberen Randbedingung q=O und einer in 10 rn Tiefe angenommenen Grundwasseroberfläche simuliert wurde. Die hier nur auszugsweise darstellbaren Ergebnisse zeigen, daß langsam entwässernde Böden über längere Zeit tatsächlich einen hydraulischen Gradienten in der Nähe von I aufweisen. während Böden, die ein Ende der Entwässerung auf Grund relativ hoher hydraulischer Leitfähigkeit im ungesättigten Bereich schnell erreichen, erwartungsgemäß nach kurzer Zeit Gradienten
-35-

berechnet werden. Von den 18 hier geprüften Böden waren alle die, die mehr als 2 Tage benötigen, um 75% der GARDNER-Entwässerung (L=l50 cm) zu erreichen, ftir das SISSON-Verfahren geeignet. 6. Schlußfolgerungen: Praktische Anwendung der Verfahren zur Berechnung der Feldkapazität Zur Anwendung der beschriebenen Verfahren können folgende Arbeitsschritte benutzt werden: I. Auswahl der Entwässerungszeit entsprechend der Zielstellung. Die Entwässenmgszeit sollte der jeweiligen Aufgabe angepaßt sein. Die Möglichkeit zur Wahl der Entwässerungszeit muß als ein wesentlicher Vorteil des beschriebenen Verfahrens betrachtet werden. 2. Fallunterscheidung : gnmdwasserbeeinflußt oder gmndwassefern 3. Anwendung des GARDNER- Verfahrens fiir alle Böden 4. Anwendung des SISSON-Verfahrens ftir grundwasserferne Böden, die zur Berechnung nach SISSON geeignet sind . 5. Anwendung des konventionellen Verfahrens für grundwasserferne Böden, die für das Verfahren nach SISSON nicht geeignet sind. Ein Rechenprogramm zur Ausführung der Berechnungen nach GARDNER und SISSON kann auf Anforderung zur Verfügung gestellt werden . Literatur AHUJA, L.R.; BARNES. B,B.; CASSEL, D.K.; BRUCE. R.R.; NOFZIGER, D.L. Effect of assumed unit gradient during drainage on the determination of unsaturated hydraulic conductivity and infiltration parameters. Soil Science 145 (1988) 4. 235-243 BOHNE, K.; WEGMANN, C. Zur Interpretation der Feldkapazität und des Feuchteäquivalentes auf der Basis der Fließtheorie Archiv f. Acker- und Pflanzenb.u.Bodenkd. 30(1986) 6, 327-336 GARDNER, W.R. Water movement in the unsaturated soil profile. lnt. Soil Water Symposium Prag 1967, Vol.2, 223-236 Approximate solution of a non-steady-state drainageproblern Soil Science Society of America Proceedings 26(1962) 2, 129-132 GLUGLA,G. Gnmdwasserneubildung. In: DYCK, S. Angewandte Hydrologie II, Berlin 1978 HANKS, R.J.; ASHCROFT, G.L. . Applied soil physics. Springer-Verlag Berlin 1980 SJSSON, J.B.; FERGUSON, A.H.; VAN GENUCHTEN, M.TH. Simple method for predicting drainage from field plots. Soil Sei. Soc.of Am.J. 44(1980)1147-1152 HILLEL, D. . Application of soil physics. Academic Press New York, London 1980 VAN GENUCHTEN, M.TH. A closed-forrn equation for predicting the hydraulic conductivity of unsaturated soils Soil Sei. Soc. of Am. Journal 44 (1980) 892-898 VETTERLEIN, E. Bodenphysikalische Kennwerte für Substrat-Horizont-Gruppen. In: Bodenwasserregulierung, FZB Müncheberg 1989 Tab. I :Parameter der Substrat-Horizont-Gruppen nach VETTERLEIN (1989) Bezeichnung

A B

c

D F G H J K

Reiner Sand, A-Horizonte Sehr schwach lehmiger Sand, A-Hor. Stark lehmiger Sand Schtuffiger Sand, Horiz. E. B Sandiger Lehm, Horiz. Bt, Bvg Lehmiger Schluff, /\-Horizonte Lehmiger Schluff, Et-Horizont Lehm, Bv-Horiz. Schluffiger Ton, Horizonte: Bv, ßvt

Ton Schluff es % %

Ks cm/d

11 18 25 36 26 76 79 34 62

300 100 5 30 20 25 25 1 I

3 5 8

s

15 14 15 23 32

0.411 0.369 0.371 0.288 0.279 0359 0.350 0.287 0.345

-36Hydraulischer Gradient in 150 cm Tiefe

Abb. 1 1

I

0,9

I I

- . . . . -+-. . ... lI

o.a I l: 'C

-

--~---~--.1.. Boden A--

' . :.. 1..._. -- . ;.t_--... -

0,7

~ 0,6 0,5

0,4

--: - -- .. - -------·. -----------

0,3

-

·-···-

----

-·· ··--

5

0

---~-=--~-t~----------1

Bode[] _I?

Boden F

-.-----

10

15

20

25

30

Entwässerungszelt , Tage

Zeitlicher Entwässerungsverlauf

Abb. 2 E

u

~ 0

Kurven: SISSON, Punkte: Numer. SlmulatJnamodell

....0 0 lO

>

Gi

.."'"' !I c:

0 <')

GI

'C 0

ID

0 ~

5

0

10

15

20

25

30

Zeit ln Tagen

Zeitlicher

Abb. 3

Entwässerungsverlauf

Kurven : SISSON, Punkte: Numerisches Simulationsmodell

---------··r---Boden ---------~-K '

0

5

10

15

Entwässerungszeit, Tage

~~·--------;

25

30

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

37-40

(1992)

Simulation der Nitratverlagerung im ungesättigten und gesättigten Boden - dargestellt am Beispiel eines Wassereinzugsgebietes im westlichen Niedersachsen W. Bouwer, S. Gäth und H.-G. Frede l) Problemstellung und Zielsetzung Untersuchungen in einem Wasserschutzgebiet im westlichen Niedersachsen ergaben steigende Nitratgehalte im Rohwasser einzelner Förderbrunnen [BOUWER et al., 1992]. Im Anstrombereich der Trinkwasserbrunnen wurden außerdem erhöhte Nitratbelastungen festgestellt. Zum Schutz und zur Sanierung der bestehenden Grundwasservorkommen sind umfangreiche Meßprogramme infolge ihrer Arbeits- und Kostenintensität häufig nicht praktikabel. Vielmehr wird versucht, mit einfachen Mitteln Sanierungskonzepte zu entwickeln, um eine Reduzierung der Belastungen zu bewirken. In Zusammenarbeit

mit dem Institut für angewandte Geowissenschaft in Gießen, dem Wasserversorgungsunternehmen sowie den im Untersuchungsgebiet ansässigen Landwirten, unter Beteiligung des Landwirtschaftsamtes, wird ein Gesamtkonzept verfolgt, das u.a. neben der Ermittlung von Stoffbilanzen (Hoftor-, Stall- und Flächenbilanzen) [BACH et al., 1991] die Beschreibung der Stickstoff-Dynamik im ungesättigten und gesättigten Boden mit Hilfe von Simulationsmodellen zum Ziel hat. Hierdurch soll der Eintrag aus der landwirtschaftlichen Fläche ins Grundwasser sowie Belastungspfade von der Grundwasseroberfläche bis zum Förderbrunnen rekonstruiert werden. Die dabei gewonnenen Ergebnisse und . Strategien zur Reduzierung der Grundwasserbelastungen sollen. schließlich durch die landwirtschaftliche Beratung in die Praxis umgesetzt werden.

Gebietsbeschreibung Das ausgewiesene Wasserschutzgebiet (Gesamtgröße: 3180 ha) wurde mit Hilfe des geographischen Informationssystems CATLAS digitalisiert. Für das Jahr 1991 konnte dabei folgende Bodennutzungsverteilung festgestellt werden: Wald: 36,2 %, Hackfrüchte: 24,0 %, Getreide: 10,0 %, Grünland: 19,0 %, Siedlung u.a.: 10,8 %. Grundlage für eine intensive Veredlungswirtschaft bildet die Grünlandwirtschaft und der Feldfutterbau. Der Anteil der Futterpflanzen (vorwiegend Mais) an der gesamten Ackerfläche ist in den Gemeinden des Wasserschutzgebietes in den letzten 10-15 Jahren um über 250 % gestiegen. Gleichzeitig vergrößerte sich der Anfall von Wirtschaftsdüngern um ca 25 % auf 140 kg N*[ha LF*a]-l (ca. 1,8 DE*[ha LF*a)-l). Bei den Böden des Gebietes handelt es sich überwiegend um Podsole und Esche. In Tabelle 1 sind einige Kennwerte der typischen Böden aufgeführt. Wie aus der Tabelle hervorgeht, besitzen die Böden nur eine geringe Wasserspeicherkapazität und einen hohen Gehalt an organisch gebundenem Stickstoff. Die Niederschlagshöhe beträgt im langjährigen Mittel 730 mm. Infolge stark schwankender Niederschlagswerte in den Jahren 1988-1990 (668-908 mm) wurden für die Ackerkulturen Sickerungeraten von 230-485 mm berechnet [HAUDE, 1954 & SPONAGEL, 1980]. l) Institut für Landeskultur der Justus-Liebig-Universität, Senckenbergstr. 3, 6300 Gießen

-38Tab. 1: Feldkapazität (FK), nutzbare Feldkapazität Gesamt-Stickstoffgehalt [Nt] typischer Böden Standort

Horizont

Tiefe [cm)

Fk [Val'!.)

nFK [Val\]

(nFK],

Humusgehalt

und

N_

Humus

I' I

t~•ha- 1 )

Eschfläche

Ap E Bhs Cv

- 30 - BO -100 -120

27,2 29,2 25,3 10,4

19,7 20,B 20,2 8,8

4,5 4,B 1,6 0,6

6,9 B,2 1,4 0,1

BraunerdePodsol

Ap Bs Bs/Bv Bv Cv

- 30 - 60 - 80 -100 -120

33,3 22,0 15,8 13,5 10,6

25,4 17,6 13,1 12,1 8,2

7,1 0,9 0,4 0,1 0,1

7,8 0,2 0,1 0,1 0,1

Infolge des geringen Speichervermögens und der hohen Sickerwassermenge ist das

standörtliche

Verlagerungsrisiko

der

Böden

als

mittel

bis

sehr

groß

zu

bezeichnen.

In dem Gebiet ist ei-n Hauptaquifer aus elstereiszeitlichen Sanden und Kiesen sowie ein Nebenaquifer aus saaleeiszeitlichen Sanden ausgebildet. Beide sind durch schluffige Feinsande des Holsteininterglazials getrennt, die jedoch nur teilweise als schwer duchlässig bezeichnet werden können. Das Rohwasser wird mit

Hilfe von sechs Tiefbrunnen aus dem Hauptaquifer gefördert. Sim~lation

der N-Dynamik in der gesättigten Zone

Um die Anwendung eines Grundwasserströmungmodells in dem Aquifer zu ermöglichen,

müssen die geologischen und hydrogeologischen Strukturen sowie die hydraulischen Parameter im Einzugsgebiet bekannt sein. Zur Beschreibung der Grundwasserdynamik werden deshalb an 103 Pegeln (59 im oberen GW-, 12 im mittleren GW- und 32 im tiefen GW-Bereich) kontinuierlich die Grundwasserstände festgehalten. zusätzlich werden zur Erkundung des Aquifers an allen Förderbrunnen Pumpversuche durchgeführt. Die Auswertung der Ergebnisse ist derzeit noch nicht abgeschlossen und soll zu einem späteren Zeitpunkt vorgestellt werden. Simulation der N-Dynamik in der ungesättigten Zone Für die Simulation der N-Dynamik in der ungesättigten Zone stehen eine Vielzahl von Simulationsmodellen zur Verfügung. Für das Untersuchungsgebiet wurde daher ein bestehendes Modell nach Kersebaum & Richter (KERSEBAUM, 1989] angewendet. Erste Ergebnisse sollen hier vorgestellt werden. Zur Überprüfung des Simulationsmodells wurden an mehreren Standorten kontinuierlich Nmin-Proben (in 30 cm Schichten bis zu 90 cm Tiefe) gezogen und auf ihren Nitrat- und Ammonium-Stickstoffgehalt analysiert. In Abbildung I ist beispielhaft der mineralische Stickstoff-Verlauf eines Eschbodens im Zeitraum August 1991 - Juli 1992 dargestellt. Nach der Ernte von Sommergerste (Korn & Stroh) verbleiben Anfang August 90 kg N*ha- 1 im Boden. Durch die Zufuhr von 10 m3 Rindergülle*ha - 1 erhöht sich der Gehalt um 25 kg N*ha- 1 • Infolge hoher Niederschlagsmengen und einer geringen Wasserspeicherfähigkeit des Bodens sind bereits im Oktober 1991 Verlagerungstendenzen in 30-60 cm Tiefe und im November in 60-90 cm Tiefe zu erkennen.

-39-

kg N/ha

r-------~========== I • 60-90 cm IZJ 30-60 cm 0 0-30 cm 200

39

r r

150

0 Monat Jahr

54

I

8 8 9 9 9 101011111212 1 91 I

Abb.I: Der mineralische Stickstoffgehalt eines Eschbodens (0-90 cm) im Zeitraum August 1991 - Juli 1992 (Fruchtfolge: 1991-Sommergerste; 1992-Wintergerste) kg N/ha

160 •

140

0-90 cm simuliert

*o-90 cm gemessen

120 100 80 60 40 20 0 3 2 3 4 9 2 8 9 9 10 10 11 11 12 12 8 Monat 92 91 Jahr Abb.II: Vergleich zwischen den gemessenen & simulierten Nmin-Gehalten des Eschbodens (0-90 cm) im Zeitraum August 1991 - April 1992 Generell ist festzustellen, daß die mineralischen Böden bis zum Frühjahr - unabhängig von ihrem Ausgangswert im Herbst - weitgehendet "entleert" werden und ein einheitliches

Nmin-Niveau

aufweisen.

Für

die

Praxis

bedeutet

dies,

daß

der

Stickstoff, der sich nach der Vegetationszeit im Boden befindet, unter den gegebenen natürlichen Standortbedingungen und bei fehlender oder geringer Aufnahme

-40durch den Pflanzenbestand in tiefere Schichten verlagert wird. Von ·der Verlagerung ist sowohl der zu Vegetationsende im Boden verbliebene als auch der aus dem organischen Bodenmaterial und aus Düngungsmaßnahmen zugeführte StickStoff

betroffen. Zudem wird deutlich, daß eine enge Frequenz der Nmin-Beprobung notwendig ist, ·um Aussagen über den N-Verlauf im Boden treffen zu können. Die gemessenen und simulierten Nmin-Gehalte sind in der Abbildung II aufgeführt. Die ersten Ergebnisse zeigen, daß die mineralischen Stickstoffgehalte im Frühjahr durch das Modell gut wiedergegeben werden, der Verlauf jedoch noch unbefriedigend ist. Im Frühherbst wird von dem Modell ein zunehmender Nm in -Gehalt simuliert, der sich in dem Boden nicht wiederfindet. Zudem wird die Entleerung des Bodens nur verzögert dargestellt. Die Differenzen zwischen den gemessenen und simul_ierten Nm in -Gehalten in den Monaten August-Oktober 1991 dürften durch eine Überschätzung der Mineralisationsleistung der Böden sowie durch Immobilisationsvorgänge hervorgerufen werden, die von dem Modell bislang nicht berücksichtigt werden. Schlußfolgerung

Zur Sanierung von Grundwasserbelastungen sollten vor allem Konzepte verfolgt werden, die auf eine kooperative Zusammenarbeit der in einem (Wasserschutz-) Gebiet vertretenden Intr~ssensgemeinschaften (Land- und Wasserwirtschaft) sowie eventuell unter Beteiligung weiterer fachlicher Institutionen beruhen. Wie die Ergebnisse zeigen, wird der Nmin-Verlauf innerhalb der vegetationslosen Zeit gut von dem Simulationsmodell yon Kersebaum & Richter wiedergegeben. Grundsätzliche Probleme treten allerdings bei der Beschreibung der N-Dynamik in der organischen Fraktion und der WassersPeicherung im· Boden auf. Generell kann jedoch mit Hilfe des Simulationsmodells die dynamische Betrachtungsweise im ungesättigten Bereich auch bei den sandigen Böden im Untersuchungsgebiet ermöglicht und somit das Verständnis der N-Dynamik im Boden verbessert werden. Die zum Teil hohen Rest-Nmin -Gehalte zu Vegetationsende zeigen weiterhin, daß für die auswaschungsgefährdeten Standorte eine bilanzgerecht;e Düngung dringend erforderlich ist, um die Verlagerung über die vegetationslose Zeit möglichst gering zu halten. Literatur

BACH, M., GÄTB, S. & B.-G. FREDE (1991): Abschätzung des Nitrat-Belastungspotentials aus der Landwirtschaft mittels Stickstoff-Bilanzierung. Wies. Beiträge der Martin-Luther-Univ. Halle-Wittenberg (S 73). BOUWER, w., GÄTB, s. & B.-G. FREDE (1992): Nitrat im Grundwasser und die Beziehung zur landwirtschaftlichen Bodennutzung. Wasser + Boden, 4, 64-68. BAUDE, W. ( 1955): Zur Bestimmung der Verdunstung auf möglichst einfache Weise. Mitt. dt. Wetterdienstes, 4, 11: 1-24. KERSEBAUM, K.C. (1989): Die Simulation der Stickstoff-Dynamik von Ackerböden. Dias., Uni Hannover. SPOHAGEL, B. (1980): Zur Bestimmung der realen Evapotranspiration landwirtschaftlicher Kulturen. Geol. Jb., F.~.

41-44

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

PEllTE UND IHRE BöDEN: LANDSCHAFTSHYDROLOGISCHE FUNKTION IN ABHÄNGIGKEIT VON GEo- UND PEDOGENER STRUKTURIERUNG UND SAISONALEN SCHWANKUNGEN. - BEISPIEl WEG HAMELN-SOD Brandt, H., R. Hasselbauer u. B. Heyer•

1. Einleitung und Zielsetzung Pelite und ihre Böden haben sehr heterogene geo- und pedogene Strukturen. Die Beurteilung ihrer hydrologischen Eigenschaften bereitet Probleme. Dieses trifft für die Sättigungs-Wassergehalte in bestimmten Saugspannungsbereichen zu. Die Grundwasserneubildung solcher Standorte zu erfassen, bereitet Schwierigkeiten. Die Verlagerung von Salzen mit dem Sickerwasser ist für die Nitratbelastung des Grundwassers von entscheidender Bedeutung. Ein wichtiger Parameter für die hydrologische Einstufung solcher Standorte ist die feldgesättigte Wasserleitfähigkeit. Es gilt eine Methode zu finden, die in ihrer Anwendung einen seringen Arbeitsaufwand mit hinreichend genauen Haßergebnissen verbindet.

2. Nethodik Die von Reynolds und Elrick (1985) entwickelte Methode zur Messung der gesättigten hydraulischen Leitfähigkeit im Gelände mit Hilfe des GUELPH-Permeameters scheidet aus folgenden Gründen aus: Abb.1: GUELPH-Permeameter zur Hessung der feldgesättigten Wasserleitfähigkeit im Bohr loch, links vor und rechts nach Erhöhung der Einstauhöhe ,Q 0

00

~0 00

ai:Kluft Die Intensität der Vers fckerung ist durch die Pfeilstärke dargaste llt.

• Institut für Bodenwissenschaft, von-Siebold-Str. 4, 3400 Göttingen

-42-

In dem stark klüftigen Material kommt es zu hohen lateralen Abflüssen, was bei einer schrittweisen Erhöhung der Einstauhöhe 1m Bohrloch zum sprunghaften Ansteigen der Wassernachlieferung führt (Abb.1, rechts). Dies 1st auf das Anschneiden einer Kluft zurückzuführen, in die das Wasser nach der Erhöhung der Einstauhöhe verstärkt abfließt. Es konnten mit dieser Methode keine reproduzierbaren Werte bestimmt werden. Eine Überprüfung der Maßergebnisse mit dem DOPPELRING-Inf1ltrometer an der Bohrlochbasis zeigte an, daß die Meßwerte des GUELPHPermeameters zu hoch lagen. Daher wird das DOPPELRING-Infiltrometer zur Bestimmung der Versickerungsintensität gewählt. Abb.2: DOPPELRING-Infiltrometer mit erweitertem äußerem Ring Mcßapparalur mit Schwimmer

2. äußerer Ring

Zwei 35 cm hohe Metallringe (Durchmesser 17,84 cm und 30,0 cm) werden vertikal ca. 10 cm tief in den Boden eingetrieben. Die überstauhöhe beträgt zwischen 20 und 25 cm. Mittels Schwimmer werden die Wasserstandsänderungen in Zeitintervallen erfaßt und nach Absinken um 5 cm auf die alte Höhe aufgefüllt. Gelegentlich kommt es zu einer starken Absenkung im äußeren Ring und zum Zutagetreten von Wasser außerhalb des äußeren Ringes. Dieses wird durch das stark ausgeprägte Kluftsystem des zu messenden Horizontes verursacht, durch welches das Oberstauwasser an die Oberfläche gedrückt wird. Da die Messungen im B- und cHorizont vorgenommen werden, die Maßstelle gegenüber der Umgebung also erniedrigt liegt, kann die die Maßeinrichtung umgebende Profilwand durch 'eine Folie seitlich abgedichtet werden und der entstehende Raum als zusätzlicher äußerer Ring mit in die Maßmethode einbezogen werden (Abb.2). Nach der Erweiterung des DOPPELRING-Infiltrometers durch einen 2. äußeren Ring kommt es zu keinem übermäßigen Abfall der Wasserstandshöhe im 1. äußeren Ring. Mit dieser Erweiterung. ist eine geringere Versickerungsintensität im inneren Ring zu verzeichnen.

-43-

3. Ergebnisse

Die Infiltrationsrate ist zu Beginn relativ hoch, sie nimmt Ober die Zeit hin ab und nähert sich asymptotisch einer konstanten Infiltrationsrate, der sogenannten "steady-state infiltrability" {Abb.3). Die Abnahme der Infiltrationsrate Ober die Zeit wird in erster Linie vom sich ändernden Matrix-Sorptions-Gradienten bestimmt. Zusätzlich können Faktoren wie innere Erosion (Porenverlegung durch Bodenpartikel), Tonquellung, LufteinschlUsse und deren verhindertes Entweichen durch anströmendes Wasser eine Abnahme der Infiltrationsrate bewirken. Je feuchter das Substrat zum Zeitpunkt des Maßbeginns ist (FrUhjahrsmessung gegenüber Herbstmessung), desto niedriger ist die anfängliche (initiale) Infiltrationsrate {Abb.4). Diese ist auf den geringeren Sorptionsgradienten des feuchteren Substrates zurUckzufUhren. Die "finale" (konstante) Infiltrationsrate wird im Frühjahr bei zu Maßbeginn feuchtem Substrat frOher erreicht (2,5 bis 5 Std nach überstaubeginn) als im Herbst bei trockenerem Substrat (7,5 std nach überstaubeginn). Abb.3: Infi 1trationsver1auf in Ab-

Abb.4: Wasserleitfähigkeit eines Cv-

hängigkeit von der Zeit

Horizontes (km1) in Abhängigkeit von der Infiltrattonszeit im FrOhjahr und Herbst

mm/d

mm/d

400

400

350

350 0 Herbst c Herbst • FrOhfahr • rrUhfahr

300

300

250

250 200 -

abnahmende lnflltrabiiiHII

150

":

150 -

~ ·o..o'o-o-----o ~~1<:·-.---·-..-----------~ •-•....

----.

100

~ ~-·· ....

0

.

50 -

'""'''""""" 71'"

5

10

Zelt (h)

0 0

5

10

15

20

Zelt (h)

In Tab.1 sind die Maßergebnisse der gesättigten Leitfähigkeit von Pelosolen in Abhängigkeit vom Grad der (subglazialen), pariglazialen und holozänpedogenen Aufbereitung sowie der Ausgangspelite, ausgedrUckt durch den Skelettanteil, dargestellt. Die ,Heterogenität der Standorte bezUglieh ihrer Wasserleitfähigkeit wird durch die Streuung der Maßergebnisse widergespiegelt.

-44-

Tab.l: Wasserleitfähigkeit von Pelosolen gruppiert nach Skelettanteil Substrat

Skelettanteil Wasserleitfähigkeit %

P-Horizont aus so; 70 cm Tiefe Fließerde aus km3; 70 cm Tiefe Fließerde aus km3; 50 cm Tiefe Fließerde aus km3; 60 cm Tiefe Fließerde aus km3; 50 cm Tiefe Cv-Horizont aus km1, mit Schichtung und Klüftung, in situ verwittert; 45 cm Tiefe Festgestein unverwitten, km1, mit Schichtung und Klüftung, 10 m Tiefe

< 5**· 20 40 50 70 80

> 95**

cm/d 0,07; 0,28 2,2; 7,1; 24,2 16,8; 25,2; 41,7*** 20,1; 21,6; 27,6; 33,1; 46,5 24,8; 59,2; 85,4; 156,o••• 58,3; 91,8; 144,4; 144,4

24,8; 37,6; 47,4; 93,1

Mittelwert

Bezeich·

cm/d

nung

0,18 11,2 27,9 29,8 81,4 116,5

s. gering mittel mittel mittel hoch s. hoch

50,7

hoch

Der Skelettanteil wird durch Naßsiebeo nach 5 mio Ultraschallbehandluog bestimmt Werte geschätzt Regeowurmgänge

4. D1skuss1on und SchluBfolgerungen Die Wasserle1tfäh1gke1t nimmt mit dem Skelettanteil der Substrate zu. Im unverw1tterten Festgeste1n 1st s1e niedriger als 1m Cv-Horizont. Letzterer ist biogenen EinflOssen, Regenwurmgänge und Wurzelbahnen, unterlegen, welche die Wasserleitfähigkeit erhöhen. Der Skelettanteil 1st ein Kriterium fOr den Grad der Verwitterung bzw. den Aufund Umarbeitungsgrad der Substrate. Je weiter die Pedogene·se vorangeschritten 1st, desto mehr nimmt die Infiltrab111tät der Substrate ab. Im WEG Hameln Oberwiegen 1m Keuperbergland Böden mit rel. hohem Skelettanteil. In Hanglagen Oberwiegen Fließerden, mit mittleren bis hohen Wasserleitfähigkeiten, auf den Kuppen flachgrUndige Ah-Cv-Böden mit sehr hohen Wasserleitfähigkeiten. Die nFK der Böden ist durch ihre FlachgrOndigkeit und ihren hohen Skelettanteil stark vermindert. Verbunden mit ihrer Oberwiegend hohen bis sehr hohen Wasserleitfähigkeit kommt diesen Böden ein hohes Grundwasserneub1ldungspotential zu. 5 Literatur REYNOLDS, W.D. and D.E. ELRICK (1985): Measurement of field-saturated hydraulic conductivity, sorptivity and the conductivity-pressure head relationship using the "guelph permeameter". - Proc. National Water Wall Assoc. Conf. on Characterization and Monitaring of the Vadose (Unsaturated) Zone, Denver, Colorade

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

45-49

(1992)

DVGW-Merkblatt W 104 "Bodennutzung und Düngung in Wasserschutzgebieten"

von

CASTELL-EXNER, Claudia

Einleitung

Der DVGW. Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches, ist eine technisch-wissenschaftliche Vereinigung der Gas-und Wasserversorgung. Mitglieder sind Fachleute des Gas- und Wasserfaches, Gas- und Wasserversorgungsunternehmen, Behörden, lnsitute, Organisationen und Fachfirmen. Der 1859 in Frankfurt am Main gegründete Verein hat die Förderung des Gas- und Wasserfaches in

technischer und technisch-wissenschaftlicher Hinsicht unter besonderer Berücksichtigung der Sicherheit, Hygiene und des Umweltschutzes zur satzungsgemäßen Aufgabe. Diese Aufgabe umfasst u.a. auch die Aufstellung und Fortschreibung des DVGW-Regelwerkes (Technische Regeln, Arbeitsblätter, Normen und Technische Mitteilungen, Merkblätter, Hinweise). 1975 erschien die derzeitig gültige Ausgabe des DVGW-Arbeitsblattes W 101 "Richtlinien für Trinkwasserschutzgebiete, I. Teil: Schutzgebiete für Grundwasser". in diesem vom DVGW/LAWAAusschuß "Wasserschutzgebiete" erarbeiteten Arbeitsblatt werden die Gefährdungspotentiale für das Grundwasser, die Einrichtung und Gliederung von Wasserschutzgebieten beschrieben. Aufgrund

des

damaligen

Kenntnisstandes

waren

landwirtschaftlichen Bereich für die Wasserversorgung

nur

wenige

Handlungen

aus

dem

als "gefährlich und in der Regel nicht

tragbar" eingestuft worden. Zahlreiche

Untersuchungen

haben

zwischenzeitlich

gezeigt

wie

die

landwirtschaftliche

Bodennutzung und Düngung die Qualität des Grundwassers beeinflussen kann, wie z.B. die intensive Stickstoffdüngung im Ertragsweinbau . Auf Initiative des DVGW jLAWA-Ausschusses "Wasserschutzgebiete" wurde daraufhin mit der Erarbeitung des Merkblattes W 104, u.a. als Detaillierung der im DVGW-Arbeitsblatt W 101 zu landwirtschaftlichen Handlungen in Wasserschutzgebieten getroffenen Aussagen begonnen. Das nunmehr vom Ausschuß verabschiedete Merkblatt stütz1 sich auf die Grundsätze der guten fachlichen Praxis in der Landwirtschaft, die zu einem flächendeckenden Grundwasserschutz

-46beitragen und formuliert die in Wasserschutzgebieten darüber hinaus zu stellenden Anforderungen. Die in dem Merkblatt dargelegten Sachverhalte beschränken sich auf naturwissenschaftliche, hygienische und technische Gesichtspunkte, die in Wasserschutzgebieten bzw. Einzugsgebieten zum Schutz vor nachteiligen Veränderungen zu beachten sind. Es ist somit auch losgelöst von den für die Landwirtschaft maßgebenden rechtlichen Regularien zu sehen. Im März 1992 hat die Einspruchsberatung zum Merkblatt W 104 , d.h. die Beratung der aus der Fachöffentlichkeit eingereichten Kritiken und Anregungen stattgefunden. Nach der redaktionellen Fertigstellung und Verabschiedung durch den DVGW-Hauptauschuß und DVGW-Vorstand wird das Merkblatt voraussichtlich zum Jahresbeginn 1993 erscheinen. Das Merkblatt gliedert sich in folgende Schwerpunkte: 1. 2. 3. 3.1 3.2 3.3 3.4 3.5 4. 5.

Allgemeines Bodennutzung Allgemeine Hinweise zur Düngung Bestimmung löslicher Nährstoffe im Boden Düngermenge Zeitpunkt der Düngung Ausbringen des Düngers Pflanzenbedarfsgerechte Düngung Beratungen, Untersuchungen und Kontrollen Hinweise für landwirtschaftliche Nutzung und Düngung außerhalb von Wasserschutzgebieten

Die in den genannten Kapiteln dargelegten Aussagen basieren auf den Regeln der guten fachlichen Praxis in der Landwirtschaft auf die nicht ausführlich im folgenden eingegangen werden soll. Vielmehr soll die Beurteilung welche Bodennutzungen und Düngung in Wasserschutzgebieten aus der Sicht des Grundwasserschutzes tragbar bzw. nicht tragbar sind, dargestellt werden. Für diese Betrachtung wurde das Verlagerungsverhalten des sehr mobilen und derzeit am stärksten die Grundwasserqualität beeinträchtigenden chemischen Stoffes, des Nitrat, herangezogen. Zur Bewertung des .Nitratrückhaltevermögens von Standorten in Wasserschutzgebieten wurden die nutzbare Feldkapazität des effektiven Wurzelraumes (nFKWe) und die mittlere klimatische Wasserbilanz (KWBa) gewählt. Beide Kriterien entscheiden, ob und wieviel im effektiven Wurzelraum vorhandenes Nitrat, insbesondere während der Vegetationsruhe mit dem Sickerwasser unter den Wurzelraum verlagert werden und zum Grundwasser fließen kann. Die nutzbare Feldkapazität des effektiven Wurzelraumes ist aus der Bodenart, Humusgehalt und Lagerungsdichte abzuleiten oder

d~rch

bodenphysikalische Untersuchungen an Leitprofilen zu

bestimmen. Sie wird in Anlehnung an die Bodenkundliehe Kartieranleitung wie folgt eingestuft:

-47-

nFKW•Inmm

B•1etehnunv

K~nMc:hen

~50

sehrger~no

nFKWe 111

·-·

Regesol aus Kies und Grobsand MuUrendzrna aus Dolomrtsand

51-90

nFKWe 211

genng

Podsol und Braunerde aus fetnsandigem Mtttelsand

91. 140

I

mtttel

nFKWe3 2'

Braunerde aus schwach lehmtgem Sand. Hochmoor aus schwach zer-

seutem Torf

I

141. 200

I

hoch

nFKWe 4 2'

I

Braunerde. Parabraunerde und Auenboden aus sandtgem Lehm, Kailuvren aus lehmrgem bzw. tonr-

gern Schluff. Niedermoc.r aus stark

zersetztem Torf

> 200

sehr hoch

I

nFKWe 5 2'

Schwarzerde und Parabraunerde

aus lehmtgem bzw. tontgem Schluff

Tab. 1: Einstufung der nutzbaren Feldkapazität des effektiven Wurzelraumes (nFKWe)

Die mittlere jährliche klimatische Wasserbilanz wird aus der Differenz von der mittleren jährlichen Niederschlagshöhe und der mittlerer jährlichen potentiellen Verdunstungshöhe ermittelt. Sie wird in Anlehnung an die Bodenkundliehe Kartieranleitung wie folgt eingestuft:

KWBa rnmm

Bezerchnung

Kurzzerchen

200 htS . 101

· 100 biS 0

+ 1biS + 100

101 bis +

Betsptele lür Gebiete mrt entsprechender mtttleren J:ihrltchen khmatrschen Wasserbilanz

sehrnegativ

KWBa -1

Uckermark, Oderbruch, Havelland, M1ttelbrandenburger Ttefland, Harzvorland

negat1v

KWBaO

Aügen, Mecklenbur.;~er T1efland, Mecklenburger Seenplatte, Pngnnz, Nordbrandenburger Tiefland, Barmm, Altmark. Flammg, NtedertauSIU, Magde· burger BOrde, Thürtnger Becken, letpztger Tieflandsbucht

sehr genog

KWBa 1

ZOiptcher BOrde. Alzeyer Hügelland. Wetterau, Mittleres Matntal, Katserstuhl, E1chsfeld, Vogtland, OberlauSitz

ger1ng

KWBa 2

Fehmarn, Hildeshe1mer BOrde. Hellwegbörden, Kempen-Aidekerker Platte, Unterma1nebene, Nek· karbecken, Makthetdenfelder Plane. Mtttellrankt· sches Becken, Donaumoos. Oberpf!lzer Becken. lausttzer Bergland, Vorgebtrgslagen von Harz, Thürmger Wald. Erzgebirge zwtschen 500 und 700

200

mHN

+

201 btS + 300

Angeln, Zentrale Nieders!chSische Geest, West· münsterland, Kratchgau, lsar-lnn-Hügelland, Er· dtnger Moos, mrnlere Lagen von Harz. Thünnger Wald, Erz.;~e· b1rge ZWISChen 700 und 900 m HN

• 301 biS + 400

+ 401 bt$

Hetde·ltzehoer Geest. Oberes Weserbergland, Ostetfel, Odenwald, Schw!b1sche Alb, Voralptnes Hügelland, Mühtdorier und Altötllnger TerrassenIandschaft, Kamm· und Gipfellagen von Harz, ThO· nngerWaldundErzgeblfge

senrhoch

KWBa S

Zentralharz, Sauerland, Zentralschwarzwald, Bavenscher Wald. Schwäbtsch-ostbayensche Vor· alpen

!ußerst hoch

KWBa 6

NOrdliehe Kalkaloen

... 600

> ...

600

Tab. 2: Einstufung der mittleren jährlichen klimatischen Wasserbilanz (KWBa) (nach: Hydrologischer Atlas der BRD, 1978 und Deutscher Wetterdienst (Wetteramt Potsdam, 1992)

-48Mit Hilfe dieser beiden Kriterien wird das Nitratrückhaltevermögen eines Standortes ermittelt: KWBa lmmll nFKWetmml

I

< 100

I

101

200

I

201 · 300

I

301 · 4QQ>'

I

401 · 600"

I

>600_,.

<50

51

90

91. 140

141. 200 >200 Verdunnungsef!elq berucksochllgl

- sehr großes bis großes Nitratrückhaltevermögen (günstig) - mittleres NuratrUckhaltevermögen c - geringes bis sehr geringes Nitratrückhaltevermögen (ungünsngl

Anmerkt•nq· Tabelle g1lt nur für Lockergesteinsböc'en ohne Schwundrißbildung

Tab. 3:

Einstufung des Nitratrückhaltevermögens der Standortgruppe (a,b,c)

aus nutzbarer

Feldkapazität des effektiven Wurzelraumes und der mittleren jährlichen klimatischen Wasserbilanz

Prinzipiell ist festzustellen, daß je höher die nutzbare Feldkapazität des effektiven Wurzelraumes und je geringer die mittlere jährliche klimatische Wasserbilanz ist, desto höher wird·das Nitratrückhaltevermögen eines Standortes eingestuft. Das Nitratrückhaltevermögen wird nach den Standortgruppen a. b und c dif.lerenziert, die sich im "Rahmen für Bodennutzung in Wasserschutzqebieten" wiederfinden. Kulturan b.rw. Nutzungsform

Schutzzone 111

Schutuone II

bzw. Einzugsgebiet Standortgruppe

Standortgruppe

Wald (ohne geschlossene Erlenbeständet 2.

Aulforstung

3.

OauergnJnland IW•esen und ExtenSivwe•del einschließloch GrUndlan.dneuemsaat und -wiedere•nsaat

4.

Getre•de m•t ZwiSChenfrucht

5.

Getre1de ohne Zwischenfrucht, Feldfutterbau, Zuckenüben

6. 7.

Blattfrüchte, z.B. Kartoffeln, Raps Ma1s. Futterrüben. FeldgemUse. Re•nsaat von legum•nosen. Hopfen. Wemreben

8.

G:müseanbau

9.

Kulturartenwechsel 1Grünlandum·

10.

Kleingartenanlagen

bruch, Waldrodung)

Beurteilung abhllngig vom An111l der Nuuungelorm 11•hrloch blw. tehre..:lurch..:hnnll•chl en der Gnllmllckerll.lche, von Fruchtfolge, Zw••ehllnlruchlenbeu und Unlertulen. Düngungakontrolle. Ortl•ehlln-Oodenkundbchen und hvdrogeolog~~achanGegebenhlloten.

b••

nhr groB..e großee NllreiNckhlltavermo'"'n tglinsbg) mortler•• N•tratr\icknalteVI'"'OOI" gennget bll eehr oenng11 Notretruckheltevermogen lungunetlgl •ndorRegeltre!Jber •nderRegel"'chttregber

Tab. 4: Rahmen für Bodennutzung in Wasserschutzgebieten

-49Anmerkungen zu Tab. 4 Anmerkung >u 2·

Aultorstungen. moglocht( mot lltUbbi
Ooa Bawenung ost auf e•ne dreogil~fiQ& Fruchtfolge ebgunmmt IGtlraoda·Gat,.,da-Meckfruch1161anfruchU, a., hoheren

Heckfruchi/Biantrucruantllolen verschlechtertsochdoa Bawertu"gJeweoll um eone Kll&l;jotta nechoban Anmerkung zu 8:

D1e ubrogen Sparten
Eine Differenzierung bei der Beurteilung der Tragbarkeil bzw. Nichttragbarkeil von Kulturarten bzw. Nutzungsformen nach Wasserschutzzonen (II, 111) wurde für erforderlich gehalten, da die Erfahrung bislang gezeigt hat, daß es in der Regel schwer durchsetzbar, ist in diesem Fall für die Landwirtschaft,

einschneidende

Einzugsgebieten, auf der

Nutzungsbeschränkungen,

insbesondere

bei

großen

gesamten Wasserschutzgebietsfläche durchzusetzen (Frage nach der

Verhältnismäßigkeit).

Zur konsequenten und dauerhaften Umsetzung der in den Tabellen aufgeführten Einzelregelungen in die Praxis sind in Wasserschutzgebieten grundsätzlich notwendig: o Durchführung von Bodenuntersuchungen o Feststellen der Nährstoffgehalte der Wirtschaftsdünger o Führen schlagspezifischer Aufzeichnungen (Schlagkarteien) o Beratung der Landwirtschaft durch die örtlichen landwirtschaftlichen Fachorganisationen

Das Merkblatt gibt

Hinweise für die landwirtschaftliche Nutzung innerhalb von Wasserschutz-

gebieten. Bei Einzugsgebieten von Wassergewinnungsanlagen, für die noch kein Wasserschutzgebietförmlich festgesetzt ist, gelten die Ausführungen in gleicher Weise.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

51-54

(1992)

Reduzierung der Nitratbelastung des Grundwassers im Wasser scbutzgebiet des Wasserwerkes Holdorf, Landkreis Vechta von CORD-LANDWEHR,K. und G.SCHWERDTFEGER 1. Einleitung Im Landkreis Vechta wurde in den 60er Jahren in den dort vorherrschenden Hausbrunnen eine zunehmende Nitratbelastung festgestellt. Zur Sicherstellung der Trinkwasserversorgung hat der Oldenburgisch-Ostfriesische Wasserverband ( OOWV ) damals das Wasserwerk Holdorf mit einem jährlichen Entnahmerecht von 5 000 000 m3 in Betrieb genommen. Die hierzu erbohrten 14 Brunnen fördern aus 20 - 60 m Tiefe das Rohwasser.In den gleichen Jahren ist die Tierhaltung und der Maisanbau im Landkreis Vechta ausgeweitet worden.Dieses führte zu einem vermehrten GUlleanfall, der zunächst auch im Wassergewinnungsgebiet Holdorf eine verstärkte N-DUngung zur Folge hatte. Dadurch stieg der Nitratgehalt des Rohwassers,wie die Werte in Tabelle 1 aufzeigen. Tabelle 1 Jahresmittelwerte der Nitratgehalte in mg N03/l des Rohwassers in einigen Brunnen des Wasserwerkes Holdorf ( nach Statistik des OOWV ) Brunnen III VI VIII XI VIX

1968

1976

1980

1984

1988

1992

0,70 25,80 2,00 32,60

0,70 13,50 3,30 26' 15

4,57 43,00 18,94 33.37 20,04

3,78 93,13 43,52 43,50 51,28

10,70

37,57

90,10

139,43

----

-----

Da Anfang der 80er Jahre der Grenzwert von 50 mg N03/1 in einzelnen Brunnen überschritten wurde,sind 1984 sechs Förderbrunnen bis etwa 100m Tiefe erbehrt worden. Zu diesen gehören die Brunnen VI,VIII und XI.In den neueren Tiefbrunnen sind bisher die Nitratwerte so gering, daß durch Mischen stets ein einwandfreies Reinwasser geliefert werden konnte. Alle möglichen Maßnahmen zur Reduzierung der Nitratbelastung wurden durch Konzentration erheblicher Mittel des OOWV verstärkt weitergeführt. Maßnahmen zur Reduzierung der Nitratbelastung 2. Beratung der Landwirte Mit dem Anstieg der Nitratwerte im geförderten Rohwasser Ende der 70er Jahre wurde ein Zusammenhang mit der Landnutzung erkannt.Daher ist seitdem in Zusammenarbeit mit der Landwirtschaftskammer Weser-Ems eine Beratung der im Wasserschutzgebiet wirtschaftenden Landwirte erfolgt.Hieran sind von Seiten der Landwirtschaftskammer

*) Fachhochschule Nordostniedersachsen,Pachb.Bauingenieurwesen (Wasserwirtschaft und Umwelttechnik),D 3113 Suderburg

-52die Landbauabteilung mit der nachgeordneten Landbauaußenstelle in Bramsehe und die LUFA Oldenburg beteiligt.Nach der durch Organisationsänderung bedingten Auflösung aller Landbauaußenstellen ist im Rahmen der Landwirtschaftskammer Weser-Ems das Landwirtschaftsamt Vechta örtlich zuständig. Die Landwirte wurden in Versammlungen des Ortslandvolkverbandes Holdorf angesprochen.Seit Mitte der BOer Jahre hat der Ortslandvolkverband für alle beteiligten Landwirte eine Interessengemeinschaft gebildet.In dieser war nach dem 1984 wirksam gewordenen Gülleerlaß der Niedersächsischen Landesregierung der Bau von Güllesilos ein Beratungsschwerpunkt,um die bis dahin übliche Gülleausbringung während der Wintermonate zu vermeiden. Aus dieser Interessengemeinschaft könnte in Zukunft eine Arbeitsgemeinschaft zwischen OOWV und Landwirten entstehen.Sie kann nach der achten Novelle des Niedersächsischen Wassergesetzes (NWG) (Nds.GuVB1.,1992) aus dem Aufkommern der Gebühren für Wasserentnahmen gefördert werden. Als Maßnahmen,die dem Schutz der Gewässer und des Wasserhaushaltes dienen,kommen insbesondere in Betracht: "1.Ausgleichsleistungen oder entsprechende Zuschüsse an Wasserversorgungsunternehmen für den Erwerb oder die Pacht von Flächen in Wasserschutzgebieten."- Die Beteiligten an derartigen Kooperationen für Wasserschutzgebiete sind insbesondere vor Festleguns von Bemessungsgrundlagen für Ausgleichszahlungen zu hören. In der Novelle des NWG folgt: "4.In Vorranggebieten für Wassergewinnung,die in Raumordnungsprogrammen festgelegt sind,zusätzliche Beratung der Land- und Forstwirtschaft sowie des Erwerbsgartenbaus im Interesse des Gewässerschutzes einschließlich der hiermit in Zusammenhang stehenden Boden- und Gewässeruntersuchungen." Zur Beratung sollten Simulationsmodelle für den N-Haushalt eingesetzt werden.Auf der Basis von Boden-,Wetter- und Bewirtschaftungsdaten können damit nicht nur Nitratausträge berechnet,sondern auch Empfehlungen für die N-Düngung gegeben werden. Der Test einer praxisreifen Version dieses Modell für Wintergetreide läuft zur Zeit in drei unterschiedlichen Wassereinzugsgebieten für die Beratung von dort wirtschaftenden Landwirten( RICHTER u.a.,1992).Auch für den Einsatz aller Pflanzenschutzmittel wird in Zukunft eine schlaggenaue Berechnung der Ausbringungarnengen unerläßlich sein. Der Wirtschaftsberater ist in diesem Herbst bei der Umsetzung der Reform der Agrarpolitik gefordert.Hierbei steht ein von der Landwirtschaftskammer Weser-Ems entwickeltes PC-Programm zur Verfügung. Fläehenangaben·, Anbaupläne und Viehbestände mit ihren Dungeinheiten fließen in diesen Rechengang ein. Auf diesem Wege können Fruchtfolge- und deren Düngebedarfsberechnungen erstmalig richtig in den Vordergrund rücken (Wulkotte,l992). 3. Feldversuche Für eine anzustrebende Verringerung der N-düngung können die benötigten Werte nur aus exakten Feldversuchen ermittelt werden. Ein Feldversuch im Einzugsgebiet des Wasserwerkes Holdorf wurde 1990 von der Landbauabteilung der Landwirtschaftskammer Weser-Ems angelegt und wird seit dieser Zeit vom Landwirtschaftsamt Vechta betreut.

-53-

4.

Grund~rwerb

und Aufforstung

Standorte mit sehr großem Verlagerungsrisiko sollten gänzlich aus der landwirtschaftkichen Bodennutzung genommen werden (Gäth und Wohlrab,l992). Hierzu ist der erst ab 1992 mit der Novelle des NWG erleichterte Grunderwerb vom OOWV seit 1989 mit eigenen Mitteln durchgeführt worden.Diese Flächen werden aufgeforstet. Am 21.12.1989 ist zwischen der Landesforstverwaltung und dem OOWV vertraglich vereinbart worden, daß diese Flächen möglichst weitgehend mit Laubholz aufzuforsten und im Rahmen einer ordnungsgemäßen Forstwirtschaft vom Forstamt BersenbrUck zu bewirtschaften sind.Den Ankauf finanziert der OOWV,die Aufforstung und Pflege die Landesforstverwaltung,die auch EigentUrner dieser Flächen ist. Durch diese Maßnahmen soll der Waldanteil auf den rund 900 ha des Wasserschutzgebietes Holdorf von 30 % auf 70 % angehoben werden.Es wird ein Laubmischwald mit dominierender Traubeneiche angestrebt. Die auf den besseren Böden mit 10-25 % gepflanzte Buche wird gruppenweise mit Ahorn,Linde und Kirsche gemischt.An den Rändern werden Sanddorn, Hartriegel, Roßkastanie, Vogelbeere und Lärche,letztere als Windschutz,gepflanzt.Auf sehr armen Böden wird auch die Birke gepflanzt,obwohl sie sich auf offenen Flächen als Anflug von selbst einstellt. Als Bodenvorbereitung erfolgt -mit Ausnahme reiner Eschböden- ein etwa 60 cm tiefer Vollumbruch.Durch diese Maßnahme wird das Ongleichgewicht von Nährstoffen und persistenten Pflanzenschutzmitteln zwischen Ober- und Unterboden ausgeglichen.Zur raschen Bindung der durch Freilage in Lösung gehenden Nährstoffe und zum Schutz der zu begrUndenden Forstkultur wird bei der Pflanzung eine Schutzpflanzendecke angelegt.Diese besteht aus einem Gemisch von je 10 kg/ha Waldstauden-,Winter- und Sommerroggen. Auf trockenen, nährstoffarmen Böden stellt sich unter lichten Eichen-Birken-Wald ein artenarmer Rotstraußgrasrasen ein. Ein derartiger Bestand ist fUr die Grundwasserneubildung am günstigsten. Es wird aber viele Jahrzehnte dauern,bis die nährstoffreichen Ackerböden soweit ausgehagert sind,daß der Nitrataustrag unter den vorstehend beschriebenen Laubmischwäldern meßbar weniger wird. Bis 1991 wurden im Wasserschutzgebiet Holdorf 110 ha Acker und 26 ha Wald angekauft; von den bisherigen Ackerflächen sind bis 1992 etwa die Hälfte aufgeforstet. 5. Erweityrung des Wasserschutzgebietes Bei der Schutzgebietsfestleguns darf nicht nur der Entnahmebereich,sondern der gesamte,im Inneren der unterirdischen Grundwasserscheide liegende Bereich geschützt werden (Cord-Landwehr,l992). Das bisherige Wasserschutzgebiet fUr das W~sserwerk Holdorf deckt sich nicht mit dem Wassereinzugsgebiet (Cord-Landwehr u.Schwerdtfeger,l990).Es ist anzustreben,nach der beantragten Ausdehnung des Wasserschutzgebietes ~uch das vergrößerte Gebiet bis zu einem Waldanteil von 70 % aufzuforsten. Das Ziel, Uber eine Aufforstung den bestmöglichen Schutz des Grundwassers insbesondere vor Nitrateinträgen zu erreichen,ist unter den bei Aufforstungen gegeben Bedingungen nur als langfristige Strategie zu sehen.

-546. Schlußfolgerungen Die Ausdehnung der Waldfläche mit gleichzeitig weniger Ackerfläche verringert im Wasserschutzgebiet den Nährstoffeintrag ins Grundwasser.Für die beteiligten landwirtschaftlichen Betriebe fehlt damit Fläche zur Gülleausbringung.Da diese Betriebe im allgemeinen an der unteren Grenze der wirtschaftlich vertretbaren Betriebsgröße liegen,kann der unvermeidbare Ausgleich nur durch eine Verringerung der Betriebszahl erfolgen.Neben dem durchaus guten Bodenpreis, der vom OOWV gezahlt wird, ist eine Weitergehende agrarpolitische Hilfe für die betroffenen Betriebe unerläßlich. 7. Zusammenfassung Im Wasserwerk Holdorf wurde eine Nitratbelastung des Grundwassers schon vor über zehn Jahren festgestellt (Cord-Landwehr u.Schwerdtfeger,l990).Während die mengenmäßige Grundwasserneubildung nur in einigen Bereichen der Bundesrepublik Deutschland Probleme bereitet (Schwerdtfeger,l985),ist eine Nitratbelastung bis auf wenige Ausnahmen (Cord-Landwehr u.a.,l992) vielerorts aufgetreten. Neben der an erster Stelle stehenden Beratung der im Wasserschutzgebiet wirtschaftenden Landwirte ist eine Aufforstung mit standortgerechtem Laubwald im gesamten Wassereinzugsgebiet erfolgversprechend. Im Bereich des Wasserwerkes Holdorf soll der Waldanteil von 30 auf 70 % erhöht werden. 8. Literatur CORD-LANDWEHR,K.u.G.SCHWERDTFEGER: Nitratbelastung im Grundwasser am Beispiel des Wasserwerkes Holdorf.Wasser und Boden,42,216220,1990. CORD-LANDWEHR,K.,K.-P.SALOMO,G.SCHWERDTPEGER,H.SPONAGEL u.B.URBAN: Auswertung eines Bodeninformationssystems für Plasnungen im Wasseracbutzgebiet Stadensen unter Berücksichtigung der Altlastenproblematik. Mittlg.d.Dtsch.Bodenkdl.Ges.,67,17-20,1992. DAMRATH,H.u.K.CORD-LANDWEHR: Wasserversorgung,10.Auflg.Ver1ag B.G. Teubner,Stuttgart,1992, PORSTAMT BERSENBRÜCK: Aufforstungen im Wasserschutzgebiet Holdorf. Unterlagen zur Exkursion am 13.6.1991. GÄTH,S.u.B.WOHLRAB: Strategien zur Reduzierung standort-und nutzungsbedingter Belastungen des Grundwassers mit Nitrat. DBG Kommission VI,AG Bodennutzung in Wasserschutzgebieten,1992. NIEDERSÄCHSISCHES GESETZ- und VERORDNUNGSBLATT: Achtes Gesetz zur Änderung des Niedersächsisdchen Wassergesetzes.46.Jg.Nr.24,163166,Hannover,l992. RICHTER,J.,G.M.RICHTER,R.ANLAUP,P.ASCHENBRENNER u. A.J.BEBLIK: Nitrataustrag aus Böden ins Grundwasser in unterschiedlich belasteten Trinkwasser-Einzugsgebieten Niedersachsens. Abschlußbericht zum BMPT-Projekt 0339121 A,B.Forschungzentrum Jülich,Projektträger Biologie,Energie und Ökologie,1992 SCHWERDTFEGER,G.:Grundwasserbeubildung im Uelzener Becken unter Berücksichtigung unterschiedlicher bodenphysikalischer Verhältnisse. Mittlg.d.Dtsch.Bodenkdl.Ges.43,287-293,1985. WULKOTTE,B.: Berichte aus den Kreisen- Altkreis Lingen. Landw.Bl. Weser-Ems,Nr.35 vom 28.8.1992,S.42-43.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

55-58

(1992)

Die räumliche Variabilität von Nitrat in Ackerböden Im Spätherbst Im Großraum Hannover von Goeb, S., R.R. van der Ploeg u. J. Bachmann+ Einleitung Die Schutz- und Ausgleichsverordnung des Umweltministeriums Baden-Württemberg (SchALVO) wurde erlassen, um den Eintrag von Nitrat ins Grundwasser zu begrenzen (ANONYM 1991 ). Mit Hilfe einer gesteuerten Bewirtschaftung der landwirtschaftlichen

Nutzfläche

in

Wassergewinnungsgebieten

wird

versucht,

die

Nmln-Menge Im Spätherbst auf weniger als 45 kg N0 3-Njhaj90 cm zu senken. Als Kontrollmaßnahme für die Gewährung einer Ausgleichszahlung an die Landwirte werden

zwischen

dem

1.

November

und

dem

15:

Dezember

eines

Jahres

Bodenproben gezogen und auf Nmin untersucht. Es stellen sich folgende Fragen: - Wie groß ist der Bestimmungsfehler bei einer vorgegebenen Anzahl Einstiche pro Mischprobe? - Muß bei Beprobungen auf räumliche Abhängigkeit Rücksicht genommen werden? Zur Erweiterung des Kenntnisstandes in diesem Bereich wurden im Spätherbst 1991

drei Ackerböden

im

Raum

Hannover

intensiv

beprobt

und

auf

Nitrat

analysiert. Material und Methoden Die beprobten Standorte sind in Tabelle 1 kurz beschrieben. Aus jeder der drei

Tab.1: Charakterisierung der drei beprobten Flächen

geograph. Lage Bodentyp Bodenart Vorfrucht DUnguna Termin der Probenahme

FUHRBERG Wassergewinnungsgebiet Fuhrberger Feld i (nOrdl. von Hannover) Oley-Podsol

s Triticale insges.. 190 kg N (AmmonnitratharnStoff) 24.10.91

RUTHE Calenberger BOrde (sUdl. von Hannover)

RUTHER MARSCH Leineaue (sUdl. von Hannover)

Parabraunerde aus Löß

allochthoner brauner Auenboden tU -uT WinteiWeizen insges.. 180 kg N (Harnstoff)+ 30m' /ha Rlndergdlle im Sept. 15.11.91

tU WinteiWeizen insges.. 180 kg N (Harnstoff) 1.11.91

+ Institut für Bodenkunde der Univ. Hannover, Herrenhäuser Str.2, 3000 Hannover 21

-56Fliehen wurde ein bei Geländebegehung homogen erscheinendes 1 ha groJles Teilstück ausgewählt und in einem quadratischen Raster von 10 x 10 m in 0-30, 30-60 und 60-90 cm Tiefe beprobt. Die Proben wurden tiefgekühlt aufbewahrt. AufschluJl und Analyse erfolgten weitestgehend nach dem von SCHARPF (1977) beschri.!'benen Verfahren (AufschluJlmedium: 1M NaCl u. 0,05M CaC1 2; UV-spektrometrische Nitratbestimmung). Die durch Aufsummieren erhaltenen Nitratgehalte in 0-90 cm Tiefe wurden flächenbezogen wie folgt ausgewertet: 1. Chi2-Test auf Normal-, oder Lognormalverteilung,

2. Erstellen eines Isotropischen Semivariogrammes und 3. Berechnung der für eine definierte Genauigkeit nötigen Anzahl Einstiche. Ergebnisse und Diskussion Die Auswertung zeigte, daJl die Nitratgehalte der Fläche "Ruther Marsch" normalverteilt waren und die Häufigkeitsverteilungen "Fuhrberg" und "Ruthe" einer Lognormalverteilung folgten (Abb.l). Die Irrtumswahrscheinlichkeit a betrug bei "Ruther Marsch" und "Fuhrberg" 10 %, bei "Ruthe" 2,5 % (ein gröJleres a ist gleichbedeutend mit einer gröJleren Trennschärfe des Chi2-Testes).

-

~01

~01

äi

.>< 01







CIS

CIS

CIS

I

I

I

3,15 3,48 3,81 4,14 3,31 3,64 3,97 4,30 ln (kg NQ3.NJha)

RUTHER MARSCH

RUTHE

FUHRBERG

44

3,64 4,00 4,35 4,71 3,82 4,17 4,53 4,89 ln (kg N03-N/ha)

IWffl:l Häufigkeilen

- - Erwartun!iSWerte

98 71

152 206 125 179 233

kgN03-N/ha

I

Abb.l: Häufigkeitsverteilungen der Nitratgehalte (bzw. der logarithmierten Nitratgehalte) in 0-90 cm Tiefe mit den für eine entsprechende Normalverteilung berechneten Erwartungswerten

-57Tabelle 2 zeigt die Verteilungsparameter der Häufigkeitsverteilungen. Tab.2: Verteilungsparameter der Häufigkeitsverteilungen der Nitratgehalte (0-90 cm Tiefe) FUHRBERG arithmeL Mittel [q N03-Niba] • Varianz[(kg N03-N/haf] • Variationskoeffizient%

RUTHE

RUTHER MARSCH 113

41 1S7

339

1616

30

30

36

62

• Für die Lognormalverteilungen wurden Entsprechungen des arithmetischen Mittels und der Varianz nach SCHONWIESE (1985) berechnet

Die Auswertung der Semivariogramme

gab keinen

Hinweis auf räumliche Ab-

hängigkeit in dem Sinn, daß die Nitratgehalte benachbarter Meßpunkte gleichen als

weiter

voneinander

entfernte. Das

Semivariogramm

~eh

von

mehr

"Ruther

Marsch" enthielt einen Trend, der durch ein Gefälle der Nitratgehalte über die beprobte Teilfläche verursacht wurde. Die notwendige Anzahl der Einstiche pro Mischprobe hängt von der angestrebten Genauigkeit und der zugelassenen Irrtumswahrscheinlichkeit a ab. So zeigt Abbildung 2 die nötige Anzahl der Wiederholungen als Funktion der prozentualen Genauigkeit, bei einer Irrtumswahrscheinlichkelt von 5 %.

50 45

I~

~

&40 § 35 ö

-e30

I;;.Marsm

• i25 ~20

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I

15 10

5 05

10

15

Abweichung L (ln "

20

25

YOm Mittelwart I)

Abb.l: Anzahl der für eine maximale Abweichung L (In % vom Mittelwert x) nötigen Wiederholungen (a = 5 %) Für die Flächen "Ruthe" und "Fuhrberg" betrug zum Belspiel der zu erwartende Fehler bei 15 bzw. 16 Einstichen maximal 15 %, bei 8 bzw. 9 Einstichen 20 % (a = 5 %). Eine Senkung der Irrtumswahrscheinlichkelt auf 1 % erhöhte die für eine

-58-

Genauigkeit von 15 % nötige Anzahl der Einstiche auf 26 bzw. 27. Die gerichteten Unterschiede innerhalb der Fläche "Ruther Marsch" führen zu einer Uberschätzung der Varianz. Entsprechend groll ist die daraus berechnete Anzahl der Wiederholungen. VAN MEIRVENNE und HOFMAN (1989) kamen in einer hinsichtlich des Probenahmetermines und der Gröjle der Fläche vergleichbaren Arbeit zu ähnlichen Ergebnissen. Insgesamt ist zu bedenken,

da!! bei Routineuntersuchungen nur jeweils eine

Mischprobe pro Feld untersucht wird. Der Analysenfehler und sonstige nicht durch die räumliche Variabilität verursachte Fehler sind dann gröjler als bei der in dieser Arbeit praktizierten Vorgehensweise. So fanden RICHTER et al. (1984) beim Vergleich von mit Mischproben (16 Einstiche) beprobten Teilflächen Abweichungen von ± 10-15 kg N03-N/ha/90 cm. Bei niedrigen Nitratgehalten würde dies einen Fehler verursachen, der deutlich gröjler ist als die in dieser Arbeit für 16 Einstiche ermittelten ± 15 %. Schlujlfolgerungen Bei einem Abstand von 10 m

zwische~

Mejlpunkten konnte keine räumliche Ab-

hängigkeit der Nitratgehalte festgestellt werden. Es liejl sich berechnen, daß 1516 Einstiche einen maximalen Fehler von ± 15 % und 8-9 Einstiche einen solchen von ± 20 % bedeuten (a = 5 %). Dabei ist zu bedenken, daß die Vorgehensweise dieser Arbeit sich von der bei Routineuntersuchungen praktizierten unterscheidet. Durch' die Analyse nur einer Probe pro Schlag fallen dort die von der Anzahl Einstiche unabhängigen Fehlerkomponenten stärker ins Gewicht .. Literatur ANONYM (1991): Verordnung des Umweltministeriums über Schutzbestimmungen in Wasser- und Quellenschutzgebieten und die Gewährung von Ausgleichsleistungen (Schutzgebiets- und Ausgleichs-Verordnung - SchALVO). Gesetzblatt für BadenWürttemberg, Auszug Nr. 22 (8.8.1991). RICHTER J., H. NORDMEYER u. K.C. KERSEBAUM (1984): Zur Aus,sagesicherheit der Nmin-Methode. Z. Acker- u. Pflanzenbau 153, 285-296. SCHARPF H.C. (1977): Der Mineralstickstoffgehalt des Bodens als Maßstab für den Stickstoffdüngerbedarf. Dissertation, Universität Hannover. SCHöNWIESE C.D. (1985): Praktische Statistik für Meteorologen und Geowissenschaftler. Gehrüder Borntraeger, Berlin, Stuttgart. VAN MEIRVENNE M. u. G. HOFMAN (1989): Spatlai Variabllity of Soll Nitrate Nitrogen after Potatoes and its Change During Winter. Plant and Soll 120, 103-110.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

59-62

(1992)

Flächendeckende Ermittlung von für die Nitrataustragsgefährdung wichtigen Bodeneigenschaften von

HARRACH, T. 1

1

Nitrataustragsgefahrdung Die Stickstoffdynamik im System Baden/Pflanzenbestand resultiert aus vielen Teilprozessen, die ihrerseits wiederum von zahlreichen Bodeneigenschaften gesteuert werden. Dennoch läßt sich die Nitratauswaschungsgefahrdung bzw. die Möglichkeit der N-Rückhaltung mit Hilfe des komplexen Parameters "nutzbare Wasserkapazität (nFK) im Wurzelraum" weitgehend kennzeichnen, da die zugrundeliegenden Bodeneigenschaften starken Einfluß auf die Sickerwasserbildung, auf die N-Aufnahme durch Pflanzen und damit auf die N-Bilanz des Standortes ausüben (s. Übersicht 1). Übersicht I:

Ökologische Bedeutung der nutzbaren Feldkapazität im Wurzelraum (nFKWe bzw. nFKdB)

nutzbare Feldkapazität im Wurzelraum hoch

gering

Ertragspotential des Bodens

hoch

gering

Ertragssicherheit

hoch

gering

Nährstoffentzug bei der Ernte

hoch

gering

Verwertung der Nährstoffe

hoch

gering

Wasserverbrauch durch die Pflanzen

hoch

gering

Grundwasserneubildung (Sickerwasserspende) bei durchlässigem Unterboden und Untergrund

gering

hoch

Nitrataustragsgefährdung

gering

hoch

Weiterhin zu berücksichtigende Bodeneigenschaften sind u.a.: kontinuierliche Makroporen, die eine Makroporensickerung begünstigen Grundwasseranschluß

Institut für Bodenkunde und Bodenerhaltung der Justus-Liebig-Universität Gießen, Wiesenstr.3-5 6300 Gießen

-60laterale Wasserbewegungen Denitrifikationspotential des Bodens N-Mineralisierungs- und Immobilisierungspotential des Bodens

Ermittlung der nFK im Wurzelraum Methoden zur quantitativen Ermittlung der nFK im Wurzelraum: a)

Abgrenzung des Wurzelraumes mit Hilfe quantitativer Wurzeluntersuchung, Messung der nFK in den durchwurzelbaren Bodenhorizonten und Ermittlung der nutzbaren Feldkapazität im durchwurzelbaren Bodenraum (nFKdB, synonym: nFKWt, wobei Wt tatsächlichen Wurzelraum bedeutet). Anzumerken ist, daß die Wurzellängendichte des Bodens je nach Pflanzenbestand und Jahreswitterung zwar recht unterschiedlich sein kann, während die Durchwurzelungstiefe und damit die Tiefe des Wurzelraumes viel weniger variabel ist und praktisch als konstant angesehen werden kann (HARRACH und VORDERBRÜGGE 1991, KEIL 1991).

b)

Messung der nFK im "effektiven Wurzelraum" (nFKWe) gemäß AG BODENKUNDE (1982, S.132), wobei aber diese Messmethode nur in trockenen Jahren anzuwenden ist.

Schätzmethoden zur Ermittlung der nFK im Wurzelraum: a)

Schätzung der nFK für die einzelnen Bodenhorizonte aus Bodenart, Humusgehalt und Lagerungsdichte

b)

Ableiten von We aus der Bodenart Die Benutzung der Tabelle 39 der AG BODENKUNDE (1982, S.133) ist bedenklich, insbesondere dann, wenn eine mittlere effektive Lagerungsdichte nur angenommen wird. Die Durchwurzelbarkeit des Bodens hängt von vielen Bodeneigenschaften ab, aber am wenigsten von der Bodenart. Bei gleicher Textur kann die Durchwurzelbarkeit sehr unterschiedlich sein! Folglich kann diese wichtige Bodeneigenschaft auf keinen Fall allein aus der Bodenart abgeleitet werden. Aber auch über den Einfluß der "effektiven Lagerungsdichte" auf die Durchwurzelung sind kaum quantitative Angaben bekannt.

c)

Makroskopische Gefügebeurteilung ("Spatendiagnose") In Profilgruben erfolgt eine Gefügebeschreibung, wobei mit besonderer Sorgfalt die Packungsdichte (effektive Lagerungsdichte) ermittelt wird. Als wichtiger Indikator dafür wird die Wurzelverteilung in den einzelnen Bodenhorizonten herangezogen, so daß die Gefügebeurteilung mit der Beurteilung der Durchwurzelbarkeit bzw. mit der Ermittlung

-61der Durchwurzelungstiefe gekoppelt wird (HARRACH und VORDERBRÜGGE 1991). Nach Schätzung der nFK in den einzelnen durchwurzelbaren Horizonten erhält man die nFKdB (nFKWt). Zur Kontrolle der "Spatendiagnose" sollte auch der Pflanzenbestand berücksichtigt werden. Abgrenzung von Arealen mit gleicher nFK im Wurzelraum Eine quantitative Ermittlung der nFK im Wurzelraum ist nur punktuell möglich. Die Anwendung von Schätzmethoden sollte in möglichst vielen Profilgruben erfolgen. Für alle wichtigen Bodenformen eines Untersuchungsgebietes sollte eine eingehende makroskopische Gefügebeurteilung unter besonderer Berücksichtigung der Durchwurzelbarkeit eine Selbstverständlichkeit sein. Der Pürckhauer-Bohrer ist ein wichtiges Werkzeug der Bodenkartierung, aber zur Gefügebeurteilung und zur Untersuchung der Durchwurzelbarkeit kann auf die Aufgrabung ("Spatendiagnose") nicht verzichtet werden. Die Abgrenzung von Arealen mit gleicher nFK im Wurzelraum ist die Aufgabe der Bodenkartierung. Zur Verbesserung ihrer Genauigkeit und zur Erhöhung ihrer Flächenleistung haben sich Hilfsmittel bewährt (s. auch HARRACH 1979): Karten der amtlichen Bodenschätzung (Reichsbodenschätzung) In klimatisch einheitlichen Gebieten besteht eine brauchbare Korrelation zwischen Bodenzahlen und der nFKdB. Bonitur der Pflanzenbestände Pflanzenbestände zeigen Unterschiede in der Wasserversorgung und somit Unterschiede in der nFKdB an (Bewirtschaftungseinflüsse sind zu berücksichtigen). Fernerkundung zur arealen Erfassung von Unterschieden in der Wasserversorgung der Pflanzenbestände Erfolgreich konnte ein Multispektral-Scanner vom Flugzeug aus zur Standortbeurteilung eingesetzt werden (Selige, Dissertation in Vorbereitung). Zwischen digital verarbeiteten Scannerdaten sowie Boden- und Pflanzenparametern konnten teilweise sehr enge Korrelationen errechnet werden (Übersicht 2). Hervorzuheben ist u.a. die Korrelation zwischen Spektraldaten und der nFKWt bzw der N-Aufnahme (N-Gehalt der Zuckerrüben in kg je ha zur Zeit der Befliegung). Aufgrund dieser engen Zusammenhänge konnten großmaßstäbige Karten der physiologischen Gründigkeit der Böden, der Ertragsfähigkeit, der N-Aufnahme usw. digital erstellt werden.

-62Die Kulturpflanze reagiert empfindlich auf Standort- und Bewirtschaftungseinflüsse. Auf einheitlich bewirtschafteten Flächen zeigen die Pflanzenbestände Bodenunterschiede an. Diese Differenzierung sollte bei der Standortbeurteilung und Bodenkartierung berücksichtigt werden. Moderne Methoden der Fernerkundung können dabei von hohem Nutzen sein.

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1.96 -.76 -.98 -.96 -.99 -.99 -.92 -.98 -.95

Mittleres Infrarot

-.69 -.94 -.94 -.98 -.98 -.94 -.94 -.87

nF <1m

.72

nFKwt

.72 .98

Wurz :lln im Unterb. übersieht 2: Korrelationsmatrix dig~al verarbe~eter Daten eines Mu~ispektral-Scanners und Boden· sowie Pflanzendaten von Zuckerrübenschlägen (Selige, Dissertation in Vorbe re~ng)

0

.75

.77

.78

.79

.85

.97

.99

.83

.98

.93

.98

.98

.86

.97

.89

.99

.93

.97

.92

.93

.98

.94

.87

.82

Blattmasse Aufwuchsbonität

N-Aufnahme Rübenertrag

.97 '----

Literatur: AG BODENKUNDE (1982): Bodenkundliehe Kartieranleitung. 3. Auflage HARRACH T. (1979): Hilfsmittel der Bodenkartierung und der landwirtschaftlichen Bodenbew ertung. Mitteilgn. Dtsch. -Bodenkundl. Gesellsch., 29, 893-896. HARRACH T. und VORDERBRÜGGE Th. (1991): Die Wurzelentwicklung von Kulturpflan zen in Beziehung zum Bodentyp und Bodengefüge. Berichte über Landwirtschaft, 204, Sonderheft Bodennutzung und Bodenfruchtbarkeit, Bd. 2 Bodengefüge, 69-82. KEIL, B. (1991): Das Ertragspotential des Standortes als Funktion der Speicherkapazität des Bodens für pflanzenverfügbares Wasser. Gießener Bodenkundliehe Abhandlungen, Band 7, Gießen.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

63-66

GEOHYDROLOGISCHE STRUKTUR, MOSAIK UND PARAMETER DER HYDROPEDOTOPE ALS KALKULATIONSGRUNDLAGE DES SÖLUTAUSTRAGES AH BEISPIEL DES WSG HAHELN-SOD Ruth Hasselbauer, F. Antony und B. Meyer• 1. Zielsetzung Ziel der vorliegenden Arbeit ist die Entwicklung einer Methode zur Differenzierung des standortabhängigen Salutaustrages von Porenwasserleitern agrarisch genutzter Wasserschutzgebiete. Daran anschließend wird die Notwendigkeit der regionalen Erfassung bzw. überprOfuns der diesen Austrag beeinflussenden hydrologischen Parameter diskutiert. Als Fallbeispiel wurde das geologisch sehr heterogen aufgebaute WSG Hameln-SUd mit 2600 ha Gesamtfläche und 1375 ha LF ausgewählt. Kenngrößen des Solutaustrages Standortparameter 1. Sickerwassermenge 1. Feldkapazitlt der 2. Durchvaschungshlufigkeit der ET-Zone * Evapotranspirationszone (ET-Zone) 3. Verlagerungsstrecke der jährlichen * Dränzone (DZ) Sickerwassermenge 2. Nutzbare Feldkapazität der ET-Zone 4. Verweildauer des Sickerwassers in (maximale Beanspruchungstiefe des der Dränzone Bodenwassers) -~

- - · -

---·

--

Zur Charakterisierung des Profilbereiches bis zur maximalen hydraulischen Wasserscheide wird der bisher verwendete Begriff "Durchwurzelungstiefe" durch den Begriff "Evapotranspirationszone" (ET) ersetzt (BECKER et al., 1992, 1m Druck). 2.1 Aufnahme der geologischen Struktur von Lockersedimenten Beeinflussende Parameter der hydrologischen Eigenschaften eines Lockersediments sind die Korngrößenzusammensetzung und die Art des Ablagerungsprozesses. Ziel der Geländeaufnahme ist die Differenzierung der Lockersediment-Schichtung (Substratschichtung), wobei anstelle einer bodentypologischen Aufnahme folgendes Gliederungsschema der Standorte benutzt wird: A. Landschaftsraum: Areale gleicher geologischer Entstehungsgeschichte B. Substrat: Art und Abfolge der Lockergesteinsschichten C. Substrat-Bodenarten: Bodenartsn-Spektrum der Substrate A. Landschaftsraum: Oie Aufgliederung in Landschaftsräume dient der systematischen Einteilung der Sickerwasserleiter in Poren- oder Kluftwasserleiter: In Hameln-SUd sind die glazial geformte Niederterrasse (A) und Mittelterrasse (B) der Weser von porenwasserleitenden Decksedimenten bedeckt. Das mesozoische Keuperbergland trägt z.T Lößpakete von 0,25 bis 10m Mächtigkeit (C), in anderen Bereichen ist das Kluftgestein dagegen nur von Fließerden bedeckt (0). In einer dreimonatigen Geländekartierung wurden pro Meßtischblatt (DGK 1:5000) 50-70 Kartierbohrungen mit POrckhauer und Peilstange bis 2 m u.GOF niedergebracht und durch ca. 120 Tiefbohrungen mit Flügelbohrer bzw. Kobra bis zur Untergrenze des Lockergesteins ergänzt. B. Substrat: Die Differenzierung der geologischen Substrate innerhalb der Landschaftsräume ist Voraussetzung fOr die nachfolgende Ausweisung von Arealen gleicher Substratschichtung. Die unterschiedlichen hydrologischen Eigenschaften von Böden gehen in Form der Lagerungsdichte (Tab.1) in die Berechnung von FK und nFK ein. Innerhalb eines Substrates kann die Lagerungsdichte aufgrund einheitlicher Ab 1agerungsprozesse a 1s konstant angenommen werden. Diese Tatsache ermöglicht die effiziente und exakte Erfassung von Trockendichten auch in großräumigen Gebieten durch die stichprobenartige Messung der TD aller Substrate im Gelände und deren Zuordnung zu dem bei der Geländekartierung erfaßten Flächenmosaik. • Institut für Bodenwtssenschaft, von-SteboTd-Str. 4, 3400 Göttingen

-64Tab.1: Substrate und deren Trockendichten (TD) in zwei Landschaftsräumen SUBSTRAT

Abk

TD

A. Niederterrasse (NT Holozäne Flutlehne Ple1stozllner Flutlehn M1 nerogene Mudde Organogene Mudde Niedermoor Obergang NT

II c.SUBS~~T

Abk

TD

Lössgebiet 1m Keup rbel]lland

FLh2 FLh1 FLp

1,70 1,55 1,65

Lösslehn

Lol

1,52

schluff. Sandlöss

uLos

1,55

Ft Fh Hn ObNT

1,55

Kolluv1um

Lou

1,50

Lösslehn mit Keupersteinchen

Lol

1,52

1,50

~--

~~

(km)

-------

-~--

c. Substrat-Bodenarten: Die Geländemessung und Berechnung der Standortparameter FK und nFKET der einzelnen Bodenarten kann nur nach vorheriger Differenzierung der Substrate erfolgen, da Bodenarten gleicher Korngrößenzusammensetzung abhängig von der Art des Ablagerungsprozesses unterschiedliche hydrologische Eigenschaften aufweisen können ( s. Kap. 3). ·2.2 Darstellung des Flächenmosaiks der Lockersedimente Die Gasamt-Feldkapazität eines Bodenprofils ist abhängig von seiner vertikalen Aufgliederung nach Art, Mächtigkeit und Schichtungsabfolge der Substrate. Ziel der Kartenerstellung ist es, Flächenareale abzugrenzen, in denen diese Kriterien in so geringen Grenzen schwanken, daß eine Zusammenfassung zu vertikalen Ausschnitten der Lockersedimentdecke mit einheitlicher Substrat- und Bodenartsnschichtung möglich ist. Diese Areale werden im folgenden als Hydropedotope bezeichnet, da sie das fOr die Fragestellung des Salutaustrages benötigte Mosaik von Flächen einheitlicher FK und, bei ausschließlicher Betrachtung der ET-Zone, einheitlicher nFK darstellen. •--·-· ''""-""'""''"'' .,.,. .,...,._. ."....,,

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NR

SUBST

BOART

MACHT

NR

SUBST-

BOART

MACHT

44.1

Lol ku1

Ut3 Tstz

75

44.3

Lol Lol uLos ku1

Ut3 Ut4 Ul3 Tstz

50 125 200

•~w•

-----

Tab.2 zeigt das Prinzip der horizontalen Gliederung der Flächenelemente: Flächen gleicher Substratschichtung werden zu Haupteinheiten zusammengefasst. Innerhalb der Haupteinheiten werden Bereiche unterschiedlicher Substratmächtigkeiten oder abweichender Bodenarten als Untereinheiten differenziert. Auf der Ebene der Untereinheiten ist die erforderliche Auflösungsgenauigkeit der Karte durch die Bildung von Klassen der Parameter Substratschichtmächtigkeit und Streuung der Bodenarten steuerbar. 3. Bodenparameter des Salutaustrages von Porenwasserleitern 3.1 Feldkapazität (FK) Z1el: Regionale Erfassung der sich im FrOhjahr im Gelände "natürlich" einstellenden Feldkapazität und deren Differenzierung nach Substrat-Bodenarten. Methodik: Im WSG Hameln-Süd wurden in den Monaten Februar und März von drei FrOhjahren an 1500 durch Nmin- und Tiefbohrungen gewonnenen Proben gravimetrische Messungen der Frühjahrs-Wassergehalte einschließlich Aufnahme der Bodenarten aller Substrate des Porenwasserleiters durchgeführt. Nach Eliminierung von Werten, die aufgrund des Witterungsverlaufs vor der Probannahme übersättigt bzw. noch nicht aufgesättigt waren, wurden innerhalb eines geologischen Substrates die Mittelwerte und die Standardabweichung der Gelände-Feldkapazitäten (FK/G) fOr alle relevanten Boclenarten errechnet (Tab.3).

-65-

Tab. 3: Feldkapazitäten der Substrat-Bodenarten, im Ge Iände gemessen bzw. nach DIN-Norm ermittelt (Auswahl)

SUBST

80 FK/G ··-n--s ART A. Niederterrasse Flh2 Uls 32 13 2,23 Ul3 33 20 2,06 Ul4 35 29 2,68 Ut3 35 17 1 ,89 Ut4 38 24 2,34 Tu4 40 29 2,41 Flh1 Uls 29 21 1,89 (ulos) Ul3 30 26 2,18 Ul4 32 46 2,43 Flp Ul4 34 22 2' 15 31 7 2,83 Ls2 Lts 35 12 2,43 Lt2/3 35 5 2,56 Tu4 37 22 2,86

I

FK/lii-SUBST

33 37 37 37 37 42 33 37 37 37 33 41 41 42

80 FK/G n s FKJLl ART c. lössgebiet 1m Keuperbergland ulos Uls 33 27 71 2,41 Ul2 28 18 2,13 36 37 Ul3 29 47 2,86 Ul4 37 31 77 2 61 Lou Ul3 29 4 37 Ul4 31 14 1,53 37 37 Ut3 33 15 1,78 Ut4 35 20 1 84 37 Legende: FK/G: Gelände-Feldkapazität in mm/dm FK/L: Labor-Feldkapazität in mm/dm (DIN-Norm: pF 1,8) n: Anzahl Messungen Standardabweichung s:

I

Ergebnisse: Die Werte der Gelände-Feldkapazitäten (FK/G) liegen abhängig von der Bodenart 1-8 mm/dm unter den nach DIN-Norm bei pF 1,8 im Labor (FK/L) ermittelten Werten (BODENKUNDL. KARTIERANLEITUNG, 1982). Die Abweichung erklärt sich wie folgt: Im Zeitraum zwischen Bodenwasseraufsättigung im Herbst und erneuter Ausschöpfung im Frühjahr schwankt die Tension durch episodischen Sickerwasserablauf nach Niederschlagsereignissen in einem Bereich unterhalb pF 1,8 bis max. pF 2,5. Aus den je nach Witterungslage im Abstand von ca. 2 bis 10 Tagen nach einem Niederschlagsereignis mit großer Stichprobenanzahl gemessenen Bodenwassergehalten wird ein Mittelwert dieser FK-Schwankungen als FK/G berechnet. Zusätzlich variiert die FK von Bodenarten gleicher Korngrößenzusammensetzung zwischen den verschiedenen geologischen Substraten (Bsp. Ul4). Die Abweichungen sind auf die unterschiedliche Porenraumverteilung durch wechselnde Lagerungsdichten zurückzuführen, sowie auf Unterschiede bei der Verteilung der Korngrößenmaxima. Fazit: Die Berechnung der jährlichen Sickerwasser-Verlagerungsstrecken mit überhöhten im Gelände nicht nachzuweisenden Wasserspeicherkapazitäten ohne Differenzierung nach Substrat-Bodenarten bedeutet eine Unterschätzung der Salutaustragsgefahr von Wasserschutzgebieten. 3.2 Nutzbare Feldkapazität der Evapotranspirationszone (nFK-ET) Ziel: Regionale Erfassung der nutzbaren Feldkapazität der Substrat-Bodenarten des WSG sowie der maximale Beanspruchungstiefe des Bodenwassers. Methodik: An 50 ausgewählten Standorten wurden nach Erreichen der Feldkapazität im Frühjahr sowie zum Zeitpunkt der maximalen Ausschöpfung (PWP) im Trockenjahr 1989 bei WW (zum Erntetermin) und bei ZR (zum Zeitpunkt der irreversiblen Welke) Tiefbohrungen mit dem Flügelbohrer bis unterhalb der maximalen hydraulischen Wasserscheide durchgeführt und der Wassergehalt in 10cm-Abschnitten bestimmt. Mit Hilfe der dabei ermittelten FK- und nFK-Werte wurde aus der gemessenen max. hydraulischen Wasserscheide nach Bodenkundl. Kartieranleitung (1982) die effektive Durchwurzelungstiefe (We) ermittelt. Anhand der Ergebnisse wurden die Hydropedotope der Dränzone zu Einheiten zusammengefasst, die ausschließlich die hydro 1og i sehen Eigenschaften der Evapot ransp i rat i onszonen des Lockersubstrates beschreiben ohne die Substratunterschiede der Dränzone zu berücksichtigen (ETPedotope). 3.2.1 Nutzbare Feldkapazität der Bodenarten verschiedener Substrate Die nFK in mm/dm wurde für die Bodenarten derjenigen Substrate ermittelt, die im Bereich der maximalen Ausschöpfung eines Profils zwischen 50 und 70 cm u. GOF auftreten (Tab.4).

-66Ergebnisse: Entsprechend den Werten der FK/G liegen die Werte der nFK/G allerdings mit geringeren Abweichungen unter den nach OIN-Norm bei· pF 4,2 gemessenen Werten. 3.2.2 Effektive Beanspruchungstiefe des Bodenwassers Oie maximale Beanspruchungstiefe der ET-Pedotope ist sowohl vom Substrat der ETZone abhängig, als auch von möglichen Einschränkungen der maximalen Ausschöpfungstiefe durch Substratwechsel (Lg, fl) bzw. durch Grundwassereinfluß (NT). Ergebnisse: Die ermittelten We in Tab.5 zeigen, daß die ET-Zone im Löss mit Übergang zum Sandlöss sinkt. Bei Einschränkung der ET-Zone durch Substratwechsel (Keuperfließerde) wurden Faustzahlen ermittelt, die zur Mächtigkeit des Lockersediments addiert werden, um die We zu erhalten. · Tab.4: Nutzbare Feldkapazität der Substrat-Bodenarten in der ET-Zone SUBST BOART nFK/G nFK/L (mm/dm) Lockersedimente Lf Ul3 22 24 Ul4 21 21 sLos/ Su2 12 18 gf Su3 13 18 15 Su4 18 Sl2 13 16 Sl3 14 17 Sl4 13 16 Slu 18 19 Lol Ut2 21 25 Ut3 21 24 Ut4 20 21 Tu4 16 17 uLos Uls 18 22 19 Ul3 24 Ul4 18 21 Legende: nFK/G: Gelände-nFK nFK/L: nFK nach OIN-Norm

Tab. 5: Effektive Durchwurze lungst fefe (We) der ET-Pedotope ( We (dm) GR SUBST

I

--·-~·-·-,

Lössgebiet 1m Keuperbergland Lou (ut) A 11 (Ul) 10 Lou/fl(km) +1,5 B Lol A 11 Lol/fl(km) B +1 Lol/fl_{km) c +2 ulos A 10 ulos/fl(km) +1 B ulos/fl(km) c +2 ulos/gf +2 B (max 9) sLostfHkm) B +1 Legende: ET-Zone durch Substratwechsel A: nicht begrenzt B: begrenzt (50-100 cm) C: stark begrenzt (25-50 cm) +1: Mächtigkeit des Lockersubstrates plus 1 dm --------

------

4. Zusammenfassung 1.Grundlage der Differenzierung der standortabhängigen Salutaustragsgefahr von Porenwasserleitern ist die Kartieruns a. der Lockergesteine sowie deren Schichtung und b. des Bodenartenspektrums der Lockergesteine 2.Das WSG wird in Areale einheitlicher Substrat- und Bodenartenschichtung der gesamten Dränzone bzw. der ET-Zone eingeteilt (Hydropedotop-Karte) · 3.Im Gelände werden die FK und nFK aller Substrat-Bodenarten sowie die Trockendichten und die effektive Ourchwurzelungstiefe der Substrate gemessen 4.Die Messergabnisse (Mittelwerte) werden mit den Hydropedotop-Einheiten verknüpft um die Standortparameter nFK-ET und FK-OZ als exakte Berechnungsgrundlage der Sickerwassermengen und Sickerstrecken jedes Hydropedotops zu erhalten 5. L1teratur BECKER, K.-W., H. DRECHSLER, F. EULENSTEIN u. B. MEYER (1992, im Druck): Nitrat im Grundwasser agrarischer Ökotope- Gött. Bodenkundl. Ber. 99 BOOENKUNOLICHE, KARTIERANLEITUNG, 1982: Arbeitsgemeinschaft Bodenkunde, 3. Aufl., Hannover

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

67-70

(1992)

Thürin

L.

von

Herold,. und G. Ziegler

~;:::::

1. Einleitung Im Jahre 1984 wurde gemeinsam von wissenschaftlichen Einrichtungen der Landwirtschaft und der liassen1irtschaft im Hasserschutzgebiet Frießnitz da~it begonnen, Untersuchungen zum - zeitlichen Verlauf des Stickstoffein- und -austrages aus landwirtschaftlich genutzten Flächen durchzuführen - und Ursachen für den A~stieg der Nitratgehalte des Grund11assers im Wasserschutzgebiet zu ermitteln. 2. Untersuchungsgebiet Das HSG 'Frießni tz ist 2553 ha groß und liegt im Kreis Gera, es ist de~ nördlichen Randgebiet des Ostthüringer Schiefergebirges zuzuordnen. Im Gebiet stehen zum überwiegenden Teil Schichten des unteren Buntsandsteins an. Das südliche Einzugsgebiet umfaßt den Ausstrichbereich des Zechsteins, bestehend aus plattigen Kalksteinen (Plattendolomit). Im Bereich der Lockergesteinsablagerungen der Flußallfn befindet sich das Wasserwerk Frießnitz (Kapazität: 5000 m /d) mit 6 Förderbrunnen (20-25 m tief). Die Entwicklung der Nitratgehalte im Trinkwasser ist durch einen stetigen Anstieg gekennzeichnet (0 2. mg N0 /l und Jahr), 1-10bei 3 rlitte der 70er Jahre der damalige DDR-Grenz\/ert von 40 mg/1 überschritten wurde und im Jahre 1988 der gegenl{ärtig gültige N0 -Grenzwert. 3 75 % des Untersuchungsgebietes wird land>lirtschaftlich genutzt, 20% sind bewaldet, 5 % bebaut oder von Wasser bedeckt.

3. Ergebnisse Die Ergebnisse der Sickerwasseruntersuchungen wurden überwiegend auf einer 9 ha großen gedrainten Ackerfläche (Bodenform: Bergsandlehm - Braunstaugley), welche als Drainmeßfeld mit kontinuierlicher arbeitender Abflußmeßeinrichtung ausgestattet wurde, ermittelt (HEROLD u. PODLESAK, 1991). Es wurden folgende Ergebnisse erzielt: Der Sickerwasserabfluß vollzieht sich zum überwiegenden im Winterhalbjahr, also in der vegetationslosen Zeit. Im Winterhalbjahr versickerten 25-42 % der Niederschläge, im Sommerhalbjahr lediglich 1-5 %. Hohe N . -I!erbst1-1erte stellen eine Hauptgefahr für die N-Verlagerun~1nbzH. -auswaschung in der Vlinterperiode dar. Das l{ird anhand von N . -Bodenprobenahmen Hährend des Anbaus einer Leguminosen-Sommei1f.1~ischenfrucht deutlich, \{elche noch im gleichen Herbst umgebrochen und in den Boden eingearbeitet Hurde (Abb. 1).

* **

Lothar Herold, Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Thüringen, Naumburger Str. 98, 0-6909 Jena Günther Ziegler, Landesanstalt für Um1-1elt Thüringen Prüssingstr. 25, 0-6905 Jena

-68Abb/lo'vnJ71:

Enlwirk/vn;r a'er: N.,.n- 6t'/7trlle (Cl-.90r/Tl) t7vra't'/Tl IJrtrt"at7fft'mdJ/ela' 6roßt'bl!'r.ra'orr ( llero.n' 1".9.96)

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Niedrige ·N . -Ausgangsgehalte nach der Ernte der Hauptfrucht 1 stiegen nac"h nder Bodenbearbeitung und Aussaat an, um im Laufe der Spätvegetationszeit zurückzugehen (N-Entzug). Nach dem Umbruch ist ein abermaliger Anstieg zu beobachten, der 4 Hochen danach sein Maximum erreicht und eine potentielle Auswasch~ngsgefahr darstellt; erhöhte N0 -Gehalte im Sickerwasser 3 waren die Folge. Gleichzeitig verursachten hohe N . -Gehalte im Herbst mit hoher Bestimmtheit auch hohe N0 -Konzen!~Htionen im Sickerwasser.

3

Die Nitratgehalte im Oberflächengewässer Struthbach ähnliche Entwicklung wie beim Sickerwasser (Abb. 2).

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zeigen

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Abbt!dvng Z: Enfwicklvng dt>r Mlralkonzenlrollon im .7ohrerqt7nf7 tro yusc/;/edeni!'n fifeßpvnklen des Slrvlhotrc!Jt>s 7'9-Yo/87

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\.Jährend der Zeit der Grundwasserneubildung im Winterhalbjahr steigen die Nitratgehalte sprunghaft an, was hauptsächlich durch hohe flächenhafte Abflüsse (Oberflächenabfluß, Sickerwasser& bf 1 uß über Draine) bei 1;e i tgehend fehlender Pflanzen bedeck ung verursacht I·Jird.

-69Insbesondere zu Zeiten des Schmelz11asserabflusses, das .zeigten auch die errechneten N-Frachten, erfolgt eine hohe Nitratbelastung der Oberflächengewässer, die überwiegend in der land~ wirtschaftlichen Bodennutzung begründet ist. Z11ei Drittel der Jahresfracht 1987 flossen im Zeitraum Januar bis März ab. Neben dem diffus flächenhaften N-Eintrag können punktuelle Belastungsquellen das Grundwasser in gleicher Weise gefährden, wenn sie über einen längeren Zeitraum einen Eintrag verursachen. Wie Stallmistfeldrandlager das Sickerwasser belasten können, zeigt die Tabelle 1. Tabelle 1: Probenahmedaturn 11.10.84 6.12.84 11.03.85 11.04.85 4.12.86 1

Vergleich der N . -Ergebnisse zHischen Stallmistfeldrandlagerfläche undmS2hlag 182 (Ziegelacker) Stallmistfeldrandlager 0-30 30-60 60-90 0-90 533 30 15 578 186 35 23 244 183 70 36 289 105 32 306 169 38 29 34 101

Schlag 182 0-30 30-60 60-90 0-90 35 15 105 55 55 30 23 103 40 19 80 1391) 145 1 ) 213 53 15 46 101 23 32

) N-Düngung am 13.3.85

Die nach der Beräumung des Stallmistfeldrandlagers entnommenen Bodenproben bis 90 cm, wiesen im Oberboden (0-30 cm) einen um 10mal höher~n N . -Gehalt auf ßls auf dem Restschlag. Erst 2 Jahre später (ller~~g 1986) hatten sich \·Iieder vergleichbareN.Gehalte eingestellt. m~n

Stickstoffbilanzen sind ein I·Jichtiges Hilfsmittel zur Beschreibung bzw. Kontrolle von Agroökosystemen. Das hierfür genutzte PC-Programm NDIFF berechnet auf der Grundlage von N-Bruttomengen schlagkonkrete Stickstoffdifferenzen aus N-Zufuhr minus N-Entzug. Die Anwendung dieses Programms auf das VISG Frießnitz, unterteilt in die im Untersuchungsgebiet wirtschaftenden drei Agrargenossenschaften, gibt zusätzliche Aufschlüsse über die Belastungssituation (Abb. 3). \~ährend den Betrieben N und M eine weitgehend umweltgerechte Be11irtschaftung ihrer WSG-Flächen bescheinigt Herden kann, setzte der Betrieb T trotz hohen Anfalls organischer Dünger noch sehr hohe Mineraldüngermengen ein, die durch die Pflanzen trotz höheren Entzugs nicht produktiv ver11ertet werden konnten. Eine vermeidbare N-Belastung in WSG ist die Folge. Veränderungen in der Bewirtschaftung sind deshalb vorrangig von diesem Betrieb zu fordern. 4. Zusammenfassung Der Nitratanstieg im Hasserwerk Frießnitz, der seit i'!itte der 70er Jahre zu verzeichnen ist, ist das Ergebnis tiefgreifender Entwicklungen im Territorium (Errichtung mehrerer industriemäßiger Tierproduktionsanlagen auf Güllebasis, Inbetriebnahme der Gärtnerei Niederpöllnitz). Der dadurch verursachte stärkere diffuse und punktuelle N-Eintrag führt nach GABRIEL u.a. (1988) infolge des relativ hohen prozentualen Anteils der schnellen Komponente am Grundwasserabfluß

-70-

J.bbUduac 3:

St1ckuoffdiffereDz iD WSC Friel!Dit.t

Hittel de-r Jahre 1984-1987

"'

ka/ba ·

220

200 180 160

"' 120 100 80

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zu einem zunehm'enden diffusen Stoffeintrag, 1;obei jeder neue Kontaminant im Bezug auf die Grund~;asserbeschaffenheit relati'v schnell qualitätswirksam ~;ird. Der über~;iegende Teil des Nitrateintrages in das Grund~;asser vollzieht sich im Bereich des Zechsteins und seiner Übergangsschichten im S und S\V ·des Untersuchungsgebietes. Hit dem Jahre 1990 haben sich im Hasserschutzgebiet erneute Veränderungen ergeben. Die Gärtnerei Niederpöllnitz mit ihrer 3,5 ha großen Gewächsha~sfläche, die als Hauptverursacher punktueller Belastungen ermittelt wurde, hat ihre Produktion eingestellt. Die Tierbestände in den Agrarunternehmen sind auf etwa die l!älfte reduziert worden und somit auch der Gülleanfall. Das Ziel der ~teiteren Untersuchungen, die seit ~litte der 80er Jahre kontinuierlich ~;eitergeführt werden, ist es deshalb, Umfang und zeitlichen Verlauf des Nitratrückgangs im \vassenterk Frießnitz zu erfassen, der auf Grund des reduzierten N-Eintrages zu en;ar ten ist. Literatur: GABRIEL, B. ; ZIEGLER, G. ; SCHULZE, G. (1988) die Ermittlung der langfristigen Auswirkungen des Stoffeintrages auf Veränderungen des Grundwassers im Festgesteinsbereich .F /E-Bericht .- Erfurt: l
auf

einem

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

71-74

(1992)

Oreanische Düneune und Nitratauswaschune- Simulatiunsereebnisse 1

Friedrich Hoffmann

Einleitung Zur Simulation der Nitratverlagerung hat es sich als nützlich erwiesen, Modelle zu verwenden, die nicht nur die Stickstoffumsetzungen im Boden, sondern das Verhalten des gesamten Agroökosystems abbilden. Als geeignete Modelle bieten sich die in den USA entwickelten CERES-Modelle an (vgl. z.B. JONES et al. 198fi). Sie beschreiben Wachstum, Entwicklung, Stickstoff- und Wasseraufnahme der jeweiligen Feldfrucht und den Wasser-, Stickstoff- und Wärmehaushalt des Bodens. In diesen Modellen fehlt jedoch eine Berücksichtigung der organischen Düngung. Deren Umweltrelevanz machte es erforderlich, ein Teilmodell auszuarbeiten, das die Umsetzungen bei Gülle- und Stallmistdüngung wiedergibt, und in das CERES-Modell für Mais einzufügen.

Das Teilmodell Organische Düngung Zusätzlich zu den für das CERES-Maize-Modell erforderlichen Inputdaten werden für das Teilmodell Organische Düngung folgende Inputdaten benötigt: die ausgebrachte Gesamt-NMenge [kg/ha], der Ammoniumanteil in der Gesamt-N-Menge, der Tag der Ausbringung und der Tag der Einarbeitung, die Einarbeitungstiefe [cm], und eine Code-Nummer für die Art des organischen Düngers. Zur Zeit können Rindergülle, Schweinegülle und Stallmist berücksichtigt werden. Das Teilmodell betrachtet die folgenden Prozesse: -die Infiltration von Ammonium- und organisch gebundenem N bei der Gülleausbringung, - die Ammoniakverdunstung in der Zeit zwischen Ausbringung und Einarbeitung sowie bei flacher Einarbeitung, - Mineralisierung in der nicht infiltrierten Düngermenge sowie die Verlagerung von Ammoniumund organisch gebundenem N aus ihr bei Niederschlägen, - die Einarbeitung der nicht infiltrierten Düngermenge, - die MineraJisierung des eingearbeiteten organischen Düngers und -die Verlagerung von organisch gebundenem N mit dem Sickerwasser. Die Identifizierung der Parameter in den Gleichungen für die Ammoniak::erdunstung konnte mit Daten von BLESS (1990) unter Berücksichtigung der Arbeiten von DOHLER (1989) und RANK ( 1988) vorgenommen werden. Für die anderen Prozesse wurden Schätzungen an Hand von Literaturdaten vorgenommen (JOHNSTON et aJ. 1989, RANK (1988), SCHROEDER et al. 1987, SPALLACCI 1981 u.a.). Für eine erste Validisierung standen drei Zei!:feihen von Messungen auf Maisfeldern im Hauptforschungsraum des Forschungsprojekts "Okosystemforschung im Bereich der Bornhöveder Seenkette" zur Verfügung.

Simulationsrechnungen zu ausgewählten Fragen Frage I: Einfluß des Ausbringungszeitpunkts auf den Nitratgehalt des Sickerwassers Es wurde folgendes Szenario gewählt: -Witterung der Jahre 1959- 1983 in Schleswig-Holstein - Ausbringung von 200 kg N/ha als Schweinegülle am 5. August, am 25. November oder am 15. März -zwischen 5. August und 15. April ist der Boden frei von Pflanzen

1 Friedrich Hoffmann, Projektzentrum Ökosystemforschung der ChristianAlbrecht-Universität, Schauenburger Str. 112, 2300 Kiel I

-72- Maisaussaat am 5.Mai -Simulation des Zeitraums von Anfang 'Juli bis Ende Juni des folgenden Jahrs - Gülledüngung in Abständen von mehreren Jahren (keine Akkumulation). Abb. I zeigt, daß auf Lößboden eine Einhaltung des hygienischen Grenzwerts von 50 mg N0 3 bzw. II mg N0 3-N/L im Sickerwasser unterhalb von 2 m Bodentiefe nur möglich erscheint, wenn die Gülle im März (oder später) ausgebracht wird. Bei Ausbringung im November treten in 50% der Fälle, bei Ausbringung im August in 80% der Fälle höhere N0 3-N-Werte auf. Wesentlich ungünstiger ist die Situation bei Sandboden (Abb. 2). Hier ist sogar bei Ausbringuilg im März vor dem Maisanbau eine Einhaltung des Grenzwertes nicht mehr in allen Fällen zu sichern. Zu den anderen Terminen liegen die Gehalte fast durchweg weit über dem Grenzwert. Das bedeutet, daß hier Gaben von 200 kg N/ha zu hoch sind. Wenn hier Gülle angewandt wird, dann nur in kleineren Gaben und kurz vor der Bestellung. Frage 2: Einfluß langjähriger Gülledüngung zu Mais Das Szenario war: - 80 Jahre Wetter entsprechend dem in Süd-Michigan, USA, Boden sandiger Lehm, -Düngung von 190 kg N als Rindergülle und 124 kg Minerai-N während der Akkumulationsphase, Düngung nur des Minerai-N in der Abbauphase, - Maismonokultur, Aussaat jeweils am 2. Mai. Während der Akkumulationsphase steigtder Humusgehalt im Oberboden zunächst rascher, dann etwas langsamer. Ein Gleichgewicht ist nach 80 Jahren noch nicht erreicht. Auch in den beiden nächsttieferen Bodenschichten steigt der Humusgehalt als Folge von Einwaschung organisch gebundenen Sticktoffs, jedoch in wesentlich geringerem Umfang. Eine Zunahme der Mineralisation und in geringerem Maße auch der Auswaschung (Abb.3) ist nur in den ersten 15 bis 20 Jahren erkennbar. Danach bleiben Mineralisation und Auswaschung im Bereich der jährlichen Schwankungen nahezu konstant. Bei der N-Aufnahme durch den Mais war ein Trend praktisch nicht erkennbar. Während der Abbauphase nahm der Humusgehalt in den ersten Jahren schneller, später langsamer ab. Nach 80 Jahren ist noch kein Gleichgewicht erreicht. Eine Abnahme der Mineralisationsrate und in geringerem Maße der Auswaschung (Abb.4) erfolgt in den ersten 15 bis 20 Jahren. Danach ist kein sicherer Trend mehr erkennbar. Die mittlere Mineralisationsrate in der Abbauphase beträgt jedoch nur 50 %, die mittlere Aufnahme und Auswaschung nur etwa 60% im Vergleich zur Akkumulationsperiode. Als Folge davon erreicht der Ertrag nur 70 % dessen in der Akkumulationphase. Somit liegt der Schluß nahe, daß Mineralisation, Aufnahme und Auswaschung in erster Linie durch die laufende Bewirtschaftung bestimmt werden. Die Humusakkumulation spielt eine geringere Rolle. Die insgesamt plausiblen Ergebnisse zeigen den Nutzen von Simulationsrechnungen für die Abschätzung der ökologischen Auswirkungen landwirtschaftlicher Maßnahmen. Literatur Bless, H.G. (1990): Ammoniakemissionen nach der Ausbringung von Flüssigmist Studie im Auftrag des Ministers für Emähnmg, Land· wirtschaft, Forsten und Fischer und der Landwirtschaftskammer Schleswig-Holstein Döhler, H. (1989): Ammoniakverluste bei der Gülle-düngung. Poster der Jahrestagung der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, Münster, 2 .• 10.9.1989 . Johnston, A.E., S.P.McGrath, P.R. Poulton, P.W. Lane (1089): Accwnulation andloss ofnitrogen from manure, sludge andcompost: Long-terrn experiments at Rotharnsted and Wobum. In: Hansen, J. Aa., K. Henriksen (Eds.): Nitrogen in organic wastes applied to soils. Academic Press London etc., 126 - 139 Jones, C.A., J.R. Kiniry et al. (1986): CERES-Maize. A simulation model of maize growth and development. Texas A&M Univ. Press, College Station Rank, M. (1988): Untersuchungen zur Ammoniakvertlüchtlgung nach Gülledüngung. Diss. Techn. Univ. München, Fak. f. Landwirtschaft Schroeder, J., K. Dilz (1987): Cattle sluny and fannyard manure as fertilizers forforage maize. In: Van der Meer, H.G. et al. (Eds): Animal manure on grassstand and fodder crops - fertilizer or waste? Martinus Hijhoff Publ. Dordrecht etc. 137 - 156 Spallacci, P. (1981): Nitrogen acrumulation in different soils after repeated applications of pig slurry. In: J.C. Brogan (Ed): Nitrogen Iosses and surface run-off. Martinu' Nijhoff/Junk Publ. The Hague etc. 377- 383

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Abb. 4: N-Mineralisation, -Aufnahme und-Auswaschung. 80 Jahre nach Einstellung der Gülledüngung (Simulation)

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

75-78

(1992)

Nitrat-N und Sulfat-s in Porengrundwasserleitern bei unterschiedlicher Landbewirtschaftung/Düngung von Isermann, K. *)

1. EINLEITUNG zu hohe Einträge von Nitrat und Sulfat aus dem durchwurzelten Boden über die Drainzone (ungesättigte Zone) in die Grundwasserzone (gesättigte Zone) sind nicht nur im Hinblick auf die Trinkwassergewinnung (Trinkwassergrenzwerte: 50 mg No 3;1 bzw. 240 mg S04/l) unerwünscht. Nach ihrer Passage durch das Grundwasser in die Binnengewässer können Nitrat und Sulfat zudem als disponierende Faktoren die Hypertrophierung (Eutrophierung) vornehmlich von Estuarien und Küstengewässern bzw. von Binnengewässern bewirken (Howarth 1988, Caraco et al. 1989, Isermann 1990 a+b) . Dies begründet auch das übergeordnete Ziel dieser Tagung eines flächendeckenden Grundwasserschutzes. Diesem Sachverhalt Rechnung tragend, wurde sowohl in Dauerversuchen als auch auf Praxisflächen bereits auf einer Vielzahl von Standorten durch Tiefenuntersuchungen bis 10 m Tiefe ermittelt, wie sich langfristige Bewirtschaftung/Düngung auf das Vorkommen von Nitrat und Sulfat in Porengrundwasserleitern auswirken (Isermann 1987, 1988, Isermann und Henjes 1990 a+b, Dressel et al. 1989, Hähndel und Hermann 1990, Isermann et al. 1991, Hähndel und Isermann 1992 und 1993). Nunmehr am selben Ort (Limburgerhof) und deshalb unter vergleichbaren klimatologischen, pedologischen und hydrologischen Verhältnissen werden nachfolgend entsprechende Ergebnisse bei unterschiedlicher Landbewirtschaftungsform und Düngung dargestellt. 2. MATERIAL UND METHODEN Die Tiefenuntersuchungen wurden bei tungsformjN-Düngung vorgenommen:

folgender Landbewirtschaf-

1. Ungedüngter langjähriger Laubmischwald 2. Ackerbau: 38jähriger Getreide-/Hackfrucht-Dauerversuch (Marktfruchtbetrieb) a) mit Beregnung mit o und 180 kg N/ha.a b) ohne Beregnung mit 180 kg N/ha.a

*) Landwirtschaftliche Versuchsstation der BASF Aktiengesellschaft, Postfach 220, D(W)-6703 Limburgerhof

Abb~: Nitrat-Stickstoff-Verteilung im

Boden (0 bis 10 m) Tab1: Nitrat-Mengen im Untergrund (1. bis 10. Meted und Nitratkonzentrationen des Sickerwassers bei Eintritt ins Grundwasser (4 - 5 m) 250 300 350 400

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4. Gartenbau

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2. Ackerbau (Getreide/HackfruchU

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-773. 19jähriger Intensivrasen mit 230 kg Njha.a 4. Gartenbau: a) 20jähriger Freiland-Dauerversuch ohne bzw. mit 120 und 200 kg N/ha.a b) Praxisfläche 23 c) Unterglas (Gewächshaus I + II).

und

mit

Beregnung

Die Bodenart ist durch lehmigen Sand charakterisiert und der Porengrundwasserleiter-durch einen mittleren Grundwasserstand von 4 - 5 m unter Flur. Einzelheiten hinsichtlich der Versuchsbeschreibung, der Bodenprobennahme und der Analytik können den Publikationen Dressel et al. 1989, Isermann 1988, Isermann und Henjes 1990 a+b sowie Hähndel und Isermann 1992, 1993 entnommen werden. 3. ERGEBNISSE UND DISKUSSION Die Ergebnisse hinsichtlich der Nitrat-N-Verteilung und ~er Nitrat-Konzentration in der Bodenlösung des Untergrundes sind in Abb. 1 bzw. Tab. 1 wiedergegeben, jene der so 4 -verteilung und -Konzentration in der Bodenlösung in den Abb. 2 und 3. Die Ergebnisse lassen sich wie folgt zusammenfassen: 3.1 Nitratvorkommen (Abb. 1. Tab. 1}: a) Die Nitrat-Vorkommen im Untergrund steigen hinsichtlich der Landbewirtschaftungsform in der Reihenfolge: Wald

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Ackerbau I

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Intensiv-Rasen

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mit < ohne Beregnung

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Gartenbau

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mit < ohne Beregnung Nur beim Laubwald und beim Ackerbau ohne N-Düngung und mit Beregnung bleibt die Seladungskonzentration des Grundwassers mit dem Sickerwasser mit 22 bzw. 44 mg N03/l unter dem Trinkwassergrenzwert von 50 mg N03/l (Tab. 1). b) Bewirtschaftungsmaßnahmen, die wie hier die gezielte Ertragsberegnung über eine bessere Ausschöpfung des Ertragspotentials auch zu höheren N-Entzügen führen, können die Nitratvorkommen im Untergrund mindern ( z. B. auch Pflanzenschutzmaßnahmen, ertragreichere Sorten, Fruchtfolgegestaltung). c) Die Abnahme der Nitrat-Mengen und -Konzentrationen in der Grundwasserzone sind weniger auf Denitrifikation, sondern in erster Linie auf Nitratammonifikation und auf Verdünnungseffekte zurückzuführen (Isermann 1988, Isermann und Henjes 1990 a+b, Hähndel und Isermann 1992). 3.2 Sulfat-Vorkommen (Abb. 2 und 3): a) Die Sulfat-Vorkommen im Untergrund steigen hinsichtlich der Landbewirtschaftungsform in der Reihenfolge:

-78Ackerbau

< Gartenbau -

Unterglas <

Wald

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Gartenbau Freiland I

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mit

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ohne < mit Beregnung

Nur.beim Gartenbau-unterglas (geringere atmosphärische s-Deposition, besseres Wassermanagement) und beim Ackerbau ohne (S0 4 -haltige) Beregnung bleibt die Seladungskonzentration des Grundwassers mit dem Sickerwasser unter dem Trinkwassergrenzwert von 240 mg S04/l (Abb. 3). b) Gezielte Beregnung erhöht an diesem Standort die so4-Vorkommen im Untergrund, da als weiteres Indiz der hohen S04-Auswaschung mit dem hohen so 4 -Gehalt des Beregnungswasser (150 - 200 mg/1) der· Brunnen vor Ort (Entnahmetiefe 30 - 40 m) ca. 50 - 100 kg so 4 -s;ha.a eingetragen bzw. recycliert werden. Die hier geschilderten S04-zustände im Gartenbau sind also in erster Linie auf überhöhte S-Einträge durch das Beregnungswasser sowie über die so4-haltige Düngung zurückzuführen. Sie gleichen jenen ·auf gemüsebaulich genutzten Praxisflächen der Umgebung des Limburgerhofes (Hähndel und Isermann 1992) oder jenen der ebenso bewirtschafteten Lößstandorte Niedersachsens (Preuschoff et al. 1992). -Hingegen sind die S04-zustände im Wald und im Ackerbau ohne Beregnung vorwiegend auf atmosphärische S-Einträge·sowie auf geogenejpedogene S-Vorkommen zurückzuführen. 4. SCHWSSFOLGERUNGEN Wie grundsätzlich bei allen Nährstoffen, sollte insbesondere bei N, P und s (sowie c bzw. Energie) die Nährstoffbilanz (Hoftor-, Stall-, Feld- und Einzelschlag-Bilanz) gemeinsam mit der Untersuchung der Böden und Nutzpflanzen hinsichtlich ihrer aktuellen Nährstoffversorgung Grundlage einer flächen- und raumdeckenden umweltverträglichen und gerade deshalb auch einer langfristig ökonomischen Landbewirtschaftung/Düngung sein (Isermann 1992 a+b). Angesichts der geringen Ausnutzung des hier gedüngten bzw. gefütterten S bei Pflanze und Tier von jeweils nur 10 - 20 % sowie der großen Diskrepanz zwischen System~ und Produkt-Wachstum hinsichtlich des S-Entzuges bei Körnerpflanzen (z. B. Getreide, bes. Raps) (Link et al. 1992) ist die Orientierung der Düngung an der Bilanz bzw. am Entzug mit der Ernte beim S noch dringlicher als beim N. Zudem fehlen gegenwärtig noch hinreichende Grundlagen für eine gezielte S-Düngung. Unabhängig nur alleine von der Auswaschungsgefährdung der Standorte, aber viel umfassender abhängig von ihrer Verlust-bzw. Emissionsgefährdung in alle Umweltbereiche, sollten beim N, P, Sund C (Energie), differenziert nach der jeweiligen Betriebsform (Marktfrucht-, Futterbau-, Veredlungsbetrieb), unvermeidbare und tolerierbare Nährstoffüberschüsse das Ziel umweltverträglicher Land(schafts)bewirtschaftung sein (Isermann 1992 a+b) . 5. LITERATUR s. bei: ISERMANN, K.: MORITZ, C.: KÖRSCHENS, M. (1991) :·Tiefenuntersuchungen von Böden der klassischen Dauerversuche "Seehausen und "Bad Lauchstädt"·, VDLUFA-Kongreßband 1991 Ulm: VDLUFA-Schriftenreihe, 33/1991, 197 - 202

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

79-82

(1992)

WIRKUNGSMOSAIK VON SODEN- UND SEDIMENTKORPER AUF DENITRIFIKATION UND AMMOHIFIKATION DES LANDWIRTSCHAFTLICHEN NITRATAUSTRAGES IM NIEDERTERRASSENBEREICH DER WESER BEI HAMELN

Masthoff, B.,

o.

Seitz, F. Antony u. K.-w. Becker*

1. Aufgabenstellung und Method1k

Ziel der Untersuchung ist die Berechnung der Nitrat-Reduktionsleistung von Böden eines landwirtschaftlich genutzten Ökotops mit Hilfe von Stickstoff-Flächenbilanzen und Nmin-Tiefenprofilen, sowie die Erfassung der für Denitrifikation und Ammonifikation wichtigen Bodenparameter. Untersucht wurde der Niederterrassen-Bereich der Weser südlich von Hameln, der z.T. im Wasserschutzgebiet Hameln-Süd liegt. Es erfolgte die Kartierung der geologischen Lockersubstrate, um die wichtigsten Bodenparameter zu erhalten: Quer zum Verlauf der Weser wurden in Ost-West-Richtung 5 Catenen mit insgesamt 46 Bohrungen angelegt und mit dem EIJKELKAMP-Handbohrer jeweils bis zum Kiessockel der Terrasse gebohrt. zur Erstellung der Stratigraphie konnten zahlreiche Profilwände von Kiesgruben herangezogen werden. Die Bohrkerne aus jeweils 20 cm mächtigen Tiefenabschnitten wurden zu einer Mischprobe vereinigt und homogenisiert. Sie wurden auf Nmin, Korngrößenzusammensetzung, pH-Wert und MUNSELL-Farbwert untersucht. Zur Extraktion von Ammonium und Nitrat wurde 0,01 m CaClz-, bei Proben mit hohen NH4-Gehalten zusätzlich 2 m KCl-Lösung verwendet. 2. Ergebn1sse zur Kart1erung

Im Untersuchungsgebiet sind 8 verschiedene Substrate zu unterscheiden: FLh4: Jüngstes Auensediment; abgelagert seit dem 16. Jhdt. vor allem auf der Holozän-Terrasse; keine oder geringe Bodenbildung. FLh3: Bildet auf weiten Teilen der Niederterrasse d1e heutige Bodenoberfläche; abgelagert im späten Mittelalter. Flh2: Ablagerung von Flutlehm als Folge der ersten großen Rodungsperiode im frühen Mittelalter. FLh1: In spätglazial eingeschnittenen Rinnen Ober einen Zeitraum von 5000 Jahren abgelagertes Sediment mit hohem Tongehalt (bis 60%); Es wirkt als Staukörper; durch hohen Wassergehalt vorherrschend reduzierende Bedingungen. FLp: Ausgangs der letzten Eiszeit abgelagertes Substrat mit Schwarzerdebildung; durch höheren Sandgehalt gute Luftführung. Fm/Fo, (Mudden): Gebildet in Aurinnen; durch Bruchwaldvegetation mit organischer Substanz angereichert; niedrige Redoxpotentiale vorherrschend. Hn, (Niedermoor): Gebildet im Subatlantikum; im Mittelalter von Flh2- und FLh3-Material überlagert. Aus der Zusammensetzung der Sedimente haben sich unterschiedliche Böden gebildet: auf der Holozänterrasse Auenbraunerden mit geringer Beeinflussung der NDynamik, auf der Niederterrasse Auenparabraunerden, die in Rinnen stark pseudovergleyt sind, sowie Auengleye Ober Niedermoor.

* Institut f. Bodenwissenschaft, von Siebold-Str. 4, D 3400 Göttingen

-80-

3. Stickstoffdynamik FOr die beprobten Schläge wurden Stickstoffbilanzen der letzten 4 Jahre erstellt, in die als Inputgrößen die mineralische und organische DOngung, der Eintrag mit dem Saatgut (5 kglha) und der atmosphärische Eintrag (20 kglha) eingingen. Als Austrag wurde die N-Abfuhr vom Feld (Erntemenge * N-Gehalt) berechnet. Die vorherrschenden Marktfrucht-Extensivbetriebe sind die Ursache fUr einen allgemein geringen Jahres-N-Saldo. Lediglich einige FeldfrUchte weisen aufsrund ihrer geringen N-Abfuhr einen N-Saldo von Ober 100 kglha auf (Raps, Körnerma1s, Kohl). zur Beurteilung der Den1tr1f1kat1onsle1stung wurden die errechneten Jahressalden mit den analysierten Nm1n-Werten der Tiefbohr-Proben verglichen. Die Berechnung der jährlichen Sickerstrecken und damit die Zuordnung des Sickerwassers der Tiefenabschnitte zu den Austragsereignissen in den einzelnen Anbaujahren erfolgte ~1t Hilfe von Klimadaten und Verdunstungsberechnungen, basierend auf der nach SPONAGEL korrigierten HAUOE-Verdunstung (BECKER et al. 1991). Die Nitrat- und AmmoniumTiefenprofile wurden auf der Basis zunehmender hydromorpher Eigenschaften in Gruppen zusammengefaSt (Tab. 1 und Tab. 2). Tab. 1: Tongehalte, Hunsell-Farbverte, Stau- oder GrundvassereinfluB, Gehalt an organischer Substanz und redlox-Herkmale (Eisen/Hanganflecken, em) in der Wurzelzone (W) und in der Dränzone (D) als Kriterien fOr die Einteilung der Profile in Gruppen. Grüppe 1 2 3a 3b 3c

Tongehalt

Grund-, Stau- org. Subst. wasser %

redlox Merkm.

%

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7,5-10 YR 7,5-10 YR

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Im Mittel wurden unterhalb der Wurzelzone noch 28 %, bei einem Tongehalt in der Wurzelzone > 25 % nur ca. 15 % des N-Saldos als Nitrat nachgewiesen. Die Differenz zum N-Saldo dUrfte. bei den hier untersuchten Marktfruchtbetrieben denitr1fiziert worden sein. Das Grundwasser stand in den meisten Fällen 1m Schotterkörper der Niederterrasse, so daß es nicht erbohrt werden konnte. Als Maß fOr die Denitrifikationsleistung wurden die Nitrat-N-Konzentrationen in 0-10 dm Ober dem Grundwasser oder dem Schotterkörper verglichen. Gruppe 1 zeigt mit 11,9 mg N03-Nil die höchsten Werte, die Denitrif1kationsle1stung kann als gering angesehen werden. Die Profile der Gruppe 2 mit einem höheren Tongehalt in der Dränzone blieben mit durchschnittlich 7,2 mg N03-Nil bereits unterhalb des Grenzwertes. Böden der Gruppe. 3 sind in der Dränzone bei unterschiedlicher Ausprägung der reduzierten Horizonte mit MUNSELL-Farbwerten von 5 Y durch Grund- oder Stauwasser beeinflußt. Schon bei geringmächtiger Ausprägung der Gr-Horizonte in Verbindung mit ·rangehalten von bis zu 50 % in Gruppe 3a liegen die Nitratgehalte in allen Einzelprofilen unterhalb von 7,0 im Durchschnitt bei 3,2 mg N03-Nil. Kommen Stauwasser und

·,\

-81erhöhte Gehalte an organischer Substanz hinzu, ist in den Gruppen 3c und 4 kein Nitrat mehr nachweisbar. Tab. 2: Potentielle Denitrifikation (p.D.) in der Wurzelzone (WZ) und der Dränzone (DZ) (in Klammern geschätzt), ~-N Konzentration 1m S1ckervasser des unteren Bereichs der DZ, Gesamtabbauleistung der Profile oberhalb des Grundwasserspiegels und NH4-N Gehalte. Gruppe

p.D. WZ

p.D. DZ

in % des Saldos 1 2

3a 3b 3c 4 '

(0-10) (10-20) (10) (10) 12-17 0

29-86 53-86 61-84 76-94 83-88 100 ------

--

---

N03-N DZ

N03-Abbau

NH4-N

mgll

% d.Saldos

kglha*20cm

0,2-3,7 2,4-15,4 0,4-7 0,5-3 0 0

30-90 60-90 80-90 90-100 100 100

I I I

:S 20 :S 600 :S 250

-------

Almionium Gleichzeitig mit dem Verschwinden des Nitrats treten z.T. erhebliche Mengen und Konzentrationen an Ammonium auf. Die betreffenden Horizonte zeigen Gemeinsamkeiten: Sie bestehen aus Flh1-Haterial oder liegen im Mudden-Bereich, der Farbwert weist auf reduzierende Bedingungen im Sediment hin, der Tongehalt liegt über 25 %, der Kohlenstoffgehalt 2,6 % über dem Durchschnitt. Die Horizonte sind durch Grundoder Stauwasser geprägt. Auch in fossilen Niedermoorschichten ist viel Ammonium zu finden. Abb. 1 zeigt exemplarisch die Nitrat- und Ammoniumgehalte von zwei Bohrprofilen. 4. Diskussion Die Nitratverluste wurden unter dem Begriff "potentielle Denitrifikation" zusammengefaßt, da auch der Einbau in org. Substanz am Nitratabbau beteiligt sein kann. Vergleiche mit anderen Arbeiten (DRECHSLER, 1992) lassen die Abbaurate von durchschnittlich 72 % in der Wurzelzone realistisch erscheinen .. Bei Tongehalten in der Wurzelzone > 25% steigt die pot. Denitrifikation auf durchschnittlich 85 %. Dies läßt sich mit der schlechteren Durchlüftung des Profils und damit günstigeren Bedingungen für die Denitrifikation erklären (vgl. LUND et al., 1974). In der Dränzone setzen sich die Profile aus Sedimenten mit teilweise sehr hohen Ton- und C-Gehalten zusammen, die reduktive Verhältnisse verursachen. Vor allem im FLh1-Sediment mit Tongehalten bis 60 % und stellenweise organischen Einlagerungen treten- Nitratverluste durch Denitrifikation auf. Eine genauere quantitative Bestimmung ist mit den vorhandenen Bilanzdaten nicht möglich. Für die hohen Ammoniumkonzentrationen in der Dränzone sind zwei Erklärungen möglich: 1. In den kapillar gesättigten und mit organischer Substanz angereicherten Tiefenabschnitten findet Nitratammonifikation statt. 2. Durch Grundwasserabsenkung oder Schwankungen des GW-Spiegels wird fossile organische Substanz in Hudden- und Niedermoorschichten mineralisiert, ohne daß eine anschließende Nitrifikation abläuft. nL1,_;_ Das für Nitratammonifikation nötige Redoxpotential von -200 mv kann zumindest für einige Profile durch Vivianitfunde belegt werden. Vivianit bildet sich erst bei Redoxpotentialen unter -200 mv. Die Temperaturen und der Vorrat an leicht verfügbarem Kohlenstoff erscheinen für die Nitratammonifikation als hinreichend. Denkbar ist, daß die Prozesse der Nitratreduktion (Denitrifikation, Nitratammonifi kat ion ,- Immobilisation) nebeneinander stattfinden, getrennt nur durch Unterschiede in den kleinräumig schwankenden Hillieubedingungen. Dies würde das gleich-

-82zeitige Auftreten von Nitrat und Ammonium in einigen Profilen erklären (vgl. BLUME et a 1. , 1984). zu 2.: Gesichert ist, daß Ober Jahrhunderte hinweg konservierte organische Substanz nach Absenkung des Grundwassers einem Abbauprozeß unterworfen ist. In Zeiten guter Belüftung kann es zu erheblichen Umsätzen in den oberen, nicht wassergesättigten Bereichen des fossilen Niedermoores kommen. Nach RICHTER (1987) ist die Nitrifikation des Ammoniums in tieferen Bodenschichten stark gehemmt. Das -wUrde das Fehlen von Nitrat im Moorbereich erklären. Die Frage nach den Ursachen der Ammoniumanreicherung - Mineralisation oder Nitratammonifikation - läßt sich nicht mit letzter Sicherheit beantworten.

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Abb.1: 2 Tiefenprofile als typische Beispiele aus den Gruppen 3 u. 4 5. Literatur: BACH et al. 1992: Abschätzung der kurzfristig möglichen Verminderung der St 1ckstoffdüngung in der Landw1 rtschaft 1m Bundesgebiet - Vortrag VdLUFA-Tagung Göttingen BECKER et al. 1991: Ein Rechenmodell mit einfachen Eingabedaten fUr den Zeitgang der Wasserverdrängung in und aus der Evapotransp1.rationszone ·von Böden agrarischer Ökotope und seine Überprüfung mit Tracern - M1tt. DBG 66, 103-107 BLUME et al. 1984: N1tratammon1f1zierung im Boden mit Abwasserverr1eselung - Z. Pflanzenern. Bodenkd. 147, 309-315 DRECHSLER, H. 1992: Reduktion des Stickstoffes aus dem überschuß-N-Eintrag agrarischer Ökotope beim Transport durch die Böden ins Grundwasser - Diss. Landw. Fak. Univ. Göttingen LUND et al. 1974: Nitrate concentrations in deep soil cores as related to soil profile characteristics- J. Environ. Qual. 3, 78-82 RICHTER, G.M. 1987: Die Bedeutung der Denitrifikation im Stickstoffumsatz von Niedermoorböden - Diss. Landw. Fak. Univ. Göttingen

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Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

83-86

(1992)

Erfahrungen mit der Flächenstillegung 1120 hal in der Zone II des WSG Zell bei Würzburg !Ergebnisse mehrjähriger Nmin-Messungenl von Meier, R. und M. Wieden • Einleitung Aufgrund immer noch steigender Nitratwerte im Grundwasser wird es sich in Zukunft als unumgänglich erweisen, besonders auswaschungsgefährdete Standorte gezielt aus der landwirtschaftlichen Produktion zu nehmen, da selbst bei extensiver Bewirtschaftung ein erhöhtes Nitratverlagerungsrisiko bestehen bleibt. Das folgende Beispiel söll zeigen, wie sich das EG-Flächenstillegungsprogramm sinnvoll als Instrumentarium zum Grundwasserschutz einbinden läßt. Projektvorstellung Zur Sicherung der Trinkwasserqualität wurden 66 ha der Schutzzone II, oberhalb der Zeller-Berg-Stollen, von der Stadtwerke Würzburg AG für ein langfristiges Sanierungskonzept aufgekauf.t. Es war beabsichtigt, auf den durchlässigen Standorten des mittleren und oberen Muschelkalks vorbeugend eine Rücknahme der landwirtschaftlichen Nutzung zugunsten des Grundwasserschutzes durchzuführen. In einem Gutachten des Institutes für Landeskultur der Justus-Liebig-Universität Gießen wurden daraufhin die standörtlichen Faktoren, unter besonderer Berücksichtigung der Nitratauswaschungsproblematik, untersucht. Wesentlich waren hierbei eine Nitratauswaschungsgefährdungskarte, sowie Vorschläge zu einer Umwandlung der ehemaligen Ackerflächen in extensives Grünland durch gelenkte Sukzession. Da zwei ehemalige Pächter der Flächen den Vorruhestand anstrebten, sollte das EG-Flächenstillegungsprogramm als Überbrückungsstadium mit in das Konzept einbezogen werden. Durch die Teilnahme eines angrenzenden Hofes an der Flächenstillegung wurden die Flächen, die von den Stadtwerken Würzburg betreut werden, noch einmal um rund 60 ha erweitert. Die Gesamtfläche des aus der landwirtschaftlichen Produktion genommenen Areals beläuft sich derzeit auf rund 120 ha. Das Ingenieurbüro Meier und Wieden wurde von der Stadtwerke Würzburg AG beauftragt, die Betreuung des Gesamtprojektes zu übernehmen. Diese beinhaltet ein regelmäßiges Beobachten der verschiedenen Vegetationsentwicklungen mit Vegetationsaufnahmen, eine regelmäßige Bodenbeprobung an ausgewählten Standorten (Nmin), sowie die ständige photographische Dokumentation des Projektes. Rrfahrungen bei der Umsetzung des Konzeptes Für eine dem Grundwasserschutz gerechtwerdende Pflege erwiesen sich zwei Faktoren als besonders problematisch: Abtrausport von anfallendem Mähgut Verarmungsanbau nach besonders problematischen Früchten (z.B. Raps). Durch eine Ausnahmegenehmigung des Bayerischen Staatsministeriums für Landwirtschaft und durch einen gezielten Abschluß der Flächenstillegungsverträge unter dem Gesichtspunkt der Landschaftspflege konnten diese, für den Grundwasserschutz • Ingenieurbüro Meier & Wieden, Festalozzistr. 64 a, 6300 Gießen, Tel. :0641-494633 Fax 47698

-84wichtigen Probleme, gelöst werden. Das anfallende Mähgut wird derzeit von der Bayrischen Landesversuchsanstalt für Weinbau in Veitshöchheim zu Mulchzwecken im Weinbau verwendet. Die praktische Betreuung der Flächen vor Ort wird von einem durch die Stadtwerke Würzburg beauftragten Landwirt in Zusammenarbeit mit dem Maschinenring Mittelmaie durchgeführt. Die zukünftige Gesamtentwicklung des Areals soll durch einen Landschaftsgliederungplan gezielt gesteuert werden, um sowohl aus der Sicht des Grundwasserschutzes, als auch aus der der Ökologie, ein mögliches Optimum erreichen zu können. Ergebnisse mehrjähriger Nmin-Messungen Um die Entwicklung des Nmin im Boden nach Aufgabe der ackerbauliehen Nutzung beobachten zu können, wurden an über 20 Standorten in regelmäßigen Abständen Proben gezogen. Dabei sollten alle anzutreffenden Bodentypen und die verschiedenen vorausgegangenen landwirtschaftlichen Nutzungen erfaßt werden. Im folgenden soll anband eines Beispieles eine besonders bemerkenswerte Meßreihe vorgestellt werden. Standorte 3 nnd 4 Bodentyp: Rendzina bis Braunerde-Rendzina, nFK ca. 50-70 mm, pH 7,2; 4% Humus Nutzung: Seit Herbst 1988 Selbstbegrünung, vorwiegend mit Quecke Diese sich auf sehr kurze Zeitintervalle (14-tägig) stützende Meßreihe sollte einerseits zur Erklärung von kurzfristigen Änderungen im Nmin-Gehalt des Bodens dienen, sowie andererseits die unterschiedliche Reaktion des mineralisierten Stickstoffes auf.nichtgemähten (Standort 4) bzw. gemähten (Standort 3) Bereichen aufzeigen. Abb. 1 soll in einer übersieht den Verlauf der Nmin-Gehalte verdeutlichen. Der übersieht läßt sich sowohl im Jahre 1990 als auch 1991 eine "klassische" Erhöhung der Nmin-Werte im Frühjahr bzw. im Herbst entnehmen. Tendenziell war anfangs der Nmin-Gehalt auf den ungemähten Bereichen leicht erhöht. Mitte April 1990 erreichte der Nmin-Wert in dem ungemähten Brachebereich jedoch sprungartig einen Wert von 65· kg N03-N/ha, um noch im gleichen Monat bei nur 19 mm Niederschlag auf 16 kg N03-N/ha abzusinken. Noch bemerkenswerter ist an diesen Standorten der starke Anstieg der Nmin-Werte bis zu 168 kg N03-Njha im Frühjahr 1991, der aber binnen 14 Tagen wieder auf ein Niveau von 25 kg N03-N/ha absank. Abb. 2 soll den Verlauf des Peaks noch einmal verdeutlichen. Bei nur 11,5 mm Niederschlag binnen 5 Tagen, zwischen dem. 18. April und dem 2. Mai 1991, läßt sich das Abfallen der Nmin-Werte, selbst bei der niedrigen nutzbaren Feldkapazität, nur schwer mit Auswaschungen erklären. Auch ein Entzug durch den Pflanzenbestand in dieser Größenordnung ist nicht als Erklärung anzunehmen (siehe Entwicklung der Vegetation). Die Autoren vermuten daher, daß eine hohe Immobilisation des Nitrates stattgefunden haben muß. Entwicklung der Vegetation Zur Überprüfung der Vegetationsentwicklung werden an über 20 Dauerquadraten jährlich Vegetationsaufnahmen durchgeführt. Abb. 3 zeigt exemplarisch für alle Bestände anband der Vegetationsaufnahme 4, eine starke Abnahme der Bestandeshöhe über 3 Jahre, sowie eine starke Abnahme der Deckung des Pflanzenbestandes. Eine ähnliche Entwicklung stellte ODUM (1960) auf aufgelassenen Ackerstandorten in den USA fest.

-85-

Standort 3 und 4 Zeller Berg Bodentiefe 0-30 1 nFk 50-70 mm

Abbildung l: lll

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I 65 0 "' 60 z 55 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

1

Abbildung 2:

Standort 3 und 4 Zeller Berg vergrößerter Ausschnitt von Abbildung 2 ---a-H p-Geh% gemäht

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80 0, 75 ~ 70 ~ 65 '.,60

1

gemäht 125 kg N03 -N

I

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N03 -~ 35 ~

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30 ,0 CD

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25

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50 45 40 35 30 25 20 15 10

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Niederschlag in mm ß4, Regentage I 9

0

-86-

Abbildung 3:

Entwicklung der Vegetation Vegetationsaufnahme Nr.4 Hohe Klingen

200 150 100 50

1989

D

1990

1991

1992

Höhe 1. Krautschicht in cm ~Höhe 2.Krautschicht in cm

-Deckung in %

Diskussion Es stellt sich die Frage nach der Aussagekraft der gemessenen Nmin-Werte, da der Pflanzenbestand, trotz teilweise sehr hoher Nmin-Werte, eine beständige Abnahme in der produzierten Pflanzenmasse aufwies und eine Auswaschung von N03-N anhand des Beispiels der Standorte 3 und 4 zeitweilig ausgeschlossen werden kann. Da den Autoren an einigen Stellen im Untersuchungsgebiet optisch deutlich besser stickstoffversorgte Stellen in den Sukzessionsbeständen auffielen (z.B. an einer Wildfütterung), wurden im Juni 1992 an zwei Stellen je 100 ·qm große Düngeparzellen angelegt und mit 50 kg Ammonium-Sulfat aufgedüngt. Schon nach zwei Wochen hoben sich die Parzellen deutlich durch ihre dunkelgrüne Färbung und einen höheren Pflanzenbestand von den übrigen Sukzessionsbeständen ab. Dies kann als Beweis eines deutlichen Stickstoffbedarfs der Pflanzenbestände angesehen werden, was im scheinbaren Widerspruch zu den zeitweilig hohen Nmin-Werten steht. Die Ergebnisse stellen somit die Aussagekraft von Nmin-Messungen auf manchen Standorten in Frage. · Die Autoren würden sich freuen, Kontakt mit anderen Wissenschaftlern aufzunehmen, die· ähnliche Beobachtungen auf Rendzinen oder anderen Böden gemacht · haben. Literatur ODUM, E. P., 1960: Organic production and turnover in old field succ·ession; Ecology Vol.41 No.l, 34-49

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

87-90

(1992)

Bodenhydrologische Bewertung von Agrarflächen in einem Beispielsgebiet Ostbrandenburgs von Müller, L., R. Dannowski, U. Schindler u. J. Quast+) Aufgabenstellung Möglichkeiten und Risiken der Landnutzung werden durch bodenhydrologische Kriterien maßgeblich beeinflußt. Anband vorhandener hydrologischer Daten, wie pflanzenverfugbare Bodenwasservorräte, Sickerwassermengen und Sickerwasser-Verlagerungstiefen, waren in einem größeren Beispielsgebiet die Möglichkeiten und Risiken der Landnutzung abzuschätzen. Standörtliche Charakteristik des Beispielsgebietes Das östlich von Berlin gelegene Beispielsgebiet umfaßt den Großkreis Märkisch Oderland (Kreise Bad Freien2 walde, Strausberg und Seelow) mit einer Fläche von 2142 km • Naturräumlich ist es zu etwa zwei Dritteln der Ostbrandenburgischen Platte mit Oberbamim, Märkischer Schweiz und Lebuser Platte und zu einem Drittel dem Odertal bzw. Oderbruch zuzuordnen. Geomorphologisch sind Grund- und Endmoränen der Weichseleiszeit und Sanderflächen sowie - im Oderbruch - fluviatile Ablagerungen vorherrschend. Der Hauptgrundwasserleiter steht im Moränengebiet in etwa 20 m Tiefe an, im Oderbruch und unter den Sandem in etwa I bis I 0 m Tiefe. Örtlich tritt gespanntes Grundwasser auf. Der Großkreis liegt in den Einzugsgebieten von Oder und Spree. Etwa 65 % der Fläche - dazu zählen das gesamte Oderbruch und die Lebuser Platte sowie Teile der Märkischen Schweiz und des Bamim -gehören zum Einzugsgebiet der Alten Oder. Die Grundmoränen und das Oderbruch befinden sich in Ackemutzung; Endmoränen und Sander sind zu größeren Anteilen bewaldet. Die klimatische Situation ist durch Niederschläge von etwa 470 bis 550 mm, eine durchschnittliche Jahrestemperatur von 8,3 °C und ein Defizit der klimatischen Wasserbilanz in der Vegetationsperiode von 120 bis 200 mm gekennzeichnet. Material und Methode Der gewählte Algorithmus fuhrt über die Berechnung pflanzenverfugbarer Bodenwassermengen, Sickerwassermengen und Sickerwasser-Verlagerungstiefen (Renger und Strebe!, 1980; Müller und Tille, 1990; Gäth u. a., 1992) zur Clusterung der hydrologischen Daten und Isoliniendarstellung der Cluster. Als weitere Parameter der Landnutzung wurde!) Nährstoffiiberschüsse aus der Primärproduktion analog Nolte und Wemer ( 1991) kalkuliert sowie Ackerzahlen der Bodenschätzung und Erträge erhoben. Als Datenbasis dienten Unterlagen der Bodenschätzung, der Mittelmaßstäbigen landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK; Lieberoth u. a., 1983), Kartenunterlagen der Nutzung und der hydrologischen Verhältnisse (Glugla, 1985), Schlagkarten und betriebswirtschaftliche Angaben der Betriebe sowie eigene Bodenprofilaufuahmen. Ergebnisse Es wurden funfKlassen differenzierter Nutzungseignung bzw. -gefahrdung ausgeschieden (Tab. I, 2, Abb.). Die Übersicht nach der Abbildung ist noch recht grob, zeigt jedoch deutliche regionale Tendenzen. Die grundwasserbeeinflußten Böden des Oderbruchs weisen eine gute Nutzungseignung bei geringem Risiko der NährstoftVerlagerung auf. Klimatisch bedingte Trockenheit und standörtliche Bodenheterogenität begrenzen das Ertragsniveau. Geringe Risiken und mittlere bis gute Möglichkeiten der landwirtschaftlichen Nutzung bestehen vor allem auf den bindigen Niederungsböden des Oderbruchs. Die Sickerwassermengen sind in diesem Gebiet sehr gering, und das Flächenwasserregime ist potentiell gut beherrschbar. Auf den besseren, flachen und mäßig geneigten Diluvialböden ist ordnungsgemäße Landwirtschaft möglich. Probleme sind bei sandigen Diluvialböden zu erwarten. +) Institut fur Hydrologie, Zentrum fur Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e. V., Wilhelm-Pieck-Straße 72, 0-1278 Müncheberg.

:...ssDie aufgezeigten regionalen Tendenzen werden durch Befunde der aktuellen Nitratbelastung gestützt. Diese beträgt fiir das Grundwasser im Oderbruch weniger als 5 mg/1. Nur punktuell treten höhere Konzentrationen auf. Im Moränen- und Sandergebiet liegen die Nitratwerte höher, etwa zwischen 25 und 55 mg/1, bei intensiver Gülleanwendung bis zu 300 mg/1. Literatur Gäth, S., F. Eulenstein und B. Wohlrab (1992): Strategien zur Reduzierung standort-und nutzungsbedingter Belastungen des Grundwassers mit Nitrat. Konzept des DBG-AK Bodennutzung in Wasserschutzgebieten, Gießen, Juni 1992. Glugla, G. (1985): Anwenderrichtlinie zur Nutzung der neuen Karten des Gesamtabflusses M 1:200000 (Deckfolien zur Abflußkarte des N-A-V-Kartenwerkes über das Gebiet der DDR). Institut fiir Wasserwirtschaft, Bereich Wasserbewirtschaflung, Berlin, Mai 1985. Lieberoth, 1., P. Dunkelgod, W. Gunia und J. Thiere (1983): Auswertungsrichtlinie MMK. AdL, FZB Müncheberg, Eberswalde, 55 S .. Müller, L. und P. Tille (1990): Ertrag eines meliorationsbedürftigen heterogenen Alluvialstandortes in Abhängigkeit von Substrat und Wasserregime. Arch. Acker- Pflanzenbau Bodenkd., Berlin 34, 2, S. 103-112. Nolte, Ch., und W. Werner (1991): Stickstoff- und Phosphateintrag über diffuse Quellen in Fließgewässer des Eibeeinzugsgebietes im Bereich der ehemaligen DDR. Agrarspectrum, Bd. 19, Verlagsunion Agrar, IX+ 118 S. Renger, M., und 0. Strebe! ( 1980): Jährliche Grundwasserneubildung in Abhängigkeit von Bodennutzung und Bodeneigenschaften. Wasser und Boden, Harnburg und Berlin 8, S. 362-366.

Harkische

Schweiz

GtSilmtbturteilung der Eignung I Gefährdung für die Agrarproduk-tion Flächt

Eignung

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gering bis mittel mittol mittel bis gut

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Gefährdung

hoch hoch bis mittel

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Abbildung. Bodenhydrologische Beurteilung der Agrarflächen im Beispielsgebiet "Märkisch Oderland".

Tabelle 1. Standörtliche Charakteristik der Gruppen. Klassennummer

* BodenwasserYerhältnisse

I

a--

* Grundwasser-

I

neubildung

00

* Landnutzung

8

0

0

Tiefe Grundwasserstände, sehr geringes Boden"·asserdargebot.

Tiefe Grundwasserstände, sehr geringes Boden11asserdargebot.

Tiefe Grundwasserstände, teilweise Staunässe, geringes Boden11·asserdargebot.

Größere Anteile stärker geneigter Flächen, Oberflächenabfluß möglich.

Größere Anteile stärker geneigter Flächen, Oberflächenabfluß möglich.

Anteile stärker geneigter Flächen, Oberflächenabfluß möglich.

Hoher Anteil 1·ersickerungsbestimmter Flächen.

Hoher Anteil ,·ersickerungsbestimmter Flächen.

Hoher bis mittlerer Anteil Yersickerungsbestimmter Flächen.

RelatiY hohe jährliche Sickerwasserrnengen, mittlere SickenvasserVerlagerungsgeschwindigkeit. Sehr große Austauschhäufigkeit des Sickenvassers.

Hohe bis mittlere Sickenvassermengen, mittlere SickenvasserVerlagerungsgesch"indigkeit. Sehr große bis große Austauschhäufigkeit des Sickenvassers.

Mittlere Sickenvasserrnengen, geringe SickemasserVerlagerungsgeschwindigkeit

Sandige Böden mit sehr geringen Ackerzahlen, sehr geringe Erträge.

Sandige bis lehmige Böden mit geringen Ackerzahlen, geringe Erträge.

Hohe Stickstoffiiberschüsse, hohe bis mittlere Phosphorüberschüsse. Mittlerer Anteil Bewässerungsflächen.

Hohe Stickstoffiiberschüsse, mittlere Phosphorüberschüsse. Mittlerer Anteil Bewässerungsflächen.

0

0

Mittlere bis flache Grundwasserstände, mittleres Bodenwasserdargebot bei relatiY geringer kapillarer Nachlieferung aus dem Grundwasser. Regionale Steuerung des Grund1vasserregimes erforderlich. Geringer Anteil 1·ersickerungsbestimmter Flächen.

Mittlere bis flache Grundwasserstände, hohes Bodenwasserdargebot bei "irksamer kapillarer Nachlieferung aus dem Grundwasser, zeitweilige Vemässungen. Regionale Steuerung des Grundwasserregimes erforderlich. Geringer Anteil versickerungsbestimmter Flächen

Geringe Sicken1·asserrnengen, sehr geringe Sickem·asserVerlagerungsgeschwindigkeit. Sehr geringe Austauschhäufigkeit des Sickenvassers.

Sehr geringe Sickenvasserrnengen, sehr geringe SickenvasserVerlagerungsgesch"indigkeit.

Sandige und lehmige Böden mit geringen bis mittleren Ackerzahlen, geringe bis mittlere Erträge.

Übemiegend lehmige und tonige Böden mit mittleren Ackerzahlen, mittlere Erträge.

Übemiegend tonige und lehmige Böden mit mittleren Ackerzahlen, mittlere Erträge.

Hohe bis mittlere Stickstoffiiberschüsse, mittlere Phosphorüberschüsse. Mittlerer Anteil Bewässerungsflächen.

Mittlere bis geringe Stickstoffiiberschüsse, mittlere bis geringe Phosphorüberschüsse. Hoher Anteil Bewässerungsflächen.

Mittlere bis geringe Stickstoffiiberschüsse, mittlere bis geringe Phosphorüberschüsse. Hoher Anteil Bewässerungsflächen.

Große Austauschhäufigkeit des Sickenvassers.

Sehr geringe Austauschhäufigkeit des Sickenvassers.

Tabelle 2. Gruppenmittelwerte a) und Standardabweichung b) von Parametern.

a) - Bodenwasserdargebot in mm/a . davon nutzbare Speicherfeuchte im durchwurzelten Bodenraum . davon Grundwasserdargebot - Hangneigungsklasse (I = eben bis 4 = stärker geneigte Anteile vorhanden) - Anteil versickerungsbestimmter Flächen (leichte Böden ohne Grundund Stauvernässung) in % - Sickerwassermenge in mm/a - Sickerwasser-Verlagerungstiefe in dm/a - Austauschhäufigkeit des Sickerwassers in %/a - Ackerzahlen der Reichsbodenschätzung

CD

b)

a)

2,1 2,1

50,3 49,8

3,8

0,5

86,8

0

0

b)

a)

3,0 3,0

58,4 57,9

3,5

0,7

3,3

0,7

4,4

83,8

8,7

75,8

217,0

16,4

201,8

18,0

12,8

0,8

10,3

415,7

31,4

28,7

3,9

43,0 42,6 0,4

a)

5,5 5,5

0

0

b)

a)

116,2 99,8

24,2 18,8

225,4 98,2

27,6 20,0

16,4

22,0

127,2

38,0

1,2

0,8

1,0

14,3

22,3

9,1

19, I

3,0

172,4

17,8

91,4

19,4

49,3

13,6

0,9

7,6

I, 1

3,2

I, I

1,5

0,4

282,3

35,2

186,4

32,7

44,4

19,7

18,4

9,4

30,6

3,7

33,6

4,7

48,7

5,1

50,3

5,3

0,5

b)

0,5

b)

0

I

- Relativertrag Getreide 1988/89 in %

81

8

86

5

88

14

100

5

99

5

- Nährstoffiiberschuß Stickstoff 1989 in kglha

104

40

103

38

94

24

88

29

65

19

- Nährstoffiiberschuß Phosphor 1989 in kg/ha

27

2

25

2

25

2

19

7

19

2

- Anteil Bewässerungsfläche in %

18

11

16

12

12

10

33

9

30

10.

'-0

0 I

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

91-94

(1992)

Über die Aussagekraft von Nrnin-Beprobungen auf beweidetem Grünland von J. Neuendorff", L. Klempt••, W. Pohlmann••• u. G. Spatz• Einleitung In neueren Wasserschutzgebietsverordnungen, beispielsweise der Muster-Wasserschutzgebietsverordnung für das Land Hessen (HESSISCHES MINISTERIUM FÜR UMWELT, 1990), wird oft der Einsatz der Nrnin-Methode zur Erfassung der im Herbst im Boden vorhandenen Nitratmenge vorgesehen. Eine "ordnungsgemäße Bewirtschaftung" wird auch für Grünland nur dann als gegeben angenommen, wenn ein Grenzwert von 45 kg Nrnin/ha nicht überschritten wird. Toleranzgrenzen für diesen Wert werden nicht genannt. Bei Weidegang treten jedoch ausgeprägte räumliche und zeitliche Variahilitäten des mineralischen Bodenstickstoffs auf (HOMM, 1991; KLEMPT et al., 1991; SPATZ et al., 1992), die eine kritische Interpretation von Nmin-Analyseergebnissen erforderlich machen. Materialund Methoden Die Erhebung wurde auf einer hofnahen Weidefläche eines Praxisbetriebes im Wasserschutzgebiet Vassbeck bei Diemelsee (Nordhessen) durchgeführt (Tab. 1).

Standort

Dlemelaee, 460 m ü. NN 7,2°C,722 mm

Bodentyp

Braunerde-Paeudopley 1,99

Flächengrö6a, ha Nutzungsform Handeladünger-N. kg/ha NH.-N aus Gülle, kg/ha MineraL N-Düngung, kg/ha GY-Tage Schnittnutzung

Umtriebsweide 229 42 271 957 eine, 29.5.91

GV: GroBvieheinheit • 550 kg Lebendgewicht

Tab. 1: Standort- und Bewirtschaftungskenndaten Am 11. und 12. Dezember 1991 wurden auf einer 1,12 ha großen Teilfläche (I) in einem Raster von 10.10 m und auf einer 20 m2 großen, in Fläche I befindliche Kleinparzelle (II) in den Tiefenstufen 0-10 cm, 10-30 cm und 30-60 cm Nmin-Proben entnommen. Gesamthochschule Kassel-Universität, Abt. Pflanzenbau II, Nordbahnhofstr. la, 3430 Witzenhausen •• Institut für Agrikulturchemie, von· Siebold-Str. 6, 3400 Göttingen ••• Hess. Landesamt für Ernährung, Landwirtschaft und Landentwicklung, Kölnische Str. 48-50, 3500 Kassel

-92Die durch~chnittliche Tagestemperatur im Beprobungszeitraum betrug etwa -12°C. Die Proben wurden täglich zur Hessischen Landwirtschaftlichen Versuchsanstalt transportiert und dort nach Trocknung bei 105°C nach VDLUFA-Arbeitsvorschrüt (VDLUFA, 1991) analysiert. Nach Varlogrammanalysen wurden für die Flächen I und II durch Kriging-Interpolation Isoliniendiagramme der N03-N-Gehalte erstellt (ANLAUF et al., 1988). Um die Verteilung von Nmin-Ergebnissen bei wechselnder Einstichzahl zur Gewinnung von Mischproben (12, 25 und 50 Einstiche) zu simulieren, wurden für die Datensätze von Fläche I und II in 1000facher Wiederholung zufällig Stichproben (n=12, n=25, n=50) aus dem GesamtDatensatzgezogen und jeweils das arithmetische Mittel berechnet (boot strapping). Ergebnisse Die an den 112 Bohrpunkten der Fläche I und den 98 Einstichstellen der Fläche II ermittelten N03-N-Gehalte liegen, wie auch von MACDUFF u. WHITE (1984) 'für Nmin-Ergebnisse beschrieben, in logarithmischer Normalverteilung vor. Zur Mittelwertsbildung für Fläche I und II wurde deshalb der geometrische Mittelwert herangezogen (Abb. 1).

Fläche II 0,5•0,5 m

+ I

Mittalwert Vertrauen•bereloh 90 ~

..

Fläche I 10•10 m

4,4

4,6

4,6

4, 7 4,8 ln ·kg N0 3-Ntha

4,9

6

r------r------r------r------~----~-------,

61,46

90,02

99,48

109,96

121,51

134,29

148,41

kQ N0 3-N/ha

Abb. 1: Mittelwert und 90% Vertrauensintervall für Fläche I und II Die für das 10.10 m-Raster der Fläche I und für das 0,5.0,5 m-Raster der Fläche II (Abb. 2) ermittelten Isoliniendiagramme deuten auf beträchtliche flächenhafte Heterogenitäten der NrninGehalte hin. Unter den visuell erfassten Exkrementstellen war der Nrnin-Wert nicht signifikant von dem der Restfläche verschieden. Eine Kartierung von Harnstellen war allerdings kaum möglich. Bei 12 Einstichen zur Gewinnung einer Mischprobe liegen die Nitratgehalte bei Fläche I zwischen 79 und 179 kg N03-N/ha (K% = 90) (Abb. 3). Lediglich 21,7% der Werte erreichen, bezogen auf das Verteilungsrnittel, die vom VDLUFA (1991) geforderte Genauigkeit von .±.10 kg N03-N/ha.

-931.00

0.00 4.00

3.00

2.00

3.00

2.00

4.00

3.00

. .

2.00

.

1.00

0.00 0.00

5.00 m 4.00

1.00

0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

s.oom

Bohrpunkt

Abb. 2: Isolinienkarte der N03-N-Gehalte in 0-60 cm Tiefe für Fläche II (Achsenbeschriftungen in m) rel. Klaaaenhäutigkeir ('Jo) 35,---~----~~~-------------------------,

30 25 20 15 10

Klaeeenmitte (kg NO,-N/ha) Flieh• I, 0·80 cm n • 12

1-------4

V•tt••u•,.•••••••"' to "

rel. Klaaaenhiutigkeit ('.Ii)

35~--~----~~~-------------------------, 30 25 20 15 10

0

1

I

I

.,. •••

70 80 -- --- . -- .. . Fliehe I, O·fO cm n • 50

1"\'A ...

-. . . . . .

1-------1 .,.,,, • ., ... _..,. .. "' to"

Abb. 3: Verteilung und 90%- Vertrauensintervall der arithmetischen Mittelwerte für Fläche I

-94-

Eine Erhöhung der Einstichzahl auf 25 bzw. 50 Einstiche bedingt eine Verengung der Vertrauensintervalle. wobei dann 33.5% bzw. 54,9% der Werte in einem Bereich von _±_10 kg N03-N/ha vom Verteilungsmittel liegen (Abb. 3). Die ausgeprägte kleinräumige Variabilität von Fläche ll führt bei einer Einstichzahl von 12 mit einer Vertrauenswahrscheinlichkeit von 90% zu Ergebnissen zwischen 101 und 279 kg N0 3-N/ha. Nur 16,7% (12 Einstiche), 17,3% (25 Einstiche) bzw. 32,3% (50 Einstiche) der Werte erreichen die vom VDLUFA ( 1991) geforderte Genauigkeit.

Schlußfolgerungen Unter Weide konnte eine beträchtliche groß- und kleinräumige Variabilität von Nmin-Werten festgestellt werden. Die Ergebnisse zeigen beispielhaft, daß auch aus Mischproben, die aus für eine flächendeckende Beprobung unrealistisch hohen Einstichzahlen gewonnen werden, mit hoher Wahrscheinlichkeit Nmin-Analysenergebnisse ermittelt werden, die vom Verteilungsmittel und damit vom simulierten tatsächlichen Flächenmittel des Nitratgehaltes weit entfernt liegen. Zum Untersuchungstermin wurden an keinem Beprobungspunkt Nitratgehalte unterhalb von 45 kg N03-N/ha gemessen. Dies läßt, trotz der Unsicherheiten der verwendeten Methode, ein nicht unerhebliches NilratAuswaschungspotential unter der beprobten, intensiv bewirtschafteten Weidefläche vermuten.

Literatur ANLAUF, R.; KERSEBAUM, K.C.; LIU YA PING; NUSKE-SCHÜLER, A.; RICHTER, J.; SPRINGOB, G.; SYRING, K.M.; UTERMANN, J.; 1988: Modelle für Prozesse im Boden; Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart HOMM, A.; 1991: Zur Variabilität der Nitratgehalte unter Weidenarben verschiedener Regionen -Erste Ergebnisse- ; Berichte zur Jahrestagung der AG Grünland und Futterbl(J.U in der Ges. f. Pfl.bauwiss., Maria-Laach, 125-134 HESSISCHES MINISTERIUM FÜR UMWELT, 1990: MusterWasserschutzgebietsverordnung; Staatsanzeiger für das Land Hessen,~. 2461-2476 KLEMPT, L.; NEUENDORFF, J.; TENHOLTERN, R.; SCHRÖDER, C.; SPATZ, G.; 1991: Variahilitäten und Ursachen bei der flächenhaften Messung des Nitrataustrags in der Weidewirtschaft; VDLUFA-Kongreßband Ulm, 773-779 MACDUFF, G.H.; WHITE, R.E.; 1984: Components of the Nitrogen Cycle measured for cropped and Grassland Soii-Piant Systems; Plant and Soil, ~. 35-47 SPATZ, G.; NEUENDORFF, J.; PAPE, A.; SCHRÖDER, C.; 1992: Stickstoff-Dynamik unter Exkrementflecken bei Weidegang; Z. f. Pflanzenern. Bodenk., im Druck VERBAND DEUTSCHER LANDWIRTSCHAFTLICHER UNTERSUCHUNGS- UND FORSCHUNGSANSTALTEN, 1991: Methodenbuch I, A 6.1.4.1, 1-14

Danksagung Für die Unterstützung dieser Untersuchung bedanken wir uns bei den Mitarbeitern des ALL Korbach, des ALL Alsfeld und der Hessischen Landwirtschaftlichen Versuchsanstalt.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

95-98

(1992)

Bewertung von Pflanzenschutzmitteln Zulassungspraxis und Grundwasserschutz von Nordmeyer, H. *)

Pflanzenschutzmittel (PSM) wurden in den letzten Jahren im Grundwasser nachgewiesen. Dies hat zu einer kontroversen öffentlichen Diskussion über Notwendigkeit und Nutzen des chemischen Pflanzenschutzes geführt. Dabei wurde auch die Frage diskutiert, ob das Gefährdungspotential für das Grundwasser im Zulassungsverfahren durch die zuständige Zulassungsbehörde überhaupt geprüft bzw. hinreichend berücksichtigt wird. Daher

sollen

an

einigen

ausgewählten

Beispielen

die

Prüfrichtlinien

und

die

Bewertungsgrundsätze im Hinblick auf Verhalten und Verbleib von PSM im Boden vorgestellt werden. Pflanzenschutzmittel dürfen nur eingeführt und in Verkehr gebracht werden, wenn sie amtlich geprüft und zugelassen sind. Dabei sind die Biologische Bundesanstalt für Landund Forstwirtschaft (BBA) sowie die Einvernehmensbehörden Bundesgesundheitsamt (BGA) und Umweltbundesamt (UBA) an die gesetzlichen Grundlagen (z.B. Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen

=

Pflanzenschutzgesetz) gebunden. Danach darf die

Anwendung von PSM keine schädlichen Auswirkungen auf das Grundwasser haben und es müssen Gefahren für den Naturhaushalt abgewendet werden. Die für eine Prüfung und Bewertung notwendigen Unterlagen werden mit dem Zulassungsantrag von den Antragstellern eingereicht und von den zuständigen Behörden geprüft. Es müssen Versuchsergebnisse vorgelegt werden, die nach amtlichen Richtlinien erarbeitet worden sind. So muß z.B. das Abbauverhalten und die Metabolisierung der Pflanzenschutzmittelwirkstoffe nach der BBA-Richtlinie Teil IV, 4-1 (Schinkel et al., 1986) ermittelt werden, wobei sich der Untersuchungsumfang (Stufenplan) an der Persistenz des jeweiligen Wirkstoffes orientiert. Das Versickerungsverhalten von PSM wird nach der

*) Institut für Unkrautforschung Biologische Bundesanstalt für Land- und Forstwirtschaft Messeweg 11·12, 3300 Braunschweig

-96-.

Bereitstellung des Standardbodens Auswahl von 3 feldfrischen Böden DT

,...

Q)

DT-90-Wert <100 Tage wahrscheinlich?

:I

Ci)

= Dlsappearance time

nein

Metabolismus mit Standard-

boden o. einem Boden elg.

Abbauversuche Im Labor

Wahl (Abbauprod., flüchtige

mit einem Boden

Anteile, C02, gebund. Rückst

DT-50-Wert

nein

!ja ja

Freilandversuche an 6 unterschledl. Standorten (verschied. Boden- u. Wllterungsbedlngung)

C'll

Q)

:I

Ci)

nein

I

-Q)

cn

nl

L

M

:I

Zulassungsantrag

I

r Zulassung

!

ja

Untersuchungen zum Verbleib

des Wirkstoffes nach mehreren Anwendungen

I

Abb. 1: Schema für die Untersuchungsfolge zum Abbauverhalten von Pflanzenschutzmitteln im Boden (Schinkel et al., 1986)

-97-

Richtlinie Teil IV, 4-2 (Säulenversuche} bzw. 4-3 (Lysimeterstudien) erfaßt. Ferner werden Modellrechnungen (z.B. Pesticide Root Zone Model - PRZM) zur Abschätzung einer po, tentiellen Verlagerung im Bodenprofil eingesetzt. Nähere Einzelheiten zur Versuchsdurchführung sind den entsprechenden Richtlinien zu entnehmen. Die hier dargestellten Bewertungsgrundsätze werden zur Zeit überarbeitet.

Abb. 2: Beurteilung der PSM-Versickerung gemäß BBA-Richtlinie Teil IV, 4-2 (Kioskowski et al., 1991}; DT = Disappewance time; AS = Aktivsubstanz; Metab. =Metabolit

-98-

Physik.-chem. Eigenschaften Wasserlöslichk. > 30 ·mg/1

Kac <

Kd < oaer

500,

10

Abbau im Boden DT-50 > 3 Wochen Metab. > 10 o/o oder Auftreten des Wirkstoffes oder Metaboliten an mind. 2 hydrogeologisch untersch. Standorten im Grundwasser

Wirkstoff als Kontaminant in der Grundwasserneubildung nein *)

LYSIMETER **) z.Z. W-Auflage u. Anwendungsbest. nein

*)

/ > 0,1 JIQ/1

""-

Wirkstoff oder Metabolit im Sickerwasser? ja

*)Zulassung möglich

Wl•kstoff ode.:;;;•'" Metaboliten unter- halb 60 cm nach *) 2 Jahren?

ja

Bewertung negativ Zulassung in Frage gestellt

Abb. 3: Beurteilung der PSM-Versickerung anhand von physikalisch-chemischen Eigenschaften, Modellrechnungen und Lysimeterstudien (Kioskowski et al., 1991) .

Literatur: Schinkel, K., Nolting, H.G., Lundehn, J.R. (1986): Verbleib von Pflanzenschutzmitteln im Boden - Abbau, Umwandlung und Metabolismus - Richtlinie für die amtliche Prüfung von Pflanzenschutzmitteln, Teii.IV, 4-1 Biologische Bundesanstalt für Land- und Forstwirtschaft (1986): Versickerungsverhalten von Pflanzenschutzmitteln. Richtlinie für die amtliche Prüfung von Pflanzenschutzmitteln, Teil IV, 4-2 Biologische Bundesanstalt für Land- und Forstwirtschaft (1990): Lysimeteruntersuchungen zur Verlagerung von Pflanzenschutzmitteln in den Untergrund. Richtlinie für die amtliche Prüfung von'Pflanzenschutzmitteln, Teil IV, 4-3 Kloskowski, R., Schinkel, K. (1991): Bewertungsgrundsätze für die Prüfung von Pflanzenschutzmitteln im Zulassungsverfahren. Unveröffentlicht

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

99-102

Sanierungskonzept und Ergebnisse standortkundlieber und pnanzenbaulicher Untersuchungen im Wasserschutzgebiet Großer Brunnen. Bad Wildungen von Peter, M. und T. Harrach' Einleitung Im geförderten Rohwasser des "Großen Brunnen" der nordhessischen Stadt Bad Wildungen wurden seit einigen Jahren Nitratgehalte um 48 mg/1 gemessen. Da dieser Brunnen der größte Trinkwasserbrunnen der Stadt und sein Schutzgebiet (WSG-Zonen II und IJI) das wichtigste landwirtschaftliche Anbaugebiet Bad Wildungens ist, war es notwendig ein Konzept für eine standortgerechte, grundwasserschonende Landnutzung zu erarbeiten und umzusetzen. Untersul'hungsgebiet Das Wasserschutzgebiet des "Großen Brunnen" liegt im Naturraum "Wildunger Senke". Das langjährige Mittel der Jahresniederschläge erreicht 637mm, die Jahresmitteltemperatur beträgt 8°C. Die Böden über Gesteinen aus Devon, Karbon, Zechstein und Buntsandstein zeigen eine hohe kleinräumige Variabilität. Die landwirtschaftliche Nutzung überwiegt in dem 786 ha großen Wasserschutzgebiet mit ca. 500 ha Ackerland und 143 ha. Grünland. Hauptanbaufrüchte sind Winterweizen, Wintergerste, Körnerraps und Silomais. Sanierungskonzept Aufgrund der Nitratbelastung des Brunnenwassers war es notwendig,

eine Konzeption zu

ent-

wickeln (Abb. 1), die

I. zu einer nachhaltigen Verringerung der Nitratgehalte im geförderten Rohwasser führt, 2. die Beibehaltung einer effizienten landwirtschaftlichen Nut-

Standortaufnahme Bodenkartlerung

'

L

1

Stickstoffbilanz Anbauayatemapezlllach parzellenbezogen

Sanierungskonzept atandortangepa8te Nutzungsvorschläge/-vorachriften für die einzelnen Nitratauatragsgefährdungsklasaen

t

t

t

Kooperative Umsetzung

3. in Kooperation mit Landwirt-

kann.

t

'*""

~

unternehmen umgesetzt werderi

Schlagkartel

Karte der potentiellen Nltratauatragagefährdung 1 : 5.000 in fünf Klassen (parzellenbezogen)

zung ermöglicht und schaft und Wasserversorgungs-

Landnutzungsanalyse

Bestandesbonitur

4

.........

Erfolgskontrolle

J

Abb. I: Vorgehensweise zur Verringerung der Nitrateinträge aus der Landwirtschaft

Institut für Bodenkunde und Bodenerhaltung , Wiesenstraße 3-5, 6300 Gießen

-100-

Grundlage der Arbeiten war eine detaillierte Standortaufnahme durch Bodenkartierung unterstützt durch eine flächenhafte Bewertung der Pflanzenbestände (Bestandesbonitur). Aus den so ermittelten Daten wurde die potentielle Nitrataustragsgefährdung auf der Basis der nutzbaren Feldkapazität im Wurzelraum abgeschätzt (PETER et. al., 1990). Diese wurde in fünf Stufen klassiftziert (WEINZIERL & ZWÖLFER, 1987) und flächenhaft in einer Karte im Maßstab 1:5.000 dargestellt. Neben der Standortaufnahme erfolgte eine Landnutzungsanaly~e

mit Hilfe einer SchlagkarteL Die so erfaßten Angaben der Landwirte zu den einzelnen Par-

zellen fanden Eingang in eine vereinfachte Stickstoftbilanzierung, deren Bilanzsalden wichtige Problemschwerpunkte erkennen ließen und eine der Grundlagen für die Beratung der Landwirte bildeten. Das eigentliche Sanierungskonzept (HARRACH & PETER, 1990) beinhaltet standortangepaßte Nutzungsvorschläge bzw. -auflagen für die einzelnen Klassen der potentiellen Nitrataustragsgefährdung. Die Bezugnahme auf die Bodenverhältnisse forderte die Akzeptanz der Landwirte bei der Umsetzung der Konzeption, da die Basis ihrer Bewirtschaftungseinschränkungen für sie in den meisten Fällen nachvollziehbar war. Die Umsetzung des Sanierungskonzeptes, die im Winter 1990/91 begonnen· wurde, basiert- wie schon die Erstellung des Konzeptes - auf einer engen Zusammenarbeit zwischen Landwirten, dem Wasserversorgungsuntemehm~n.

der Landwirtschaftsverwaltung und dem Institut für Bodenkunde Gießen, die sich in einem

eigens gegründeten Arbeitskreis treffen. Dieser Arbeitskreis soll die Abstimmung der Maßnahmen von Landwirten und Wasserwerk verbessern, Probleme, die bei der praktischen Umsetzung der Nutzungsvorschriften entstehen, lösen helfen, als Multiplikator zur Information aller Landwirte über aktuelle Belange dienen und die allgemeine Akzeptanz fordern. Als weitere Unterstützung für die Einführung einer standortgerechten Landbewirtschaftung finanziert das Wasserversorgungsunternehmen eine private landwirtschaftliche Beratung. Hierdurch erhalten die Landwirte eine Unterstützung bei der angepaßten Bewirtschaftung in Einzel- und Gruppenberatung, durch Erstellung von Anbaubeispielen und der Durchführung von Informationsabenden zu aktuellen Themenbereichen. Diese Art der Umsetzung legt die Basis für eine vertrauensvolle Zusammenarbeit aller Beteiligten und verbessert so die Efftzienz der Maßnahmen wirkungsvoller, als

·-·

~--..

Ii!!!!!

dies durch die vorhandenen Kontrollmaßnahmen möglich wäre.

mittei

-~ring

Untersuchungsergebnisse Als Pilotprojekt des Hessischen Umweltministeriums wird die Umsetzung des Sanierungskonzeptes in Bad Wildungen durch intensive bodenkundliehe und pflanzenbauliehe Untersuchungen begleitet.

Abb. 2: Karte der nutzbaren Feldkapazität im Wurzelraum für eine Beispielparzelte

Diese haben die Aufgabe, die

-101-

Wirkungen

der

differenzierten

Nutzungseinschränkungen zu über-

TM-Ertrag {dt/ha)

eine

120

größere Datengrundlage für die

100

prüfen

und

gleichzeitig

N-Entzug (kg/ha)

MO

WO Winterweizen 1992 Apollo

150

begleitende Beratung zu schaffen. Einige der hierbei gewonnen Er-

100

gebnisse sollen im folgenden anband einer Beispielfläche vorge-

50

stellt werden. Auf einer Ackerparzelle (3,8 ha), deren Karte der nutzbaren Feldkapazität im Wurzelraum Abb. 2 zeigt, wurden drei Untersuchungsstandorte angelegt. Die Standorte unterscheiden sich deutlich in ihrem

Was~~rspeichervermögen

B

c

nFK 180mm

nFK 30mm

-

Geaamtertrag

-

-

N-Entz.ug {Gea.)

~ N-Entzug Korn

Abb. 3:

0

A nFK 210mm

Kornertrag

D

Strohertrag

~ N-Entzug Stroh

Winterweizenerträge und StickstOffentzüge den Standorten A, B und C

1992

auf

in-

nerhalb des Wurzelraumes. Die

Unter~uchungsfläche

A weist eine nFK im Wurzelraum von 210 mrn, die

Fläche B eine nFK von 160 mrn und die Fläche C eine nFK von 30 mrn auf. Die gesamte Ackerfläche wird von einem Landwirt einheitlich bewirtschaftet und war 1992 mit Winterweizen bestellt. Die Abb. 3 zeigt, daß bei gleicher Pflanzenart (Winterweizen) und -sorte (Apollo) sowie gleicher Düngungshöhe auf den drei Untersuchungsstandorten deutliche Ertragsunterschiede und somit auch Unterschiede in den Stickstoffentzügen auftraten. Dies weist auf die besondere Problematik der flachergrundigen Böden mit geringer Wasserspeicherfahigkeit hin. Hier entsteht durch geringeren Stickstoffentzug bei gleicher Stickstoffzufuhr ein höherer N-Überschuß, der sehr leicht ausgewaschen werden kann. Die hohe potentielle Nitrataustragsgefahrdung des Standortes ergibt sich somit einerseits aus der niedrigeren W asserspeicherf"ahigkeit im Wurzelraum und den daraus resultierenden hohen Sickerwasserspenden, andererseits aber auch aus· den hohen Stickstoffüberschüssen aufgrund der geringeren Erträge bei gleichbleibend hoher Stickstoffzufuhr. Wie das Beispiel zeigt, lassen sich diese beiden Faktoren der Nitrataustragsgefährdung durch die nutzbare Feldkapazität im Wurzelraum erfassen und bewerten. Für eine größere Anzahl von Weizen- und Gerstenflächen (n=44) zeigt Abb. 4 einen ähnlichen Zusammenhang. Neben der Regressionsgeraden des Stickstoffentzuges ist als Punkt das jeweilige Stickstoffangebot (Nmin-Gehalt des Bodens vor Vegetationsbeginn plus Stickstoffdüngung) auf den Untersuchungsstandorten eingetragen. Auch hier zeigt sich die oft weit über dem Stickstoffentzug liegendeN-Versorgungauf Flächen mit geringerer nutzbarer Feldkapazität, was die Gefahr einer Nitratauswaschung sehr stark erhöht. Aus dem Blickwinkel der Bilanzierung betrachtet, stellt die Gerade des Stickstoffentzuges bei Nichtberücksichtigung der bodenbürtigen Stickstoffnachlieferung, die Grenzlinie eines ausgeglichenen Bilanzsaldos dar. Liegt die Stickstoffzufuhr auf dem jeweiligen Standort über dieser Grenze ergibt sich ein Saldoüberschuß, der auswaschungsgefährdet ist, liegt die N-Zufuhr unter dieser Linie, so ist der Bilanzsaldo negativ - der Pflanzenertrag kommt unter Ausnutzung des bodenbürtigen Stickstoff zustande, ein Stickstoffüberschuß ist nicht vorhanden.

-102M-Ange bot

SchlußColgerungen

N-Entzug

280

- Die nutzbare Feldkapazität im

.o N-Anoebot N-Entzug

Wurzelraum erfaßt als komplexe Bodenkenngröße sowohl

230

.'

dessen Wasserbaushalt als auch dessen Güte als Pflanzenstandort. Dies macht sie zu einer geeigneten Größe zur Abschät-

0 .r:.

""-.

z

(Jl

.:<.

zung der potentiellen Nitrataus130

tragsgefahrdung. - Die höchste GrundwassergeIahedung geht von den flacher-

8o+-~~-,-,~~r-~-,-,~~~"-,-,_,,_,

grundigen Standorten mit ge-

20

ringer Wasserspeicherfahigkeit und somit hoher Nitrataustrags-

60

100

140

180

220

nFKdB

Abb. 4:

gefährdung aus. Hier werden

Stickstoffentzug (durchgezogene Linie) von Getreide und N-Angebot ( 0 ) als Funktion der nFK im Wurzelraum

bei gleicher Düngung die geringeren Stickstoffentzüge erzielt, was zu höheren Nitratausträgen aus dem Wurzelraum führt. - Eine standortgerechte und pflanzenbaulich sinnvolle Stickstoffdüngung muß sich an der nutzbaren Feldkapazität im Wurzelraum (Ertragspotential deS Standortes) orientieren, um eine weitgehende Verwertung des Stickstoffangebotes durch den Pflanzenbestand zu gewährleisten.

Uteratur Harrach, T. & Peter, M. (1990): Konzept zur Minderung der Nitratbelastung des Grundwassers im Einzugsgebiet des "Großen Brunnen", Bad Wildungen. Bericht an die Stadt Bad Wildungen, unveröffentlicht. Peter, M., U. Steinrücken, T. Harrach & Th. Vorderbrügge (1991): Flächenhafte Erfassung von Bodenund Bewirtschaftungsdaten in einem Trinkwasserschutzgebiet als Grundlage für die Reduzierung der Nitratbelastung. VDLUFA-Schriftenreihe 32, Kongreßband 1990, 223-228. Weinzierl, W. & Zwölfer, F. (1987): Flächenhafte Bewertung der potentiellen Gefahr der Nitratauswaschung und li!ndbauliche Konsequenzen fiif Wasserschutzgebiete. Mitteilng. Deutsch. Bodenkundl. Gesellsch., 53, 317-322.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

103-106

(1992)

Abschätzung der realen StoiTaustriige in landwirtschaftlich genutzten Flußpoldern mittels gebietshydrologischer Analysen

von Quast, L L. Müller und R. Dannowski+)

Problemstellung

An den Mittel- und Unterläufen der Oder und der Eibe gibt es große ackerbaulich genutzte Polder. Der bedeutendste Oderpolder ist das um 1750 vollständig eingedeichte und anschließend kolonisierte Oderbruch mit fast 60 000 ha LF. Die südlich Frankfurt (0.) gelegene Ziltendorfer Niederung umfaßt mehr als 20 000 ha und die daran anschließende Neuzcllcr Niedenmg etwa I 0 000 ha. Diese drei Oderpolder machen 6 % der gesamten LF des Landes Brandenburg aus und liefern mit ihren guten Böden mehr als I 0 % der Erträge. An der Eibe haben insbesondere die Elbwische (45 000 ha), die weiter unterhalb bei Lenzen und Boizenburg gelegenen Polder, aber auch die Polder am Mittellauf bei Wittenberg und Torgau einen hohen Stellenwert in der Agrarproduktion der jeweiligen Regionen. Geomorphologisch sind alle diese Polder durch fluviatile bindige Ablagerungen (0,5 ... 3,0 m) über sandig/kiesigen Grundwasserleitern (M = 10 .. .40 m) gekennzeichnet. Örtlich gibt es Sanddurchragungen ohne Auendeckschicht. Die Grundwasserflurabstände betragen I ,0 .. .3,0 m. Bei Hochwasser der Flüsse kommt es zur Ausbildung von Drängewasserströmungen entsprechend Abbildung I. Über die Auswirkungen der Landnutzung der Polder auf das Grundwasser, die Vorfluter und ggf Wasserfassungsanlagen ·gibt es sich erheblich widersprechende Auffassungen. Die bodenhydrologischen Parameter der bindigen Auensedimente lassen eher geringe Stoffausträge erwarten (vergl. GÄ TH et aL 1992). Kritiker intensiver Ackernutzung auf den gnmdwassernahen Polderböden unterstellen dagegen potentiell hohe Grundwassergefährdung wegen der geringen Grundwasserflurabstände. Bezogen auf den hohen Flächenanteil ist es deshalb von erheblicher agrarpolitischer Bedeutung, wie das reale Gefahrdungspotential der Landnutzung auf diesen Standorten einzuschätzen ist Untersuchungsmethodik im Beispielsgebiet Oderbruch Das Oderbruch (Abb. 2 bis 6) liegt im Ergebnis der Einpolderung und der damit verbundenen Verlegung der Oder an den östlichen Rand der Aue tiefer als das Mittelwasser der Oder. Das regionale Grundwasserregime wird deshalb durch einen ständigen Zustrom von Drängewasser aus der Oder geprägt. Im Westen wird das Oderbruch von der etwa 40 m höher liegenden Lebuser Platte und der Hochfläche des Bamim begrenzt. Der Wasserhaushalt des Oderbmches wird entlang der gesamten Randkonturen durch Zuflüsse gespeist. Der gesamte Abfluß erfolgt über die Alte Oder bei Bad Freienwalde. In Verbindung mit der Vorbereitung kulturteclmischer Maßnähmen (Rekonstruktion des Grabennetzes, Flurneuordnung) sind seit 1970 intensive hydrologische Untersuchungen zum Oderbruch durchgefiihrt worden. Dazu gehörten die Installation von 250 Grundwasserbeobachtungsrohren, vier Großpumpversuche, Stichtagmessungen der Abflüsse im Grabennetz an mehr als 50 Meßprofilen sowie Arbeiten mit einem regionalspezifischen elektroanalogen Netzwerksmodell (unregelmäßige Dreiecksdiskretisierung, QUAST u. MÜLLER 1973, Abb. 5). Das Modell wurde fiir die Stichtagmessungen kalibriert. In der Kombination von Feldmessungen und Modellsimulationen wurden die entlang der Oder einströmenden Drängewassernlengen und ihr Austritt in einzelnen Grabenabschnitten des Binnenvorflutsystems fiir alle in Frage kommenden Oderwasserstände ermittelt. Ferner wurden die ober- und unterirdischen Fremdzuflüsse von den Hochflächen ermittelt. Für alle Belastungsfälle wurden Hydroisohypsenpläne erstellt, aus denen u. a. auch eine klare Abgrenzung des Einflußbereiches der unterirdischen Hangzuflüsse erkennbar ist (Abb. 6). Durch die Vielzähl einander kontrollfähiger Meß- und Modellergebnisse wurde eine hohe Sicherheit bei den gebietshydrologischen Aussagen erreicht, die bei nachfolgenden Kontrollmessungen immer wieder bestätigt wurden. +) Institut fiir Hydrologie, ZALF e. V., Wilhelm-Pieck-Straße 72, 0-1278 Müncheberg

-104Wassergüteproben werden regelmäßig am Abflußpegel Schiffinühle fiir den Gesamtabfluß sowie in einzelnen Grabenprofilen und in Grundwasserbeobachtungsrohren gezogen. Die Ermittlung der Nährstoffiiberschüsse aus der Primärproduktion sowie die bodenhydrologische Bewertung hinsichtlich Versickerung/Grundwassemeubildung, Austauschhäufigkeit und potentiellem Verlagerungsrisiko erfolgten analog dem Vorgehen bei MÜLLER et al. 1992. Ergebnisse Bei einem kalkulierten N-Überschuß aus der Primärproduktion von ca. 70 kg·ha-l.a-1 ergibt sich fiir eine LF von 60 000 ha ein potentieller N-Überschuß von 4200 t-acl fiir das Oderbruch. Die bodenhydrologische Abschätzung des Verlagerungsrisikos erbringt bei einer Versickerung von 50 ... 70 mm·a-1, einer Verlagerungstiefe von 1,5 ... 3,0 dm·a-1 sowie einer Austauschhäufigkeit von 15 ... 30 %das Urteil: Verlagerungsrisiko sehr gering. Die maximalen gemessenen N-Konzentrationen im Grabenwasser lagen bei 0,3 mg·I-lN03-N und 0,9 mg·I-1 NH4-N, im Hauptvorfluter am Pegel Schiffinühle betrugen diese Werte 0,25 mg·I-1 N03-N und 0,1 mg·J-1 NH4-N. Im oberflächennahen Grundwasser wurden bei ähnlich niedrigen Werten fiir N03-N max. 5 mg·l-1 NH4-N gemessen. Am Pegel Schiffinühle ergeben sich relativ konstante mittlere Gesamtabflüsse aus dem Oderbruch von Q = 9 m3·s-l, davon sind QD = 4 ... 6 m3·s-l Drängewasser. Bei höchsten Oderwasserständen steigen die Drängewasserabflüsse kurzzeitig fiir 2 .. .3 Wochen aufQD = 10 ... 12 m3·s-l an. Bei einem Gesamtabfluß A = 470 mm·a-1 beträgt der Anteil aus dem Niederschlagsdargebot des Oderbruchs bei einer Versickerungssumme AS =50 mm·a-1 etwa 10% (Tabelle). Wenn man die gemessenen Werte fiir Stickstoff am Pegel Schiffinühle auf 0,5 mg·I-1 aufrundet, so erhält man bei einem mittleren Abfluß Q = 9 m3·s-l eine Jahresfracht von 142 t·a-1 N. Dieser Wert entspricht etwa 3,5% des potentiellen Gesamtüberschusses aus der Primärproduktion, enthält dabei aber auch alle anderen N-Einträge im Gesamteinzugsgebiet Zum Abbauverhalten auf den Fließstrecken im Grundwasser und im Grabensystem liegen keine Ergebnisse vor. Es kann aus den geohydrologischen Untersuchungen aber als sicher unterstellt werden, daß sich einsikkemde Stoffe im Hauptgrundwasserleiter in sehr oberflächenn.ahen Strombahnen bewegen und bei der gegebenen Struktur des Grabensystems spätestens nach 4 bis 5 Jahren in Gräben ausströmen. Das aus der Oder einströmende Drängewasser hat dagegen in tieferen Schichten Fließzeiten von 20 .. .40 Jahren bis zum Austritt in die westli~hen Vorfluter des Oderbruchs. Schlußfolgerungen Die Untersuchungen bestätigen, daß bindige Auenböden auf Grund ihrer bodenhydrologischen Eigenschaften ein sehr geringes Austragsrisiko fiir Nährstoffe in das Grundwasser und in die Oberflächengewässer haben. Mit Austragsraten von weniger als 5 % des potentiellen N-Überschusses, die fiir ähnliche Böden auch von anderen Autoren ermittelt wurden (EULENSTEIN 1992), kann man die ackerbauliche Nutzung solcher Standorte im Hinblick auf eine mögliche Gewässerbelastung als unbedenklich einstufen. Die im Oderbruch gewonnenen Ergebnisse lassen sich trotz der spezifischen geohydrologischen Situation auch auf andere Flußpolder an der Oder und der Eibe übertragen, da die Grundwasserstände fast immer unter Unterkante Deckschicht lagen. Literatur Eulenstein, F. (1992): Bodengebundene Parameter zur Beurteilung der Nilrat-Abbauraten durch Denitrifikation. In: Mitteil. d. Dt. Bodenkundlichen Gesellschaft, vorliegender Band. Gäth, S., F. Eulenstein und B. Wohlrab (1992): Strategien zur Reduzierung standort- und nutzungsbedingter Belastungen des Grundwassers mit Nitrat. Konzept des DBG-AK Bodennutzung in Wasserschutzgebieten, Gießen, Juni 1992. Müller, L., R. Dannowski, U. Schindler und J. Quast (1992): Bodenhydrologische Bewertung von Agrarflächen in einem Beispielsgebiet Ostbranden~urgs. In: Mitteil. d. Dt. Bodenkundlichen Gesellschaft, vorliegender Band. Quast, J. und G. Müller ( 1973): Untersuchung der regionalen Grundwasserströmung im Oderbruch. In: Wasserwirtschaft/Wassertechnik 23, H. 7.

-105-

Tabelle: Wasserhaushaltsgrößen zum Beispielsgebiet Oderbruch Niederschlag

N

Verdunstung

AET

Versickerung

AS

Oberflächenabfluß

AO

Fremdzuflüsse davon Oderdrängewasser wcstl. Hochfläche Abfluß

Qo A

472 mm·a-1 420 mm·a-1 ca.

50 mm·a-1 0 420 mm·a-1 300 mm·a-1 120 mm·a-1

ca. 470 mm·a-1

iluf1bi-rliich v~rlandbrirl?i9 Deichbereicht Polderbereich.._

u_n_durchlässi~•H Untergrund·

Abb. I: Schema der unterirdischen Zuflüsse zu einem Flußpolder

t

Abb. 2: Übersichtskarte zum Beispielsgebiet Oderbruch

®'

® mMV - •20

0535 I!J533)

BA 7 BA 10 105~11 7151

Ki&tz / KüJirin

Se./ow

BAJ(J/61)

11~1611 5161 11161

10557,0559)

8A2 8A6

•10

!0 -10 -20

-30

-'.0

'KlO-fach überhöht

Abb. 3: Hydrogeologischer Schnitt durch das Oderbruch

250-fach Uberhöht

Abb. 4: Geländereliefund Auendeckschicht zu Abb. 3 I

>-'

0

"'I

Abb.5: Modelldiskretisierung (mit Polygonflächen repräsentativer hrameter)

Abb_ 6: Ausschnitt aus einem regionalen Hydroisohypsenplan (mit Randstromlinie des Odereinflusses)

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

107-110

(1992)

Grundwasserschutz durch Kooperation zwischen Landwirtschaft und Wasserwerk von Raue, W. und R. Anlauf Einleitung Der Wasserbedarf für 750.000 Menschen im Großraum Hannover wird zu etwa 80% aus dem Wassergewinnungsgebiet "Fuhrbarger Feld" gedeckt. Trotz z.T. jahrzehntelanger Verfahrensdauer ist dieses Gebiet kein rechtsgültiges Wasserschutzgebiet Die Nitratgehalte in den Brunnen sind niedrig (bei 3 mg/1), es gibt allerdings bereits jetzt \Bereiche im Fuhrbarger Feld mit sehr viel höheren Werten; Pflanzenschutzmittel wurden in den Brunnen bis jetzt noch nicht gefunden. ln dem Wassergewinnungsgebiet wird auf beträchtlichen Flächenanteilen intensive Landwirtschaft betrieben. Diese Landwirtschaft hat Auswirkungen auf die Trinkwasserqualität Nitrat: Aus den intensiv genutzten Ackerflächen fließen mit dem Sickerwasser im Mittel ca. 130 mg/1 Nitrat zum Grundwasser. Dieses Nitrat wird jedoch im Grundwasserleiter denitrifiziert. Dabei entsteht Sulfat und Eisen. Diese Stoffe verteuern die Wasseraufbereitung erheblich. Gleichzeitig wird das Denitrifikationspotential aufgebraucht mit der Gefahr eines Nitratdurchbfuchs in der Zuk"unft. Pflanzenschutzrnittel: Durch die intensiv betriebene Landwirtschaft werden im Fuhrbargar Feld erhebliche Mengen an Pflanzenschutzmitteln ausgebracht, auch solche mit "W-Auflage" (Anwendungsverbot in Wasserschutzgebieten). Eine Entfernung von Pflanzenschutzmitteln, die in das Grundwasser gelangen, ist aufwendig und sehr teuer, bei einigen Substanzen ist eine Entfernung nicht möglich. · Kurzbeschreibung des Fuhrberger Feldes:

Größe des Einzugsgebietes davon ldw. Nutzfläche (LN) Anzahl ldw. Betriebe · Viehbesatz"> Betriebsform Bodenart geförderte Wassermenge pro Jahr ">

ca. 30.000 ha ca. 12.000 hä ca. 250 ca 0.8 DE/ha = 64 kg N/ha überwiegend Gern ischtbetriebe überwiegend Mittelsand, Feinsand ca. 40 Mio m3

mit einer erheblichen Konzentration auf einzelne Betriebe

Stadtwerke Hannover AG, Postfach 5747, 3000 Hannover 1

-108Kooperationmodell Landwirtschaft - Stadtwerke Hannover AG Staatliche Maßnahmen zur Qualitätssicherung haben bislang keinen Erfolg gezeigt. Die Stadtwerke haben deshalb bereits in der Vergangenheit fast 2000 ha Fläche in den .Wassergewinnungsgebieten, überwiegend im · Bereich der beantragten Schutzzonen II aufgekauft. Diese Flächen werden entweder in Eigenregie forstlich bewirtschaftet oder mit grundwasserschutzorientierten Bewirtschaftungsauflagen an Landwirte verpachtet. Langfristig kann der Konflikt zwischen der Landwirtschaft ~ntensive Produkti.on mit möglichen Auswirkungen auf die Grundwasserqualität) und Wasserwirtschaft (Verantwortung für die Trinkwasserqualität) jedoch nur gemeinsam gelöst werden. Deshalb wurde im Jahr 1990 die "Arbeitsgemeinschaft Grundwasserschonende Landwirtschaft im Fuhrbarger Feld-- AGF", ein Zusammenschluß von Landwirten und Mitarbeitern der Stadtwerke Hannover AG, gegründet. Im Rahmen dieser Kooperation werden seitdem grundwasserschonende Bewirtschaftungsmethoden erarbeitet. Ziel ist die Entwicklung von Anbauverfahren für eine flächendeckende Extensivierung der landwirtschaftlichen Produktion, die einerseits die bäuerlichen Familienbetriebe in den Wassergewinnungsgebieten erhalten und andererseits die Belastung des Grundwassers durch Dünge- und Pflanzenschutzmittel minimieren sollen. Im Folgenden sollen einige Beispiele dieser Zusammenarbeit vorgestellt werden.

Reduzierung der Stickstoffdüngung Erarbeitung eines Leitfadens für eine pflanzenbedarfsgerechte Stickstoffdüngung: Nitratverluste durch unsachgemäße Stickstoffdüngung bedeuten für den Wasserversarger eine Gefährdung der Trinkwasserqualität; für den Landwirt direkte finanzielle Verluste. Deshalb ·wurde von der Arbeitsgemeinschaft grundwasserschonende Landwirtschaft im Fuhrbarger Feld (AGF) ein Leitfaden zur pflanzenbedarfsgerechten N-Düngung entwickelt. Mit Hilfe dieses Leitfadens kann der Landwirt die N-Nachlieferung organischer' N-Quellen (Emtereste, Wirtschaftsdünger, Boden) besser abschätzen. Durch Anwendung des Leitfadens läßt sich eine sachgerechte Düngermenge errechnen.

Bodenuntersuchungen und Stenge/saftanalysen - Wertvolle Entscheidungshiffen für eine pflanzenbedarfsgerechteStickstoffdüngung: Von den Stadtwerken werden Nm1nAnalysen im Frühjahr finanziert. Die Probenahme erfolgt durch den Landwirt. Ziel ist die Optimierung der Düngungsplanung. Außerdem werden zur Überprüfung der vorhergehenden N-Düngung Bodenproben im Herbst nach der Ernte untersucht und die Ergebnisse mit den Landwirten ausgewertet und diskutiert. Während der Vegetationsperiode wird mit Hilfe von Stengelsaftanalysen die aktuelle Stickstoffversorgungslage von Kartoffel- und Maisbeständen festgestellt, um somit die Düngung besser steuern zu können.

-109Gülle: kein Abfallprodukt, sondern ein wertvoller Dünger: Mit moderner Technik kann Gülle gezielt und genau dosiert an die Pflanzenwurzeln ausgebracht werden. Bei zusätzlicher Beachtung des richtigen Ausbringungszeitpunktes und des Pflanzenbedarfs kann eine Belastung des Trinkwassers vermieden werden. Die Stadtwerke Hannover haben deshalb ein modernes Gülleverteilgerät (Güllefaß mit Schleppschlauchgestänge) ausgeliehen und stellen es gegen eine geringe Kostenbeteiligung den Landwirten der AGF zur Verfügung.

Außerdem wurden von den Stadtwerken Meßgeräte zur Schnellbestimmung des Ammoniumgehaltes in dE)r Gülle angeschafft. Die Anwendung dieses Gerätes ermöglicht eine sachgerechte Berücksichtigung des Gülle-Stickstoffs in der Düngungsplanung. Diese Geräte können von den Landwirten ausgeliehen werden.

Ganzjährige Begrünung - Vermeidung der Auswaschungsgefahr von Stickstoff: Von der AGF wird empfohlen wenn möglich nach jeder Hauptkultur die Einsaat einer schnellwachsenden Zwischenfrucht (z.B. Ölrettich, Senf, Raps) vorzunehmen. Der in der Grünmasse der Zwischenfrucht gespeicherte Stickstoff wird vor der winterlichen Auswaschung bewahrt und steht - nach Einarbeitung und Mineralisation - den Folgekulturen wieder zur Verfügung. Somit ist dem Trinkwasserschutz und dem Landwirt gedient. Für entsprechende Demonstrationsversuche stellen die Stadtwerke Saatgut zur Verfügung, während die Landwirte ihre Maschinen und Arbeitskraft einbringen.

Reduzierung des Pflanzenschutzmitteleinsatzes Im Fuhrbarger Feld werden Anstrengungen unternommen, die "GUTE FACHLICHE PRAXIS" in die Tat umzusetzen und den Pflanzenschutzmitteleinsatz zu minimieren. Dazu wird den Landwirten in Demonstrationsversuchen vorgeführt, in welcher Art und Weise umwelt- und grundwasserschonende Pflanzenschutzverfahren durchgeführt werden können. Neben Empfehlungen über Art und Aufwandmenge handelt es sich dabei insbesondere um Verfahren der mechanischen Unkrautbekämpfung. Mechanische Unkrautbekämpfung: Im Getreide ist es oft möglich, die Zahl der Unkräuter mit Hilfe spezieller Unkrautstriegel auf eine für den Ertag der Kulturpflanze unbedenkliche Anzahl zu reduzieren. Durch den Striegeleinsatz werden Unkräuter vergraben und herausgerissen. Vor dem Einsatz chemischer Pflanzenschutzmittel ist generell zu prüfen, ob die tolerierbare Anzahl an Unkräutern überschritten ist. Dies kann mit Hilfe eines Schätzrahmens geschehen.

ln der konkurrenzkräftigen Kultur Raps können unterstützende Maßnahmen wie Durchführung einer ausreichenden Stoppelbearbeitung und Einhaltung eines optimalen Aussaattermins dazu führen, daß Bekämpfungsmaßnahmen unnötig werden. Bei hohem Unkrautdruck ist der Einsatz einer Maschinenhacke möglich. Kartoffeln und Mais sind Früchte mit einem weitem Abstand zwischen den Reihen. Deshalb lassen sich Unkräuter sehr gut mechanisch beseitigen: in Kartoffeln durch Kombination von Striegel- und Häufelgängen; im Mais durch Einsatz verschiedener Geräte wie Striegel, Rollhacke und rotierende Bürste.

-110-

Fazit: Dem Landwirt stehen heute eine Reihe erprobter "nichtchemischer" Pflanzenschutzverfahren zur Verfügung, um Unkräuter zu beseitigen. Diese müssen insbesondere in Wassergewinnungsgebieten vermehrt genutzt werden. ln der Regel sind diese Verfahren allerdings mit einem zeitlichen Mehraufwand und somit mit höheren Kosten verbunden.

Vermarktung Eine Akzeptanz neuer extensiver Bewirtschaftungsformen durch die Lanawirte kann nur bei einer gleichzeitigen Sicherung der Betriebseinkommen erreicht werden. Dafür müssen längerfristig andere Vermarktungswege mit dem Ziel höherer Erzeugerpreise erschlossen werden. Eine Möglichkeit dazu ist die Bildung von Er:Zeugergemeinschaften zur Vermarktung grundwasserschonend angebauter Produkte mit einem bestimmten Markenzeichen. Im Programm "Qualitätskartoffeln aus dem Fuhrbarger Feld"· - initiiert durch .die Stadtwerke und die Marketinggesellschaft für niedersächsische Agrarprodukte- arbeiten Erzeuger (Landwirt), Verarbeiter (Schälbetrieb) und Verbraucher (Großkantinen) zusammen, um dieses Ziel zu erreichen. Nach einem Testmonat in der Mensa der Universität Hannover im Herbst 1991 werden diese grundwasserschonend angebauten Kartoffeln im Jahre 1992 über mehrere Großküchen im Raum Hannover abgesetzt. Der höhere Erzeugerpreis macht diese Programm für die Landwirte trotz erhöhtem Aufwand sehr attraktiv.

Öffentlichkeitsarbeit Um diese Kooperation zwischen Landwirtschaft und Wasserwirtschaft im Fuhrbarger Feld regional und überregional bekannt zu machen, kommt es regelmäßig zu Veröffentlichungen in Tageszeitungen und landwirtschaftlichen Fachblättem. Bei Feldbesichtigungen und Maschinenvorführungen bzw. durch regelmäßige Vorträge im Winterhalbjahr werden grundwasserschonende Techniken vorgestellt.

Rundschreiben Zur Information der Landwirte werden mehrmals im Jahr von den Stadtwerken Rundschreiben verschickt. ln diesen Schreiben werden z.B. aktuelle Themen der Düngung und des Pflanzenschutzes, Erfahrungsberichte zu den gemeinsam durchgeführten Feldversuchen und Stellungnahmen zu Ergebnissen der . Boden- und Pflanzenuntersuchungen.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

111-114

(1992)

Qualitative und quantitative Aspekte zur Nitratverlagerung von

RENGER,M. und G.WESSOLEK*' Aus wasserwirtschaftlicher Sicht sind hohe Grundwasserneubildungsraten interessant. Sie erlauben Grundwasserentnahmen ohne größere Grundwasserabsenkungen befürchten zu müssen. Hohe Versickerungsraten bedeuten aber auch eine hohe N0 -verlagerungsgefahr. 3 Dieser Konflikt läßt sich durch folgende Gleichungen verdeutlichen: (1)

N-Verlagerung kg N/ha · a

mittlere N03-N-Konz.

Tiefen(mg/1) x versickerung (l/m 2



a)

100 (2)

Verlagerungstiefe dm/a

Tiefenversickerung mm/a FK mm/dm

Sowohl die N-Verlagerung wie auch Verlagerungstiefe von Wasser und der darin gelösten Stoffe (z.B. N0 ) wird ganz entscheidend von der Tiefenversickerungs3 rate beeinflußt, wenn man davon ausgeht, daß die Verlagerung in erster Linie durch Massenfluß erfolgt. Tiefenversickerung und Verlagerungstiefe Die Tiefenversickerung für Standorte in ebener Lage läßt sich aus - der pflanzenverfügbaren Bodenwassermenge des effektiven Wurzelraumes (nutzbare Feldkapazität nFK + kapillarer Aufstieg) - den Niederschlägen und - der potentiellen Evapotranspiration (z.B. n. HAUDE) ermitteln. In Abb. 1 ist ein Nomogramm für die Ermittlung der Tiefenversickerung und die Verlagerungstiefe für N0 für Standorte in ebener Lage darge3 stellt. Für die Ermittlung der Verlagerungstiefe muß außer den bereits genannten Standortseigenschaften die Höhe der Feldkapazität FK berücksichtigt werden. Als Problemstandorte sind die anzusehen, bei denen die Verlagerungstiefe größer ist als der ebenfalls in Abb. 1 eingezeichnete effektive Wurzelraumbereich. Die Schwankungsbreite des effektiven Wurzelraumes ist innerhalb einer Bodenart vor allem durch unterschiedliche effektive Lagerungsdichten bedingt. Bei Hangstandorten ist die Tiefenversickerung zusätzlich von der Exposition, der Position am Hang und der Hangneigung abhängig (s.Tab.1 u. Abb.2). Nitratkonzentration in Abhängigkeit von Standorteigenschaften, Nutzung und Düngung Zu den wichtigen Einflußgrößen auf die Nitratverluste aus dem Wurzelraum zählen (s.a. STREBELet al., 1986) beim Klima: Niederschlagsmenge und -verteilung1 ,2 Beregnung (Steuerung, Höhe der Einzelgabe)1 ,2 klimatischer Verdunstungsanspruch

+ Institut für Ökologie - FG Bodenkunde - der Technischen Universität Berlin Salzufer 11-12, 1000 Berlin 10

-112-

beim Boden: Lage im Gelände (Relief)1 nutzbare Feldkapazität1, Feldkapazität2 (Bodenart) N-Vorrat2, N-Umsetzungsvermögen/Nachlieferung2 Grundwasserflurabstand1 bei der Nutzung bzw. dem Pflanzenbestand: Pflanzenart (Bedeckungsgrad, Wurzelraumtiefe)1 ,2 N-Aufnahme, Wasseraufnahme1 ,2 Dauer und Jahreszeit der Bodenbedeckung1 ,2 Häufigkeit und Intensität der Bodenbearbeitung2 bei der N-Zufuhr durch Düngung: Düngerart2 Düngermenge und -aufteilung2 Düngezeitpunkt2 1 Einfluß auf Grundwasserneubildung 2 Einfluß auf Konzentration des Sickerwassers Bei den Einflußgrößen kann man eine Zweiteilung vornehmen. Entweder wird die Grundwasserneubildung oder die N-Dynamik und damit die No -Konzentration be3 einflußt. In vielen Fällen ist jedoch eine scharfe Trennung nicht möglich. Abb. 2 zeigt, daß die N0 -Konzentration und N-Verlagerung bei Sandböden mit 3 steigender N-Düngung zun1mmt. Die starke Streuung weist darauf hin, daß neben N-Düngermenge noch andere Faktoren (z.B. Termine, Aufteilung und Höhe der NVerteilung, N-Umsetzung, Niederschlagsverteilung) eine wichtige Rolle spielen. Auch bei sehr niedrigem N-Düngungsniveau liegt bei Sandböden die N0 -Konzen3 tration im Sickerwasser oberhalb 50 mg/1. Durch Zwischenfruchtanbau wird die N0 -Konzentration um mehr als 50 % gesenkt. Besonders hohe N0 -Konzentrationen 3 3 treten beim Spargel- und intensiven Gemüseanbau auf. Faßt man die wichtigsten Ergebnisse der Literatur (STREBEL et al. 1986 und eigene unveröff.Daten) zusammen, so ergeben sich für die standort-und nutzungsspezifische Nitratkonzentration im Sickerwasser unterhalb der Wurzelzone folgende Daten: Standort

Nutzung (Fruchtfolge, N-Düngung)

Sandboden

Acker (Getreide-Zu-Rüben/Kartoffeln, l>l120 kg N/ha · a) Acker (Getreide-Wi-Zw.Frucht-ZuRüben/ Kartoffeln, ""120 kg N/ha · a) Mähwiese ("" 250 kg N/ha · a) Intensivere Weide (~250 kg N/ha · a, 2 RGVE/ha,~180 Weidetagel Intensiver Feldgemüsebau (> 250 kg N/ha · a) Spargel, Baumschule Nadelbaum-Bestand Schwarzerlen-Besta'nd

""" 60-90 > 200 > 300 < 10 40 ~

Acker (Getreide-Zuckerrüben ..,.150 kg N/ha · a)

,?
Lößböden

mittlere Nitratkonz. mg/1 ~1

00-130

""' 60-70 ~ 15-30

30-60

Literatur STREBEL, 0., W.H.M. DUYNISVELD und J. BÖTTCHER (1986): Vertikaler Stofftransport im Boden und Stoffverluste aus dem Wurzelraum ins Grundwasser. KaliBriefe~' (2) 93-105. WESSOLEK, G., R. KÖNIG, M. RENGER (1992): Modelle zur Ermittlung und Bewertung von Wasserhaushalt, Stoffdynamik und Schadstoffbelastbarkeit in Abhängigkeit von Klima, Bodeneigenschaften und Nutzung. BMFT-Forschungsbericht, Projekt Nr. 0374343.

-113-

Tcob. 1: Einfluß der Exposition und Hangposition auf die Tiefenversickerung bei Ackernutzung im Raum Süd-Hannover

Differenz der Tiefenversickerung im Vergleich zu ebenen Standorten (mm/a) Hangneigung 5 % 10 % 20 %

Exposition bzw. Position

-

Südhang Nordhang

12

'- 25 + 20

+ 10

- 50 + 40

Differenz der Tiefenversickerung im Vergleich zum Oberhang (Lößstandort) mm/a Hangneigung 10 % 15 % 20 % Mittelhang Unterhang bzw. Hangfuß

3 40

2

30

6 45

I

Tiefenversickerung bzw.

•oo

Grundwasserneubildunq

EHaude mm/a

Feldkapazität mm/m

mm/.a 200

~

500

150

•oo 300 75

Sommerniederschlag(Sj) mm (1. •. -30.9.)

200

100

"'

bzw. eff. Wurzelraum cm

" "i,()()300200

--50~ 500

"'-"

~~-Schwankun9sbrei te

-•oo~

de-s ef1. Wurzelraumes

Beispiel:

•oo

300

300

V('(!agerungstiefe cmta

200

100

50 mm

pflanzenverfügbares Bodenwasser

( nFK • kapillarer Aufstieg)

= IOOmm

Wpft Wj Sj

= JOOmm

EHaude

: 500 mm Ja

V

::200mm/a

=300 mm

Verlagerungstiefen FK: tOO

= 203

cm/a

200. 100 cm/a 300. 66 cm/a

Abb. 1: Nomogramm zur Bestimmung der Grundwasserneubildung und der Ni tratverlagerungstiefe unter Ackerland

-114-

Gneu lmm/a) 350

Raum Hannover B"1950-1986.

z. Rüben

nFKwe lmm)

300

70

*5

250

110

-* / : ,..~*uT

150

0/

h

200

-;.-ots

*'



._,...·.

* // / if

.•tU

240

•'"

*'/

150

20

10

20% Neigung

10

Südhang

Ebene

Nordhang

Abb. 2: Grundwasserneubildung unter Zuckerrüben für unterschiedliche Böden und Hangbedingungen im Raum Süd-Hannover

mg

Nil

mg N0

80

350

!l

3

~ 0,53

/

o· *

70 y (mg N/1)

250

~ ~

~

13,22

+

J;. mit Zwischenfrucht mi n mi nera 1i sch· bd biologisch-dynamisch

0,13 X

y (mg N0 3 /1)~ 58,6 + 0,58 x

60

~

> c

Regress i onsgl ei chung:

300

~

~ ~

y'l

(Kg N/ha)

~

26,5 + 0 .. 265

0 Spargel

n. Strebel, Hannover eigene Erhebungen

o Gemüse

X

50

~

~

u

200

ohne Zwischenfrucht

~

~

'~

40

~

~

150

"0

30

J

100 20

f?."' ~ ~

10

_y-----·

*(min)

.

-- -~

-&(bd~('2i!!.L

50

mit Zwi Sehenfrucht

&

&

~

.,

~

~

.

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

N-Düngung kg/ha

x) bei einer Versickerungsmenge von 200 mm/a

Abb. 3: Einfluß der N-Düngermenge auf die Nitratkonzentration des Sickerwassers ------- unter Ackerland

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

115-118

( 1992)

Modeliierung des Nitrataustrags Beratungsinstrument für den GW-Schutz in Niedersachsen G.M. Richter, A.J. Beblik, K Chr. Kersebaum, J. Richter

Eine Minderung des Nitrataustrags bei gleichzeitiger Ausschöpfung des standortspezifischen Ertragspotentials erfordert ein Instrumentarium, das Maßnahmen zur gezielten Verringerung der N-Düngung, ihrer Kontrolle und Prognose des Austrages ermöglicht. Für diese Aufgabe sindtrotzgewisser Einschränkung Rechenmodelle unverzichtbar, weil durch sie das Wissen verschiedener Disziplinen integriert und Wechselwirkungen im System Pflanze-BodenWasser-Luft dargestellt werden können. Nach ihrer Prüfung erlauben Modelle, Meßwerte durch Rechnung zu ersetzen und Prozesse zu extrapolieren. Damit kann das Verhalten von Systemen ohne wesentlichen Genauigkeitsverlust kostengünstig beschrieben werden. ln Niedersachen, wo Trinkwasser zu fast 90 % aus Grundwasser landwirtschaftlich geprägter Einzugsgebiete gewonnen wird, ist Grundwasserschutz ohne den Einsatz effizienter Rechenmodelle unvorstellbar. Einsatzmöglichkeiten für Simulationsmodelle Prozeß-Simulationen sollten für die Durchsetzung einer grundwasserschonenden Landbewirtschaftung auf zwei Einsatzebenen benutzt werden (Konzept-Schema): 1.) bei der Entwicklung eines regionalen Bewirtschaftungskonzepts und 2.) in der Beratung des einzelnen Landwirts. zu 1.) Als Voraussetzung für grundwasserschonende Landbewirtschaftung ist zuerst der status quo der standort-und nutzungsbedingten Grundwasserbelastung festzustellen. Dazu werden Nitrataustragskarten auf der Basis von Boden- und Nutzungskarten sowie der durch Befragung ermittelten Bewirtschaftung der Fruchtfolgeglieder durch Simulation erzeugt (Richter et al. 1992). ln einem weiteren Schritt (Szenario-Simulationen) kann eine hypothetische Verringerung der Nitratbelastung simuliert werden, indem man für auswaschungsgefährdete Böden eine Veränderung der Bewirtschaftung annimmt. Das regionalisierte N-Haushaltsmodell ermöglicht, die Auswirkung der Maßnahmen zu Anbau und Düngung auf die Gesamtbelastung eines Einzugsgebietes durch Nitrat vorab zu prüfen. zu 2.) Die Ergebnisse dieser Szenario-Simulationen können in die Dünge- und Anbauplanung der landwirtschaftlichen Beratung einbezogen werden. Simulationsmodelle haben sich für die Berechnung des Nmin-Gehalts im Frühjahr und für die Beschreibung des N-Haushalts von Ackerböden mit Wintergetreide bis zum Zeitpunkt der Ernte (Kersebaum, 1989) bewährt. Durch schlagspezifische Messungen und begleitende ganzjährige Simulationen kann der Erfolg der Sanierungsmaßnahmen kontrolliert werden. Dadurch kann die Anzahl insbesondere schwieriger Messungen (Tiefbohrungen) verringert werden. Die aus Anbau und Düngung resultierenden Wirkungen auf Ertrag und Boden-N-Haushalt müssen berechnet und ökonomisch bewertet werden. Die lokalen Ergebnisse, z.B. die Verringerung der Nitratausträge durch suboptimale Düngung, tragen letztlich zur Verifizierung der regionalen Szenarien bei. Die wasserwirtschaftlich notwendigen landwirtschaftlichen Maßnahmen können so schrittweise verbessert und ökonomisch vertretbar durchgesetzt werden.

-116-

· Modeliierung des N-Haushalts N-Mineralisation N-Aufnahme N-11l"imöbilisati6h.

r-.71 Nitratverlagerung •'""/ I . . . . . ti ..,,, I .

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11· Nniin imFrühjahrl.

Boden Bewirtschaftung

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I Nitrataustrag I

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I

1: N-Bedarfspro~nose .13et-atung/Kontrolle: .•. ~

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Regionalisierung

sallierui1gskonif3il~: •·

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~~~ Ökonomie -Ertrag/Gewinn

Grundwasser -Qualität I< I

~

Ausgleichszahlungen Beispiel für eine Beratung in Wasserschutzgebieten . Am Beispiel des Anbaus von Wintergetreide soll demonstriert werden, wie Simulationen in der Düngeberatung in Wasserschutzgebieten eingesetzt werden können. Ziel ist dabei die "Optimierung", d.h. ertragsneutrale Minderung des Düngeraufwands mit Hilfe des Modells im Sinne einer grundwasserschonenden Landbewirtschaftung gewesen. So sollte versucht werden den Nitratgehalt im Boden zum Zeitpunkt der Ernte reduziert werden. Insgesamt wurden 25 Streifenversuche (0.2 bis 0.36 ha) zur N-Düngung von Wintergetreide in den Gebieten Geest; Börde und Hügelland in Zusammenarbeit mit den örtlichen landwirtschaftlichen Beratern angelegt. Zu drei bzw. vier Terminen (Startgabe, Schossen, Ährenschieben und Spätdüngung) wurde eine Düngeempfehlung nach HERMES (eJY'Ieiterte Version des N-Haushaltsmodell nach Kersebaum 1989, Landdata)berechnet. Diese basierte jeweils auf dem bis dato tatsächlichen Wachstum und der daraus ~esultierenden N-Aufnahme und einem prognostizierten N-Be'darf, 'der sich an einem maximalen Wachstum bei zukünftig mittlerem Wetter orientierte. Während der Vegetation erfolgte eine Bonitierung der

-117Bestände nach Dichte und Ährenqualität Zur Ernte wurden jeweils Ertragshöhe und Qualität auf den nach Modellempfehlung und den praxisüblich gedüngten Teilflächen bestimmt. Ergebnisse der Beratung nach Modell Berechnung des N-Düngerbedarfs Trotz der Vielfalt der Versuchsflächen wird die Modellrechnung als wirksames Mittel bestätigt, den Vorrat an mineralischem N im Frühjahr zu berechnen. Selbst Flächen mit selteneren Vorfrüchten (Erbsen, Kartoffeln) und organischer Düngung werden innerhalb des angestrebten Genauigkeitsniveaus (± 20 kgN/ ha/ 90cm) beschrieben. Nur für den Auengley, bei dem ein vom Modell nicht beschriebener Nitratabbau im Unterboden anzunehmen ist, wird der Nmin-Gehalt im Frühjahr durch die Simulation überschätzt. Gegenüber der bestockungsfördernden Startgabe der Praxis wird nach Modellempfehlung die Phase der Ährenausbildung durch eine höhere Schossergabe betont. Insgesamt werden die Bestände der Modellvariante dadurch etwas lichter (504 gegenüber 522 Ähren/ m2 in der Praxis). Nach einer im Vergleich zur Praxis niedrigeren Gabe zum Ährenschieben berechnet das Modell infolge anhaltend optimaler Wachstumsbedingungen (Einstrahlung, Temperatur) und des hohen Qualitätsziels (14,5% Rohprotein) eine hohe Spätdüngung. Diese ist jedoch infolge der unerwartet lang anhaltenden Trockenheit nicht voll wirksam gewesen. Für Stoppelweizen wird durch das Modell insgesamt ein N-Bedarf berechnet, der nur 15 kgN/ ha unter dem der landwirtschaftlichen Praxis liegt. Für Weizen nach den Vorfrüchten Zuckerrüben und Erbsen kann dagegen durch die Modellrechnung der N-Aufwand gegenüber ortsüblicher Praxis um weitere 30-40 kgN/ha gesenkt werden (p < 0.05). 300

N in kg/ha bzw. dt/ha .

D

Modellvariante

VF. W-Weizen

B

Praxisvariante

VF: ZR u. Erbsen

200

100

0

-1ooL-----------------------------------------~ N-Düngung

Abb. 1:

Ertrag

N-Saldo

N-Düngung

Ertrag

N-Saldo

Vergleich der Bilanzgrößen für den Winterweizenanbau

N-Entzug und N-Saldo Im Mittel aller Schläge ist durch den Modelleinsatz keine signifikante Ertragsminderung (-1 ,6 dt/ha) bei einer leichten Verminderung des N-Saldos zu verzeichnen (-27 kgN/ha). Die Unterschiede zwischen den Flächen mit verschiedenen Vorfrüchten sind aber beträchtlich.

-118-

Während bei Stoppelweizen sich für die Modellvariante ein leichter Ertragsrückstand ergibt, wird für Winterweizen nach Zuckerrüben und .Erbsen infolge des Modelleinsatzes eine geringere Düngung und einen Mehrertrag bei nahezu gleichem N-Entzug ein deutlich verringerter Saldo (-85 kgN/ha und -50 kgN/ha für Modell bzw. Praxis) erzielt. Damit empfiehlt sich das Modell insbesondere auf den Flächen, die eine differenzierte Berücksichtigung der N-Mineralisation aus der Vorfrucht oder der organischen Düngung notwendig machen. Bei Stoppelweizen ist die N-lmmobilisation bisher nicht fundiert genug im Modell berücksichtigt, um die Konkurrenz von mikrobieller Biomasse und Pflanze um Stickstoff hinsichtlich der Ertragsbildung auszugleichen. Rest-Nitratgehalt Aufgrund der hohen Spätdüngung "zur Produktion von A9-Weizen (Rohprotein-Gehalt > 14,5 %) und infolge der- frühen Abreite entspricht der Nmin-Gehalt .zum Zeitpunkt der Ernte nicht der ökologischen Zielsetzung. Auch wenn im Einzelfall über 20 kgN/ha/90 cm Unterschied zwischen dem Rest-N03 bei Modell- und Praxisdüngung bestehen, beträgt der mittlere Restnitratgehalt aller Varianten etwa.40 kgN/ha. ln der Rückschau zeigt die Simulation für Stoppelweizen, daß durch eine um 40 kgN/ ha reduzierte Spätdüngung der Restnitratgehalt auf 12 kgN/ha/90cm ohne Ertrags- und Qualitätsverlust hätte gesenkt werden können. Die Zuverlässigkeit der Prognose des Nmin-Gehalts zur Ernte muß insbesondere bei überhöhter Düngung verbessert werden. Bei Erbsenvorfruchtwird infolge der Parameterunsicherheit die N-Nachlieferung aus den Residuen zu hoch· bemessen, während für sehr stark gedüngte Flächen (248 und 293 kgN/ha) das Modell offensichtlich dieN-Aufnahmedurch die Pflanze, z.B. die N-Einlagerung ins Stroh unterschätzt (Geries, pers. Mitteilung). Entscheidend wird damit die Frage, ob das Stroh zur Rotte. auf dem Feld verbleibt und die Immobilisation von Bodenstickstoff in den überdüngten Flächen eher abgeschlossen sein und die ·Remineralisation früher einsetzen wird. Schlußfolgerungen Die Stickstoffdüngung nach Modellempfehlung hat sich für die B!:!standesführung von Winterweizen auf Lößböden insbesondere dort bewährt, wo die Nachlieferung von Stickstoff aus Boden, Ernterückständen und organischer Düngung eine Rolle spielt. Die im Mittel nahezu ausgeglichene N-Bilanz für Stoppelweizen hätte weiter verbessert werden können, wenn unter Korrektur des Produktionsziels auf die Spätdüngung verzichtet worden wäre. Damit hätte auch dem ökologischen Ziel eines geringen Nmin-Rückstands entsprochen werden können. ln weiteren Untersuchungen wird der Auswirkung einer gezielten Reduzierung des Düngeraufwands (Spätdüngung) nachgegangen. Zunächst sollte aber untersucht werden, ob die bereits verWirklichti:m Unterschiede in der Bestandesführung einen Einfluß auf die Herbstmineralisation ur:~d den Nitrataustrag haben. Literatur Kersebaum, K.-Chr. (1989) Die Simulation der Stickstoff-Dynamik von Ackerböden. Dissertation, Hannover: Richter, J., Richter G.M. Anlauf, R. Aschenbrenner, F., Beblik, A.J. (1992). Nitrataustrag aus. Böden ins Grundwasser in unterschiedlich belasteten Trinkwassereinzugsgebieten Niedersachsens. Abschlußbericht zum BMFT-Projekt 0339121 A,B.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

119-122

{1992)

N-Auswaschung aus landwirtschaftlich genutzten Flächen im Wassereinzugsgebiet Fuhrherger Feld mit und ohne Berücksichtigung der Stickstoff Mineralisation über Winter von Ringe, H.+, G. Springob++, M. Mohnke++ und W. Raue+

1. Untersuchungsgebiet Etwa 30 km nordöstlich von Hannover liegt das Wassergewinnungsgebiet "Fuhrberger Feld". Dort fördern die Stadtwerke Hannover AG pro Jahr etwa 41 Mill. m3 Grundwasser. Das Wassergewinnungsgebiet umfaßt eine Fläche von etwa 30.000 ha, davon werden ca. 12.000 ha landwirtschaftlich genutzt. An der Geländeoberfläche stehen weichselzeitliche Mittel- bis Feinsande und holozäne Flugsanddecken an. Bei Bodenpunktzahlen um 30 wird ein Viertel der landwirtschaftlichen Nutzfläche als Grünland bewirtschaftet (1950: ca. 50%). Die Ackerflächen werden überwiegend mit Getreide (ca. 62%) bestellt, mit großem Abstand folgt der Anbau von Kartoffeln (12%), Zuckerrüben (9%) und Mais (7%).

Durch die Intensivierung des Ackerbaues in den vergangenen Jahrzehnten stieg die Nitratanlieferung an das Grundwasser ständig an. Aufgrund reduzierender Bedingungen im Grundwasserleiter beträgt die No 3 --Konzentration im Rohwasser ca. 5 mgjl. Die beim Nitratabbau entstehenden Stoffe führen bei der Nutzung des Grundwassers als Trinkwasser zu Problemen (KÖLLE 1990).

2. Projekt der Stadtwerke Hannover AG Im Herbst 1989 begannen die Stadtwerke Hannover AG mit einem Projekt zur Reduzierung des Stoffaustrages aus landwirtschaftlich genutzten Flächen in ihren Wassereinzugsgebieten. Dieses wird ausführlich in einer Broschüre (STADTWERKE HANNOVER AG 1990) und in diesem DBG-Band von ANLAUF (1992) und RAUE (1992) vorgestellt. Im Rahmen des Projektes wurden zahlreiche Nmin-Untersuchungen durchgeführt. Anhand der Ergebnisse dieser Untersuchungen wird versucht, die Nitratauswaschung über Winter abzuschätzen. Diese Schätzwerte werden mit Berechnungen des N-Modells von KERSEBAUM (1989) verglichen.

+) STADTWERKE HANNOVER AG, Postfach , 3000 Hannover 1 ++) Inst. f. Bodenkunde, Herrenhäuserstr. 2, 3000 Hannover 21

-1203. Ergebnisse,und Diskussion Ab Mitte Februar bis Ende März 1990 wurden auf 100 Flächen Bodenproben gezogen. und diese auf Nmin untersucht. In allen Fällen hatte noch keine N-Düngung stattgefunden. Die Flächen waren mit Getreide bzw. ·Kartoffeln bestellt ·oder lagen noch brach. Tabelle 1: Verteilung der Nmin-Gehalte im Frühjahr 1990 von 100 'Flächen aus dem Fuhrherger Feld Klasse (kg Njha*90cm) 1 - 20 21 - 40 41 - 60 61 - 80

Anzahl 47 39 9 5

In über 80 .% der. Flächen wurden weniger als 40 kg Njha gemessen. Der mittlere Nmin-.Gehalt lag bei 30 kg Njha*90cm. Bei den leichten Böden wurde über Winter nahezu jeglicher mineralischer Stickstoff ausgewaschen. Tabelle 2.: Durchschnittliche Nmin-Gehalte Ende Oktober 1990 nach verschiedenen Feldfrüchten Insgesamt 55 Flächen aus dem Fuhrherger Feld

Zuckerrüben Getreide Mais Kartoffeln

kg Njha*90cm 49 50 72 83

Anzahl 14 12 8 21

Ende Oktober 1990 wurden erneut Nmin-Untersuchungen durchgeführt. Bei den Früchten Getreide und Zuckerrüben fanden sich im Mittel 50 kg, bei Mais 72 kg und bei Kartoffeln 83 kg Njha*90cm. Unberücksichtigt blieb die nach der Getreideernte bis· zur Probenahme ausgewaschene Stickstoffmenge. Bei den Zuckerrüben, Kartoffeln und dem Mais lag der Erntetermin wenige Tage bis maximal drei Wochen zurück. . Unter Berücksichtigung der Anbauverhältnisse der Früchte ergab sich nach der Ernte ein Nmin-Rest von 5573 kg N bezogen auf eine Fläche von 100 ha. Tabelle 3: Auf 100 ha hochgerechnete Nmin-Gehalte für Ende Oktober 1990 70 13 10 7

ha Getreide ha·Kartoffeln ha Zuckerrüben ha Mais

100 ha

* * * *

50 83 49 72

kg kg kg kg

N N N N

= 3500 =-1079 = 490 = . 504

kg kg kg kg

N N N N

5573 kg N

-121Die N-Auswaschung über Winter kann man grob abzuschätzen, indem man unter Berücksichtigung der winterlichen Mineralisation die Differenz zwischen dem Nmin- Gehalt im Herbst und im Frühjahr bildet ("Schätzverfahren"). Dazu wurde eineN-Mineralisationvon 20 kg N/ha bis Anfang März angenommen. Es berechnete sich eine N-Auswaschung von : 56 kg N - 30 kg N + 20 kg N = 46 kg N/ha. Dieser Schätzwert ist um so unsicherer, je höher der Anteil an Flächen ist, bei denen schon im Herbst eine Auswaschung stattfand. Eine weitere Möglichkeit zur Abschätzung der N-Auswaschung bieten Modellrechnungen. Dazu wurde das N-Modell von KERSEBAUM (1989) auf seine Eignung überprüft. Acht Flächen wurden von Ende Oktober 1990 bis Anfang März 1991 regelmäßig auf Nmin untersucht. Die Vorfrüchte auf diesen Flächen waren Zuckerrüben (3), Kartoffeln (3) und Mais (2). Die durch die Probenahmen erhaltenen Entwicklungen der Nmin-Werte wurden mit den Berechnungen des N-Modells von KERSEBAUM (1989) verglichen. Der Vergleich zwischen gemessenen und berechneten N-Mengen (kg Njha*90cm) ergab bei mehr als 85 % der Werte eine Abweichung von weniger als ± 15 kg N/ha. Aufgrund dieser Übereinstimmung wurde das Modell für die Berechnung der N-Mineralisation und N-Auswaschung herangezogen. Die Mineralisation lag zwischen 13 und 50 kg Njha, das Mittel bei 20 kg Njha. Die ausgewaschene N-Menge betrug zwischen 24 und 211 kg N/ha, das Mittel bei 79 kg N/ha.

Tabelle 4: Berechnete und geschätzte N-Auswaschung von Ende Oktober 1990 bis Anfang März 1991 für 8 Flächen Frucht 1990

1 2 3 4 5 6 7 8

Mais Mais Zuckerrüben Zuckerrüben Kartoffeln Zuckerrüben Kartoffeln Mais

N-Austrag kg N/ha Modell 24 28 42 59 76 52 141 211

N-Austrag kg N/ha schätzver. 14 31 38 28 76 41 129 193

Modell von KERSEBAUM (1989)

Die Tabelle 4 zeigt, daß die mit dem Schätzverfahren berechneten N-Austräge über Winter in der Regel etwas geringer ausfallen als die mit dem Modell KERSEBAUM (1989) berechneten. Das ist vermutlich darauf zurückzuführen, daß die Schätzung der Mineralisation über Winter zu niedrig ausfiel. Im Winter 1991/1992 wurden auf fünf Flächen die von Mitte Dezember bis Anfang März mineralisierten Stickstoffmengen bestimmt. Die Vorfrüchte waren Mais (2), Kartoffeln (1), Winterraps (1) und

-122Sommergerste (1), Die C-Gehalte· lagen zwischen 1,6 und· 10,A %. Die. nach .der RUNGE-Methode .( 19:JO) bestimmten N-Mineralisationen ergaben für dfese Flächen Mengen zwischen 6 und 59 kg N/ha . Bei spät abgeernteten .Flächen im Fuhrberger Feld war mit dem vorgestellten Schätzverfahren eine gute Kalkulation der N-Auswaschung über Winter möglich . . Die in die Kalkulation eingehende Mineralisation .von 2G kg Njha·erwies sich bei den untersuchten Flächen um ca. 10 kg Njha zu gering. Bei früheren Ernteterminen besteht die. Gefahr einer UnterschätHier ist der. Einsatz eines N-Modells zung· der N-Auswaschung. anzuraten. 4. Danksagung An dieser Stelle ein herzliches Dankeschön den Initiatoren des Projektes der Stadtwerke Hannover AG (Wasserwerk). und den im Projekt beschäftigten Mitarbeitern für Ihre Hilfe; Für Rat und tatkräftige Unterstützung. bei der Aufbereitung des Zahlenmaterials danke ich Frau.Meins und Frau Deiters.

5. Literatur· ANLAUF, R. (1992): Einsatz eines geographischen Informationssystems zur Abschätzung der Gefährdung durch Nitrat- und l>SM-Einträge. Mitteilungen ·Dt. Bodenkundl. Ge~ellsch. iim Druck) KERSEBAUM, K. c. (1989): Die Simulation von Ackerböden. Dissertation.Universität Hannover

der

Stickstoff-Dynamik

. KÖLLE, w. (1990): Nitratelimination im Aquifer in: Grundwasserbeschaffenheit in Niedersachsen Veröffentlichung des Instituts für Siedlungswasserwirtschaft TU Braunschweig, Heft 48, 129 - 145 RAUE,

w. (1992): Das Kooperationsmodel-l Landwirtschaft/Wasserverversorgung in den Wassergewinnungsgebieten der Stadtwerke Hannover AG Mitteilungen Dt. Bodenkundl. Gesellsch. (im Druck)

RUNGE, M. (1970): Untersuchungen. zur am Standort. Flora 159: 233 - 257

Mineralstoffnachlieferung

STADTWERKE HANNOVER AG ( 1990·): Vorbeugender Grundwasserschutz irr den Wassereinzugsgebieten der Stadtwerke Hannover AG: Statusbericht des Arbeitskreises "Landwirtschaft und Grundwasser" der Stadtwerke Hannover AG

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

123-126

Regelunq der Bodennutzunq in Wassereinzugsgebieten aus der Sicht des DVWK von SCHEFFER, B.*>

Der Fachausschuß "Bodennutzung und Nährstoffaustrag" des Deutschen Verbandes

für Wasserwirtschaft und Kulturbau (DVWK) hat 1990 eine

möglichst

einheitliche Vergehensweise bei Nitrat- und Schadstoff-

problemen

in Wassereinzugsgebieten empfohlen (DVWK, 1990), um Dazu können. Bei

ten

verschiedener Fachkollegen besser vergleichen

einer

frühzeitigen Erkennung erhöhter Konzentrationen

von Nitrat

oder anderer Schadstoffe im Grundwasser oder Rohwasser bleibt noch genug Zeit zur Einleitung von Abwehr- bzw. Abhilfemaßnahmen. Diese Art des präventiven Gewässerschutzes zur Verminderung von Kontaminationen

ist längerfristig gesehen

kostengünstiger als im

Scha-

densfall die Durchführung von Sanierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet und die Installation von Aufbereitungsstufen im Wasserwerk. 1. Vergehensweise bei Nitratproblemen Für

jedes Grundwassereinzugsgebiet, welches für die Wasserversor-

gung genutzt wird, sollte bekannt sein: hydrologische und hydraulische Situation (Einzugsgebiet, Aufbau des Grundwasserleiters, Strömungsverhältnisse und Fließzeiten) - hydrochemische Situation des Grundwasserleiters (oxidative oder reduktive Verhältnisse) - Verteilung der Bodentypen und -arten im Einzugsgebiet Verteilung Deponien

der

etc.)

Flächennutzung sowie

(Gewerbe,

die land-

Siedlung,

Verkehr,

und forstwirtschaftliche

und

gartenbauliche Nutzung im Gebiet Lage,

der

zustand

und

die

Anzahl

von Abwasseranlagen

und

Abfallanlagen

*

Bodentechnologisches Institut des Niedersächsischen Landesamtes

für Bodenforschung, Friedrich-Mißler-Straße 46 - 50, W-2800 Bremen

-124Weiter sollte jedes Gebiet mit einem Meßnetz ausgestattet sein, sogenannte Vorfeldmeßstellen, das in der Mitte des: Strömungsfeldes eine tiefenabgestufte Beprobung erlaubt; .außerhalb der Mitte ist meistens die Beprobung der Grundwasseroberfläche ausreichend. Die chemischen Parameter, die im Rohwasser der Wassergewinnungsanlagen gemessen werden, sollten auch in den Vorfeldmeßstellen erfaßt werden. Über Nitrat hinaus sind auch Parameter zu bestimmen, die die Zusammensetzung· des Wassers beschreiben, wie. z,B. Sulfat, Chlorid, Hydrogencarbonat, Kalium. Geregelt. ist dies in den "Grundsätzen für Rohwasseruntersuchungen", Techn. Mitt. Hinweis W254 des DVWG (Deutscher Verein des Gas- und wasserfaches). Werden im Gruridwasser erhöhte Nitratgehalte festgestellt oder steigen bei sauerstoffarmem Milieu als Folge des Nitratabbaus die Eisen- und Sulfatgehalte oder andere Stoffkonzentrationen an, sind die wichtigsten Stickstoffquellen im Einzugsgebiet zu ermitteln. Auch erhöhte Kaliumgehalte im reduzierten Grundwasser unter Sandböden können auf höhere Nitratfrachten in Richtung Grundwasser hindeuten. Wenn die landwirtschaftliche Bodennutzung eine wesentliche Stickstoffquelle im Einzugsgebiet ist, dann sollten folgende Arbeiten durchgeführt werden, Maßnahmen, die bereits in vielen wassereinzugsgebieten erprobt werden 1. E~~ittlung bodenkundlieber Grunddaten - Feinkartierung (Bodenart, Bodentyp, Humusgehalt, C/N-Verhältnis, pH-Wert, Feldkapazität, effektiver wurzelraum, Grundwasserflurabstand) Nmin-Gehalte zu verschiedenen Zeitpunkten (Frühjahr, nach Ernte, Herbst) auf repräsentativen Flächen und Kulturen Abschätzung des N-Nachlieferungsvermögens (ebenfalls nur auf repräsentativen Testflächen möglich) 2. Erfassung der Nutzung und Düngung - Nutzungsanteile (Acker, Grünland, Wald, Gartenbau, Ödland) - Anbau von Sonderkulturen, Zwischenfrüchten, Leguminosen - weitere Boaenutzer: Hausgärten, Parkanlagen, Sportplätze - N-Düngung und· Düngungshöhe und Zeitpunkte Mineraldüngung, organische N-Dünger, organische Abfälle

-125-

- Ertragserrnittlung, N-Entzüge -Abschätzung der N-Irnrnissionen (No. und NH

3

)

- Erfassung der Stallmistplätze und Silageplätze Grundsätzliches zenbedarf

Ziel muß es sein, Nährstoffe nur gemäß dem Pflan-

einzusetzen und diese

nur in Wachsturnsperioden

auszu-

bringen.

Dies gilt für mineralische und organische Dünger und or-

ganische

Abfälle und Komposte. was für Wassereinzugsgebiete gilt,

sollte im gleichen Maße auch für alle anderen Flächen gelten, wenn man landesweiten Grundwasserschutz betreiben will. Bei

leichten und durchlässigen Sandböden ist auch mit einer fach-

gerechten

Stickstoffdüngung der Grundwasserschutz nicht allein zu

gewährleisten. gen,

Versuchsergebnisse von STREBEL et

daß bei Verzicht auf jegliche

konzentration

des

Sickerwassers

Trinkwasserverordnung

al.

(1992) zei-

Stickstoffdüngung die Nitratnicht unter

den Grenzwert

der

absinkt. Bei der Ackernutzung von Sandböden

und

einer N-Düngung nicht über

ist

daher immer ein höherer Nitrataustrag

den N-Bedarf der Pflanzen

hinaus

verbunden. Bei solchen

Böden

muß in

Acker

und Grünland und auch Wald vorherrschen. Ist der Nitrataus-

Wassereinzugsgebieten stets

eine Mischnutzung

aus

trag

trotzdem noch zu hoch, wird man die Ackernutzung weiter ein-

schränken müssen. 2. Aufforstung in Wassereinzugsgebieten Eine

der Maßnahmen zur Reduzierung des Nitrataustrages, die heute

gern

aufgegriffen wird, ist die Aufforstung

ehernals intensiv ge-

nutzter Ackerstandorte. Folgende Argumente aus der Sicht des DVWKFachausschusses

sprechen zur Zeit gegen

eine Aufforstung solcher

Flächen (DVWK, 1991): 1.

Intensiv ackerbaulich genutzte

Böden haben je

nach Bodenart,

Humusgehalt und Nutzungsintensität einen Stickstoffvorrat von 5000 10000 kg N/ha in 0- 30 Mineralisierung und sche

crn (KUNTZE, 1983). Durch die jährliche

der organischen Substanz werden 100 - 250 kg N/ha

Jahr freigesetzt, von denen jedoch ein Teil wieder in organiBiomasse inkorporiert wird. Der größte

fristig vorhanden

Teil wird aber lang-

als Nitrat zum Grundwasser verlagert, wenn keine Pflanzen sind,

die

diesen Stickstoff

verwerten. Da

Bäume nur

-126jährlich 10 - 15 kg N/ha aus dem Bodenvorrat aufnehmen, stellen sie keine geeignete Kultur dar, Stickstoffüberschüsse aus der Mineralisierung abzubauen. Daher sollten sol6he Böden durch das Abernten des Aufwuchses erst allmählich gehagert werden, bevor an eine Aufforstung zu denken ist. Die Hagerung.dürfte bei Sandböden ca. 8 - 10 Jahre dauern, bei bindigen Böden bis 15 Jahre. Exakte Zahlen dazu fehlen aber noch. 2. Durch die Auskämmwirkung der Baumbestände werden längerfristig verstärkt Stickstoffverbindungen aus der· Luft (NO X und NH 3 ) dem . Boden und auch dem Grundwasser zugeführt. Das führt schon zu der gültigen Empfehlung, nicht mit Nadelbäumen aufzuforsten. 3. Sorptionsschwache Böden, wie pleistozäne Sande, versauern nach der Aufforstung·verstärkt. Nur eine regelmäßige Kalkung kann diese Versauerung hemmen. Sinken die .PH-Werte deutlich unter 5 ab, gehen Schwermetalle im Boden in Lösung, werden mit dem Sickerwasser verlagert und gelangen dann ins Grundwasser. 4. Die Grundwasserneubildung ist unter Wald bedeutend niedriger als unter Acker- und Grünlandnutzung. Das verbietet eine Aufforstung in niederschlagsarmen Gebieten. Entscheidend ist neben der Hagerung der ehemals intensiv genutzten Böden, daß langfristig die Immissionen an Stick.stoffverbindungen und anderen Säurebildnern drastisch reduziert werden. Das kommt nicht nur dem Wald zugute sondern auch den Naturschutzgebieten. 3. Literatur DVWK (Hrsg.), 1990: Verminderung des Nitrataustrages in Trinkwassergewinnungsgebieten.- DVWK-Nachrichten, 112, 41 - 42. DVWK (Hrsg .• ), 1991: Aufforstung in Wasserschutzgebieten.- Pressemitteilung vom 28.6.1992. STREBEL, 0., J. BÖTTCHER u. W.H.M. Duynisveld, 1992: Stoffeinträge (Nitrat, Schwermetalle, Herbizide) in das Grundwasser und deren verbleib bei einem Sand-Aquifer am Beispiel des Modellgebietes Fuhrherger Feld.- Bundesanstalt f. Geowissenschaften u. Rohstoffe, Hannover, im Auftrag des Umweltbundesamtes, 87 S. KUNTZE, H., 1983: zur Stickstoffdynamik in landwirtschaftlich genutzten Böden.- In: Arbeiten der DLG, Bd. 177: Niirat - ein Problem für unsere Trinkwasserversorgung?

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

127-130

{1992)

WASSERHAUSHALT UND STOFFTRANSPORT IN EINEM WASSEREINZUGSGEBIET AUS SANDLÖSS ÜBER GESCHIEBELEHM

von SCHÜLTKEN, H. • 1 1. Einleitung

Im Rahmen eines vom Niedersächsischen Landesamt für Bodenforschung durchgeführten Forschungsvorhabens soll die Nitratverlagerung in einem durch intensive Landbewirtschaftung geprägten Wassereinzugsgebiet der Nienburg - Cloppenburger Geest mit Geschiebelehm und Sandlössüberdeckung ermittelt werden. Für diese in Niedersachsen weitverbreiteten Standorte liegen bisher nur wenige Daten für die Berechnung und Simulation des Nitrataustrages vor. Ein weiteres Ziel ist die Umsetzung der erarbeiteten Zusammenhänge in konkrete Maßnahmen und Regelungen, die eine Reduzierung der Nitrateinträge in das Grundwasser auf diesen Standorten ermöglichen und eine Übertragbarkeit auf andere Gebiete gewährleisten. Das Untersuchungsgebiet befindet sich im Wassereinzugsgebiet (WEG) Schwaförden (Ldkr. Diepholz). Hier wurden bereits Basisdaten im Rahmen eines bodenkundliehen Gutachtens (SCHÜLTKEN & RAISSI, 1991) erhoben. Die Größe des WEG beträgt 950 ha. Für das Un:ersuchungsgebiet charakteristisch sind mittlere Bänderparabraunerden mit mittlerer bis starker Pseudovergleyung im Untergrund. 2. Material und Methoden

Düngungssteigerungsversuch mit 3 Düngungsvarianten (90, 180, 250 kg N; mineralische Düngung) zur Ertragsermittlung und zur Ermittlung des N0 -Austrages mittels Saugkerzen {Einbautiefe 90, 140 cm) 3

Grundwasserbeprobung an 30 Punkten im WEG mit der Saugsondenmethode {3 Termine/Jahr) zur Ermittlung der Nitratkonzentration im Grundwasser und zur Ableitung eines Gebietswertes Nitratverlagerungsversuch zur Ableitung des Denitrifikationspotentials des Bodens nach Applikation von definierten Mengen an Ca-Nitrat und K-Chlorid auf zwei Versuchsparzellen mi: und ohne Pseudovergleyung im Untergrund Beoleitende Datenerhebung und Auswertung - Erhebung von Klimadaten Auswertung von Ackerschlagkarteien {Betriebs-, Flächenbilanzen) Auswertung der Daten eines Immissionskatasters des UBA als Inputgröße für Bilanzierung Chemische Analyse von Kronentrauf und Freilandniederschlägen als Inputgrößen zur Bilanzierung Datenauswertung des Gütemessnetzes im WEG Schwaförden als Ergänzung zur Grundwasserbeprobung )Nds. Landesamt für Bodenforschung, Stilleweg 2, 3000 Hannover 51

-128-··

3. Ergebnisse Düngungssteigerungsversuch Wie aus Abb. 1 hervorgeht erreichen die N0 3 -Konzentrationen der Bodenlösung in 90 cm Tiefe Maximalwerte von 300 - 500 mg NO /1 zum Zeitpunkt Mitte. Dezember 1990. Danach ist ein starker Rückg1ng der NO -Konzentration zu verzeichnen, d. h. die Nitratfront befindet si~h nun unterhalb von 90 cm Tiefe und erreicht nach entsprechender· Verlagerungszeit die in 140 cm eingebauten Saugkerzen (Abb.2) Das anfänglich sehr hohe N0 3 -Konzentrationsniveau im ersten Versuchsjahr geht im zweiten Versuchsjahr deutlich zurück. Einen Überblick zur Ertragsstruktur der drei Düngungsvarianten vermittelt Abb. 3. Der Düngungssteigerungseffekt ist in beiden Versuchsjahren deutlich erkennbar. Im zweiten Versuchsjahr ist jedoch insgesamt ein starker Ertragsrückgang zu verzeichnen.

1

i' ~ '" g soo i ! ~o g

'f

I

rfj

~Kon,eneration

Abb. 1. ' NO, in der Bodenlösung (mg /1) zu v~rsch~edenen Entnahmeterm~nen

Parzelle 1 (Unterdüngungsvariante, 90 kg N) Tiefe 90 cm

.

300

"'z 0

200 100 0 Cl'!

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500

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400

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0

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NO,~Kon,.ntration

Abb. 2' in der Bod~nlösung (mg/1) zu verschledenen Entnahmetermlnen Parzelle 1 Tiefe 140 cm

300 200 100 0

~~~

~,.:;..;

~ ~

i

=

~;;~~ 'i~~~~ ntnohmetermln

-129-

Stroh

800

600



1991

[J2J

1992

400

200

0

lA~~<,< lW / p 1

p 2

,

/I, [~.;z:f , @!::;z:f , lW:;7

p 3

p 1

p 2

p 3

Abb. 3: Korn- und Stroherträge (g/m 2 ) für drei Düngungsvarianten (P1=90 kg N, P2=180 kg N, P3=250 kg N) der Versuchsjahre 1991 und 1992; Frucht in beiden Jahren Winterweizen Grundwasserbeprobung Tab. 1: Mittlere NO -Konzentrationen im Grundwasser für verschiedene Nutzun~stypen im WEG Schwaförden NUTZUNG

FLÄCHENANTEIL

Forst 18.0 Grünland 2.5 Acker 70.0 Bebaute Fl. 9.5

(%)

GltJ-NEU (mm/a)

17 0 235 265 Noch nicht bewertet!

NITRAT (mg!l) 40 100 160

Nach einem Rechenansatz von BÖTTCHER & STREBEL (1985) kann nun unter Berücksichtigung des Flächenanteils und der Grundwasserneubildung der jeweiligen Nutzungstypen die mittlere Nitratanlieferung an das Grundwasser berechnet werden. Dieser Gebietswert beträgt für die land- und forstwirtschaftlich genutzten Flächen 130 mg N0 3 /l. Nitratverlagerunasversuch Die Verlagerungskurven für Nitrat und Chlorid präsentieren sich 6 bzw. 10 Wochen nach Beimpfung der Versuchsparzellen mit Peaks in 40 bzw. 60 cm Tiefe. Nitrat und Chlorid zeigen hierbei eine gute Übereinstimmung hinsichtlich der Verlagerungstiefe. 4. Zusammenfassende Bewertung Düngungssteigerungsversuch Im ersten Versuchsjahr weisen alle drei Parzellen deutlich erhöhte N0 3 -Konzentrationen i~ der Bodenlösung auf, was als Folge langjährlgen lntenslven Ackerbaus mlt hohem Gülleantell zu beurtellen ist. Dies belegen auch die sehr hohen Reststickstoffmengen (100 120 kg Gesamt N) zu Versuchsbeginn im November 1990 (vgl. BAUMGÄRTELet al., 1990).

-130-

Der Düngungssteigerungseffekt hinsichtlich der Ertragsbildung (Korn, Stroh) ist in beiden Versuchsjahren deutlich erkennbar, bei starkem Ertragsrückgang im 2. Jahr, was auf die extrem trockene Witterung zurückzufühien ist. Die gemessenen N03-Konzentrationen in der Bodenlösung der drei Versuchsparzellen spiegeln die Düngungssteigerung wider (1991 mit Einschränkung) . Die durch Anwendung eines. Simulationsmodells berechneten N0 -Austräge bestätigen die gemessenen Werte. 3

Grundwasserbeprobung Der für das WEG Schwafö~den ermittelte Gebietswert beträgt 130 mg NO /1. Die erhobenen Daten zur Nitratkonzentration unter Forst li&gen in Grenzwertnähe (TVO), und zeigen eine gute Übereinstimmung mit den Ergebnissen aus dem Gütemessnetz des Wasserversorgungsverbandes. Im bodenkundliehen Gutachten (SCHÜLTKEN & RAISSI, 1991) werden die Böden des Untersuchungsgebietes hinsichtlich ihrer Nitratauswaschungsgefährdung als mittel bis gering klassifiziert. Vor diesem Hintergrund ist die zwei - bzw. dreifache Überschreitung des Nitratgrenzwertes unter Grünland und Acker auf nicht standortgerechte Düngung mit einem hohen Gülleanteil zurückzuführen. Nitrat verlagerungsversuch Eine erste Auswertung zeigt Verlagerungspeaks in 40 cm und 60 cm Tiefe: Dies trifft sowohl für Nitrat als auch Chlorid zu. Ab ca. 1 m Tiefe sind keine deutlichen Peaks mehr erkennbar. Eine Bilanzierung liegt z. Zt. noch nicht vor. Ende der Datenerhebung im Gelände: Juli 1993 5. Literatur

BAUMGÄRTEL, G. & SEVERIN, K. & FÖRSTER, P. (1990): Düngungsgewohnheiten kritisch überprüfen, Landwirtschaftsblatt; Weser-Ems, Sonderdruck aus Nr. 3, 19. Januar 1990. BÖTTCHER, J & STREBEL, 0. (1985): Die mittlere Nitratkonzentration des Grundwassers in Sandgebieten in Abhängigkeit von der Bodennutzungsverteilung. Wasser und Boden, 37 (8): 383-387. SCHÜLTKEN, H. & RAISSI, F. (1991): Bodenkundliehe Untersuchungen zur Minimierung des Stoffaustrages aus dem durchwurzelten Boden für das Grundwassereinzugsgebiet Schwaförden

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

131-134

(1992)

Simulation der Stoffverlagerung in der ungesättigten Bodenzone auf der Basis reduzierter Datensätze Wagner, B.\ R. Funk2 , F.X. Maidl2 Einleitung Zur Bewertung der Schutzfunktion der Grundwasserüberdeckung werden am Bayerischen Geologischen Landesamt mathematische Stoffverlagerungsmodelle entwickelt, die auf einer numerischen Annäherung der Differentialgleichungen für den Transport von Wasser (Richards-Gieichung) und löslichen Stoffen (Konvektions-Dispersions-Gieichung) basieren. Um mi1 Hilfe von numerischen Verlagerungsmodellen zu flächendeckenden Aussagen zu kommen, ist deren brei1e Einsetzbarkei1 gefordert. Dies bedeutet aber, daß die Eingangsdaten der Modelle stets in einem vertretbaren zei11ichen und finanziellen Rahmen erhoben werden können oder im ldeaHall berei1s vorliegen (e.g. SCHMIDT et al., 1992). Parameter, die nur mit hohem maßtechnischen Aufwand zu bestimmen sind (e.g. klimatische Wasserbilanz, pF-Kurven, ungesättig1e Wasserleitfähigkei1en) werden daher mit HiHe von theoretischen Ansätzen aus leichter bestimmbaren Größen abgelei1et. Die Kalibrierung der verschiedenen Programmodule erfolgt anhand von Untersuchungen zur Tiefenverlagerung von Nitrat in verschiedenen Regionen Bayerns, die am Lehrstuhl für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung in Freising/Weihenstephan durchgeführt werden. Klimatische Wasserbilanz Die für die klimatische Wasserbilanz erforderliche Berechnung der Verdunstung erfolgt nach einem modifizierten Ansatz von HAUDE (1955). Die potentielle Evapotranspiration ergibt sich nach dem Hauda-Verfahren (siehe auch DIN 19685) in mm/d aus dem um 14!!. gemessenen Sättigungsdefizi1 (ew(t)-e.) in mbar und einem pflanzen- sowie monatsspezifischen ·Anpassungsfaktor f:

ETP = f (BJ.t )-8,.)1~

mm [d 1

(1)

Die Werte von f für verschiedene Kulturen wurden aus HEGER (1978) und SPONAGEL (1980) entnommen. Zur Berechnung der aktuellen Evapotranspiration wird davon ausgegangen, daß die Haude-Formelrnre Gültigkei1 beibehält, wenn bei der Berechnung des Sättigungsdefizi1s anstelle des gesättig1en Wasserdampfdrucks ew(t) der tatsächliche Wasserdampfdruck ev(t) im luftgefüllten Porenraum der obersten Bodenschicht in Gleichung (1) eingesetzt wird. Dieser kann nach der Thompson'schen Formel zur Berechnung der Dampfdruckabsenkung über dem Meniskus einer Kapillaren aus dem Matrixpotential h berechnet werden, wobei für T die Taupunktstemperatur der 1422-Umgebungstemperatur eingesetzt wird:

B,J.t )=BJ.t )exp(- hg_l

RvT

(2)

Wenn ev(t) kleiner wird als e. ergeben sich Kondensationsgewinne. Zur Verifizierung des gewählten Ansatzes wurden die jährlich aufsummierten Evapotranspirationsmengen nach obigem Ansatz mi1 den Ergebnissen des komplexeren und an Maßdaten verifizierten Rechenprogrammes des DWD/Freising-Weihenstephan (BREUCH-MORITZ & HÄCKEL, 1988) für verschiedene Kulturen (Kartoffel, Winterweizen, Zuckerrüben, Mais) verglichen (Abb. 1). Die Abweichungen liegen im Jahresdurchschnitt bei unter 5 %. Etwas größere Unterschiede treten mi1unter

'Bayerisches Geologisches Landesamt, Heßstr. 128, 8000 München 40 'Lehrstuhl für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung, 8050 Freising-Weihenstephan

-132-

in d~r monatlichen Betrachtung auf, weil in sommerlichen Trockenphasen teilweise der Pflanzenentzug von Wasser aus größerer Bodentiefe unterschätzt wird, Hydraulische Parameter Wegen der- aufwendigen -Bestimmung der hydraulischen Parameter wurden verschiedene Modelle . entwickelt, um diese Werte aus leichter zu messenden Bodenparametern abzuleiten (e.g. VAN GENUCHTEN, 1980, ARYA & PARIS, 1981, CAMPBELL, 1985). Aufgrund seiner einfachen Anwendung sowie der in der Literatur berichteten guten. Übereinstimmung mit Meßwerten (e.g. CLAPP & HORNBERGER, 1978) wurde hier das von BROOKS &·COREY (1964) entwickelte und von CAMPBELL (1985) erweiterte Modell verwendet. Demnach bestehen folgende Zusammenhange vonWassergehalt 91, Saugspannung h und ungesättigter Wasserleitfähigkeit 1<": '·

h

e

= -•J..a'tb

. (3)



e

(4)

ku = k, (__! )2b+3

e. .

e. Ist der Wassergehalt bei Sättigung, b Ist eine bodenspezifische empirische Konstante (PorengrOßenVerteilungsindex), die sich nach CAMPBELL (1985) und SHIRAZI & BOERSMA (1984) aus dem mittleren geometrischen Durchmesser d8 und der geometrischen Standardabweichung a 9 der ·Bodenpartikel berechnen läßt: · ·

d11 '

o11

=

..

'

= exp41 m,.lnd1 · .

'

. .' ' . .

.(5)

.!

expi;1 (m1 (lnd1 ) 2 -:(EZ,1 m1 1nd1 )~ 2 1

b = d~ 2 + 0,2o 11 -

(6)

(7)

m1 sind die Massenanteile der Hauptkomfraktionen Ton, Schluff und Sand; d; sind deren mittlere geometrische Durchmesser in mm, die CAMPBELL (1985) zu 0,001 (Ton); 0,026 (Schluff)-und 1,025 • (Sand) ansetzt. '1'. ist das Lufteintrittspotential des Bodens, das sich nach CAMPBELL (1985) errechnet:

•• = •.J.~)O,frlb

(8)

• .s = -o,os<·5

(9)

·1300

mit:

Das Modell wurde für den Verlauf der pF-Kurve nahe Sättigung und nahe Trockenheit verbessert. Eine Darstellung erfolgt an anderer Stelle. Die gesättigte Wasserdurchlässigkeit k, läßt sich nach CAMPBELL (1985) aus der Lagerungsdichte Pb und den Massenanteilen m,- und msu der Ton- _und der Schlufffraktion abschätzen:

-133-

k1

=

3,92·10-5( 1300 ) 1·3bexp( -6,9mr-3,7m8J Pb

(10)

Vergleiche von Modell und Messung fOr verschiedene Tiefen und Lockergesteinstypen in Bayern zeigen eine gute Übereinstimmung. Lediglich !Or strukturierte Böden ergeben sich teils größere Abweichungen, da hier hydraulische Mechanismen wirksam werden, die in dem Modell nicht berOcksichtigt sind (e.g. bimodale Porengrößenverteilung). Abb. 2 zeigt einen Vergleich berechneter und gemessener pF-Werte eines Sand- sowie eines Lößstandortes. Die ausge!Ohrten Modellansatze wurden in das numerische Stofftransportmodell FLOTRA integriert. Zur VerHizlerung wurden Rechen- und Meßwerte der Tiefenverlagerung von Nitrat Ober Iangare Zeitraume verglichen. Abb. 3 zeigt einen Vergleich von Messung und Berechnung !Or die Verlagerung des Nitratpeaks aus einer KartolfeHruchtwasser-Verregnung an einem Standort mit tielgrOndig sandig ausgepragter Fazies im tertiaren HOgeiland SOdbayerns. Die Tiefenverlagerung des Nitrats an dem verlagerungsempfindlichen Standort wird in der Berechnung gut wiedergegeben. Schlu ßloigerungen Es wurde ein numerisches Verlagerungsmodell vorgestelit, das !Or die Modeliierung der Wasserbewegung in der ungesattigten Zone lediglich die folgenden Eingabedaten benötigt: Klimawerte: Werte !Or relative Luftleuchte und Temperatur, tagliehe Niederschlagsmengen; Kuiturarten; Bodendaten: Hauptkornfraktionen und Lagerungsdichte (oder Porositat). FOr stolfspezHische Berechnungen sind u.U. noch weitere Informationen erforderlich (e.g. KAK). Eine flachendeckende VerfOgbarkeit obiger Daten in Bodeninformationssystemen begOnstigt den flexiblen Einsatz numerischer Verlagerungsmodelle. Damit ist dann eine sehr detallgenaue Analyse der Empfindlichkeit von Böden in Abhangigkeit von Klima, Bodennutzung und Bodenarten bzw. -eigenschalten möglich.

14!!2-

c.,..

Literatur ARYA, L.M. & PARIS, J.F. (1981): A Physicoempirical Model to Predict the Soll Molsture Characteristic lrom Particle-Size Distribution and Bulk Density Data.- Soll Sei. Soc. Am. J., 45, pp. 1023-1030. BREUCH-MORITZ, M. & HÄCKEL, H. (1988): Die Beregnungsberatung nach dem Weihenstephaner Verfahren.- DWD intern, AMBF Weihenstephan, pp. 57. BROOKS, R.H. & COREY, A.T. (1964): Hydraulic Properlies ol Porous Media.'Hydrol. pap. 3, Colorade State Univ., Fort Collins. CAMPBELL, G.S. (1985): Soll Physics with Basic.-Eisevier, Amsterdam-Oxlord-New York-Tokio; pp. 150. CHILDS, E.C. & COLLIS-GEORGE, N. (1950): The Parmaability ol Porous Materials.-Proc. Roy. Soc. Ser. A, 201, pp. 392-405. CLAPP, R.B. & HORNBERGER, G.M. (1978): Empirical Equations lor Same Soll Hydraulic Properties.Water Res. Research, 14, pp. 601-604. DIN 19685: Klimatologische Standortuntersuchung im Landwirtschaltlichen Wasserbau. Ermittlung der meteorologischen Größen. HAUDE, w. (1955): Zur Bestimmung der Verdunstung auf möglichst einlache Weise.-Mitt. Dt. Wetterdienst, 11/2, pp. 1-24. HEGER, K. (1978): Bestimmung der potentiellen Evapotranspiration Ober unterschiedlichen landwirtschaftlichen Kuituren.-Mitt. Dt. Bodenkundl. Ges., 26, pp. 21-40. SHIRAZI, M.A. & BOERSMA, L. (1984): A UnHying Quantitative Analysis of Soll Texture.-Soil Sei. Soc. Am. J., 48, pp. 142-147. SCHMIDT, F. et al. (1992): Die Böden Bayerns. Datenhandbuch fOr die Böden des TertiarhOgellandes, der liler-Lech-Piatte und des Donautales.- Bayerisches Geologisches Landesamt, MOnchen, pp. 527. SPONAGEL, H. (1980): Zur Bestimmung der realen Evapotranspiration landwirtschaftlicher Kuiturpflanzen.-Geol. Jb., Reihe F, 9, pp. 87. VAN GENUCHTEN, M.Th. (1980): A Closed-Form Equation for Predicting the Hydraulic Conductivity of Unsaturated Soils.-Soll Sei. Soc. Am. J., 44, pp. 892-898.

-134-

1000 mm 900 800 700

0

Niederschlag

~

aET DWD

~

aET FLOTRA

600 500 400 300 200 100

o llll,lll,ll§,l ~,1 IJ,I ~,lll,lll,lll,lll,l fl,

Kar,toffel Jahr

19801981198219831984198519861987198819891990

Abb. 1: Vergleich berE!chneter jährlicher Verdunstungshöhen

Matri~pot. [m]

2.6-3.3 m Tiefe Matrixpot. [m] -

berechnet

·1s .

1 0.1 0.01 0.001 0

.

..

1000

·~



1 0.1 0.01 0.001 0

.

.

~

10

20

30

40

4.7-5.0 m Tiefe

100000 10000

I

50

10

20

H20 (Vol.%]

30.

40

50

H20 {Vol.%]

1\bb. 2: Vergleich gemessener und berechneter pF-Kurven. (Tertiärsand, Löß)

N03 mg/1

N03 mg/1. V

vvv

-

500

1000

1000

gemes~er'

,- berechnet

März 90

Abb. 3 Gemessene und berechnete Tiefenverlagerung von Nitrat

:r

Jan. 91

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

135-138

(1992)

Über wechselnde Nitrat-Abbauverhältnisse in der norddeutschen Tiefebene und Folgen für den Regelungsbedarf in Grundwasserschutzgebieten

W. Walther") 1. Einführung

Bei Problemen mit Nitrat in landwirtschaftlich genutzten Grundwassereinzugsgebieten wird Handlungsbedarf oft allein davon abhängig gemacht. ob im Grundwasser oder im Rohwasser bzw. im Reinwasser eines Wasserwerkes eine bestimmte Nitrat-Konzentration, z.B. der EG-Richtwert von 25 mg/1 N0 3 erreicht oder überschritten wird. in diesem Werkstatt-Bericht soll deutlich gemacht werden, daß für viele Grundwasserleiter der norddeutschen Tiefebene, und dies betrifft in weiten Bereichen ebenso die Niederlande und Dänemark, die Nitrat-Konzentration als Entscheidungskriterium allein unzureichend ist. Anhand laufender Untersuchungen werden Hinweise über die Verteilung von Nitrat-Abbaumechanismen über das Land Niedersachsen gegeben werden.

2. Nitrat-Auswaschung

Die Nitrat-Auswaschung aus dem Wurzelraum und damit die An Iieferung an das Grundwasser ist bekanntlich von der Art der Pflanzendecke bzw. von der Kulturart abhängig. Nach den Ergebnissen der Nmin-Untersuchungen an 322 Ackerstandorten in Niedersachsen (Nmin - Raster), die in den Jahren 1985- 1987 durchgeführt wurden, lagen die Nm in-Werte (Bodentiefe 0-90 cm) im November bei 38% der Standorte unter 50 kg N!ha, 41 %der Standorte lagen zwischen 50 und 100 kg N!ha und 21 %über 100 kg N/ha, SEVERIN et al. (1990). Die Autoren weisen darauf hin, daß bei Berücksichtigung aller Maßnahmen zur Verminderung der Stickstoffreste im Boden ein Wert von 40 kg N/ha kaum zu unterschreiten sein wird. Bei den Sandböden der norddeutschen Tiefebene ist davon auszugehen, daß die Nmin-Gehalte, die im November gemessen werden, weitgehend vollständig der Auswaschung unterliegen. Bei einer Grundwasserneu bildungsrate von 200 11m'· a entsprechen 40 kg N/ha ca. 90 mg/1 N03 und 50 mg/1 N0 3

20 kg N!ha. Das heißt. auf dem Weg zwischen der

Unterkante des Wurzelraumes und der Wasserfassung muß noch zwingend ein Nitrat-Abbau erfolgen, um eine Trinkwassergewinnung zu ermöglichen.

3. Nitrat-Verminderung

Für die Bewirtschaftung des Grundwassers stellt sich die Frage (a)

nach welcher Reaktion der Abbau bzw. eine Nitrat-Umwandlung erfolgt und

(b)

welches Abbaupotential zur Verfügung steht.

")

Niedersächsisches Landesamt für Wasser und Abfall, An der Scharlake 39, 32 Hildesheim

-136-

Aus der Literatur sind 6 Reaktionstypen bekannt. in Norddeutschland werden bislang am häufigsten nachstehende Typen beobachtet: (1)

Heterotrophe-chemoorganotrophe Denitrifikation·

~

5 C + 4 NO,·+ 2 H2 0 (2)

2 N2 + 4 HCO;.+ C0 2

Autotrophe-chemolithotrophe Denitrifikation

FeS,+ 14 NO,-+ 4 H'

~7

N2 + 10 so;·+ 5 Fe'• + 2 H,O

Fe'• kann nach Kölle (1982) weiter reagieren mit NO,

5 Fe'• +NO,·+ 7 H2 0

~

5 Fe~OH + 0,5 N2 + 9.H'

Eine Voraussetzung für den Ablauf beider Reaktionen istnach eigenen Messungen ein 0 2-Gehalt ~ 5 mg/1 in den durchströmten Porenzwickeln des Grundwasserleiters. Die heterotrophe Denitrifikation erfolgt mit Hilfefakultativ lebender Organismen, die ubiquär auftreten. Als Energiequelle dient leicht·verfügbarer l<:ohlenstoff(ca. 0,5 g CJg NO,). Voraussetzung fürdenAblauf der Reaktion (2) sind Eisen-Schwefel-Verbindung, z.B. Pyrit, in deren Gesellschaft häufig Arsen-, Nickel-, Bleisulfide oder auch Spuren-Metalle wie Cd, Co, Cu,.zn u.a. auftreten und die neben Eisen und Sulfat dann frei werden können. KÖLLE (1982, 1990) und auch die Arbeitsgruppe BÖTICHER/STREBELJDUYNISFELD

(1985) hat in mehreren Arbeiten diese Reaktion ausführlich .für das Fuhrherger Feld bei Hannover beschrieben. KÖLLE (1990) gibt z.B. Mengen von reaktivem Material an, um 1 kg NO' in elementaren Stickstoff umzuwandeln. Es istseit langem bekannt, daß diese Reaktion in verschiedenen Grundwasserleitern mit Lockersedimenten in Norddeutschland,. in den Niederlanden und in Dänemark anzutreffen ist. Als Folge der permanenten Nitratbelastung und der daraus resultierenden Reaktionen können auf der Seite der Wasserversorgung nachstehende Probleme auftreten, z.B. KOELLE

(1990), VAN BEEK et al. (1991)

Folge der Reaktionen

Auswirkung bzw. notwendige Maßnahmen auf der Seite der Wasserversorgung

Härteanstieg

weitergehende. Enthärtung

Abstieg Fe

Verockerung der Brunnen, Verkürzung der Filterlaufzeit.· Vergröße- · rung der Eliminationsstufe

Anstieg S0 4

Rohrnetzkorrosion

Anstieg der Spurenstoffe

Filterschlämme ~ Sonderabfall

-137-

Für die Grundwasserbewirtschaftung und für die Wasserversorgung stellt sich die Frage (a)

wie die Reaktionen (1) und (2) und über die Flächen verteilt sind und

(b)

wie lange das Stoff-Depot für den Nitrat-Abbau ausreicht.

Diese Fragen lassen sich nicht kurzfristig und nicht von einer Fachdisziplin allein beantworten. Im Rahmen von Fallstudien, die vom Verfasser oder von Kollegen anderer Institutionen durchgeführt werden und im Zusammenhang mit dem Aufbau des Grundwassergüte-Meßnetzes Niedersachsen werden alle Informationen gesammelt. die die Kenntnisse über die Situation in der Fläche verdichten.

Reduzierende Verhältnisse und die vorstehend beschriebenen Reaktionen sind überwiegend in Lockersedimenten der Talgrundwasserleiter der Flüsse und in den Grundwasserleitern der Lockersedimente anzutreffen, die nördlich der Linie Hannover- Osnabrück liegen. Hier ist anscheinend in Folge der eiszeitlichen Ablagerung häufig reaktives Material an Ton- Mergel- und Schluffbänken oder in Form von Kohlen- und Pyrit-Ablagerungen anzutreffen. Außerdem sind hier häufig ausreichend große Reaktionszeiten vorhanden, da hier niedrige Abstandsgeschwindigkeiten von 0,5 bis 1 m/d bzw. in den Schmelzwasserrinnen von weniger als 1 mm/d angetroffen werden können. Vom Institut für Wasserforschung (Dr. W. Koelle) wird die Reaktion (2) über das Fuhrberger Feld hinaus an 9 weiteren Grundwasser-Gewinnungsgebieten nachgewiesen. Von der Arbeitsgruppe des Verfassers wird Denitrifikation in 7 Grundwassergebieten festgestellt; die Reaktion (2)wird zum Teil in diesen Gebieten von der Reaktion (1) überlagert. Alle zuvor genannten Gebiete liegen entweder in den Flußtälern oder in Gebieten mit Sandgrundwasserleitern.

Wie zuvor schon angesprochen, ist das Auftreten der Reaktion (1) und (2) abhängig von der räumlichen Verteilung (Fläche und Tiefe) des reaktiven Materials und der räumlichen Zuordnung zum wasserwegsamenTeil des Grundwasserleiters. Eigene in-situ-Messungen zeigen folgende Fälle (a)

wechselnde oxidierende/reduzierende Verhältnisse im oberen Grundwasserleiter auf einer

(b)

An einer Meßstelle

Entfernung von oft weniger als 100 m, s. auch WALTHER (1991)

(b1)

über das Jahr konstantes reduzierendes Milieu an der Grundwasseroberfläche und in der Tiefe und

(b2)

oxidierendes Milieu in der Periode der Grundwasserneubildung an der Grundwasseroberfläche, welches im Laufe des Jahres in reduzierendes Milieu übergeht.

4. Schlußbetrachtung und Zusammenfassung

Diese Abhandlung soll die komplexe Situation in der norddeutschen Tiefebene im Zusammenhang mit Nitratproblemen deutlich machen. Die Reaktion (2) ist anscheinend weiter verbreitet als bis vor wenigen Jahren von Mikrobiologen noch angenommen wurde. Sie tritt aber nicht flächendeckend auf. Ohne das Naturpotential .. Denitrifikation" wäre eine Trinkwassergewinnung in Gebieten mit

-138-

intensiver Viehhaltung praktisch nicht möglich. Unbekannt ist allerdings, wie lang das Potential reicht. Auf der Seite der Wasserversorgung treten in Folge der Reaktion (2) noch beträchtliche Aufbereitungsprobleme auf und der Handlungsbedarf für die Regelung des Nitratproblems darf nicht von der Nitrat-Konzentration im Grundwasser, Rohwasser, Reinwasser abhängig gemacht werden. Zur Bewertung der Situation ist eine ganzheitliche Betrachtung der Wasservorkommen notwendig.

5. -Literatur

VAN BEEK, C. G. E. M. und P. J. STUYFZAND, 1991: Sporenelementen in Groundwater. KIWAmedeling Nr. 118. KIWA, Postbus 1072,3430 BB Nieuwegein, Niederlande

BÖTICHER, J., STREBEL, 0. undW. H. M~'DUYNISFELD, 1985: Vertikale Stoffkonzentrationsprofile im· Grundwasser eines Lockergesteins-Aquifers und deren Interpretation. Z. dt. geol. Ges.,136, 543~552

KÖLLE, W. 1982: Reduktion von Nitrat in einem reduzierenden Untergrund: Veröffentl. lnst. f. Stadtbauwesen, TU Braunschweig, 34, 146-149

KÖLLE;W. 1990: Nitratelimination im Aquifer, Reaktionspartner und Mechanismen. ln: Walther,W. (Hrsg.): Grundwasserbeschaffenheit in Niedersachsen - Diffuser Nitrateintrag, Fallstudien. Veröffentl. lnst. f. Stadtbauwesen, 48, 129-145

SEVERIN, K. BAUMGÄRTEL, G. und P. FOERSTER, 1990: Ergebnisse des Nitratraster-Programms in Niedersachsen und Folgerungen. Veröffentl. lnst. f. Stadtbauwesen, 48, 173-190

WALTHER, W. 1991: Einflußvon Wirtschaftsdünger aufdiechemische Beschaffenheitdes Grundwassers. Dtsch. tierärztl. Wschr. 98, H. 7, 245-292.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

139-141

(1992)

Ermittlung, Bewertung und Darstellung der potentiellen Nitratauswaschungsgefahr landwirtschaftlich genutzter Böden im Maßstab 1: 25

w.

ooo

Weinzierl *)

1. Einleitung Seit Jahren bemühen sich seitens der Wissenschaft Modellierer, Bilanzierer, Kartierer und jüngst auch Sanierer, das Nitratproblem in den Griff zu bekommen. In Baden-Württemberg wurde zusätzlich eine Verordnung des Umweltministeriums über Bestimmungen in Wasser- und Quellschutzgebieten (ANONYM, 1991) geschaffen, die u. a. den Nitrataustrag aus landwirtschaftlich genutzten Böden minimieren soll (WEINZIERL, 1992). Allen Lösungsansätzen gemeinsam ist, daß sie sich fast ausschließlich auf bereits rechtskräftige Wasserschutzgebiete beschränken. Da insbesondere ältere Wasserschutzgebiete oftmals kleiner als die entsprechenden Wassereinzugsgebiete sind und. in manchen Bundesländern bis jetzt Wasserschutzgebiete noch spärlich ausgewiesen sind, bedarf es dringend eines flächendeckenden Grundwasserschutzes im Rahmen des Vorsorgeprinzips. Die Rolle der landwirtschaftlichen Bodennutzung bei der Befrachtung des Grundwassers mit Nitrat ist hinlänglich bekannt (BACH, 1987). Daher sind dringend flächendeckende Richtlinien für einen grundwasserschonenden Landbau gefordert. Dem Autor sind die derzeitigen ökonomischen Sachzwänge bei der Landbewirtschaftung durchaus nicht fremd, es wird hier jedoch aus der Sicht des Grundwasserschutzes Stellung bezogen. Im folgenden wird in Kurzfassung eine Auswertungsreihe im Rahmen der Bodenkundlichen Landesaufnahme Baden-Württemberg vorgestellt, die auf Grundlage der Bodenkarte über mehrere Auswertungsschritte die standörtliche potentielle Nitratauswaschungsgefahr aus landwirtschaftlich genutzten Böden bewertet und die Grundlage für einen flächendeckenden grundwasserschonenden Landbau bilden könnte. 2. Methode 2.1 Grundlagen Ausgehend von den Informationen, die bei der Erstellung der "Bodenkarte" in Flächendatensätzen abgelegt wurden, werden alle weiteren Bodenkennwerte abgeleitet. Die für den Bodenwasserhaushalt bedeutenden Bodenkennwerte, wie z. B. nFK (nutzbare Feldkapazität) und FK (Feldkapazität), beschreiben die statischen Größen des Bodenwasserhaushalts und sind in der Karte "Wichtige Faktoren des Bodenwasserhaushalts" dargestellt. Die Dynamik des Bodenwasserhaushalts, wie z. B. Sickerung und

*) Geologisches Landesamt Baden-Württemberg, Albertstr. 5, 7800 Freiburg i. Br.

-140Verlauf der hydraulischen Wasserscheide, wird bei vorgegebenen standörtlichen Bodenkennwerten im wesentlichen von Klimafaktoren gesteuert. Unter Einbeziehung der Klimafaktoren Niederschlag, Temperatur und Luftfe~chtigkeit entstand in Verknüpfung mit der zuletzt genannten Karte die Auswertungskarte "Grundwasserneubildung Niederschlag" (WEINZIERL u. ZWÖLFER, 1992). 2.2 Die potentielle Nitratauswaschungsgefahr aus

landwirtschaftlich genutzten Böden Die potentielle Nitratauswaschungsgefahr wird nach den klimatisch - bodenkundliehen Ge9ebenheiten bewertet, die in Auswaschungsfaktoren dargestellt werden. Die Auswaschungsfaktoren werden aus den Quotienten Sickerungj Feldkapazität (O-lm) errechnet. Bei Auswaschungsfaktoren >1 werden die zu Beginn des Winterhalbjahres im Boden (O-lm) gelösten Stoffe mit der winterlichen Sickerung (Okt. - März) zum größten Teil aus dem Bereich O-lm Tiefe ausgetragen. Bei Auswaschungsfaktoren <1 wird nur ein Teil der zu Beginn des Winterhalbjahres im Boden (O-lm) gelöst vorliegenden Stoffe.mit der winterlichen Sickerung ausgewaschen. Beispiel: Auswaschungsfaktor 0.3 besagt, daß etwa die untersten 30% des Nitrats ausgetragen werden. Dieser Berechnungsansatz ist ein hinreichend genaues Näherungsverfahren, daß j~doch Diffusion, Dispersion und eventuellen sommerlichen kapillaren Rücktransport des bereits aus dem Bereich O-lm ausgetragenen Nitrats unberücksichtigt läßt. Die Auswaschungsfaktoren können abschließend festgelegten Gefahrenstufen zugeordnet werden und beschreiben dann eine standörtliche potentielle Gefährdung des Grundwassers durch Nitrateintrag. Quantitative Angaben zur Nitratauswaschung können daraus nicht abgeleitet werden, da die angebauten Kulturarten, die zu und. abgeführten Stickstoffmengen und der Verlauf der winterlichen Nitratgehalte im Boden nicht bekannt sind. Die üblicherweise gewählte Abstufung der Gefahr von "sehr hoch" bis "gering" ist relativ und gibt die klimatisch - bodenkundliehen Unterschiede der Standorte wieder. 3. Liste der hierzu gedruckt vorliegenden Karten Die unter 2.1 und 2.2 beschriebene Auswertungsreihe liegt bis jetzt mit vier Karten exemplarisch für das Kartenblatt 6417 Mannheim-Nordest im Maßstab 1: 25 000 in gedruckter Form vor. Da es hier bei begrenzter Seitenzahl sehr schwer ist, komplexe Karteninhalte ausführlich zu erläutern, wird an dieser Stelle dem geneigten Leser empfohlen, die unten angeführten Karten zum Einzelpreis von DM 30.-- (Stand 1992) beim Geologischen Landesamt Baden-Württemberg zu erwerben. Die Karten enthalten im Erläuterungsteil jeweils kurzgefaSte Methodenbeschreibungen.

-141Bodenkarte von Baden-Württemberg 1: 25 000 Hrsg.: Geologisches Landesamt 6417 Mannheim-Nordest - Bodenkarte Bearbeiter: P. Hummel, 1990 - Wichtige Faktoren des Bodenwasserhaushalts Bearbeiter: F. Zwölfer u. w. Vogl, 1989 - Grundwasserneubildung aus Niederschlag Bearbeiter: W. Weinzierl, 1990 - Potentielle Nitratauswaschungsgefahr aus landwirtschaftlich genutzten Böden Bearbeiter: w. Weinzierl, 1990 4. Literatur ANONYM, 1991: Verordnung des Umweltministeriums über Schutzbestimmungen in Wasser- und Quellschutzgebieten und die Gewährung von Ausgleichsleistungen (Schutzgebiets- und Ausgleichsverodnung- SchALVO). -Gesetzblatt für Baden-Württemberg 22, 545-574; Stuttgart. BACH, M., 1987: Die potentielle Nitratbelastung des Sickerwassers in der Bundesrepublik Deutschland.- Göttinger Bodenkundl. Ber. ~. 1-186; Göttingen. WEINZIERL, W., 1992: Bodennutzung, Standorteigenschaften und Grundwasserqualität arn Beispiel von drei in Baden-Württemberg gelegenen Wasserschutzgebieten.- z. f. Kulturtechnik und Flurbereinigung 21, 236-241; Berlin u. Hamburg. WEINZIERL, W. u. F. ZWÖLFER, 1992: Berechnung der Grundwasserneubildung aus Niederschlag unter Berücksichtigung der realen Verdunstung und der nutzbaren Feldkapazität der Böden.- Tagungsband zu "Workshop Grundwasserneubildung" vorn 13.5.1992 in Karlsruhe, Landesanstalt für Umweltschutz; ( im Druck) .

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68, 143 - 184

Referate und Posterbeiträge

Sitzung der AG 3 - BODENEROSION

Bodenerosion im Alpenraum

am 21. und 22. September 1992

in

WEIHENSTEPHAN

(1992)

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

145-148

(1992)

Erosion von Wanderwegen in den Alpen K. Auerswald+ & W. Sinowski+

Einführung: Immer mehr Menschen suchen Erholung und Ausgleich in den Alpen. Die Belastung dieser sensiblen Landschaft nimmt dadurch zu. Durch die Erosion von Wegen können irreparable Schäden entstehen. Es wurde daher untersucht, welchen Einfluß natürliche Standortsfaktoren und die Zahl der Wanderer auf die Erosion von Wanderwegen haben.

Material und Methoden:

Natürliche Standortsgegebenheiten

Das Untersuchungsgebiet um die Rappensee-Hütte in den Allgäuer Alpen wird von Wanderern sehr geschätzt. Manche Wege werden von 18000 Wanderern in der nur drei Monate dauernden Saison benutzt.

Gebietsgröße: Niederschläge: Hangneigungen: Ausgangsgesteine: Böden:

7 km 2 2500-3000 mm/a 0 - 42° Mergel (Allgäuer Schichten), Hauptdolomit, Hangschutt I Rohboden, Rendzina, Terra fusca, Braunerde

Das untersuchte Gebiet weist Parameter Maßmethode Mittel Std.eine hohe Variaabw. , n=111 bilität der EinWegneigung: längs [0 ] Neigungsmesser 10 6 flußfaktoren auf quer [0 ] Neigungsmesser 2 3 I (s. Tab.). Es Wandererzahl [1 /a] Hüttenbucheinträge 5127 5766 liegt über der Steinbedeckung [%] Meterstab 27 49 Waldgrenze auf Wegtiefe [cm] Meterstab 11 27 Wegbreite [cm] Meterstab 44 I 100 1760 bis 2275 Bodenverlust [m 3 /m] Breite-Tiefe 0,24 0,24 m ü.NN. Die Vegetation dieses Grenzstandortes reagiert sehr empfindlich. Trittschäden werden praktisch ausschließlich Eigenschaften der untersuchten 111 Wegabschnitte

- -

-~~

----

+) Lehrstuhl f. Bodenkunde der TU München, W-8050 Freising

-146durch Wanderer verursacht, da die Weidezeit auf dieser Höhe sehr kurz ist (12 Tage/Jahr). Zusätzlich zu den tabellierten Standort- und Wegeigenschaften wurden folgende Parameter erhoben: Bodenart (Fingerprobe), Rauhigkeit der Wegoberfläche (Kettchenmethode), Intensität der Wegpflege, Hindernisse, Lage des Weges zum Gefälle, Exposition, Hangform.

Ergebnisse: 1. Wegbreite Die Breite des Weges (in cm) konnte am besten mit folgender Regression erklärt werden 2

(r adj. = 0,515; n = 111): Breite= o,oo5o·w- 37,2·H + 3,a·_s + 66 W: Zahl der Wanderer (1/a)

S: S·Faktor der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung [-) H: Hindernisse : 0 =ohne, 1 = m~ Hindernis am Wegrand (Eine Varianzanalyse m~ W und S als Covariaten zeigte bei 95% lrrtumswahrscheinlichke~ keinen signWikanten Unterschied zwischen ein- und zweisaftiger Begrenzung des Weges). INTERPRETATION: •

Die Zahl der Wanderer bestimmte am stärksten die Breite des Weges (höchstes ßGewicht). 1000 Wanderer zusätzlich verbreitern die Wege um 5 cm. Bereits wenige Wanderer (N<300), die den Hauptweg verlassen, schaffen einen neuen Weg (s. lnterzept).



Hindernisse am Wegrand verhindern das Verbreitern der Wege sehr effektiv. Werden die Wege entlang von natürlichen (Felsen, Bäume) oder künstlichen Hindernissen (Zäune, Steinwälle) geführt, läßt sich die Breite des Weges um 40% verringern.

2. Wegtiefe 2.1 Quer zum Hang verlaufende Wege Die Tiefe (in mm) der quer verlaufenden Wege konnte am besten durch folgende Regression erklärt werden (r2adj. = 0,619; n = 90): Tiefequer = 0,014"W + 292·tane- 0,26-NN + 121·0 + 492 e: Hangneigung [•] NN: Höhe ü.NN [m] Q: Quotient aus Hangneigung und Wegneigung (= Indikator für den Verlaut des Weges zum Hang) (-)

-147-

INTERPRETATION:

• Auch die Wegtiefe wird am stärksten durch die Zahl der Wanderer bestimmt. •

Die Wegtiefe wird stärker durch die Neigung des Hanges als durch die des Weges bestimmt, da die quer verlaufenden Wege weniger durch Ausspülung sondern durch Abrutschen tiefer werden. Das Abrutschen wird durch den Tritt der Wanderer und durch Schneekriechen bewirkt. Dies geht bei quer verlaufenden Wegen besonders leicht, da sie lange feucht und damit verformbar bleiben (verzögerter Abfluß; Zufluß von Hangzug- und Oberflächenwasser aus dem Oberhang).

• Mit zunehmender Höhenlage nimmt die Pfadtiefe ab, da die Böden flachgründiger werden.

2.2 ln Gefällerichtung verlaufende Wege Die Tiefe längs zum Gefälle verlaufender Wege ließ sich durch folgende Regression 2 erklären (r adj. = 0,653; n = 21): Tiefelängs = 119·1og (W) + 6,3·a + 2·U- 260 a: Gefälle des Weges [•]

U: Schluffgehalt des Gesamtbodens (%] INTERPRETATION:



Die Eintiefung des Weges erfolgt durch Wassererosion. Dies belegen der Schluffgehalt, der ein guter Indikator für die Boden- ~EE . . erodierbarkelt 1st, und ';' die Wegneigung, die die erosive Kraft des Ab- ~ flusses bestimmt.

I,



Viel begangene Wege sind in Hangrichtung stabiler 500

400 Wegequer zum Gefälle 300

200

100

Der Abfluß kann angreifen, wenn die Vegeta00 16000 20000 4000 8000 12000 tionsbedeckung zerstört Zahl der Wanderer (1/a] ist. Dies geschieht durch den Tritt der Wanderer. Der logarithmische Zusammenhang zeigt, daß dazu bereits wenige Tritte ausreichen.

• Bei hohen Wandererfrequenzen nehmen die Schäden dann aber nur noch gering zu (s. Graphik). Besonders stark begangene Wege sollten daher möglichst steil und nicht quer zum Hang angelegt werden.

-148Diese Interpretation wird gestützt durch die Regression des verlagerten Bodenvolumens (Tiefe·Breite; in m3/m) der in Gefällerichtung verlaufenden Wege (.-2 adj. = 0,614; n = 21 ): Volumenlängs

= 0,28 · S + 0,03 · U - 0,86

Die Regression enthält nur Faktoren der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung. Dies zeigt, daß Wassererosion der schädigende Prozeß ist. Die Zahl der Wanderer ist für Wege in Gefällerichtung von untergeordneter Bedeutung.

Schlußfolgerungen: •

Die Wanderwege im Untersuchungsgebiet sind z.T. stark erodiert und weisen Breiten bis zu 2.6 m und mittlere Tiefem bis zu 0, 7 m auf.

• Zwei Prozesse dominieren: o o

Quer verlaufende Wege werden vor allem durch Kriechschnee und den Tritt der Wanderer hangabwärts geschoben. ln Gefällerichtung verlaufende Wege werden vom Oberflächenabfluß ausgespült.



Die Schäden nehmen mit zunehmender Zahl der Wanderer' zu. Es nahm sowohl die Wegbreite wie auch die Wegtiefe zu. Vor allem stieg mit zunehmender Wandererzahl die Tendenz, neue Trampelpfade anzulegen. Da bereits weniger als 300 Wanderer genügen; um einen neuen Trampelpfad zu erzeugen, geht vonhohen Wandererzahlen eine erhöhte Gefahr aus. Es kann daher nicht empfohlen werden, die Wanderer in besondere Gebieten zu konzentrieren, um andere Gebiete zu schonen, wenn nicht durch massive wegbauliche Maßnahmen erreicht wird, daß die Wege nichtverlassen werden.



Besonders stark begangene Wege sollten nicht quer zum Hang oder in engen Serpentinen angelegt werden.'

Danksagung: Der Farn. Geisler, den ehemaligen Pächtern der Rappensee-Hütte, wird für ihre Unterstützung herzlich gedankt.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

149-152

(1992)

Stoffhaushalt und Stoffbilanzzweier Kleineinzugsgebiete im Flysch bei Marianstein (Tegernseer Alpen) von

Rupert Bäumler 1 und Wolfgang Zech 1

1 Forschungsgegenstand und Zielsetzung Die vorliegende Arbeit wurde im Rahmen des BMFT-Schwerpunktförderprogramms "Bodenforschung Im Deutschen Alpenraum" zur Erfassung und QuantWizierung von Systemzusammenhängen und Abhängigkelten zwischen dem Zustand des Waldes und Erosionsformen und -Vorgängen durchgeführt. Im Vordergrund dieser Studie stehen eine allgemeine Charakterisierung des Stoffhaushalts und die Erstellung von Stoffbilanzen für zwei bewaldete Kleineinzugsgebiete (4,2 bzw. 6,3 ha). Die Ergebnisse bilden die Grundlage für eine 2. Projektphase (1992-1995), in der die Auswirkungen eines Katastrophenszenarios (geregelter forstlicher Eingriff) auf die Stabilität dieser Alpenökosysteme untersucht werden.

2 Untersuchungsgebiete Die Untersuchungsgebiete sind ausführlich Im Forschungsbericht des o.g. Verbundprojekts beschrieben (Nationalparkverwaltung Berchtesgaden (1991 ). Im Rahmen dieser Untersuchungen wurden die Einzugsgebiete Flysch Sonnseite 1 (FLSON1) und Sonnseite 2 (FLSON2) bel Marlenstein ausgewählt. Der forstliche Eingrwt wird Im Oktober 1992 auf FLSON1 durchgeführt, FLSON2 dient aufgrund der kurzen Vonaufphase als Kontrolle.

3 Versuchsaufbau Die beiden Ökosysteme wurden in einzelne Kompartimente unterteilt, deren Zusammenhänge sich über · Wasser- bzw. Stofflüsse und Bilanzierungen direkt messen oder berechnen lassen. Als Inputgrößen werden neben dem Streufall die Niederschläge getrennt in Freiland (FNS)- und Bestandesniederschlag (BNS) erfaßt, um die Veränderung des Chemismus beim Passieren des Kronenraums (Pufferung, Leaching) zu erfassen. Veränderungen Im Boden werden durch die Analyse von Bodenlösungen aus 10 cm, 30 cm und 50 cm Tiefe erfaßt (81 0, B30, B50). Ein Einbau in größerer Bodentiefe war aufgrund des steigenden Skelettgehalts (Tonstein) nicht möglich. Der Gebietsaustrag (A) wird an eigens dafür errichteten Maßwehren erfaßt.

4 Ergebnisse Abb. 1 zeigt die Gesamtionenbilanz. Dargestellt sind Kationen und Anionen in J,leq/1 für Freilandniederschlag (FNS), Bestandes-NS Fläche 1 und 2 (BNSI und BNSII), Output (Al und All) und die Bodenlösungen in 10 cm, 30 cm und 50 cm Tiefe (B101 und B1011, B30i und B3011, B501 und B5011). Kationenüberschuß bei sauren Lösungen deutet auf das Vorhandensein von organischen Anionen hin, die nicht erfaßt worden sind. Sie errechnen sich aus der Dwterenz der Summe aus Kationen und Anionen. Es zeigt sich eine starke chemische Veränderung des Niederschlagswassers auf dem Weg durch das Ökosystem und die stark negative Bilanz zwischen Eintrag über die Niederschläge und Austrag über die Vorfluter, was die Bedeutung der Fließstrecke in der Zersatz- bzw. Verwitterungszone unterstreicht.

1 Lehrstuhl für Bodenkunde und Bodengeographie, Universität Bayreuth, Postfach 10 12 51, 8580 Bayreuth

-150Abb. 1: Gesamtionenbilanz für Frelland(FNS)· und Bestandesniederschlag (BNSI, BNSII), Bodenlösungen (B101 • BSOII) und Vorfluter (Al, All) für die Einzugsgebiete FLSON1 (I) und FLSON2 (II) in t"Jq/1. l)eq/1 2000~~----------------------------------------~

-Ca

BK

EJMg

BNa

EJH

IIII!IIIIIINH4

1500

1000

500

0

-500

1000

1500 -

5104

B

504

EJ Cl

-

HC03

~ N03

D

org.An.

2000~,---,----,---,---,---,--~---,---,---,---,~

FNS 8NSI 8NSII

AI

A II

8101 81011 8301 83011 8501 85011

Input Da mit Ausnahme der Stickstoff-Quellen lokale Emittenten fehlen, spielt beim Niederschlag vor allem der Ferntransport eine Rolle. Im FNS sind Ammonium und Nitrat die dominanten Ionen. Ammonium Ist leicht gegenüber Nitrat erhöht, im BNS wird das Verhältnis zugunsten von Nitrat verschoben. Die Passage durch den Kronenraum führt zu einer Erhöhung der Gesamtionenkonzentration, wobei praktisch alle Ionen betroffen sind. Verantwortlich für diesen Anstieg sind Leachingprozesse (Kalium) und die Ablösung trocken deponierter Substanzen von der Nadeloberfläche. Vor allein der Anstieg von Sulfat und Chlorid gegenüber dem· FNS ist auf trockene Deposition zurückzuführen. Bei den Kationen dominiert neben Kalium und Kalzium v.a. Ammonium, bei den Anionen zu etwa gleichen Anteilen Nitrat und· Sulfat.

Bodenlösung Die Zusammensetzung der Bodenlösung im Oberboden wird in der Regel durch biogene Prozesse gesteuert, im tieferen Mineralboden spielen Sorptions- und. Verwitterungsprozesse eine zunehmende Rolle. Der im Vergleich zum BNS starke Anstieg der Kalzium-Konzentration bereits in 10 cm Tiefe ist eine direkte Folge fortlaufender Oberbodenversauerung; die pH-Werte liegen im Oberboden im sauren bis stark sauren Bereich. Zum anderen zeigt sich bereits der Einfluß des Ausgangsmaterials (Gault-Grenzmergel). Ammonium und ·Kalium nehmen sehr stark ab. Ammonium wird praktisch vollständig im Oberboden umgesetzt Dies bewirkt

-151-

einen zusätzlichen Versauerungsschub und damit eine starke Belastung der Böden, da bei der Oxldatlon.zu Nitrat Protonen freigesetzt werden. Nitrat wird entweder ausgewaschen (FLSON2) oder umgesetzt durch Aufnahme über die Wurzeln oder Immobilisierung durch Mikroorganismen (FLSONt). Kalium wird zu einem erheblichen Anteil gegen Ca und Mg in den Tonmineralen ausgetauscht und fixiert (Tongehalt der Böden 3050 %), in 50 cm Tiefe ist Kalium nur noch in Spuren nachweisbar. Natrium verhält sich Im Boden weltgehend indifferent. Bei den Anionen kommt es zu einem weiteren Anstieg der Sulfat- und Chlorld-Konzentratlonen. Dies ist vermutlich eine Folge der Verdunstung und des Wasserverbrauchs des Bergmischwaldbestandes. Eine Sulfat-Sorption findet aufgrund der zeitwelligen Stauwassereinflüsse nicht statt, da oxldlsche Fe-Formen reduziert werden. Nitrat nimmt mit zunehmender Bodentiefe ab, der Gehalt an Hydrogencarbonat steigt parallel zum pH. Die pH-Werte in der Bödenlösung steigen im Mittel von 4,5 in 10 cm Tiefe über 5,5 (30 cm) auf 6,5 in 50 cm Tiefe. FLSON2 unterscheidet sich bei der Sickerwasserzusammensetzung zum Teil erheblich von FLSON 1. Als Ursache kommen unterschiedliche bodenphysikalische und -mineralogische Verhältnisse in Frage (Fiießwege oberflächennah - in der tieferen Zersatzzone). Zudem scheint entweder die mikrobielle Umsetzung von Nitrat im Oberboden von FLSON2 gehemmt oder Nitrat wird auf FLSONt verstärkt umgesetzt bzw. von der Vegetation aufgenommen.

Output Der Austrag über den Vorfluter stellt das gesamte Integral über das Einzugsgebiet dar, abhängig von klimatischen und biogenen Faktoren und unterschiedlichen Fließwegen, Im Flysch scheinen nach ersten Beobachtungen vor allem laterale, oberflächennahe Fließwege die Abflußbildung zu steuern. Entsprechend dem Anteil an der Abflußbildung beeinflussen die einzelnen Kompartimente auch die chemische Zusammensetzung des Abflußwassers. Aus Abb.t Ist ersichtlich, daß die geologischen Verhältnisse den Chemismus erheblich beeinflussen. Ca und Mg sind die dominanten Kationen, wobei im Vergleich zur Bodenlösung Mg überwiegend in der tieferen Zersatzzone durch Verwitterungsprozesse freigesetzt wird. Dasselbe gilt auf einem etwas geringeren Niveau für Natrium. Hydrogencarbonat ist das korrespondierende Anion zu Ca. Sulfat erfährt eine weitere Aufkonzentration, während Chiarid im Vergleich zu den anderen Kompartimenten abnimmt. Der starke Anstieg der Silikationen im Vergleich zur Bodenlösung in 50 cm Tiefe von durchschnittlich 40 Jleqjl auf 200 Jleq/1 unterstreicht die Bedeutung von Verwitterungsprozessen (Silikatverwitterung; Magnesiumfreisetzung) in der tieferen Zersatzzone. Ein Vergleich der Stoffdepositionsraten (kg ha- 1 a- 1) mit dem Freilandniederschlag zu anderen Standorten in Deutschland ist in Tab. 1 dargestellt. Allerdings besteht zwischen der Stoffkonzentration und der Niederschlagsmenge oft eine negative Beziehung, da z.B. die Protonenmenge stark von der Niederschlagshöhe beeinflußt wird. Das zeigt sich im Unterschied zwischen dem Protoneneintrag und den Säurebildnern S und N im Soiling und am Standort Kälbelescheuer im Schwarzwald. Die Untersuchungsgebiete am Tegernsee weisen im Gegensatz dazu relativ niedrige H-Einträge auf. Ähnlich niedrige Werte wurden am Standort Schluchsee Im Schwarzwald gemessen. Die S04-S-Depositionsraten liegen mit 14.2 kg ha- 1 a- 1 auf dem Niveau des Standorts Kälbelescheuer, aber unterhalb der stark belasteten Standorte im Flehtelgebirge und Solling. Die N03-N- und NH 4-N-Deposition Ist dagegen mit 18.5 bzw. 15.4 kg ha- 1 a- 1 zum Teil mehr als doppelt so hoch wie auf den Vergleichsstandorten. Diese extrem hohen Gesamt-NEinträge sind auf die starke Weide- und Viehwirtschaft in diesem Raum zurückzuführen.

Tab. 1: Vergleich der Freilanddepositionsraten für H+, S und N (kg ha- 1 a- 1) in den Tegernseer Alpen, Flehtelgebirge (Oberwarmensteinach, Kaupenjohann 1989), Soiling (Matzner 1988) und Schwarzwald (Kälbelescheuer, Mies 1986 und Schluchsee, Zöttl et al. 1989). Standort

Niederschlag

H

(mm)

S04-S N0 -N 3 (kg ha- 1 a- 1)

TeP,ernsee (O /90 -12/91)

1845

0.40

14.2

Fichtelgebl~

1270

0.61

1032

(07/84- 06 ) Solling (1969- 1985) Kälbelescheuer (1983- 1984) Schluchsee (06/87- 05/88)

NH 4-N

18.5

15.4

24

9.6

8.6

0.82

23

8.7

11.9

1342

0.81

15

6.7

4.5

2300

0.31

8.9

4.9

7.2

-152-

ln Abb 2. Ist die Massenbilanz zwischen Eintrag und Austrag für FLSON1 dargestellt. Es Ist eine klare Differenzierung in zwei Gruppen von Stoffen erkennbar, für die das Ökosystem eine Senke bzw. eine Quelle darstellt. Ammonium, Kalium, TOC, Nitrat und Protonen werden in das System eingetragen und größtenteils innerhalb des Systems umgesetzt bzw. sorbiert. Kalzium, Magnesium, Natrium, Sulfat und Sillkat werden dagegen überkompensiert und zum Teil quantitativ aus dem Ökosystem ausgetragen. Die starke Desorption und Auswaschung basisch wirkender Kationen führt langfristig zu einer starken Versauerung und Degradation der Böden. Sulfat als eine der Hauptursachen für Säureschäden in bewaldeten Ökosystemen (Kaupenjohann 1989) scheint auf diesen Untersuchungsflächen nur von untergeordneter Bedeutung. Chlorid verhält sich als einziges Ion weitgehend indifferent mit einer Tendenz zur Akkumulation Im Ökosystem.

Abb. 2: Gegenüberstellung von Input über den Freilandniederschlag und Output am Meßwehr (kg ha- 1 a· 1) für das Einzugsgebiet FLSON1 (Massenbilanz) .. NH4 Ca

""l"--'---"--"-'=-=~-""'="-'--' 201,7

Mg Na

K

TOC

80,4 ~\\\\\\\\\\\\\\\\\'1

N03

79,2

I

~~~\\~\~\\~\~\~'' I

804

Cl· H 8104

B D

Input FNS Output

240 200 160 120 kg/ha•a

80

40

0

40

80

120 160 200 240 kg/ha•a

5 Danksagung Wir danken dem Bundesministerium ·tür Forschung und Technologie für die großzügige finanzielle Unterstützung des Forschungsvorhabens. · ·

6 Literatur Kaupenjohann, M. (1989): Chemischer Bodenzustand und Nährelementversorgung immlsionsbelasteter Flehtenbestände in NO-Bayern. Bayreuther Bodenk.. Ber., 11, 1-258. . · Matzner, E. (1988): Der Stoffumsatz zweler Waldökosysteme ·1m Solllng. Ber. des Forschungszentrums WaldökosystemejWaldsterben, Göttlngen, 40, 1-217: Mies, E. (1986): Elementeinträge in tannenreiche Mischbestände des Südschwarzwaldes. Freiburger Bodenk. Abhandlungen, 18. · Nationalpark Berchtesgaden (1991): Bodenforschung im Deutschen Alpenraum - Zwischenbericht 1991. Nationalparkverwaltung Berchtesgaden. · Zöttl, H.W., Brahmer, G. und Feger, K.-H. (1989): Projekt ARINUS : 111. Stoffbilanzen und Düngung der Einzugsgebiete. Ber. KfK-PEF 50, 1, 23-34. · ·

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

153-156

Hanaabtraa in den nördlichen Kalkalpen

M. Becht u. K.-F. Wetze!+

1. Einleitung

Die Bodenerosion im Hochgebirge wie auch auf landwirtschaftlichen Nutzflächen des Vorlandes unterliegt den Einflüssen von Relief, Ausgangssubstrat (Geologie), Vegetationsbedeckung, klimatischen Faktoren (Niederschlag) und Nutzungsart Im Hochgebirge sind neben dem Relief vor allem die klimatischen Faktoren auf engstem Raum hochvariabel verteilt. So tritt eine rasche Abnahme der Niederschläge vom Alpenrand zu den Zentralalpen hin auf (zentral-peripherer Wandel). Dieser Trend wird durch die Zunahme der Niederschlä~e mit der Höhe überlagert. Hier fällt mit abnehmenden Temperaturen ein wachsender Anteil der Niederschläge als Schnee (hypsometrischer Wandel). Im folgenden soll anband einiger Beispiele aus den nördlichen Kalkvoralpen (Kocheler Berge) und den nördlichen Kalkalpen (Vorkarwendel, Wetterstein; Abb. 1) der Einfluß dieser Faktoren auf die Intensität der Bodenerosion gezei~t werden. Die Untersuchungen zum Bodenabtrag in alpinen Kleinsteinzugsgebieten (DimensiOn 10-2 - 10° ha) werden durch die Deutsche Forschungsgemeinschaft gefördert.

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f Schlierst~ m 1·. Werstein

Tegernsee

Murnau®

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L Abb. 1: Die Lage der Untersuchungsgebiete 2. Abtrag unter Wald in den Kocheier Bergen und dem Vorkarwendel

Weite Teile der Kocheier Berge und des Vorkarwendels sind auch heute von Wald bedeckt. Die natürliche Waldgrenze reicht bis nahe an die Gipfellagen ( <2000 m ü.NN). Die Schutzfunktion des Waldes wird im Zusammenhang mit möglichen Folgen des Waldsterbens im + Institut für Geographie der Universität München, Luisenstr. 37/II, 8000 München 2

-154-

Hochgebirge oft hervorgehoben (Mayer 1989). Hohe Infiltrationskapazitäten der Waldböden führen zu einer Dämpfung von Hochwasserabflüssen. Unterschiedliche Flußdichten. unter Wald bei gleichen Niederschlagssummen weisen aber auch auf den Einfluß des Substrates hin. Während die Flußdichten auf durchlässigen Kalken weit unter .1 krn/krn2 liegen, erreichen sie im Flysch und auf dichten glazigenen Sedimenten Werte über 4 krn/krn2• Unter Wald dominiert linearer Abtrag und führt zur Entstehung kleiner Runsen und im Zusammenfluß von Runsen zur Ausbildung von Kerbtälchen. Außerhalb der Runsen und Kerben (vgl. Abb.2, Testgebiete Fütterung 1, Hirschsuhle urid Flysch) ist der fluviale Abtrag um mehrere Zehnerpotenzen geringer (vgl. Abb. 2, Testgebiet Fütterung 2). Die Höhe der Sedimentfrachten unter Wald wird vorwiegend durch die Niederschlage bestimmt. Dabei wirken langanhaltende Niederschläge hoher Intensität aufgrund des höheren Abflusses in den Rin-· nen stärker als kurze Schauer mit hohen Intensitäten, bei denen das Wasserdargebot zur Erzeugung einer genügend hohen Abflußwelle nicht ausreicht.



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Abb. 2: Sedimentspenden verschiedener Testgebiete im Lainbachtal und Kesselbachtal unter Wald Die Unterschiede zwischen den Testflächen lassen sich auf mehrere Faktoren zurückführen. Die Flächen Fütterung 1 und 2 sowie Hirschsuhle liegen unter Hochwald (90% Fichte) im Kesselbachtal (Vorkarwendel). Während die Sedimentfalle zur Bestimmung der Frachten bei den Flächen Hirschsuhle und Fütterung 1 jeweils in einer gut ausgebildeten Runse liegt, weist Fütterung 2 nur "eine flaches Muldentälchen auf. An dieser Testfläche wird daher eher der flächenhafte und deutlich niedrigere Abtrag erfaßt, während die Frachten der anderen beiden Gebiete durch lineare Erosion in den Abflußrinnen dominiert werden. Die Flächen Flysch-0 und -W, sowie Pleisto-1 und -2 liegen im Lainbachgebiet (Kocheler Berge) und repräsentieren Waldstandorte auf Flysch (Hochwald, Fichte, 90 %Deckung) und auf pleistozänen Lockersedimenten (Mischwald, z.T. Grasbedeckun~). Alle Flächen haben ausgeprägt\! Abflußrinnen. Die höheren Abträge der Flächen auf plerstozänen Lockergesteinen lassen sich auf das Substrat zurückführen. Dagegen sind die Unterschiede zwischen den Flächen im Lainbachgebiet und denen im Kesselbachtal durch die höheren Niederschläge am Alpenrand zu erklären. Das Lainbachgebiet erhält mit einen Mittel von 2100 mm gegenüber 1650 mm im Kesselbachtal erheblich höhere Jahresniederschläge. Der gemessene Abtrag unter Wald im Hochgebirge zeigt, daß die Runsen und kleinen Täler hinsichtlich ihres Beitrages zur Erosionsleistung eines Einzugsgebietes stärker beachtet werden müssen. Im Verlauf von extremen Starkregen können sie zu den Hauptliefergebieten von · Feststoffen werden (Becht 1991).

-1553. Der Einfluß der Nutzung auf den Abtrag

Die Hangbereiche in den Alpen werden flächenhaft almwirtschaftlich oder waldwirtschaftlich genutzt. Ackerbauliche Kulturen treten nur in Tallagen auf. Auf Almflächen können flachgründige Verletzungen des Bodens (Blaiken) besonders in steilen Lagen beobachtet werden. Derart geschädigte Hänge gelten als besonders abtragsgefährdet (Mößmer 1985). Die Sedimentfrachten der Runsen in Blaikengebieten (Rethalmen, Abb. 4) übersteigt allerdings nicht die Sedimentfracht der Runsen aus Waldgebieten, da die Blaiken oft keinen direkten Anschluß an das Gerinnnenetz haben. Auf den gut wasserwegigen Kalksteinen der Blaikengebiete treten nur selten echte Oberflächenabflüsse auf, so daß das Erosionsmaterial nur über kurze Strecken am Hang umgelagert wird. Der Sedimentabtrag findet im direkten Umfeld der Abflußrinnen statt, die sich oft an episodisch schüttende Karstquellen anschließen und bis auf den anstehenden Fels eingetieft sind. Auch unter Wald stammen die Sedimente aus den Runsen, so daß das erodierte Substrat leicht mit dem Abfluß transportiert werden kann.

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Abb. 3: Der Sedimentabtrag in Waldgebieten und von Almweiden im Kesselbachtal 4. Erosion in unterschiedlichen Höhenlagen

Für den Vergleich der fluvialen Erosion in unterschiedlicher Meereshöhe wurden Testflächen auf Lockergesteinen (Moränensedimente) herangezogen. Es handelt sich dabei um drei Testflächen an neuzeitlichen Moränen des Höllentalferners an der Zugspitze (Kar 1-3) und um zwei Testflächen auf vegetationslosen Erosionsanrissen in stark kompaktierten glazigenen Sedimenten im Lainbachgebiet (Lain-1 und -2). Wie Abbildung 3 zeigt, liegen die Sedimentspenden der Testflächen im Lainbachtal !rotz vergleichbar hohen Jahresniederschläge (ca. 2000 mm) um eine Zehnerpotenz über denen des Höllentalkares (Abb. 3). Die Ursache der differiernden Sedimentspenden ist hier eine Folge der langen Schneebedeckung im Höllentalkar. Die Erosionsflächen im Lainbachgebiet (in ca. 900 m ü.NN) sind bereits im April aper und unterliegen der Abspülung bei heftigen Schauerniederschlägen über mehr als 7 Monate bis in den November hinein. Im Höllentalkar (in ca. 2200 m ü.NN) beschränkt sich dieser Zeitraum auf die Monate August und September. Von Oktober bis Juli schützt die Schneedecke die darunterliegende Oberfläche vor Abtrag, da die Splash-Wirkung der Regentropfen aufgefangen wird und das Niederschlagswasser nur verzögert zum Abfluß kommt. Die Schneeschmelze führt in beide11 Gebieten nur zu minimalem Abtrag, da aus der Schneedecke nur geringe Mengen Schmelzwasser pro Zeiteinheit abfließen, die größtenteils in den Untergrund versickern.

-156-

I

§ Ahtra.g 1989

II Abtr•g l'J'JB



Abtrag 1991 .--]

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VI

Abb. 4: Der Einfluß der Meereshöhe auf die jährlichen Sedimentspenden 5. Schlußfolgerung

Die Bodenerosionsforschung im Hoch~ebirge darf sich nicht an Vorurteilen und Meinungen orientieren, sondern muß auf der Bas1s von Geländemessungen die räumliche.. Differenzierung des Abtrages quantifizieren und dessen Ursachen erforschen. Durch die Uberlagerung verschiedener Faktoren (Klima, Relief,.Substrat, Vegetation) und mit ihren oft gegenläufigen Wirkungen auf den Abtrag wird die Ubertra~ng der Ergebnisse erschwert. Die re~ionale Differenzierung des Abtrages in den Alpen wud stark durch Klimaparameter domiruert. So sind die Erosionsraten am Alpenrand bei sorist gleichen Parametern irrfolge hoher Niederschlagssummen und -intensitäten am größten. Bei kleinräumiger Betrachtung variiert die Abtragsleistung lokal durch Relief-, Substrat- und Vegetationseinflüsse (z.B. Wasserwegigkeit der Böden), so daß der Faktor Klima zurücktritt.

Literatur

Becht, M. (1991): Auswirkungen und Ursachen von Katastrophenhochwassern in kleinen, alGeomorph., Suppl.Bd.89: 49-61. pinen Einzugsgebieten. - Z. f. Fliri, F. (1975): Das Klima der Alpen im Raume Tirol. - Monogr.z. Landeskunde Tirols. Hrsg. v. A. l..eidlmaier & F. Hutter, Innsbruck- München. Mayer, H. (1989): Die Gebirgswälder in den Alpen. Funktio~en- Entwicklungen- waidbauliche Folgerungen. - Informationsberichte d. Bayer. Landesamtes f. Wasserwirtschaft 4/1989: 29-46, München. Mößmer, E.-M. (1985): Blaikenbildung auf beweideten und unbeweideten Almen.- Jb.d. Ver. z.Schutz d.Bergwelt, 50: 79-94.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

157-160

(1992)

Von der ABAG zur OBAG - Die Isoerodentenkarte von Osterreich von BLOHBERGER, G.*l und E. KLAGHOFER**I

Kurzfassung Es wird die Isoerodentenkarte von Österreich vorgestellt. In Anbetracht fehlender Daten mußte zur Berechnung der Niederschlagsfaktoren die Regressionsgleichung der ABAG abgeändert werden. Auch bei der Festlegung der Isoerodentengruppen und bei der Grenzziehung zwischen den einzelnen Gruppen wurden neue Wege beschritten.

Die Berechnung des Niederschlagsfaktors um eine gesamtösterreichische Isoerodentenkarte nach den Vorschriften der in der Universal Soil Loss Equation von Wischmeier und Smith (1978) festgelegten Bedingungen zur Erfassung der Produktsumme der kinetischen Energie und der maximalen 3D-MinutenIntensität eines Einzelniederschlages erstellen zu können, bedürfte es einer landesweiten Erfassung der Niederschlagsmessung in 5-Minuten-Intervallen während eines mehrjährigen Zeitraumes. Diese Daten stehen in Österreich nicht zur Verfügung. Gerade im Alpenraum ändern sich, bedingt durch die Höhenunterschiede und die Klimaeinflüsse, die Niederschlagshöhen unterschiedlichen auf engstem Raum. Es besteht aber trotzdem eine große Obereinstimmung in der zeitlichen Abfolge der Niederschläge.

*)

Günther Blühherger Institut für Geologie an der Universität Wien Adresse des Autors: A-1030 Wien, Beatrixgasse 25/2/24

**)

Eduard Klaghofer Bundesanstalt für Kulturtechnik und Bodenwasserhaushalt A-3252 Petzenkirchen

-158Die Berechnung des Niederschlagsfaktors "R" nach der in der. ABAG (Schwertmann et al., 1987) festgehaltenen Regressionsgleichung, basierend auf der Summe der ist daher naheliegend. Im sich allerdings, daß der in gene Monat Oktober extrem

Sommerniederschläge von Mai - Oktober, Verlaufe unserer Untersuchung zeigte der ABAG-Regressionsgleichung einbezoniedrige Niederschlagswerte aufweist,

während im April ein deutliches Ansteigen der Niederschläge festzustellen ist. Da es uns anharid eines zu geringen Datenbestandes nicht möglich ist, eine eigene Regressionsgleichung auszuarbeiten, wurde der Versuch unternommen, die ABAG-Regressionsgleichung für den Vegetationszeitabschnitt von April - September beizubehalten. Zusätzlich wurden die flächendeckend zur Verfügung stehenden 90 %-Tagesniederschlagswerte (Starkregen und Starkregenstatistik, H. Krebs & G. Schimpf, 1965) in die Gleichung einbezogen. Bei den 90 %-Tagesniederschlagswerten handelt es sich um Niederschlagshöhen, die in den bis 1950 beobachteten Jahreshöchstwerten in 90 %

aller Fälle erreicht · bzw. überschritten wurden. Durch die Einbeziehung der Werte (in cm) in die Gleichung wird der Faktor "R" in Extremfällen um 3 Punkte erhöht bzw. bei Gebieten mit geringer Starkregenneigung um 2 Punkte vermindert. Die neue Regressionsgleichung lautet nun: Rv Rv VNS 90 % TN

= 0,141 * VNS

- 5,18 + 90 % TN

Niederschlagsfaktor bezogen auf die Vegetationszeit _Vegetationszeitniederschlag April- September 90 %-Tagesniederschlagswert

Da nunmehr keine Obereinstimmung mit der ABAG-Regressionsgleichung besteht, wurde - im Zusammenhang mit der neuen Gleichung - für die Berechnung des Bodenabtrages nach dem Vorbild der USLE der Name auf ö B A G - Osterreichische Bodenabtragsgieichung abgeändert. Ein Vergleich mit einem nach der USLE bestimmten Faktor "R" ( 70) in Petzenkirchen ergab eine signifikante Obereinstimmung mit dem nach der öBAG berechneten Faktor "Rv" ( 69,7). Die danach ermi ttelten R-Faktoren in den Grenzgebieten zu Bayern ergaben eine erfreuliche Obereinstimmung mit jenen in den bayerischen Grenzgebieten.

-159Die Gruppierung der Niederschlagsfaktoren Für die Berechnung der Niederschlagsfaktoren "Rv" wurden die Daten von 682 Maßstationen in Österreich mit einem durchgehenden Aufzeichnungszeitraum von 1971 bis 1990 erfaßt. Bei der Gruppierung der Faktoren mußte darauf Rücksicht genommen werden, daß sie einerseits mit der Bayerischen Isoerodentenkarte verglichen werden können, anderseits aber auch den österreichspezifischen Verhältnissen entsprechen. Bedingt durch die stärkeren Niederschläge in den höher liegenden Gebieten und den eher regenarmen im Osten Österreichs war es notwendig, eine Erweiterung der ABAG-Gruppeneintei lung um je eine Gruppe im unteren und oberen R-Faktor-Bereich vorzunehmen. Gleichzeitig wurde auch auf die statistische Aufteilung der Stationen in Form einer flachen Glockenkurve geachtet. Der statistische Mittelwert des Niederschlagsfaktors "Rv" aller 682 Stationen in Österreich liegt bei 86 und fällt somit in die 6. Gruppe.

Vergleich der Isoerodenten-Gruppen öBAG und ABAG

Gruppe Rv (öBAG)

Intervall

Anz.d. Stat.

R (ABAG)

Int.

--

45

--

41

2

< 45 -

54

10

50

48

3

55 -

63

53

55

8

4

64 -

70

9 7

< 48 -

---

73

56 -

62

7

5

71 -

77

7

78

63 -

69

7

6 7

78 -

86

70 - 83 84 - 97 98 - 111

14

98

9 12

86

87 -

1

12

9

99 - 110 111 - 128

88 81

18

74

> 112

10

> 128

--

58

--

8

14 14

---

-160Die Festlegung von Gruppengrenzen Die ursprünglich vorgesehene

Korrelation der

R-Faktoren mit den

Isohypsen bei der Grenzziehung zwischen den einzelnen Gruppen führte zu nicht befriedige,nden Ergebnissen. Im Raum Salzburg erga·ben sich durch die vorherrschende NW-Strömung in niedrigen Höhenlagen hohe R-Werte, während z .B. hochgelegene Gebiete im Süden Österreichs, die subme.diterranen Einflüssen ausgesetzt sind, verhältnismäßig niedrige R-Werte aufweisen. Durch Einbeziehung der

Klimakarte

von Osterreich

(Bobek et

al.

1971) war es möglich, eine Anpassung der Isoerodenten-Gruppengrenzen einerseits an die verschiedenen Klimaeinflüsse (Alpin, Oberdeutsch, Submediterran, Illyrisch, Panncinisch) und anderseits an die Isohypsen innerhalb 'der Klimazonen vorzunehmen. Trotz des Maßstabes von 1: 500·. 000 ergab sich speziell im alpinen Bereich eine· hohe Strichdichte. Dieser Umstand weist auf die innerhalb geringer Entfernungen stark unterschiedlichen Niederschlagsverhältnisse. Durch den hohen Anteil· alpiner Gebiete in Osterreich ist eine Darstellung in einem kleineren Maßstab kaum durchführbar. Da der Niederschlagsfaktor "Rv" mit dem Fournier-Wert (empirisches Maß für die Niederschlagsintensität) korreliert (r = 0,86), können anhand de~ öBAG-Isoerodentenkarte auch Hinweise bezüglich der Absicherung gegen Starkregen beim Wege- und Straßenbau, bei Schlägerungen, Rodungen und Trassierungen etc. mit ausreichender Genauigkeit gegeben werden. Sobald genaue, nach den in der USLE festgelegten Vorschriften erarbeitete Meßdaten von einer größeren Anzahl Stationen vorliegen, wird eine Überarbeitung der Isoerodentenkarte noch genauere Ergebnisse erbringen. Literatur Bobek, H., Kurz, W. und F. Zwittkovits, 1971: Atlas der Republik Österreich, 5. Lieferung, Blatt III/9, Klimatypen, österr. Akademie der Wissenschaften, Wien 1971. Krebs, H. und H. Schimpf, statistik, Mitteilungsblatt Österreich, Nr, 42, Wien.

1965: Starkregen und Starkregendes Hydrographischen Dienstes in

Schwertmann, U., Vogl, W. und M. Kainz, 1987: Bodenerosion durch Wasser. Vorhersage des Abtrags und Bewertung von Gegenmaßnahmen. Eugen Ulmer Verlag, Stuttgart. Wischmeier, W.H. und D.D. Smith, 1978: Predicting rainfall erosion losses - A guide to conservation planning. USDA, Agric. Handbock No. 537.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

161-164

Organische Substanz und Aggregierung in Böden unter Almweide und Bergwald im Nationalpark Berchtesgaden Jürgen C. Forsterund W. Zechl

Fragestellung Auf Almflächen unter geregelter Beweidung sollten die Einflußgrößen der Makroaggregatstabilität bestimmt und mit Waldböden verglichen werden. Ein weiterführender Teil der Arbeit beschäftigt sich mit der Untersuchung der Qualität der organischen Substanz in den strukturbildenden Mikroaggrega•'ln.

Material und Methoden Es werden zwei Testgebiete im Jennergebiet (östl. Königsseeufer) des Nationalparks Berchtesgaden betrachtet. Jedes Testgebiet beinhaltet Teilflächen unter Almweide und Fichtenwald in unmittelbarer Nachbarschaft, .die sich in ihren sonstigen Geoökofaktoren gleichen (Tabelle 1 ). Pro Teilfläche wurden Untersuchungen an den obersten beiden Horizonten (ca. 0-10 und 10-25 cm) in fünffacher Wiederholung durchgeführt. Tabelle 1: Kennzeichnung der Testflächen im Nationalpark Berchtesgaden. Probefläche

Höhe ü.NN

Exposition

Hangneigung

Ausgangssubstrat

Nutzung

Kurzbezeichnung

Holzstube

1250 m

sw

21°

DachsteinkalkHangschutt

Almweide Bergwald

HSA HSW

Büchsenkopf

1150m

ONO

32°

Jungmoräne

Almweide Bergwald

BKA BKW

Als Einflußgrößen wurden bestimmt: pH, org. C und Gesamt-N (trockene Veraschung/Wärmeleitfähigkeitsdetektion mit Carlo Erba ANA 1500). Textur (Siebpipettmethode), heißwasserlösliche Zucker n. Metzger et al. (1987) mit nachfolgender MBTH-Analyse (Johnson und Sieburth 1977), aliphatische organische Verbindugen (superkritischer Hexanextrakt n. Spiteller 1982), mikrobielle Biomasse (Fumigation-ExtraktionMethode, Vance et al. 1987). Die Aggregatstabilität wurde in einem modifizierten Naßsiebeverfahren nach Henin (1976) ermittelt; die Mikroaggregatfraktionierung erfolgte nach einem von Brückert (1982) beschriebenen Verfahren.

Ergebnisse und Diskussion Almweideböden haben in beiden Probenahmetiefen engere C/N-Verhältnisse als Waldböden und sind im Oberboden weniger versauert; bei den organischen Bodeneigenschaften zeigen sich keine auffälligen regelhaften Unterschiede zu Waldböden (Tabelle 2), auch in der Textur unterscheiden sich die Nutzungsformen innerhalb eines Testgebiets nicht (Tabelle 3).

1Lehrstuhl für Bodenkunde und Bodengeographie, Universität Bayreuth, PF 10 12 51, W-8580 Bayreuth

-162Tabelle 2: Chemische und mikrobiologische Eigenschaften der untersuchten Böden (Durchschnittswerte

von jeweils fünf beprobten Bodenprofilen). Probefläche

pH

Horizont

org. C

N

%

%

C/N

Mikrob. Biomasse g kg·1

Zucker

Aliphaten

g kg·1

g kg·1

HSA

0-10 10-25

6.23 6.45

9.35 6.45

0.90 0.63

10.4 10.2

1.38 1.19

0.57 0.26

6.6 4.1

HSW

0-10 10-25

4.86 6.40

7.40 2.80

0.55 0.22

13.6 12.9

1.45 0.52

0.53 0.08

3.7 0.8

BKA

0-10 10-25

5.94 6.76

7.43 2.84

0.65 0.27

11.4 9.6

1.32 0.85

0.28 0.17

2.4 0.7

BKW

0-10 10-25

5.18 6.78

8.39 2.92

0.56 0.20

15.2 14.3

1.73 0.65

0.57 0.13

3.0 0.9

Die Regressionsanalyse ergibt einen engen nichtlinearen Zusammenhang der Aggregatstabilität mit dem Humusgehalt (Abbildung 1 ); die Regressionsgleichung hierfür lautet

% stabile Aggregate = 86.86 - 116.8 • ( 1. 722 - log C0 , 9 )2 und liefert ein Bestimmtheitsmaß (R2) von 0,883. Es ergibt sich also für ansteigende Kohlsnstoffgehalte über 6 % ein Absinken der Aggregatstabilität. Molopa et al. ( 1987) sowie Capriel et al. (1990) und Cheshire et al. (1983) hatten signifikante lineare Zusammenhänge mit mikrobieller Biomasse, Aliphaten- bzw. Zuckergehalt gefunden, während hier auch eine Kombination die.ser Faktoren keine befriedigenden Ergebnisse hervorbringt. Da es sich durchweg um lehmig-tonige Böden handelt, äußert sich hier der grundsätzlich zu erwartende Textureinfluß nicht. Almweide- und Waldböden verhalten sich ähnlich. % stabile Aggregate 1 00

~~~-~~--,,...-..--,--.-....,---,.-~-,

90

HSA: 0

0-10

HSW:

80

V

BKA: 0

70

~

0-10

• 10-25

BKW:

"' 0-10

.

• 10-25

0-10

10-25

• 10-25

~

60

20

0

60

40

c., 8

_, 80

[g kg

100

120

J

Abbildung 1: Zusammenhang zwischen org. C-Gehalt und Aggregatstabilität.

Aus diesem Zwischenergebnis wird abgeleitet, daß nicht direkt quantifizierte (und nur eingeschränkt

quantifizierbare)

entscheidend

an

der

höhermolekulare

Strukturstabilisierung

organische mitwirken

Verbindungen müßten.

Das

(Huminstoffe) beobachtete

Stabilitätsverhalten bei hohen Humusgehalten könnte auf in Makroaggregate eingebaute

-163-

organische

zurückzuführen

Partikel

sein,

die

Beanspruchung

bei

zum

teilweisen

Aggregatzerfall führen. Tabelle 3: Verteilung von Korn- und Mikroaggregatgrößen.

Korngrößenverteilung (pm)

Probe-

Mikroaggregatverteilung (pm)

Index

63-200

20-63

2-20

< 2

50-250

20-50

2-20

<2

4.23

10.96

33.09

45.5

19.39

18.98

48.47

4.31

0.532

HSW

4.42

11.08

31.46

45.69

13.33

18.89

47.13

13.14

0.412

BKA

6.41

8.34

27.91

44.03

15.00

19.71

39.03

9.91

0.445

BKW

9.55

9.1

26.43

39.65

15.09

13.97

39.93

13.25

0.313

fläche HSA

IMA

Tabelle 3 offenbart eine Verschiebung des Größenspektrums bei Mikroaggregaten aus dern Oberboden gegenüber der konventionellen Texturanalyse vom Ton- in den Schluffbereich, wobei dieser Effekt bei Waldböden weniger deutlich ausfällt. Dies findet seinen Niederschlag im Mikroaggregierungsindex IMA• der auf beiden Standorten für Almweideböden um etwa ein Drittel höher liegt. Hierbei erhält man IMA aus

I (wm,i *log (1 + xm. i))- I (wk,i *log (1 + xk)) IMA

100

mit wi = Anteil der i-ten Fraktion in %. xi = mittlerer Korndurchmesser in pm, m Mikroaggregatverteilung, k = Korngrößenverteilung. Die Qualität der erhaltenen Mikroaggregatfraktionen wurde zunächst über org. C und GesamtN gekennzeichnet. Die Darstellung der Ergebnisse wurde so gewählt, daß jeweils die absolute Veränderung gegenüber der nichtfraktionierten Gesamtprobe (Abbildung 2) angegeben ist. Für

< 2 und 20-50 pm deutlich verringerte

beide Nutzungstypen ergaben sich in den Fraktionen Humusgehalte,

während

die

Fraktionen

2-20 pm

hierin kaum

von

der Gesamtprobe

abweichen. Almweideböden enthalten in den feineren Fraktionen tendenziell mehr organische Substanz. -1

%

c.,•.

2.

r----------------------------,

20

mg N kg

•c.,,

C/N

D•

!J.

c.,.

~C/N

12

. Cl

~f

16

[%]

-1

-2

~

,..m

< 2 2-20 #Im

20-50 J'm

6~

•N

rRl

HSA

HSW

BKA

I

-3



-5

HSA

HSW

BKA

BKW

Abbildung 2: C0 ,g-· Gesamt-N und C/NVerhältnis von Gesamtproben der Oberböden.

BKW

Abbildung 3: Abweichung der C0 ,g-Gehalte der Fraktionen von den Gesamtproben.

-164Die gröbste Fraktion zeigt bei den N-Gehalten ein Defizit gegenüber der Gesamtprobe, während die feineren Fraktionen durchweg mehr N enthalten.· Auf dem Standort Holzstube ergeben sich signifikante Nutzungsunterschiede. Das GIN-Verhältnis wiederum ist nur bei Waldböden in der gröbsten Fraktion gegenüber der Gesamtprobe deutlich erweitert, während in den feineren Fraktionen nutzungsunabhängig eine Verengung des GIN-Verhältnisses zu verzeichnen ist. Diese ist bei Waldböden in der Tonfraktion deutlich, in der Schluffraktion nur tendenziell stärker als bei· Almweideböden.

t.

N

I

[%]

0.51 0.4

-

...

II. C/N

1.

CJ

ll:'lSSI

0.3

< 21'm 2-20 lo'm 20-50

·,..m

0.2 0.1

I

o.o .

•- IN

~ t::1

• I

ß

ltiN

I

-0.1 -2

-0.2 -0.3

-0.4 -0.5

-4

L___--::=--;;~---;zw-HSA

HSW

BKA

BKW

Abweichung der .,Gesamt-N· Abbildung 4: Gehalte der Fraktionen von den Gesamtproben.



~--------------------------~ HSA

HSW

BKA

BKW

Abbildung 5: Abweichung der GIN-Verhältnisse der Fraktionen von den Gesamtproben.

Zusammenfassung und SchlußfQigerungen Die organische Substanz erweist sich bei ähnlicher Textur als die entscheidende Einflußgröße der Aggregatstabilität der untersuchten Gebirgsböden. Abweichend von bisherigen Befunden ist von einem bedeutenden Beitrag der hochmolekularen Huminstoffe auszugehen. Als erstes Ergebnis einer Mikroaggregatfraktionierung ist eine qualitative Annäherung der organischen Substanz unterschiedlich genutzter Böden mit abnehmender Mikroaggregatgröße festzuhalten. Die bei dem Trennungsverfahren freigesetzte partikuläre organische Substanz könnte Aufschluß über die sinkende Stabilität humusreicher Proben geben. Literatur Brückert S (1982): Analysis of the organo-mineral complexes of soils. ln M Bonneau und B Souchier, Gonstituents and-Properties of Soils. Academic Press, London, 214-237. Gaprial P, Beck T, Borehart H, und Härter P (1990): Relationship between soil aliphatic fraction extracted with supercritical hexane, soil microbial biomass, and soil aggregate stability. SSSAJ 54, 415-420. Gheshire MV, Sparling GP und Mundia GM (1983): Effect of periodate treatment of soil on carbohydrate constituents and soil aggregation: J. Soil Sei. 34, 105-112 .. H6nin (1976): Gours de Physique du Sol. I. Textura, Structure, A6ration. ORSTOM, Paris. Johnson KM und Sieburth JM (1977): Dissolved carbohydrates in seawater. I. A precise spectrophotometric ahalysis for monosaccharides. Marine Ghem. 5, 1-13~ Metzger L, Lavanon D und Mingelgrin U (1987): The effect of sewage. sludge on soil structural stability: microbiological aspects. Soil Sei. Sec. Am. J., 51, 346-351: Molopa MB, Grieve IG und Page ER (1987): Gontributions by fungi and bacteria to aggregate stability of cultivated soils. J. Soil Sei. 38, 71·77. Spiteller M ( 1982): Ein neu es Verfahren zur Extraktion von organischen Stoffen aus Böden mit überkritischen Gasen. Z. Pflanzenernähr. Bodenk. 145, 483-492. Vance ED, Brookes PG und Jenkinsan OS (1987): An extrac.tion method for measuring soil microbial biomass G. Soil Biol. Biochem. 19, 703-707.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

165-168

(1992)

Bodenumlagerungen infolge von Hangrutschungen im Bonner Raum

von

HARDENBICKER, U.*l, J. GRUNERT*I und A. SKOWRONEK**>

1. Gravitative Massenbewegungen - ein Thema für die Bodenerosionsforschung Rutschereignisse betreffen nicht nur den geologischen Untergrund sondern auch Oberflächenböden. Der episodische Versatz, der Transport und die strukturelle Veränderung von Böden durch ein Rutschereignis haben über den eigentlichen gravitativen Prozeß hinaus weitreichende Folgen. So sind Rutschgebiete vor allem durch Wassererosion gefährdet: die neu entstandenen Oberflächenformen bedingen zusammen mit durchnäßten Rutschmassen besonders am Unterhang linienhafte Abtragung und subterrane Materialabfuhr. Betroffen sind sowohl waldbestandene als auch landwirtschaftlich genutzte Hänge, so daß man auch von "gravitativer Bodenerosion" spricht (HEINZE & FIEDLER 1990, S. 110). Identifizierung und Quantifizierung von umgelagerten Bodenmassen sind wegen der Vermischung mit anderen Substraten schwierig.

2. Einflußfaktoren der Rutschungen im Bonner Raum Die Rutschungen im Bonner Raum werden durch folgende natürliche Faktoren begünstigt: steile Hänge, an denen tertiäre Tone und Feinsande, verwitterte devonische Schichten sowie vertonte oligomiozäne Trachyttuffe ausstreichen; hangparallel verlaufende tektonische Störungen; verschiedene Grundwasserhorizonte, die von den Hängen angeschnitten werden.

+) Geographische Institute, Meckenheimer Allee 166, 5300 Bonn 1. ++) Institut für Bodenkunde, Nußallee 13, 5300 Bonn 1

-166Ausgelöst werden die Rutschungen in der Regel durch hohe Niederschläge sowie durch Baumaßnahmen verschiedenster Art. 3. Kartierunq und Untersuchung der Rutschgebiete In ausgesuchten Rutschgebieten wurden sämtliche Rutschungen mit Hilfe geomorphologischer Detailkartierungen (1:i 000) aufgenommen und nach Typen und Alter gegliedert. Um den Bewegungsablauf und die Verbreitung der Rutschmassen zu klären, wurden Bohrungen niedergebracht und Schürfgruben angelegt. In der Bewegungszone der Rutschungen waren die Böden völlig .zerstört und in die Rutschmasse eingearbeitet. Je nach Rutschgebiet weisen Holzreste, teilweise hohe Humusgehalte sowie ein wechselnder caco3-Gehalt auf verlagertes Solum und Lößsubstrat hin. Besondere.Bedeutung besitzen verschüttete Ah-Horizonte, die nur in den Rutschungsloben (Akkumulationsgebiet) gefunden werden. Anhand von übereinanderlagernden Ah-Horizonten konnten bisher zwei Rutschphasen sicher nachgewiesen werden. 4. Beispiel Dollendorier Hardt Im vorgestellten Rutschgebiet, am Südhang der Dollendorier Hardt bei Oberdollendorf im nördlichen Siebengebirge, konnte durch Bohrprofile (bis 7 m Tiefe) die Gleitfläche einer Rutschunq räumlich festgelegt werden. •Nach ZARUBA & MENCL (1969) handelt es sich um eine Stromrutschung. An das ausgedehnte, durch Schollen gegliederte Abrißgebiet schließt hangabwärts das stromförmige Bewegungsgebiet an, wobei die Rutschmassen hier einer älteren Talform folgen (s. Abb. 1). Am Unterhang bildete sich eine Rutschungszunge aus. Vor dem ersten Rutschereignis im Frühjahr 1957 war die südliche Dollendorier Hardt fast flächenhaft mit Löß und Lößlehm in unterschiedlicher Mächtigkeit überdeckt. Im Abrißgebiet und im mittleren Teil der Rutschunq werden die caco 3 -haltigen Lösse daher als ehemals oberflächennah anstehend gedeutet. Noch deutlicher läßt sich diese Grenze tonmineralogisch festiegen.

-167-

Abb. 1: Geomorphologische Detailkartierung der Stromrutschung am Südhang der Dollendorfer Hardt

T"m ..,...,...,...,

Abrißkante S-20 m hoch

1- 5 m hoch

Stufe ..-..-.-.. S-20 m hoch

~

2- 5 m hoch

1Im

2 m hoch

&

Rücken bzw.

Scholle konkave WOlbunq

~

(. ( c < << ..... '"'~I"\

1"\

enge, konvexe ll~lbunq (6-300 ml

muldenfOrmige Tiefenlinie kerbfOrmige

kuppiq

I"\

(_) NVVVVV

Depression

kleines Gerinne Vernissunq allg.

@

Hangneigung in •

-168Die Rutschmassen, die im wesentlichen aus Trachyttuff aufgebaut

sind, enthalten überwiegend quellfähige Smectite, während die liegenden tertiären und devonischen Gesteine sm~ctitfrei sind und überwiegend Kaolinite besitzen. Daraus resultiert die hohe Rutschanfälligkeit der Trachyttuffe.

5. Ausblick In der Bodenerosionsforschung wurden die episodisch auftretenden gravitativen Hangbewegungen bisher wenig beachtet. Dennoch stellen sie örtlich ein Gefährdungspotential dar, weil gewachsene Oberböden umgelagert bzw. zerstört werden können. Häufig sind Vernässungen die Folge, an denen die Wassererosion ansetzen kann. Der von Bodenerosion betroffene Bereich kann demnach wesentlich ausgedehnter sein als der von der Rutschunq betroffene Hangabschnitt.

6. Literatur

GRUNERT, J. & U. HARDENBICKER (1991}: Hangrutschunngen im Bonner Raum - ihre ,Genese und Kartierung für Planungszwecke. z. Geomorph. N.F., Suppl.- Bd. 89, s. 35-48.

HARDENBICKER, U.

(1991}: Verbreitung und Chronologie der

Rutschungen im Bonner Raum. - Arb. z. Rhein. Landeskde.,

H. 60, S. 9-18. HEINZE, M. & H. J. FIEDLER (1990}: Belastung und Belastbarkeit von Böden. -In: FIEDLER, H. J. (Hrsg.) (1990): Bodennutzung und Bodenschutz, s. 106-136, Basel, Boston u. Berlin.

ZARUBA, Q. & V. MENCL (1969}: Landslidesand their Control, Prag.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

169-172

(1992)

Kartierunq und Quantifizierung von Erosionsschäden auf ackerbaulich genutzten Auenböden der Unteren Sieg nach einem Hochwasserereignis von Heusch, K., Th. Conzen, J. Botschek u. A. Skowronek *)

1. Einführung Dem Agrarmeteorologischen Wochenbericht für Nordrhein-Westfalen zufolge (DEUTSCHER WETTERDIENST/AGRARMETEOROLOGISCHE BERATUNGS- UND FORSCHUNGSSTELLE BONN 1991) durchquerte am 16. Dezember 1991 ein lebhaftes Tiefdruckgebiet mit "Rekordniederschlägen" den bis dahin von trockener Kälte geprägten nördlichen Mittelgebirgsraum, in dem auch das Einzugsgebiet der Sieg liegt. Bei der Passage von zwei Warmfronten fielen an der Station Siegen im Zeitraum vom 16. bis 26. Dezember täglich bis zu 37 mm Regen. Der Abfluß der Sieg, die im Rothaargebirge entspringt und nach 144 km Lauflänge nördlich von Bonn in den Rhein mündet, reagierte am Pegel Kaldauen im Untersuchungsgebiet mit einer zeitlichen Verzögerung von 3 bis 4 Tagen. Am 19. Dezember stieg die Sieg über den definierten "Mittelwasserstand" von 104 cm (MQ = 33,0 m 3 /s) auf 160 cm (62,4 m 3 /s) und trat deshalb über die Ufer. Das Hochwasser erreichte am 23. Dezember mit 440 cm (423 m 3 /s) seinen Höhepunkt, um dann zum Monatsende allmählich wieder abzuflachen. Das Siegwasser stand im Untersuchungsgebiet am Deich etwa ein Meter über der Aue.

2. Schadenskartierung Während des Hochwassers kam es zur Ausbildung von Erosions- und Akkumulationsprozessen sowie deren Formen, die sich fast ausschließlich auf eine der letzten noch ackerbaulich genutzten Flächen im Außendeichbereich beschränkten. Mit Hilfe der Schadenskartierung nach LESER & SCHMIDT (1980) und einer Legendenvorlage von JEN NE & STAUSS ( 1988) sowie von ROHR et al. ( 1990) wurden im Februar 1992 alle sichtbaren Erosions- und Akkumulationsformen des Ereignisses im Maßstab

*) lnst. f. Bodenkunde, Nußallee 13, 5300 Bonn 1

-1701:1000 kartiert und vermessen. Das Resultat bildet die hier nur ausschni.ttsweise dargestellte Karte (Abb. 1 ). Hinsichtlich der Erosion sind flächenhafte, lineare sowie flächenhaft-lineare Formen und Prozesse ausgewiesen, während bei den Akkumulationen mehr Wert auf flächenhafte Verteilungen und Mächtigkeiten gelegt wird.

3. Quantifizierunq des Feststoffumsatzes Die einzige Möglichkeit, Bodenerosion auf größeren Flächen systematisch aufzunehmen, besteht in der Kartierunq von Formen und Schäden sowie in deren Vermessung (ROHR et al. 1990). Diese Erhebungen gestatten es, das bewegte Bodenvolumen näherungsweise zu berechnen und damit zu einer Abschätzung der Feststoffmassen zu gelangen. Die von dem Hochwasserereignis betroffene Ackerfläche umfaßt ein Areal von etwa 9,5 ha Größe. Die Summe der vermessenen Hohlraumvolumina aller Erosionsformen beträgt etwa 1000 ml; die Gesamtmenge der in 5 Mächtigkeitsstufen auskartierten und vermessenen Sedimentkörper wird auf 950 bis 1000 m 3 geschätzt. Bei einer durchschnittlichen Lagerungsdichte von 1,3 g/cm 3

(

=

1,3 t/m 3 ) ergibt das eine Fest-

stoffmasse von: 1000 m 3

* 1,3 t/m 3

~

Dies entspricht 136,8 t pro Hektar. Die volumenmäßige Verteilung der Kornfraktionen in den Sedimenten setzt sich wie folgt zusammen: - 15 bis 20 Vol.% Kies, - 60 bis 70 Vol.% Sand und - 10 bis 15 Vol.% toniger Schluff. Anhand der Körnung der anstehenden Böden in den ausgeräumten Arealen kann geschlossen werden, daß etwa 90 % des akkumulierten Materials tatsächlich nur umgelagert wurden.

4. Ökonomische Folgen Obwohl die geschädigte Fläche 9,5 ha umfaßt, bewiesen die jungen Winterweizenpflänzchen, deren Wurzeln z.T. freigespült bzw. mit Sedimenten überlagert wurden, eine hohe Regenerationskraft. Der Ausfall des Feldaufganges beschränkte sich insgesamt nur auf einen halben Hektar. Kein Aufwuchs erfolgte auf der 760 m 2 großen

-171-

JM, -Oiofolo

111:

t

0

N LEGENDE Nutzung

D D

Winterweizen (Wuchs höhe

< 10 cml

Grünland

r:::::::l

Flächenspülung : Tiefe > 10 cm, starke Erosion des Ap-Horizonts mit Rippen und Furchenbildung

D

Graben mit Angabe der Tiefe in cm

~

Akkumulation

Erosionsprozesse/-formen Maße von Einzelformen (in cml b = Breite; t = Tiefe

......

-

otolo-

•1•1•1•-

•1•1•-

Rille : über 5 - 1 5 cm tief und bis 20 cm breit Rinne : über 1 5 cm tief oder mehr als 20 cm breit Runsenspülung : viele parallel verlaufende Rillen

Flächenspülung durch dichte Scharung von Kleinstrilien bis 1 cm tief s.o., kleinere Fläche betroffen Flächenspülung durch dichte Scharung von Kleinstrilien 1 - 3 cm tief s.o., kleinere Fläche betroffen

•1•1•1•-

Flächenspülung in Bearbeitungsspuren

l2:.d

~

Akkumulation mit durchschnittlicher Mächtigkeit von < 1 cm

1Jlii10:i;l

Akkumulation mit durchschnittlicher Mächtigkeit von 1 · 3 cm

• •

111 ~

L_j

Akkumulation mit durchschnittlicher Mächtigkeit von 3 · 8 cm Akkumulation mit durchschnittlicher Mächtigkeit von 8 · 1 5 cm Akkumulation mit durchschnittlicher Mächtigkeit von-> 15 cm Akkumulation von Mittel - Grobsand in Strömungsrichtung hinter Grashorsten

Abb. 1: Schadenskartierung nach dem Sieghochwasser bei Hennef im Dezember 1991

-172Fläche des durch Auskolkung und Erosion gebildeten Grabens sowie in Bereichen, die mit mehr als 8 cm Sediment bedeckt waren. Der Ertragsausfall beträgt somit nur 35 dz, bezogen auf eine durchschnittliche Ernte von 70 dz Winterweizen/ha. Der monetäre Verlust des Landwirtes beläuft sich bei einem Verkaufspreis von 34,- DM/dz dann auf 1190,- DM. Nicht betrachtet wurden hierbei Mehrarbeitsstunden infolge Ernteschwierigkeiten, die durch die neue Geländemorphologie verursacht wurden. Erhebliche Kosten werden jedoch bei der Sanierung der landwirtschaftlichen genutzten Auenfläche entstehen, nach vorsichtiger Schätzung etwa 10 000,- DM.

5. Danksagung Wir danken der Deutschen Forschungsgemeinschaft, die im Rahmen des Sonderforschungsbereiches 350 "Wechselwirkungen.kontinentaler Stoffsysteme und ihre Modellierung" das Teilprojekt B 3-1 "Transport und Sedimentation/Umlagerung von Feststoffen sowie Reliefbildung auf flußnahen Auenböden der Sieg" finanziert. Ebenso gilt unser Dank dem Deutschen Wetterdienst, dem Landesamt für Wasser und Abfall Nordrhein-Westfalen und dem Staatlichen Amt für Wasser und Abfall Bonn für die großzügige Überlassung von Datenmaterial.

6. Literatur DEUTSCHER WETTERDIENST/AGRARMETEOROLOGISCHE BERATUNGS- UND FORSCHUNGSSTELLE BONN (1991 ): Agrarmeteorologischer Wochenbericht für Nordrhein-Westfalen.- Jahrgang 13, Nr. 49-52, Bonn. JENNE, TH. & TH. STAUSS (1988): 8 Jahre Bodenerosionsforschung in einem Kleineinzugsgebiet des Basler Tafeljuras (Anwii/BL): Extremereignisse, Bodenerosionsgefährdung, Gegenl"(laßnahmen.- Regio Basiliensis, XXIX/1

+ 2, S. 29-41,

Basel. LESER, H. & R.-G.SCHMIDT (1980): Probleme der großmaßstäblichen Bodenerosionskartierung.- Z. f. Kulturtechnik und Flurbereinigung,

.2.1.

S. 357-366, Berlin u.

Hamburg. ROHR, W., TH. MOSIMANN & R. BONO (1990): Kartieranleitung zur Aufnahme von Bodenerosionsformen und -schäden auf Ackerflächen.- Materialien zur Physiogeographie ( = Basler Beiträge zur Physiogeographie), H, S. 9-39, Basel.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

173-176

(1992)

Vergleich erosionsrelevanter Eigenschaften innerund außeralpiner Ackerböden R. Hofmann+, K. Auerswald+, M. Kainz+ 1. Einleitung: Im Alpenraum, besonders im Bereich der Zentralalpen, betreiben Landwirte auch an Steilhängen Ackerbau. Bei der Steilheit der Äcker, der hohen Regenerosivität und dem hohen Anteil an Reihenkulturen wäre ein hoher Bodenabtrag zu erwarten, der jedoch nicht beobachtet wird. Ziel dieser Untersuchung ist es daher, Gründe für die geringere Erodierbarkeit inneralpiner Ackerböden zu finden. Durch die Egartenwirtschaft mit dem Wechsel von Acker- und mehrjähriger Wiesennutzung könnte die Aggregatstabilität erhöht sein. Die fehlende Befahrung beim Einsatz eines Seilwindenpflugs könnte die Verdichtung vermindern. Daher werden im folgenden die Eigenschaften inneralpiner Oberböden unter Ackernutzung mit Ackerböden außerhalb des Alpenraums verglichen.

2. Material und Methoden: 2. 1 Material: Im zeitigen Frühjahr 1992 wurden an 38 Standorten im Alpenraum zwischen Kufstein und Rovereto Ackerböden beprobt, deren Hangneigung 5% überschreitet. Hanglänge und -neigung, Exposition, Höhe über NN, Niederschlag und Temperatur dienen zur Charakterisierung der Böden. Sie wurden mit 69 außeralpinen Böden (ANGERMÜLLER, 1991; HÖFER, 1990; WEIGAND, 1992) verglichen, die repräsentativ für bayrische Ackerflächen sind.

2.2 Methoden: Textur: Tonfraktionen (< 2f'm) durch Pipettieren, Sandtraktionen 63-100 f'm, 100-200 f'm, 200-630 f'm, 6302000 f'm durch Siebung, Schluff durch Differenzrechnung. pH: Mij Glaselektrode in 0,01 molaren CaC~. Gesamtkohlenstoff (C1) und organische Substanz (OS): Thermische Veraschung im Induktionsofen; bei Proben mij

+) Lehrstuhl f. Bodenkunde der TU München, W-8050 Freising

-174ph>7, wurde die organische Substanz im Muffelofen (550•C) verbranntund der Carbonat-C-Gehalt im Induktionsofen bestimmt Die OS errechnete sich aus (Ct"Ccarb) * 1,724. Aggregatstabilität Perkolationsstabilität nach BECHER & KAINZ (1983) an luff1rockenen, 1-2 mm großen Aggregaten unter einem hydrostatischen Druck von 20 cm WS über 10 m in. Da die inneralpinen Ackerböden einen sehr hohen Anteil an Sand besitzen, wurde die Perkolation mit Hilfe der Gleichung y = -83 + 1263*X bereinigt (x = mittlere Sandgröße in mm, y =sand-bedingte Perkolation). Kerndichteschätzung: Die Häufigkeitsverteilungen der Grundgesamtheilen wurde mit Hilfe der Kerndichtschätzung nach VICTOR (1978) geschätzt (Norm alverteilungskerne; Basisbreite ca. 1/1 0 der Spannweite).

3. Ergebnisse: 3.1 Textur: Die inneralpinen Äcker enthalten nur halb soviel Ton wie die außeralpinen Ackerböden. Es herrschen Sande mit einem Tongehalt um 10% vor. Außerhalb der Alpen wird dagegen ein wesentlich weiteres Bodenartenspektrum ackerbaulich genutzt.

Ton [Gew.-%]

20 .10

.10

30

40

50

60

70

80

90

100

Schluff [Gew.-%)

Außeralpin

3.2 Organische Substanz und pH: Die pH-Werte lassen deutlich die Carbonat- und die Aluminiumpufferbereiche erkennen. Es überwiegen Böden im Neutralbereich. Ein wesentlicher Unterschied zu außeralpinen Böden tritt nicht auf (Tabelle).

MIN

MITTEL

T

u

s

OS

%

%

%

%

inneralpin außeralpin

4 5

21 8

14 2

inneralpin

10 21

43 38

47 40

27 63

75 79

86

außeralpin MAX

inneralpin außeralpin

pH CeCI2

Perkolation mi/10m in

2,0 0,9

5,3 4,5

267 20

5,7

6,6 6,3

887

7,5 7,5

1489

2,5

75 10,8 5,1

171

473

Die alpinen Böden enthalten im Schnitt doppelt so viel orga-· nische Substanz wie die Vergleichsböden. Die hohen Gehalte der inneralpinen Böden sind auf die hohen Stallmistgaben, die Egartenwirtschaft und die Kontinentalität des Klimas (kalte Winter, trockene Sommer) zurückzuführen.

-175Eine enge Beziehung besteht bei den inneralpinen Böden zwischen der Höhe. über NN und der organischen Substanz (OS= 2,3 + 0,004•Höhe; n = 38; r = 0,62***). Dies ist vor allem auf die Abbauhemmung durch die niedrigen Jahrestemperaturen zurückzuführen (OS = 11 ,2 - 0,68•Temp; n = 38; r = 0,66***). Ein Einfluß der Niederschläge konnte nicht nachgewiesen werden (r = o,oon.s.).

3.3 Aggregatstabilität

40 'Q) Cl) Cl)

Die Perkolationsstabilität der inneralpinen Ackerböden ist im Mittel mehr als viermal so hoch wie die der außeralpinen Ackerböden.

35

t1l

~

30

6

25

E 0

~

-~ .,.g

~

20 15

·ffi

Die hohe Perkolationsstabilität -8, 10 der wesentlich humusreicheren :J "" 5 •«l I inneralpinen Böden lassen 0 eine aggregatstabilisierende 400 800 1200 1600 2000 0 Perkolation [ml/1 Omin] Wirkung der organischen Substanz vermuten. Die statistische Analyse zeigt jedoch nur eine relatiy lockere Beziehung innerhalb der beiden Kollektive. Die beste Beziehung besteht zum pH. Mit zunehmendem pH sinkt die Stabilität. Gerade Careiche Böden sind am instabilsten, obwohl Kalzium flockend wirkt. Es wird vermutet, daß mit zunehmendem pH und dadurch zunehmender Dissoziation schwacher organischer Säuren die Oberflächen hydrophiler werden. Dies hätte eine verstärkte Luftsprengung zur Folge.

Y=335-54*X n = 38

'2

.E

1400

~

1200

~

1000

:8t1l

800

..!<:

600

lii

a..

Q)

400

Öl ·c:

200

-~

Q)

..Cl

........

....

.... ....

....

c

0

r = 0,30*

....

.... ....

0

1

.... .... ....

....

3

5

....

7

9

11

Organische Substanz [Gew-%]

Die berechnete Erodierbarkeit K der alpinen Böden liegt im mittleren Bereich und spiegelt nicht deren ca. vierfach höhere Aggregatstabilität wieder. Dieser Faktor entspricht jedoch gut dem vorhergesagtem Unterschied im C-Faktor der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung. Er sagt für Egartenbewirtschaftung einen um den Faktor drei bis vier niedrigeren Abtrag voraus als bei konventionellem Anbau.

-176-

4. Schlußfolgerungen: • Die 38 inneralp!nen Ackerböden sind wesentlich stabiler als die 69 außeralpinen. • Die inneralpinen Böden weisen einen deutlich niedrigeren Tongehalt (- 10% Ton) auf als die außeralpinen (-20% Ton).

Y = .3082 - 368 * X n = 38

c .E

1400

0

1200

~

~

1000

~

800

.....

..

~ (])

...

...

600

t

Q_

~

.E

~

0

~

...

400 200

..

..

c:

~

r = 0.64***

.. ...



~ ... ... A

• ..

~-~~~--~

5

6

7

• Die organische Substanz ist pH dagegen im Mittel dreimal so hoch wegen der besonderen Bewirtschaftung und der Kontinentalität des Klimas.

8

• Die Aggregatstabilität dürfte daher stärker durch die organische Substanz als durch den Ton beeinflußt sein. • Der pH-Wert weist die höchste Korrelation mit der Aggregatstabilität auf. • Die berechneten K-Faktoren spiegeln die hohe Aggregatstabilität nicht wieder. Der Unterschied in der Aggregatstabilität zwischen inner- und außeralpinen Böden entspricht jedoch gut dem geringerem Erosionsrisiko (C-Faktor) bei Egartenbewirtschaftung.

5. Literatur: BECHER, H.H.; KAINZ, M. (1983): Auswirkung einer langjährigen Stallmistdüngung auf das Bodengefüge im Lößgebiet bei Straubing. Z. Acker- Pflanzenbau 152: 152-158. ANGERMÜLLER, S. (1991): Der Einfluß von Gülle auf die Erosionsanfälligkeit von Böden. Diplomarbeit; Lehrstuhl für Bodenkunde der TUM. HÖFER, C. (1992): Die Auswirkung biologischer Landbewirtschaftung auf die Aggregatstabilität von Ackerböden. Diplomarbeit; Lehrstuhl für Bodenkunde der TUM. VICTOR, N. (1978): Alternativen zum klassischen Histogramm. Meth. lnform. Med. 17: 120-126 WEIGAND, S. (1992): Aggregatstabilität und bodenbiologische Parameter von Oberböden unter langjähriger Schwarzbrache - Jahreszeitliche Variabilität und Beziehung zu anderen Bodeneigenschaften. Diplomarbeit; Lehrstuhl für Bodenkunde der TUM.

Danksagung:

Ein Teil der Standorte wurde freundlicherweise von Herrn G. Markert, subalpine Waldforschung lnnsbruck, beprobt.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

1 77-180

(1992)

Bodenerosion auf W anderwegen Bewertung und Sanierung von Erosionserscheinungen im Rahmen von Umweltbaustellen durch die Jugend des deutschen Alpenvereins von G. Kernper +

Einleitung Die Bodenerosion auf Wanderwegen gerade im Alpenraum wurde bislang unterschätzt, zumal sie im Schatten von Skipisten, Wildbächen, Rutschungsflächen, Weiden usw. stand. Auf Wanderwegen wird eine permanente Störung der Vegetationsdecke infolge der Trittbelastung verursacht, die schließlich zu einem Verlust der oberen Bodenhorizonte sogar oft bis hin zum anstehenden Gestein fiihren kann. Alpine Wanderwege werden während der gesamten Vegetationsperiode begangen, beginnend mit der Schneeschmelze bis hin zum Wintereinbruch. Eine Schädigung des Pflanzenkleides ist daher meist nicht zu vermeiden, vielmehr gilt es die Bodenerosion und die Rinnenbildung zu minimieren. Gerade auf Wanderwegen entstehen sehr schnell Formen der fluvialen Dynamik wie Kolke, Unterspülungen u.a .. Wege mit tiefen Rinnen werden vom Wanderer nicht mehr begangen sondern er sucht sich einen, meist parallel fUhrenden Steig. Ein neuer Weg mit gleichen Problemen entsteht. Ein ebenfalls großes Problem sind "Abkürzer" an Serpentinenwegen, die aufgrundihrer Hangneigung meist tiefe, bis auf das Anstehende erodierte Rinnen bilden. Während bei Skipisten das Verursacherprinzip noch Möglichkeiten fiir Sanierungsmaßnahmen eröffnet, ist die Situation auf den Wanderwegen weitaus schwieriger. Die Alpenvereinsjugend hat sich diesen Wanderwegen in den letzten Jahren angenommen und einige Bereiche in Form sogenannter "Umweltbaustellen" saniert. Im Rahmen der Jugendbildungsziele ist daran auch eine Sensibilisierung der Jugendlichen fiir die Ökologie alpiner Landschaften geknüpft. Ferner ist ein drittes Ziel die Informierung Dritter, ebenjenen Begehern alpiner Wanderwege. +Fachbereich Geowissenschaften der Johann Wolfgang Goethe-Universität Frankftut, c/o Professur fiir Bodenkunde Prof.Dr.W.Plass, Amdtstraße 11, D-6000 Frankflut 1

-178-

Die Bewertung der Erosionsgefährdung

ist ein neuer Aspekt im Konzept der Umweltbaustellen der JDAV. Wenn bisher die Sanierungsprojekte auf Erfahrungswerten aufbauten, soll nun ein wenigstens halbquantitativer wissenschaftlicher Ansatz folgen. Ein in Entwicklung befindliches Rechnerprogramm soll dabei die Erosionsgefährdung anhand der Einflußgrößen Bodenart, Sternbedeckung, Verdichtungserscheinungen, Ausgangsgestein, Niederschlagshöhe, Naturraum (Gebietsauswahl), Hanglänge und -neigung, Vegetationsbedeckung, Erosionsformen u.a. abschätzen helfen. Dieses Programm wird auch auf preiswerten Notebooks lauffähig sein, so daß die im Gelände erhobenen Daten direkt ausgewertet werden können. Die im Gelände zu erhebenden Faktoren basieren auf einer einfachen Kartieranleitung. Die Berechnung und Gewichtung dieser folgt dann einer speziellen Anpassung der allgemeinen Bodenabtragsgleichung und liefert für Hanglänge und -neigung entsprechende Sanierungsvorschläge bzw. Vorschläge zur Wege-Neuanlage. Dabei gilt es drei, sich zum Teil widersprechende Größen zu einem Grenzwertebereich zu kombinieren, die Flächeninanspruchnahme, die Akzeptanz durch Wanderer und die Erosionsminimierung. Steile Wege haben einen geringen Flächenbedarf, dagegen fehlt meist die Akzeptanz beim aufsteigenden Wanderer und die Erosionsgefahr ist deutlich erhöht. Bei flach geneigten Wegen wird der Flächenanspruch erhöht, die Akzeptanz der absteigenden Wanderer wird geringer (Wegeabschneider entstehen), dafür ist aber. die Erosionsgefahr reduziert. Als weiterer Schritt ist eine Anpassung des Programms an vers~hiedene alpine Gebiete sowie an Mittelgebirge (z.B. Zustiege zu Klettergärten) geplant. -

Sanierung von Wauderwegen

Ursprüngliches Ziel der Umweltbaustellen war das Sanieren von erosionsgeschädigten W anderwegen. Dabei geht es in erster Linie um eine Kanalisierung des Wanderstroms und um eine Minimierung der Bodenabspülung. Aufbauend auf der Bewertung der Erosionsgefährdung wird dieses Ziel durch Befestigen des Originalweges erreicht. Stufen und Wasserauskehren stabilisieren diesen und verkürzen die erosive Hanglänge auf ein tolerierbares Maß. In kritischen Bereichen muß der Weg zum Teil neu angelegt werden, weil der alte entweder zu steil oder bereits zu stark zerstört ist. Gerade hierfür macht das Programm nützliche Vorschläge zur Länge der Wegsegmente sowie zu ihrer NeigUng.

-179-

Besonders sanierungsbedürftig sind sogenannte "Alternativwege", die meist durch Abkürzen des originalen Serpentinenweges im Abstieg entstanden sind. In solchen oft tiefen Rinnen werden Holzrechen zum Rückhalten von Grobmaterial eingebaut und die ganze Rinne schließlich mit Nadelreisig ausgedachst. So wird das Begehen des Alternativweges verhindert und der Splasheffekt des Regenniederschlages minimiert. Ferner wirken die Dachsen als Sedimentfallen und bewirken ein relativ feucht-warmes Mikroklima, was gerade in alpinen Bereichen für die Wiederbesiedlung mit Pflanzen günstig ist. Außerdem bilden die langsam zerfallenden Dachsen eine 01-Lage aus, die für die nächst höhere Pflanzengesellschaft den notwendigen Nährboden liefert. Diese Arbeit an den Umweltbaustellen wird von Jugendlichen der JDAV unter wissenschaftlicher Betreuung ehrenamtlich ausgefiihrt. Das benötigte Holz wird mit Zustimmung des Forstes im Wald geschlagen, zur Baustelle transportiert und dort eingebaut. Diese Möglichkeit des aktiven Umweltschutzes wird von Jugendlichen gerne und mit großem Engagement angenommen.

Sensibilisieren der Teilnehmer Ein weiteres Ziel von Umweltbaustellen ist die fachgerechte Information der Mitwirkenden. Alpine Ökosysteme und ihre Wirkungsweise gerade auch in Hinblick auf Nutzung und Bodenerosion sollen vorgestellt werden. Der Einblick in die vielfaltigen ökologischen Zusammenhänge und das Zusammenwirken biotischer und abiotischer Faktoren läßt die Umweltbaustellenteilnehmer erkennen, wie schwierig, mühsam und aufwendig die Sanierung von oft leichtfertig verursachter Umweltschäden ist. Der Praxisbezug beim Mitarbeiten an einer Umweltbaustelle - "Nicht nur reden, sondern handeln" - ermöglicht eine Wissensvermittlung vor Ort ohne Verwissenschaftlichung. Jugendliche, die so Theorie und Praxis verknüpfen lernen, Natur hautnah erfahren und begreifen und das Ergebnis ihrer Arbeit unmittelbar sehen und erleben, sind motiviert aktiv für den Schutz und die Erhaltung ihrer noch intakten Umwelt einzutreten.

-180-

Informieren Dritter

Wegesanierungen können nur punktuell durchgefiihrt werden. Die Akzeptanz bei den Betroffenen und ein Einwirken auf umweltgerechtes Verhalten ist daher ein weiterer wichtiger Schritt zur Erosionsminderung. Ausfiihrliche Infotafeln an zentralen Zustiegen sowie kurze Hinweisschilder direkt vor Ort sollen dem Verursacher· (Wanderer, Kletterer, ... ) die Tragweite seines Verhaltens in der Natur verdeutlichen. Jeder einzelne muß auf die Problematik von Eingriffen in den Naturhaushalt durch seine Nutzung und auf die Beseitigung von Umweltschäden hingewiesen werden. Meist ist es Unachtsamkeit, zum Teil auch Unwissenheit der Wanderer, die zu weitreichenden Schäden fuhrt. Die Bereitschaft des Verursachers, sein bisheriges Verhalten in der Natur zu ändern, ist oft viel größer als man gemeinhin vermutet! Nur über die Entwicklung eines Problembewußtseins jedes einzelnen kann unser alpines Ökosystem vor weiterer Zerstörung bewahrt werden.

Literatur

COLE, D. N. (1983): Assessing and monitoring backcountry trail conditions. United States Department of Ariculture- Forest Service, Res.Paper INT-303, S. 1-10 COLEMAN, R. (1981): Footpath erosion in the English Lake District. Appl. Geography 1, S. 121-131 FRIEDEL, M. (1991): Sanierung von Erosionsrinnen im Rahmen einer Umweltbaustelle der Jugend des Deutschen Alpenvereins am Herzogstand/Oberbayem. Jb. Verein zum Schutz der Bergwelt 56, S. 153-164, München SCHIECHTL, H. M. (1973): Sicherungsarbeiten im Landschaftsbau - Grundlagen, lebende Baustoffe, Methoden. München SCHWERTMANN, U., VOGL, W., KAlNZ, M. (1987): Bodenerosion durch Wasser - Vorhersage des Abtrages und Bewertung von Gegenmaßnahmen. Stuttgart

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

181-184

(1992)

Erosionsschutz von Straßenböschungen und Stellhängen durch biologisch abbaubare Geotextlllen von Sinowski, w.+>; Auerswald, K.+)

1.

EINLEITUNG

Die beste Möglichkeit, unbedeckte Steilhänge und Böschungen zu stabilisieren und gegen Erosion zu schützen, ist eine geschlossene Vegetationsdecke. Gerade das hohe Erosionsrisiko solcher Standorte vereitelt aber häufig den Erfolg von Begrünungsmaßnahmen. Dies trifft in besonderen Maße bei alpinen Standorten zu, da sich hier die Vegetation nur langsam ausbreitet und erosive Regen häufig und stark auftreten. Biologisch abbaubare Geotextilien können hier für eine Übergangszeit wirksamen Erosionsschutz leisten. Es wurden daher Vliese aus Flachsabfällen und Kokosarmierungen auf ihre Schutzwirkung untersucht. Im Hinblick auf eine Begrünung ist neben dem Erosionsschutz auch der Einfluß der Vliese auf den Vegetationsaufgang und den Bodenwasserhaushalt von Bedeutung.

2. MATERIAL UND METHODEN 2.1. Wasserhaushaltsuntersuchungen An 10 Varianten von Flachs-Vliesen unterschiedlicher Grammatur (200-600 g/m 2) und Aufbaus wurden in zwei Intensitätsstufen (50 und 33 mm/h bei 38.7 und 8 J/m2 kinetischer Energie) Beregnungen mit einem Laborregner nach AUERSWALD ET AL. (1984) durchgeführt. Die Vliesunterseite wurde während den Beregnungen minütlich auf Durchfeuchtung und Oberflächenanpassung bonitiert. Zwei Stunden nach den Beregnungen wurde die Wasseraufnahme der Geotextilien gravimetrisch gemessen. Anschließend wurde die Austrocknung von Vlies und Boden im Labor und Freiland verfolgt.

2.2

Erosionsschutzwirkung

Einaufgrund der Ergebnisse der Laborversuche entwickeltes Flachs-Jute-Vlies mit 180 g/m 2 , sowie eine Kokos-Armierung mit einer Maschenweite von 20 mm aus 3

+)

Lehrstuhl f. Bodenkunde, TU München/Weihenstephan, 8050 Freising

1

-182mm starken Fäden (480 g/m2) wurden im Feldversuch beregnet. Auf einer 34 Grad steilen, neuangelegten Straßenböschung wurde mit einem Rotationsregensimulator (AUERSWALD, 1984) eine 1 h Erst- Und 0.5 h Zweitberegnung mit einer Regenintensität von 27 mm durchgeführtDie Hanglänge betrug 4.4 m, der K-Faktor des Gesamtbodens 0.18.

3. 3.1

ERGEBNISSE Wasserhaushaltuntersuchungen

Mit zunehmender Grammatur können die Vliese mehr Was, ser speichern und es dauert länger bis sie durchfeuchtet sind. Bei Regen geringer kinetischer Energie ("Landregen") werden die Vliese wegen der hydrophoben Oberfläche der Flachsabfälle erst sehr spät durchfeuchtet. Das Überschußwasser fließt lateral im Vlies ab. Bei hoher kinetischer Energie ("Starkregen") wird dagegen die Hydrophobie überwunden und die Vliese sind durchfeuchtet, sobald ihre Wasseraufnahmekapazität überschritten wird Abb. (Abb. 1). Kombinationen aus Vlies und Kokosarmierung benötigten besonders lange bis zur Durchfeuchtung. Dünne Vliese mit geringer . Grammatur paßten sich besser der Bodenoberfläche an.

20

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200

300

400

500

600

700

Grammatur der Vliese [g/m2]

111 •

Maximale Wasseraufnahme der Vliese (r=0.83) Durchleuchtungsbeginn belStarkregen (r2 =0.96) Durchleuchtungsbeginn bel Landregen (r2 =0.95)

Durchfeuchtungsverhalten der Vliese in Abhängigkeit vom Vliesgewicht und der Regenintensität

1

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-10

..' ·--.... _____ ":.... _?Q_O_g/.m 2_V)j_e§. _ ··· .. • 400 g/m 2 Vlies

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G>

> Durch die Vliese wird die Verdunstung deutlich vermindert. Dadurch sind die Keimbedingungen unter dem Vlies günAbb. 2 stig (Abb. 2).

-15

16-Jul

.

.

..................................................... 21-Jul Datum

26~Jul

31-Jul

Verdunstung gegenüber Schwarzbrache

-183Die Vliese selbst trocknen

800 . - - - - - - - - - - - - - - - - , 200 g/m 2 Vlies • 400 g/m 2 Vlies .s::. •. 600 g/m 2 Vlies & 400

.....

sehr schnell aus (bei Schönwetter nach 2 Tagen). Dadurch sind die Keimbedingungen für in die Vliese eingearbeitete Samen schlecht (Abb. 3).

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gj 200 ~

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I

.

o k t·•·:: '· :;;;;; ................~ ....""",,, • 16-Jul

Die Vliese lassen sich in ei-

21-Jul Datum

26-Jul

31-Jul

nem weiten Bereich in ihrem Abb. 3 Wassergehalt der Vliese in% des VliesBefeuchtungsverhalten variiegewichtes ren, das Austrocknungsverhalten und der Verdunstungsschutz sind weitgehend unabh,ängig vori der Grammatur der Vliese. Dicht vernetzte Vliese verhinderten ein Durchwachsen der Vegetation auf Skipisten, Straßenböschungen und selbst in optimierten Topfversuchen (STOCKER, 1991). Für den Erosionsschutz sind somit besonders in Hinblick auf eine Begrünung möglichst leichte und lockere Vliestypen interessant. Für die Feldberegnungen wurde daher ein mit 180 g/m2 sehr leichtes Flachs-Jute-Vlies mit lockerem Strukturaufbau gewählt.

3.2

Erosionsschutzwirkung

Tabelle 1: Relativer Bodenabtrag (RBA) und Gesamtabfluß im Feldversuch Variante

RBA

Abfluß in % des NS

ErstZweitberegnung

ZweitErstberegnung

Schwarzbrache

0.72

0.73

55.6

65.4

Vlies

0.02

0.03

58.0

58.1

Kokosarmierung

0.15

0.13

26.6

28.1

Das Kokosnetz vermindert den relativen Bodenabtrag gegenüber der Brache um 80 %(Tab. 1). Bei einem Bedeckungsgrad von 35% durch das Netz entspricht dies recht gut der Wirkung, die bei dieser Bedeckung zu erwarten ist (SINOWSKJ & AUERSWALD, (1991). Das Vlies mit 100% Bedeckung senkte den RBA gegenüber der Brache ebenfalls erwartungsgemäß um 97%. Der Oberflächenabfluß ist bei Vlies und Brache gleich hoch (Tab. 1). Der hohe Oberflächenabfluß bei der Vliesvariante erklärt sich durch einen starken lateralen Abfluß innerhalb des Textilverbandes.

-184ln der Zweitberegnung nahm der Abfluß in% des Niederschlages bei der Bracheparzelle zu, bei den bedeckten Parzellen dagegen nicht. Da die Bodenoberfläche unter den Vliesen nicht verschlämmt, ist bei Folgeregen eine Verminderung des Oberflächenabflusses gegenüber der Brache zu erwarten. Kokos, bei dem die Oberfläche nur zwischen den Armierungen verschlämmt, nimmt bei Folgeregen eine Zwischenstellung ein (Tab. 1).

4.

SCHLUSSFOLGERUNGEN Vliese lassen sich in ihrem Wasseraufnahmevermögen und in der Durchfeuchtungsgeschwindigkeit je nach Anwendungsgebiet variieren. Die geprüften Flachsvliese stellen wegen ihrer schnellen Wasserabgabe (=Austrocknung) einem in sie eingewebten Samen in Hangiagen nicht ausreichend Wasser für eine rasche Keimung zu Verfügung. Dünne Vliese mit einer lockeren Struktur sind daher für den Erosionschutz bei gleichzeitiger Begrünung durch untergesäten Samen besser geeignet als dicke Vliese. Der Erosionsschutz der geprüften Geotextilien beruht vorwiegend auf der ·Wirkung der Bedeckung, die ab 30% ausreichenden Schutz gewährleistet. Die Bodenabdeckung durch Geotextilien wirkt der Bodenverschlämmung entgegen und verbessert langfristig die Infiltration des Bodens im Vergleich zu Brache.

5.

LITERATUR

AUERSWALO, K (1984): Die Bestimmung von Faktorenwerten der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung durch künstliche Starkregen; Diss. TU München/ Weihenstephan, Fakultät für Landwirtschaft und Gartenbau, 1984 AUERSWALO, K; BECHER, H. H.; VOGL., W.; HAFEZ, M. (1984): Ein Laborregner zur Erodibilitätsbestim mung von Böden (K-Faktor); Zeitschrift f. Kulturtechnik und Flurbereinigung 25: 300-307 SJNOWSKJ, W.; AUERSWALO, K (1991): Erosionsschutz von Straßenböschungen durch biologisch ab baubare Geotextilien. Rasen-Turf-Gazon 22: 41-44 STOCKER, B.; (1991): Untersuchungen zur Begrünung von Erosionsflächen mit Hilfe von neuaJ:tigen Flachsvliesen. Diplomarbeit, FH Weihenstephan Fachbereich Landwirtschaft I.

Danksagung: Die Untersuchungen wurden Im Auftrag der Vliesstoff GmbH, Memmingen, durchgeführt.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68, 1 85 - 316

Referate und Posterbeiträge

Sitzung der Kommissionen II und VII

Reaktionen an Oberflächen - Mineralveränderung durch Umwelteinflüsse

am 23. bis 26. September 1992

in

OLDE"iBURG

(1992)-

. Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

187-190

(1992}

CHEMISCH - MINERALOGISCHE VERÄNDERUNGEN IN Ah- UND Al-HORIZONTEN SAUERER PARABRAUNERDEN DES WESTLICHEN INNVIERTELS (OBERÖSTERREICH) von Alge, G., E.M. Unger und

w.w.

Wenzel+)

Einleitung In der Moränen- und Terassenlandschaft des westlichen Innviertels sind Typische und Rötliche Parabraunerden sowie deren Übergänge zu Braunerden weit verbreitet. Bedingt durch die starke Versauerunq (pR-Werte in Ah- und Al-Horizonten <4. 5 bzw. <4) und die geringe Austauschkapazität in Verbindung mit hoher Al-Sättigung ist unter forstlicher Nutzung zumindest im Oberboden mit intensiver Mineralverwitterung zu rechnen. Unter Berücksichtigung semiquanti tati ver Horizontbilanzen der Tonminerale sowie der Bilanzierung pedogener Oxide wird im folgenden versucht die Richtung und Intensität der Mineralverwitterung darzustellen. Material und Methoden Die forstlich genutzten Untersuchungsstandorte befinden sich im Würmendmoränenbereich des Salzachgletschers, das Ausgangsgestein ist schottrig-blockiges Moränenmaterial. Auf der Kuppe hat sich eine Rötliche (Profil 1), auf dem Unterhang eine Typische Parabraunerde (Profil 2) entwickelt. Die Profilbeschreibung erfolgte nach AG Bodenkunde (1982). Die Bestimmung der physikalischen und chemischen Bodenkennwerte wurde nach BLUM et al. (1989), die der pedogenen Oxide nach MEHRA & JACKSON (1960) bzw. SCHWERTMANN (1964) sowie die der Tonminerale nach SCHULTZ (1964) durchgeführt. Die Homogenität des Ausgangsgesteins wurde nach STARR (1975) geprüft. Zur Bilanzierung der pedogenen Oxide und der Tonminerale kam eine modifizierte Methode nach RUPPERT (1991) zur Anwendung (siehe Fo~el). Dabei wurden die Mineralmengen im Gesamtboden (g m- 2 cm- ) aus den Tonmineralgehalten in der Tonfraktion sowie die der pedogenen Oxide unter Berücksichtigung der Lagerungsdichten und Horizontmächtigkeiten errechnet und die entsprechenden Mengen im C-Horizont hiervon in Abzug gebracht. Pedog. MA

(TMA - ™cl X

{((LG

X

M) - %Skel.] - %org.Sub.) x

100 Pedog. MA: pedogener Mineralanteil ™A,C: Tonmine:al in.% der ~~nfraktion im A- bzw. C-Horizont LG: Lagerungsd~chte ~n g cm M: Horizontmächtigkeit in cm %Skel.: Skelettgehalt in% mjm %org.Sub.: Gehalt an organischer Substanz in %mjm Ton: Tongehalt in %mjm des mineralischen Feinbodens +) Institut für Bodenforschung, Universität für Bodenkultur Gregor Mendel-Straße 33, A-1180 Wien

Ton 100

-188Ergebnisse und Diskussion Die Tiefenfunktionen von pH-Wert, Austauschkapazität und Fe 0 (Tab.1) weisen auf ein Verwitterungsmaximum im Al-Horizont hin (BLUME und SCHWERTMANN 1969). Sowohl die Gehalte (Abb.1) als auch die Bilanzen der Tonminerale (Abb.3) zeigen Chloritmaxima in diesen Horizonten. Die hohe Aluminiumsättigung sowie die geringe Austauschkapazität deuten auf eine Bildung von sekundärem Chlorit (Abb.4) im Al-Horizont hin. , · In den ebenfalls stark versauerten Ab-Horizonten konnte bei geringerer Aluminiumsättigung (Tab.1) keine wesentliche Erhöhung der Chloritgehalte (Abb. 2) festgestellt werden. Dies dürfte auch auf die Inaktivierung des Aluminiums durch die Bildung metallorganischer Komplexe zurückzuführen sein. Die Al-Horizonte beider Profile weisen deutliche Illitminima (Abb.1 und 3) auf, zugleich nimmt aufgrund der Basenverarmung (Tab.2) der Gehalt an Vermiculit und Kaolinit zu (Abb.3 und· 4). Demgegenüber dürfte die Illitumwandlung im Ah-Horizont (Abb.2) durch ständige Basenzufuhr mit dem Bestandesabfall abgeschwächt bzw. verhindert worden sein. Die Fe 0 -Maxima im Al-Horizont und Fed-Maxima im Bt-Horizont (Tab.1) können als für Parabraunerden typisch angesehen werden. Die Fe 0 - und Al 0 -Bilanzen weisen jedoch keine deutlichen Maxima in den Al-Horizonten aus, sodaß geschlossen werden kann, daß zur Zeit noch keine nennenswerte Umwandlung von Kaolinit in Gibbsit bzw. Goethit stattfindet (vgl. Abb.4 und'Tab.3).

Tab.1: Physikalisch-mineralogische Kennwerte - Profil 1 Horizont Tiefe cm Ah Al Bt lCVc

-5 -25 -60 >60

Skelett Ki - % m/m 5.2 26.6 28.8 58.7

Textur

Pedogene Oxide

s u T ---- % m;m -----

Fed Fe Al 0 ----- mg;~g -----

26.4 30.5 24.7 46.3

11580 16560 30100 6500

44.4 32.9 25.7 32.1

29.2 36.6 49.6 21.6

3000 3323 3003 .1563

2090 2035 2043 648

Tab.2: Chemische Parameter - Profil 1 Horizont

pH

corg

caco 3

%mjm

%mjm

13.3 2.1 0.7 1.0

0.0

CaC12 Ah Al Bt lCvc

3.9 3.8 5.8 7.5

o.o 0.0 45.3

Austauschbare Kationen Mg K Ca Al Fe Mn ------------- mM IÄ/kg ------123 11 165 91

33.4 3.1 28.8 6.3

4.8 0.7 1.7 0.9

30.8 2.0 3.2 56.2 0,7 0.9 <0.1 <0.1 1.1 <0.1 <0.1 <0.1

KÄK l:

197 73 195 98

-189-

cm 0 10

20

30 40 50 60

ao-. so-. 40'Tonminerale in '- der Tonfraktion

20'-

~ Smectlt

-

-Kaolinit

-Chlorit

Vermlculit

EJl

100'-

llllt

Abbildung 1: Tonmineralverteilung - Profil 1

1000,---------------------------------, 500 f------ ----- -----

'e

.e u

'

-1500L-~------~----~----~------~~

Smectll Vermlculll

0

Prolll I

lllll

-

Kaolinit

Chlorit

Prolll 2

Abbildung 2: Tonmineralbilanzen für die Ah-Horizonte

1000.------------------------------,

"j

.

E u

'E t>

-tsooL-~------~----~----~------~~

Smectll Vermlculll

0

Prolll 1

11lll

-

Kaolinit

Chlorit

ProUI 2

Abbildung 3: Tonmineralbilanzen für die Al-Horizonte

-190Tab.3: Bilanzierung der pedogenen Oxide Horizont

Fed Feo ~lo ------------ B~lanz Profil 1 +50 +91 +270

Ah

Al Bt

0

-

K

Ilht +K j

+14 +16 +17

-2 ~Id g m cm

+12 +12 +16

-(Ca, Mg! K, Na, Si)

Fe 0

Al 0

Profil 2

+85 +71 +122

Vermiculit +AI Smectit =

~ Kaolinit K, Na, Si)

0

~n

+17 +16 +14

+10 +12 +8

seko Chlorit

.

____:.§

-:j:Si

Gibbsit Goethit

Abbildung 4: Tonmineralumwandlung, modifiziert nach SCHACHTSCHABEL et al., 1989. Literatur AG BODENKUNDE (1982): Bodenkundliehe Kartieranleitung Hannover. BLUM, W.E.H. , H. SPIEGEL, W.W. WENZEL (1989): Bodenzustandsinventur- AG Bodenzustandsinventur. BLUME, H.P. and U. SCHWERTMANN (1969): Genetic Evalua.tion of Profile Distribution of Aluminium, Iron, and Manganase Oxides. Soil Sei. Soc. Amer. Proc. 33,438-444. MEHRA, O.P. und M.L. JACKSON (1960): Proc. 7. Nat. Conf. Clays, Clay Min., 317. RUPPERT, H. (1991): Zur Problematik der Abschätzung anthropogener Stoffgehalte in Böden am Beispiel von Schwermetallen. GLA-Fachberichte 6, 37-61.

~

SCHACHTSCHABEL, P., H.P. BLUME, G. BRÜMMER, K.-H. HARTGE und U. SCHWERTMANN (1989): Lehrbuch der Bodenkunde, 12., neu bearb. Auflage. Ferdinand Enke-Verlag, Stuttgart. SCHULTZ, L.G. (1964): Quantitative Interpretation of Mineralogical Composition from X-ray and Chemical Data for the Pierre Shale. Geol. Sur. Prof. Pap.; 391, 1-31. SCHWERTMANN, U. (1964); Differenzierung der Eisenoxide des Bodens durch Extraktion mit Ammoniumoxalat- Lösung. z. f. Pflanzenernährung und Bodenkunde 105, 194-203. STAHR, K. (1975): Qualitative und quantitative Erfassung von Schichtgrenzen. Mitt. Dtsch. Bedenk. Ges. 22, 633-644.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

191-194

(1992)

Rückschlüsse auf die Tiefenverteilung der Verwitterungsintensität aus der quantitativen Veränderung des Mineralbestandes in Waldböden von Dultz, s.•>

und H. Graf von Reichenbach*'

Einleitung Das Ausmaß der Silikatverwitterung im Boden läßt sich als eine Funktion der Tiefe darstellen. Eine Quantifizierung der Umsetzungen in den Horizonten mit Hilfe der Neubildungen aus der Silikatverwitterung, wie Tonmineralen und Oxiden des Eisens, Aluminiums und Mangans, ist u. a. wegen deren Verlagerbarkeit problematisch. Diese Schwierigkeit wird bei der Erstellung von Stoffvorratsbilanzen, also der Feststellung der durch Silikatverwitterung hervorgerufenen quantitativen Veränderung des anfänglichen Mineralbestandes, umgangen. Dafür eignen sich beispielsweise die Minerale Glimmer und Feldspat. Für die Berechnung der Tiefenverteilung der Verwitterungsintensität ist es zweckmäßig, lediglich die Umsetzungen der weitgehend verlagerungsresistenten Sand- und Schlufffraktionen zu betrachten. Für die pH-Pufferwirkung der Silikate ist die mineralogische Zusammensetzung und die Korngrößenverteilung bestimmend. Deshalb sind für Böden, deren Ausgangsgesteine diesbezüglich Unterschiede aufweisen, voneinander abweichende Tiefenverteilungen der Verwitterungsintensität anzunehmen.

Material und Methoden Die Untersuchungen erfolgten an Bodenprofilen aus Löß (Parabraunerde, Profil Harste) und Geschiebedecksand (podsolierte PseudogleyBraunerde, Profil K8, ßahrdorfl. Sie werden hier am Beispiel der Umsetzungen von Glimmer an dem Bodenprofil aus Löß aufgezeigt. Die mineralogische Zusammensetzung der Sandfraktionen wurde mittels Mineralfärbemethoden, Auszäh 1 ung und chemischer Analyse, die der Schlufffraktionen mit Hilfe der temperaturgesteuerten Karl FischerTitration über die Wasserfreisetzung ab einer bestimmten Temperatur (DULTZ und REICHENBACH, 1990), der IR-Spektroskopie und chemischer Verfahren erhalten. Als Vorausetzung für dice Er:;tellun
•>

Tnst. f. Bodenkunde, 3000 Hannover 21

Univen;ität H
Herrenhäuser SLr.

2,

-192Diese wurde durch Sandsummenkurven (soweit Sand im Ausgangsgestein vorhanden), die Quotienten der Quarzgehalte benachbarter Korngrößenfraktionen, sowie die Gehalte verwitterungsresistenter Schwerminerale bzw. der Elemente, die ausschließlich diesen Mineralen zuzuordnen sind, geprüft. Als Indexsubstanz für die Bilanzrechnung wurde Quarz der Korngrößenfraktionen 2-63 ~m für Löß bzw. 2-2000 ~m für Geschiebdecksand verwendet.

Ergebnisse und Diskussion Für die ausgewählten Bodenprofile kann nach den Prüfungen auf Homogenität eine weitgehend einheitliche Zusammensetzung des Ausgangsgesteins aller Horizonte angenommen werden. Lediglich der Ahe-Horizont bei dem Bodenprofil aus Geschiebedecksand konnte wegen einer Beimengung, vermutlich von Flugsand, nicht in die Bilanzierung miteinbezogen werden. Die Quarzquotienten für das Profil Harste zeigen über die Profiltiefe hinweg weitgehend einheitliche Werte (Abb. 1).

0

2

Quotienten 3

I.

5

~

Ah

j

Agt -

50

iI I I

i

~\ \

Bttg

]

100 Bt2g

]

I/ I ~ I

I I I I I I I I I I

..

1\

Quarz Quotienten der Fraktionen (pmJ: - - 63-20120-6 ---- 20- 61 6-2 - - 6-21 2-0.6

I I I I I I I

I

I I I I

I

I I

150i Bt3g

~

I

I

I

I

\

Abb. 1: Profil Harste, Kennzeichnung der Homogenität des Ausgangsgesteins: Quotienten der Gehalte an Quarz angrenzender Korngrößenfraktionen (0,6-63 pm) Die Gehalte an Mineralen der Tonfraktionen können in die Stoffvorratsbilanzen nicht miteinbezogen werden, da für das Bodenprofil aus LÖß in den Bezugshorizont (Bt)g) der Bilanzierung während der Pedogenese Ton eingelagert wurde und somit der ursprüngliche Zustand nicht meh~ vorhanden ist. Aussagen über den Umfang des Erhalts von Glimmer bzw. Illit und Feldspat im Boden sind ßamit nicht möglich, da dafür die Gehalte in allen Korngrößenfraktionen bilanziert werden müssen.

-193Die Stoffvorratsbilanz für Glimmer der Schlufffraktionen ist für das Profil Harste in Abb. 2 dargestellt. Die Abbildung beschränkt sich auf die horizontweise Darstellung der Gewinne und Verluste der Korngrößenfraktionen. Durch die Angabe pro cm Tiefe ist ein direkter Vergleich der Umsetzungen zwischen den Horizonten möglich. kg/ m 2 Bodenoberfläche und cm Tiefe

0.5

cm Ah

20

Ag!

I -101•1

• • Korngrdlenfroktionen

60

lpmi Bttg

100

[!] 63-20 [!] 20-6 GJ 5- 2

Bt2g

'" ~ Bt3g Abb. 2: Profil Harste, Massenbilanz für Glimmer Fraktion 2-63 ~m. Darstellung der Verluste und Gewinne (kg/m 2 Bodenoberfläche und cm Tiefe) , Bezugshorizont Bt 3g, Indexsubstanz: Quarz der Fraktion 2-63 ~m

Die Grobschlufffraktionen weisen die größten Verluste an Glimmer auf. In den Feinschlufffraktionen gehen mit der Bodentiefe die Abnahmen stark zurück. Im Bt2g-Horizont liegt für diese Fraktion sogar ein geringer Gewinn vor. Dies i.st auf verwitterungsbedingte tiberführung von Glimmern aus gröberen Fraktionen in feinere Fraktionen zurückzuführen. Die höchsten Abnahmen der Horizonte in allen drei Schlufffraktionen insgesamt, also die größte Intensität der Verwitterung, liegt im Ah-Horizont vor. Es folgt ein starker Rückgang über den Agl-Horizont zum Bt1g-Horizont, der in 50-110 cm Tiefe knapp ein Drittel der Verluste des Ah-Horizontes aufweist. Die in Stufen dargestellte Abnahme der Verwitterungsintensität dürfte in der Realität ein mehr oder weniger gleichmäßiger Gradient sein. Die Tiefenverteilung der Verwitterungsintensität ist also durch die höchsten Verluste im obersten Horizont, gefolgt von einem Bereich starken Rückgangs der Abnahmen und einem Bereich geringerer Intensität gekennzeichnet. Für das Bodenprofil aus Geschiebedecksand liegt ein ähnlicher Verlauf vor (Tab. 1). Die vorhanden Stoffvorräte an Glimmer in den Schlufffraktionen werden bei dem Lößprofil im Ah-Horizont und bei dem Bodenprofil aus Geschiebedecksand im Bs- und Bv1-Horizont zu jeweils etwa 50 % ausgeschöpft (Tab. 1).

-194Tab. 1: Bestand (B) und Verlust (V) an Glimmern der Fraktion 2-63 pm in Böden aus Löß und Geschiebedecksand (kg/m 2 Bodenoberfläche und cm Tiefe) (B + V = ursprünglicher Bestand) Löß (Harste) Horiz. Mächt.

B

V

V(%)

0,47 0,74 0,81 0,85 0,95

0,57 0,36 0,16 0,14

54,8 32,7 16,5 14,1

Geschiebedecksand (K8, Bahrdorf) V(%) Horiz. Mächt. B V

( c m)

Ah Agl Btlg Bt2g Bt3g

0-25 25-50 50-110 110-140 140-180

( c m)

Bs Bv1 Bv2 Bv3 S1 S2

5-12 12-25 25-48 48-70 70-90 90-110

0,11 0,12 0,17 0,24 0,34 0,27

0,12 0,12 0,08 0,05 0,04

52,2 50,0 32,0 17,2 10,5

Der Bestand an Glimmern der Schlufffraktion ist im Bodenprofil aus Löß deutlich höher als in dem aus Geschiebedecksand. In den Horizonten gleicher Tiefe weisen die prozentualen Verluste an Glimmer ähnliche Größenordnung auf. Einschränkungen in diesem Ergebnis bestehen in Bezug auf die Vorverwitterung der Bezugshorizonte der Bilanzierung und deren unterschiedliche Tiefe. Den pR-Werten (ln KCl) nach (Löß, Bt3g: 4,1 I Geschiebedecksand, S2: 3,9) liegen beide Bezugshorizonte im Bereich intensiver Silikatverwitterung. Dadurch werden bei der Bilanzierung verringerte Umsetzungen beschrieben. Der Abstand des Bezugshorizontes von der Bodenoberfläche ist bei dem Boden aus Geschiebedecksand (S2) geringer als bei dem aus Löß (Bt3g). Eine stärkere Vorverwitterung für den S2Horizont des Bodens aus Geschiebedecksand ist deshalb anzunehmen. Zusammenfassung Für Böden aus Löß und Geschiebedecksand wurde aus den Veränderungen der Stoffvorräte an Glimmer der Schlufffraktionen auf die Tiefenverteilung der Verwi"t terungs in tensi tä t geschlossen. Stof fvorratsbilanzen mit Quarz als Indexmineral wurden erstellt. Der obere Profilbereich ist durch die höchste Verwitterungsintensität gekennzeichnet. Mit zunehmender Tiefe liegt ein starker Rückgang vor. Im unteren Profilbereich ergeben sich geringe Umsetzungen. Innerhalb eines Horizontes ist ein erheblicher Gradient der Umsetzungen anz~­ nehmen. Literatur DULTZ, S., REICHENBACH, H. Graf v., 1990: Die Mineralbestimmung in der Schlufffraktion von Böden mit Hilfe der temperaturgesteue~ten Karl Fischer-Titration, Mitteilungen d. Dt. Bodenkundlichen Gesellschaft, 62, 105-108 KUNDLER, P., 1959: Zur Methodik der Bilanzierung der Ergebnisse von Bodenbildungsprozessen (Profilbilanzierung), dargestellt am Beispiel eines Texturprof j 1 s aus Geschiebemergel in Norddeutschland, Z. Pflanzenern. Bodenkd., 86, 215-222

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

195-198

(1992)

Abschätzung von Silikatverwitterungsraten aus Elementflüssebilanzen von Waldökosystemen und -einzugsgebieten Feger, K.H. * 1. Einleitung und Problemstellung Die Verwitterung von Silikaten spielt im Stoffumsatz von Ökosystemen eine wichtige Rolle. Bei diesem h~drolytischen Prozeß werden Protonen verbraucht und Metallkationen (M +, besonders Na+, K+, M~+ und Ca2 +) freigesetzt: -(SiO)M + u+

....

-(SiOH)H + M+

Die Nachlieferung dieser Elemente aus Primärsilikaten ist eine entscheidende Größe in der Mineralstoffversorgung der Bestände. Unter dem Einfluß saurer Depositionen ist es auf basenarmen, sauren Waldstandorten verbreitet zu Mangelerscheinungen bei Kund Mg gekommen (ZÖTIL, 1985). Auch das Ausmaß der Pufferung von Protonen, die ökosystemintern gebildet und aus dem atmogenen Eintrag stammen können, hängt stark von der Silikatverwitterungsrate ab. Dieses Puffervermögen ist ausschlaggebend für die weitere Versauerung von Böden und Gewässern sowie die Stabilität der Ökosysteme (ULRICH, 1985). Die Kenntnis der Verwitterungsrate ist deshalb notwendige Voraussetzung, um die Bedeutung von atmogenen Einträgen und Bewirtschaftungseingriffen für die künftige Entwicklung des Standorts abschätzen zu können. Es erheben sich somit folgende Fragen, die nachfolgend am Beispiel eines Fichtenökosystems im Schwarzwald diskutiert werden: • Wie hoch ist die aktuelle Protonenbelastung (atmogen bzw. ökosystemintern) ? • Wie hoch sind die aktuellen Silikatverwitterungsraten in Böden ?

2. Kritischer Vergleich von Untersuchungsansätzen In Tab. I sind verschiedene zur Quantiftzierung der Silikatverwitterung verwendete Untersuchungsansätze aufgeführt. Die Angabe von Verwitterungsraten für komplexe natürliche Systeme ist mit generellen Problemen verbunden. Mit Laborexperimenten lassen sich Aussagen über Einzelprozesse und Steuergrößen ableiten. Eine Übertragung auf reale Standorte ist damit jedoch kaum möglich. Die Bilartzierung des Mineralvorrats von Bodenprofilen ist an die Voraussetzung der Homogenität im Profil geknüpft, was meist nicht gegeben ist. Solche auf Mineral- und Elementinventuren basierenden Erhebungen integrieren über den gesamten Zeitraum der Bodenbildung, sodaß aktuelle Verwitterungsraten nicht angegeben werden können. Bei vergleichenden Mineralinventuren von archiviertem und aktuell gewonnenem Probenmaterial behindert die hohe standörtliche Variabilität eine Quantifizierung von Veränderungen und damit die Angabe von Raten (vgl. STAHR und ZAREI, 1992). Die Abschätzung von Verwitterungsraten aus der Eintrag-/Austrag-Bilartz von Ökosystemen bzw. Kleinlandschaften (Wassereinzugsgebiete), wie sie in der geochemischen Literatur häufig vorgenommen wird (vgl. MATZNER, 1988), ist ebenfalls mit Problemen verbunden. Soll die Kationenfreisetzung mit der Silikatverwitterung gleichgesetzt werden, muß von einem Gleichgewicht zwischen Kationenquellen und -senken ausgegangen werden. In einfache Eintrag-Austrag-Bilartzen gehen jedoch sämtliche sich aus den internen Elementkreisläufen ergebenden Schwankungen ein. Dies betrifft die Aufnahme durch den Bestand, Ad- bzw. Desorption sowie die Mineralisation organischer Substartz im Boden.

* /nstitut.filr Bodenkunde und Waldernlthrungs/ehre, Alben-Ludwigs-Universitllt, Berto/dstraße 17, 7800 Freiburg i.Br.

-196Tub. I Untersuchungsansätze zur Quantifizierung der Silikatverwitterung Methode

Strukturebene

ProzeRvariablen

I..aborexperjmente

z.B. Einzelmineral, Mineralgemisch, Bodensäule

z.B. Lösungsgleichgewichte, Kinetik, DOC-Einfluß ·

Bi!anzjerung Mjneralyorrat

Bodenprofil

Verlust und Umlagerung von Elementen über den Zeit· raum der Bodenentwicklung

Waldbestand (-ökosystem)

Ökotop

Wassereinzugsgebiet

Öko-/Pedochore (Landschaft)

aktuelle Raten der Elementfreisetzung (mit/ohne BerUcksichJigung biotischer E~ementjlUsse)

Ejntrag-Austrag-Eieroentbilanz

Die relative Bedeutung dieSer Prozesse hängt in Wirtschaftswäldern in erster Linie vom Bestandesalter ab. Ferner muß für Waldbestände die wirkliche Höhe des Kationeneintrags bekannt sein. Die zusätz· lich zur nassen Deposition über die Interzeption im Kronenraum · eingetragene Elementmenge (trockene Deposition) ist nicht direkt meßbar und kann. nur über Modellrechnungen abgeschätzt werden. Bei Bilanzen auf der Skala eines Wassereinzugsgebiets sind auch Stoffumsätze in tieferen, nicht zum eigentlichen Ökosystem gehörenden Verwitterungsbereichen zu berücksichtigen.

3. Material und Methoden Die Stoffumsatzmessungen im Rahmen des forstökologischeri'Projelcts ARINUS erlauben eine· Verknüp.fung verschiedener Strulcturebelien: LabOrexperimente und Bilanzieru!lgen des Mineralvorrats in Bodenprofilen werden vom Institut für BOdenkunde und Standortslehre der Universität Hohenheim vorgenommen (STAHR und ZAHREI, 1992; ZAREI et al., 1992). Das Vorhaben arbeitet mit dem Konzept eines erweiterten Waldökosystems und .verbindet Messungen der internen Stoffumsätze mit Eintrag-AustragcBilanzen geschlossener, vollständig bewaldeter kleiner Wassereinzugsgebiete. Innerhalb jedes Einzugsgebiets wird an einem repräsentativen Standort der Stoffumsatz gemessen. Standortseigenscbaften, Instrumentierung und Methodik sind an anderer Stelle ausfilbrlich dargestellt (FEGER et al., 1988; FEGER, 1992). Im folgenden werden Ergebnisse von Elementflüssebilanzen auf Ökosystem-. und Landschaftsebene für das Versuchsgebiet Schluchsee (Feldberggebiet,. 1200.m ü.NN; s•c; 1800 mm; Eisenbumuspodsole aus Bärbaldegranit) gegenübergestellt und mit Ergebnissen anderer Fallstudien verglichen. Es wird diskutiert, inwieweit die Freisetzung basischer Kationen als Maß für die Silikatverwitterung im Boden herangezogen werden kann.

4. _Darstellung und Diskussion von Ergebnissen Die Belastung von Waldböden mit Protonen, deren Aktivität die Silikatverwitterungsrate stark bestimmt, ist regional sehr verschieden, wobei sieb eine Schwankungsbreite zwischen 2 und -12 .kmolc ha~ 1 a· 1 ergibt (Abb. 1a). Auch der relative Anteil der atinogenen Einträge an der Gesamtprowrienbelastung ist in hohem Maße standortsabhäilgig. Die H+·Belastung des ARINUS-Stimdorts Schluclisee ist aufgrund der relativ geringen atmogenen Einträge insgesamt gering. Die H + ~Pufferung auf den Standorten mit den am stärksten versauerten Böden (Schlucbsee,. Villingen, Solling, Gt. Smoky Mtns.) erfolgt überwiegend durch AI-Freisetzimg (Abb. 1b). Der Netto-AuStrag an "basischen" Kationen ist gering. Einige dieser Ökosysteme sind sogar durch eine hohe Retention dieser KatiÖnen gekennzeichnet. Offensichtlich wird ein gro~er Teil der atmogen eingetragenen und durch Silikatverwitterung bzw. MineraÜsierung freigeSetzten Menge -dieser Elemente ~ der Bestandesbiomasse und u.U. in einer akkumulierenden Auflagedecke fesigelegt. Diese Ergebnjsse.unterstteichen die B4ideutung ökosysteminterner Umsätze für die Beurteilung von Eintrag-Austrag-Bilanzen.

-197-

Netto-Verluste an Kationen und Protonen mit dem Boden-

Interne und externe H' -Belastung verschiedener Waldökosysteme

elckerwaaaer in verschiedenen Waldökosystemen (kmolc /ha/a)

H • (kmol,/ha/a)

14 -

Ullß 12

1 c::J

10

1 IHm

IFAi O

1mB

H'Dopoolllon

10

--~

,1 •t••••

NH;·Depoeltlon

14-r-------

a)

0

-

121 IDlD

H" -Quellen

D

S•Frel . . tzung RCOOH CO 1

Nitrifikation

Okoey•tomInterne H. -Quellen

b)

H··Auotr•g Al/Mn/Fe (Netto)

a••• ,..

INello)

10

KOZ Biom .... _

0

Schi

Vill

Soll

•. .. ...

-2

Smok NL C NL A Waah Waah

, , , ., llclll•

llcll•

.!__ _ _ _ _ __

Schi

Aet•rl• De11olnl•

VIII Pie

II•

Soll

Smok NL C NL A Waah llcll•

IICIID

lllrU

w..h

IIDIDIID 0D.IIUID

/llrU

Abb. I Interne und externe H +-Belastung (a) sowie Netto-Kationenverluste (b) verschiedener Waldökosysteme: Schi = Schluchsee; Vill = Villingen beide Schwanwald; Soll = Solling; Smok = Gt. Smoky Mtns.IUSA; NL C und NL A = Hackfon/Niederlande; Wash = Thompson Sire bei Seattle/USA. AusfUhrliehe Legende und Quellenveneichnis in FEGER (1992). Tab. 2 Fichtenökosystem Schluchsee - Flüssebilanz Na, K, Mg, Ca (kmolc ha-t a- 1( (Bilanzierungszeitraum 11/87 - 10/90) 50jährige Fichte (IGZ = 15 Vfm D.m.R. ha- a- 1) Na+

K+

M~+

ca2 +

Freilandniederschlag Kronentraufe Kronenauswaschung

0,19 0,23

-

0,04 0,31 0,26

0,07 0,11 0,02

0,23 0,37 0,09

0,53 1,07 0,37

Gesamtdeposition

0,23

0,05

0,09

0,28

0,65

Festlegung Zuwachs

0,01

0,31

0,19

1,19

1,70

Flüssebilanz Auflagehumus Flüssebilanz Mineralboden 0-80cm Flüssebilanz "Untergrund"

-0,02 -0,11 -0,50

-0,21 -0,29 0,01

-0,13 -0,19 0,04

-0,66 -0,66 -0,30

-1,02

.

l:M + b

-1,25 -0,73

In Tab. 2 sind fiir das Fichtenökosystem Schluchsee Flüsse und Flüssebilanzen differenziert nach einzelnen Kationen angegeben. Zur Berechnung der Gesamtdeposition wurde das "Kronenraum"Modell von MATZNER (1988) verwendet. Der Bilanzierungsansatz ist detailliert bei FEGER (1992) dargestellt. Die Flüssebilanzen beinhalten im Gegensatz zu den reinen Eintrag-Austrag-Bilanzen auch die Elementaufnahme durch den Bestand. Die jährliche Festlegung an Mb + im Zuwachs ist mit 1,70 kmolc sehr hoch. Dies ist darauf zurückzuführen, daß sich der Bestand altersbedingt in der Phase maximalen Zuwachses befindet. Die Festlegung von Ca2 + ist mengenmäßig dabei am bedeutendsten. Demgegenüber ist die Freisetzung aus dem Auflagehumus mit ca. 1,0 kmolc ha- 1 a- 1 deutlich

-198geringer. Die Freisetzung aus dem Mineralboden bis 80 cm Tiefe ist mit 1,25 kmolc ha- 1 a- 1 recht hoch. Allerdings kann diese Rate nicht mit der Silikatverwitterung im Mineralboden gleichgesetzt werden, da diese neben der Verwitterung auch die mineralisationsbedingte Nachlieferung aus der organischen Substanz sowie einen gewissen· Desorptionsanteil beinhaltet. Letzterer Teilfluß dürfte jedoch gering sein, da die Basensättigung. dieser Böden mit Werten < 4% bereits extrem gering ist. Nach BILDEBRAND (1986) handelt es sich bei derart geringen Vorräten an austauschbaren Basen um einen "eisernen Bestand", der kaum mehr unterschritten wird. Hingegen dürfte in den tiefgründig humosen Mineralböden dieses Standorts die Mineralisation eine größere Bedeutung für der Nachlieferung von -Mb +-Ionen besitzen. Aufgrund des um 1750 einsetzenden Bestockungswechsels vom natürlichen Bergmischwald mit einem hohen Anteil der tiefwurzelnden Baumarten Tanne und Buche in die heutigen Fichtenreinbestände ist von einer ÜberschuB-Mineralisation besonders im tieferen Solum auszugehen, das von der flachwu~elnden Fichte kaum erfaßt wird (FEGER, 1992). Eine Auftrennung der Mb + -Freisetzungsrate nach Silikatverwitterung bzw. Mineralisation ist aus der Flüssebilanz somit nicht möglich. Die so abgeleitete Basenfreisetzungsrate von 1,25 kmolc liegt in der Größenordnung der aus Mineralinventuren an Profilen bestimmten Werte. MATZNER (1988) erinittelte aus der Flüssebilanz für das Fichtenökosystem im Solling als maximale Silikatverwitterung einen Wert von 0,93 krnolc• der sich unter' zusätzlicher Berücksichtigung von periodisch wiederholten Bodeninventuren allerdings auf 0,44 krnolc r~uziert. · · · . Hingegen wird durch die reine Eintrag-Austrag-Bilanz unter Vernachlässigung der Elementaufnahme durch den Bestand die Basenfreisetzung im Boden klar unterschätzt (0,67 krnolc ha- 1 a- 1). Die Eintrag-Austrag-Bilanz für das gesamte Einzugsgebiet lie~ert mit 1,40 krnolc zwar eine ähnliche Rate wie die Flüssebilanz 'des Bodens. Dies ist jedoch auf die relativ hohe Freisetzung von Mb + aus dem tieferen Untergrund zurückzuführen. In diesem Kompartiment werden hauptsächlich Na+ und Ca2 + mobilisiert, was sich mit vorwiegender Plagioklas-Verwitterung erklärt. Dafür sprechen zum einen die stöchiometrischen Verhältnisse sowie die parallele Zunahme des Si02-Ftusses (hier nicht dargestellt; vgl. FEGER; 1992). Interessanterw~ise decken sich diese Befunde auch mit Ergebnissen von Verwitterungsexperimenten an Bärhaldegranit imLabor (ZAREI et al., 1992). Aus dem Vergleich der auf unterschiedliche Weise ermittelten Kationenfrdsetzungsraten wird deutlich, daß Eintrag-AustragBilanzen von Wassereinzugsgebieten eher die chemischen Prozesse auf der tieferen Sickerstrecke als das Umsatzgeschehen im durchwurzelten Solum widerspiegeln. Für die Beu~eilung solcherWerte ist· deshalb die Kenntnis der Fließwege im Einzugsgebiet von entscheidender Bedeutung (FEGER et al., 1988). Insgesamt erscheint für die Abschätzung von Verwitterungsraten die Kombination mehrerer Ansätze sinnvoll, wobei Laborexperimente wichtige Hinweise auf der Prozeßebene liefern können.

Literatur FEGER, K;H. (1992): Bedeutung von ökosysteminternen Umsätzen und Nutzungseingriffen für den Stoff-haushalt von ·Waldlandschaften (Habilitationsschrift Forstw. Fakultät Univ. Freiburg). - Freiburger Bodenkundl. Abh. (im Druck). FEGER, K.H.; G. BRAHMER und H.W. ZÖTTL (1988): Chemische Veränderungen des Niederschlags' wassers auf seinem Weg durch zwei Einzugsgebiete im Schwarzwald. - Wasser und Boden 40, 574-580. HILDEBRAND, E.E. (1986): Zustand und Entwicklung der AÜStauschereigenschaften von Mineralböden aus Standorten mit erkrankten Waldbeständen. - Forstw. Cbl. lOS, 60-76. MATZNER, E. (1988): Der Stoffumsatzzweier Waldökosysteme im Soiiing. -Berichte des Forschungszentrums WaldökosystemefWaldsterben Reihe A 40, 217" S. STAHR, K. und· M. ZAREI (1992): Veränderung des -Mineralbestands von Oberböden durch junge Versauerung? - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Geseiisch. (dieser Band). ULRICH, B. ( 1985): Natürliche und anthropogene Komponenten der Bodenversauerung. - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Geseiisch. 43/1, 159-187. ZAREI, · M.; K.H.- PAPENFUSS und K. STAHR (1992): Verwitterung von Granit in saurem Milieu: Ein Modenexperiment mit Modifikati9nen. - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Geseiisch. (dieser Band). . ZÖTTL, H.W: (1985): Waldschäden und Nährelementversorgung.- Düssddorfer Geobot. Koiioq. _2, 31-41.,

Das Forschungsprojekt ARINUS .(Auswirkungen von' Restabilisierurigsmaßnahmen· und Immissionen· auf den N- und S- Haushalt der Oko- und Hydrosphäre von Schwarzwaldstandorten) wird gefördert aus· Mitteln des Landes Baden-Württemberg und der Kominission der Europäischen Gemeinschaften . (PEF Karlsruhe).

(1992)

199-202

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

Ermittlung der Selektivität des Kationenaustausches durch Kurvenanpassung W. R. Fischer*) Zur Kennzeichnung des Kationenaustauschverhaltens von Bodenproben hat sich seit langer Zeit die Erstellung von AustauschkurveD bewährt,

wobei

die

Konzentration

eines

Kations

konstant

gehalten,

die des anderen Kations von Null bis zu relativ hohen Werten variiert wird (BECKETT 1964). Die numerische Auswertung der erhaltenen Kurven

folgt

beim Aus-

tausch von ein- gegen zweiwertige Kationen

KfCa)

meist dem

von GAPON vorgeschlagenen Modell,

(z.B.

nach dem der Anteil der durch

Kalium am Austauscher belegten Plätze (Ks/Cas) nach Cas = kG · [K]/~ = kG · AR dem "Aktivitätenverhältnis AR in Lösung

proportional

Die grafische Auftragung von Ks Ks)

sein

soll.

(bzw. des im Versuch bestimmten 6

gegen AR sollte daher bei konstanter Selektivität

(kG)

eine

Gerade ergeben (NIEDERBUDDE et al. 1969). Dies gilt allerdings nur für den Fall,

daß sich Cas bei Experiment nicht merklich ändert.

Hierfür wiederum ist Voraussetzung, daß die gesamte Menge des austauschbaren Ca

relativ groß

der K-Belegung),

ist

(verglichen mit der

Veränderung

was bei den meisten unserer Ackerböden auch zu-

trifft. Es ist jedoch nicht selbstverständlich, daß in einem kurzzeitigen Austauschversuch tatsächlich

alle

teilnehmen.

austauschbar Sinkt dieser

Wert der Austauschkapazität ab,

gebundenen Anteil

Kationen

erheblich

auch

unter

den

so ist die Veränderung der ca-Be-

legung während des Experiments nicht mehr zu vernachlässigen. Geht man davon aus, daß die Menge des insgesamt aufnehmbaren Kaliums

durch

jedes

die

Kationenaustauschkapazität

eingetauschte

Kalium die

begrenzt

äquivalente Menge

wird,

daß

Calcium

für

ausge-

tauscht wird und daß der Rest der Austauschkapazität durch Calcium belegt ist (der Einfachheit halber wird hierzu auch der mit Mg be*)

Universität Hohenheim, Institut für Bodenkunde und Standortslehre (310), D-7000 Stuttgart 70

-200legte Anteil der Austauschplätze gezählt), so ergibt sich die Austauschgleichung: Ks + ö Ks KG · AR KAK' - Ks - ö Ks Zur Unterscheidung von der analytisch bestimmten Kationenaustauschkapazität wird die hier verwendete entsprechende Größe mit KAK' bezeichnet. Nach Auflösen nach ö Ks ergibt sich ö Ks

=

(AR· KG • (KAK' - Ko) '- Ko)/(1+KG • AR),

Dies ist die Gleichung einer Sättigungsfunktion mit der Austauschkapazität KAK' als Grenzwert. Mit Hilfe eines numerischen Iterationsverfahrens sollte es bei Gültigkeit dieser Vorstellung nun möglich sein, die drei Parameter dieser Gleichung (KAK', KG und K0 ) für einen gegebenen Satz von (AR, ö Ks)-Wertepaaren anzupassen. Obwohl es sich hierbei also nicht um eine frei gewählte Funktion handelt, gelingt die Parameteranpassung erstaunlich oft mit hoher Qualität, gemessen an der summe der Abweichungsquadrate. Ein Beispiel für eine solche Anpassung ist in Abbildung 1 wiedergegeben.

ARo·

Bei hinreichend guter Anpassung kann das ja audh grafisch aus dem Kurvenverlauf ermittelt werden könnte, nun explizit angegeben werden. Weiterhin ist die verwendete Funktion einfach differenzierbar, so daß neben BCKe auch die Änderung der Pufferung mit AR über den ganzen Bereich angegeben und z.B. für Modellrechnungen eingesetzt werden kann. Darüber hinaus liefert die angepaßte Funktion aber noch drei weitere Größen: Den Ordinatenabschnitt K0 , der.die Bedeutung des "am Boden bereits austauschbar gebundenen Kaliums" hat und über dessen Beziehung zum austauschbaren Kalium bereits berichtet Wurde (FISCHER 1990).

-201Den Grenzwert der Kurve, die Kationenaustauschkapazität KAK'. Im Sinne des Modells ist das die summe der Austauschplätze, die unter den gegebenen Versuchsbedingungen am Austausch teilnehmen. zwar ist über die Größe dieser "am Austausch beteiligten" KAK zunächst nichts bekannt, doch sollte sie stets unter der auf übliche Weise bestimmten Kationenaustauschkapazität bleiben, da die im Sorptionsexperiment verwendeten Konzentrationen relativ niedrig sind und eine Gleichgewichtseinstellung angestrebt wird. Wie bereits beschrieben wurde (FISCHER 1990), ist zwischen KAK' und der analytisch bestimmten Austauschkapazität (KAK) kein Zusammenhang erkennbar. Aus den oben dargelegten Gründen sollte sich jedoch die Summe der mit einem milderen Extraktionsverfahren ausgetauschten Kationen dem iterierten wert für KAK' annähern. Zur Prüfung dieser Annahme wurde die einmalige Extraktion mit verdünnter Bacl 2 -Lösung (1 mmol/L) durchgeführt. Wie Abb. 2 zeigt, existiert eine solche Beziehung tatsächlich. Das Steigmaß der Regressionsgeraden von etwa 1. 1 bei zu vernachlässigendem Ordinatenabschnitt weist auf eine numerische Obereinstimmung beider Größen hin, die aber auf Grund de~ gewählten Verfahren als zufällig zu bewerten ist. von Bedeutung ist auch, daß die gesamte Kurve mit einem einheitlichen Selektivitätskoeffizienten kG angepaßt werden konnte. Wie Abb. 3 zeigt, stimmt diese Konstanz über relativ große Unterschiede im Kalium-Beladungsgrad, bezogen auf KAK'. Die

Existenz

einer

niedrigen

"beteiligten"

KAK'

hängt

dabei

zwangsläufig mit der Konstanz von kG zusammen, die ja beide in einer Drei-Parameter-Anpassung aufeinander abgestimmt wurden. Systematische Abweichungen der Kurvenform vom Verlauf der Meßpunkte sind daher im Ergebnis nicht zulässig, und an die Qualität der Anpassung müssen besondere Anforderungen gestellt werden. Festzuhalten bleibt aber die Tatsache, lium/Calcium-Austauschkurve

ermittelten

daß sich die

in der Ka-

Gleichgewichtswerte

mit

Hilfe einer Sättigungsfunktion sehr gut beschreiben lassen. Ob dem Sättigungswert KAK' und damit den anderen Kurvenparameter-n eine reale physikalische Bedeutung zukommt und ob sich die Funktion damit zur Verwendung in deterministischen Modellen eignet, müssen weitere Untersuchungen ergeben.

-202Literatur: BECKETT, P.T.H~ (1964): The immediate Q/t relätions of labi.le potassium in the soil. - J. Soil Sei. 15: 9 - 23. FISCHER, W.R. (1990): Die Interpretation von K/Ca-Austauschkurven mit Hilfe einer einfachen GAPON-Gleichung. - z. Pflanzenernähr. Bodenk. 153, ·93 - 95. NIEDERBUDDE, E.-A., B. TODORCIC und E. WELTE (1969): Veränderungen von ·K-Formen und K-Ca-Aktivitätenverhältnissen des Bodens durch K-Düngung und K-Entzug der Pflanzen. - z. Pflanzenernähr. Bodenk. 123: 85 - 100.

~

•• L__ _ _ __L______L ______L______L ______L______L _____~

0

0.005

0.01

0.015

0.02

0.025

AkttvltAtenverhAitnls

Abb. 1:

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0.035

Durch Drei-Parameter-Anpassung ermittelte Austauschkurve eines Bodens (durchgezogene Linie) mit den zugehörigen Meßwerten.

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0.03

·

30

40

50

KAK iteriert Abb. 2: Beziehung zwischen den durch BaC1 2 -Lösung (1 mMol/L) austauschbaren Kationen und der durch Iteration ermittelten Kationen-"Austauschkapazität" KAK' für 15 Oberböden. Angabe der Werte in mMol (z)/Kg; die gestrichelten Linien stellen das 95 %-Vertrauensintervall dar.

Ol 0.0

c

I

0.2

N 454

0~450, 0.4

I

o;s

Seladungsgrad (KAK it.) Abb. 3: . _ ~ Gapon-Koeffizient [(Lfmol)- 2 ] als Funktion d~s Kalium-Beladungsgrades, bezogen auf KAK', für zwei Böden.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

203-206

(1992)

Zur Entwicklung der Dreischicht-Tonminerale in extrem sauren Waldböden während der jüngeren Versauerungsphase von Frank, U. und Gebhardt, H.*l

Einleitung

Die Umwandlung und Zerstörung von Tonmineralen in extrem sauren Waldböden ist seit einigen Jahren Thema vielfältiger und häufig kontrovers geführter Diskussionen. Nach neueren Untersuchungen wird das Entwicklungsmilieu der Dreischicht-Tonminerale in naturbelassenen Böden des gemäßigt humiden Klimabereichs sehr stark von anthropogenen Siluredepositionen bestimmt (FRANK und GEBHARDT 1991). Sie haben in vielen Waldböden der Bundesrepuplik Deutschland und anderen Industrieländern zu Milieubedingungen geführt (übersieht s. ULRICH und MEYER 1987), in denen die ehemals als Endstufe der Tonmineralentwicklung angesehenen Al-Chlorite nicht mehr beständig sind. GEBHARDT et al. (1988) konnten in einem weiten Spektrum stark säurebelasteter Böden aus verschiedenem geologischen Ausgangsmaterial die Dechloritisierung dieser Tonminerale unter Bildung von extrem aufgeweiteten smectitischen Mineralen nachweisen. In diesem Beitrag wird am Beispiel eines braunen Plaggeneschs und einer podsoligen Braun·erde die Entwicklung glimmerbürtiger Tonminerale a) im Profilverlauf und b) während der jüngeren Versauerungsphase beschrieben. Material und Methoden

Bei den untersuchten Waldböden handelt es sich um eine podsolige Braunerde aus umgelagertem Löß (0-60 cm) über Buntsandsteinverwitterungsmaterial aus dem Hochsolling (FAO: Dystric Cambisol) und einem braunen Plaggenesch (0-80 cm) über fluvioglazialen Sanden aus der näheren Umgebung Osnabrücks (FAO: Fimic Anthrosol).

Um den zeitlichen Verlauf der Tonmineralentwicklung während der jüngeren Versauerungsphase zu erfassen, wurden außerdem Bodenproben (Archivproben) der podsoligen Braunerde aus dem Jahre 1968 mit in die Untersuchungen einbezogen. Da der braune Plaggenesch bis zur Aufforstung im Jahre 1950 ackerbaulich genutzt und damit ständig homogenisiert worden ist, geben die Analysen dieses Bodens Auskunft über die in den letzten 40 Jahren im Tonmineralbestand stattgefundenen Veriinderungen. Die qualitative Analyse der Tonminerale erfolgte röntgenographisch und die quantitative Bestimmung amorpher Tonbestandteile durch NaCH-Extraktion nach HASHIMOTO und JACKSON (1960). Ergänzend wurden rasterelektronenmikroskopische Untersuchungen zu Verwitterungsformen in den Tonfraktionen durchgeführt.

*) Fachbereich Biologie, Abt. Bodenkunde, Universität, 2900 Oldenburg

-204Ergebnisse und- Diskussion Wie die in Tabelle 1 aufgeführten pB-Werte zeigen, sind die untersuchten Waldböden in den letzten Jahrzehnten unnatürlich stark versauert. So ist der pH in dem Ahe-Horizont der podsoligen Braunerde in nur 20 Jahren von 3, 5 (1968). auf 2,6 (1988) gesunken. In dem oberen Bereich (ErAp1-Horizont) des ehemaligen Pflughorizonts des braunen Plaggeneachs hat der pH innerhalb von 40 Jahren von t3,4 (siehe ErAp2-Horizont) auf 2,9 abgenommen. Diese extreme und sehr schnelle Bodenversauerung ·muß hauptsächlich auf die hohe Deposition starker Säuren zurückgefQhr~ werden. Sie ist daher zusammen mit den chemischen und mineralogischen Folgeerscheinungen als anthropogen induziert anzusehen. Tab. 1: Eigensdiaften der \Bitersudlten Böden

Bodentyp

Horiz.

Tiefe

pB

Cl

cact 3

u

Pe 0 Ped lg/g')

c

C/M

,•)

Korngrößenverteilung (Gev.\) -630 -300

-63

-30 -6,3 '-2 <2 PI

podsolige Braunerde 11968)

Ahe Bv1 Bv2 BvCv

o-!0 1o-30 20-40 40-

3,1 4,0 4,2

5,6 5,5 3,9 2,9

11,9 12,1 11.1 12,1

4,8 11,3 2,5 15,3 1.2 12,9 0,6 9,8

0,6 0,9 0,8 0,1

3,2 11,4 4,0 13,6 4,1 14,0 4,0 15,3

29,3 31,6 33,0 32,8

30,2 19,2 18,4 11,1

9,1 1,2 1,4 1,3

36,3 23,4 32,3 22,1

podsolige Braunerde 11988!

Ahe Bv1 Bv2 BvCv

o-!0 10-20 20-40 40-

2,6 3,1 4,0 4,0

4,5 8,2 4,6 10,1 3,1 10,1 1'1 15,3

15,0 22,6 2,4 11.2 1,2 12.6 0,4 8,0

0,6 1,0 o,8 0,5

2,1 4,3 3,8 4,0

11,3 11,0 10,1 12,1

30,1 31,6 33,3 33,0

32,0 19,0 19,2 11,3

8,1 8,4 8,2 1,8

24,8 25,1 25,0 25,3

brauner Plaggenesch 11950 aufgeforstet!

ErAp1 ErAp2 E IJCv

0- 3 3-25 2HO 80-

2,9 3,4 3,9 1,2

2,0 2,1 1,5 0,6

6,1 15,2 1,4 8'9 1,2 9,2 0,3 6,4

0,8 0,8 0,6 1,0

41.4 42,1 43,'6 41,8

43,2 42,6 44,1 53,1

4,2 4,0 3,2 1.1

'l absolut trockener Peinboden <2

4,2 5,0 2,1 1,4

2,1 1'5 6,1 2,4 1' 5 6,0 1,8 1,1 5,0 1,2 o.~ o,3

11

In den Abb. 1 und 2 sind die Röntgenbeugungsdiagramme der Ca-beleg~en Tonminerale dargesteilt und die am Dreischiebt-Tonmineralbestand der untersuchten Böden während der jüngeren Versauerungsphase stattgefundenen Veränderungen qualitativ erfaßt. Für die Identifizierung der Minerale wurden außerdem Analysen nach Ethylen-Glycol-Behandlung, K-Sättigung und Erhitzung auf 560_°C durchgeführt. Wie die Diffraktogramme in Abb. 1 zeigen, setzte sich der Dreischiebt-Tonmineralbestand in dem BvCv-Horizont der podsoligen Braunerde 1968 und 1988 aus lllit und - gemäß den günstigen Reaktionsbedingungen (pH 4 - 4, 2) fllr die Chloritisierung aufweitbarere Tonminerale - aus· Al-Chl_orit zusamaien. Von diesem Horizont ausgehend nahm der Anteil der sekundären Chlorite 1968 zum Bvl-Horizont deutlich zu und dann zum Ahe-Horizont wieder deutlich ab. Die Abnahme des Al-Chlorit-Anteils in der Tonfraktion des Oberbodens ist mit der Ausbildung eines relativ weichen Röntgenreflexes bei 12, 5- Ä verbunden. Diese Veränderung im Dreischiebt-Tonmineralbestand war 20 Jahre später bereits im Bv1-Horizont zu beobachten. In dem Ahe-Horizont hat bis 1988 mit der extremen Versauerunq die Intensität des 12,5 A-Reflexes sehr stark zugenommen und sieb gleichzeitig eine deutliche Schulter im Kleinshinkelbereich mit einem Str~hlungsmaximum bei 25 Ä ausgebildet. Der 12,5 Ä-Reflex ist demnach als Reflex 2. Ordnung eines stark aufgeweiteten smectitischen Minerals zu deuten.

-205-

Ca 1•- H~ System (room-temperaturel < 2 ~m

1968

<

1988

Z~m l4

3)4

100 ~0

3~~

ll ~

Ahe

e,,

. Abb. 1: Röntqendiaqrillllle der Talfralctioo <2

jl1l

der )Xldsoligen Braunerde (CI-Koc -Strahlung)

Ca 1"- H20- System I room -temperature)

42-2

~m

< 0.2

~m

'" "' "

Abb. 2: Röntqenl!iaqrillll der TalfralctiCIIell 0,2-2 (CI-Kac -Strahlung)

jl1l

und <0,2

jl1l

des braunen Plaggenesdis

.:.zo6In dem unteren Bereich der braunen Plaggeneschauflage (E-Horizont) treten ln den Fraktionen 0,2-2 J11D und <0,2 Jlm bei· einem pH von 3,9 hauptsächlich AlChlorite auf (Abb.. 2). Daneben weist die Schulter im Kleinstwinkelbereich (001) und vor dem 14 Ä-Reflex (002) bereits auf Anteile eines stark aufgeweiteten Minerals hin. In beiden Fraktionen nehmen die Anteile des sekundären Chlorits zum oberen Bereich der Eschauflage zugunsten eines 25 Ä-Minerals stark ab, - wieder in deutlicher Beziehung zur zunehmenden Bodenversauerung. So hat sich in dem ErAp2-Horizont bei einem pH von 3,4 bereits eine deutliche Schulter im Kleinstwinkelbereich mit einem Strahlungsmaximum bei 25 Ä und einem 002-Reflex bei 12,3 Ä ausgebildet. Die Intensität dieser Reflexe nimmt in dem extrem sauren ErApl-Horizcint (pH 2,9) weiter zu. Hier haben sich die Al-:Chlorite fast vollständig in· 25 Ä-Minerale umgewandelt. Nach einer zusätzlichen Ethylen-Glycol-Behandlung des Ca-belegten Feintons ist auch der Reflex 3. Ordnung dieser stark aufgeweiteten smectitischen Minerale zu erkennen. Bei genauer Betrachtung der in Abb. 2 dargestellten Diffraktogramme wird offensichtlich, daß die beschriebene Umwandlung der sekundären Chlorite auch mit abnehmender Korngröße.an Intensität gewinnt. Weitere röntgenographische, rasterelektronenmikroskopische und chemische Analysen postulieren eine über die extreme Aufweitung hinausgehende partielle Auflösung des Schichtverbandes unter Bildung röntgenamorpher Tonsubstanzen. Die Ergebnisse sind bei FRANK und GEBHARDT (1991) dargestellt.

Schlußfolgerungen Die hier am Beispiel von 2 Profilen beschriebene Umwandlung von sekundären Chloriten zu stark aufgeweiteten 25 A-Mineralen wird durch .röntg.enographische Tonmineralanalysen von zahlreichen weiteren extrem versauerten Waldböden bestätigt. Alle Untersuchungen postulieren einen zwischen der Stärke der Bodenversauerunq und der Bildung stark aufgeweiteter smectitischer Minerale bestehenden engen Zusammenhang. Diese Beziehung und das sehr häufige Auftreten der 25 Ä-Minerale unter sehr star.k bis extrem sauren Bedingungen läßt die auch in Diskussion befindliche Möglichkeit einer regelmäßigen Illit-Smectit-Wechsellagerung als sehr unwahrscheinlich erscheinen. Vielmehr ist davon auszugehen, daß mit der bei pH <4 beginnenden säureinduzierten Auflösung der Zwischenschicht-Al-:Komplexe auch 0- Ionen der Silicatschichten protoniert werden und infolge der dadurch abnehmenden negativen Schichtladung die Minerale weit über· das Smectit-Stadium aufweiten.

Literatur FRANK, U.; GEBHARDT, H., 1991: Transformation and destruction of clay minerals caused by recent strong acidif icaÜon. Proc·. 7th Euroclay Conf., Dresden, Vol. 1: 369-374 , GEBHARDT, H., FRANK, U., PUSCH, F., 1988: Silicatverwitterung, Tonmineralumwandlung und Tonzerstörung als Folge starker Bodenversauerung. Forschungsbericht FKZ 00039071 A, BMFT, Bonn ULRICH, B., MEYER, H., 1987: Chemischer Zustand der Waldböden Deutschlands zwischen 1920 und 1960, Ursachen und Tendenzen seiner Veränderung. Ber. Forschungszentrum Waldökosysteme, Göttingen, Reihe B, Bd. 6

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

207-226

E=k~=sio~sfüh=e=

•Anthropogene im Raum Oldenburg

anlä~lich

Bodenveränderungen und im Küstengebiet•

der gemeinsamen Tagung

der Kommissionen II und VII der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 1992

Leitung: B. Gebhardt und L. Giani

(1992)

-208Anthropogene Bodenveränderungen im Raum Oldenburg und im Küstengebiet U. Frank, H. Gebhardt, L. Giani, M. Mustafa, R. Raderschall

Während dieser Exkursion sollen Böden gezeigt werden, die arl;thropogen entstanden -sind. die sich unter anthropogenen Einflüssen entwickelt haben oder anthropogen verändert wurden. Zwei Standorte (Profil 1 und Profil 2)

befinden sich auf der

Geest. Es handelt·sich dabei um Böden, die vom Menschen im Rahmen der sogenannten Plaggenwirtschaft aufgebaut wurden. Beide sind Graue Plaggenesche. Bei Profil 1 liegt Ackernutzung, bei Profil 2 Waldnutzung vor. Dadurch ergeben sich in Profil 2 in zweifacher Hinsicht anthropogene Einflüsse, nämlich in seiner Entstehung und in seinen säurebedingten Bodenveränderungen. Profil 1 befindet sich auf dem Universitätsgelände und wurde bereits während der Tagung gezeigt. Profil 2 liegt in Rastede, dem ersten Exkursionsstandort. Im weiteren Verlauf der Exkursion sollen anthropogene bzw. anthropogen veränderte Böden des Küstengebiets gezeigt werden. Von Rastede . geht die Fahrt weiter in den Riepster Hammrich bei Emden, einer Niederung mit Niedermoor- und Moormarschböden. Dort finden seit 1954 fortlaufend umfangreiche Aufsp.ülungen mit marinen Sedimenten des Emder Hafens statt, aus denen anthropogene Marschböden verschiedener Entwicklungsstufen entstanden sind. Hier soll sowohl ein Boden im Initialstadium seiner Entwicklung (Profil 3) als auch ein weiter entwickelter, 24 Jahre alter Boden (Profil 4) gezeigt werden. Nach dem Mittagessen in Greetsiel führt die Exkursion ins Deichvorland der Leybucht. Dort soll der Einfluß der Nutzung bzw. "Nichtnutzung" auf die Bodeneigenschaften gezeigt werden. Dazu sind zwei Profile (. Nr. 5 und Nr. 6) glei~her Entiernung von der MTHW-Linie und vergleichbarer Höhe über MTHW aufgegraben, die sich in ihre Nutzung unterscheiden. Während Profil 5 unter bisher normalerweise immer durchgeführter Weidenutzung entstanden ist, hat sich Profil 6 seit 12 Jahren unter quasi natürlichen Bedingungen (keine Beweidung) .

-209-

Fahrtroute

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-210Profil llr.

1

Bodentyp: Ort:

Grauer Plaggeneach Versuchsfeld der Universität am Standort Carl von Ossietzky Straße Bodennutzung: Acker Datum der Profilaufnahme: 02.10.1990

Lage des Profils:

Bodenkundliehe Kenndaten Pr. nr.

Hor.

1.1 1. 2/3 1.4/5 1.6 1.7 1.8

Tiefe

Korngrößenverteilung

lern)

------------------(%)-------------------gS mS fS gU mU T

EAp E f Ahe/Bh f _Bs f Bsv f Gr

-30 -60 -85 -95 -125 >125

1,2 1,2 1,4 1,1 0,8 0,2

Pr. nr.

Hor.

pH Tiefe (cm) (CaC12)

1.1 1. 2/3 1.4/5 1.6 1.7 1.8

EAp E f Ahe/Bh f Bs f Bsv f Gr

19 21 17 18 17 14

70 67 70 74 77 81

5,7 6,1 6,9 4,4 4,1 4,5

Corg (%)

(%o)

TRD (g/cm3)

2,5 3,2 2,1 0,6 0,4 0,1

1,6 2,3 1,2 0,4 0,3 0,1

1,39 1,55 i. 51 1,52 1,55 1,56

N

2,2 2,3 1,9 0,6 0,4 0,3

2,3 3,0 2,4 1,6 0,9 0,4

PV FK (Vol.%)

----------------------------------------------------------------30 -60 -85 -95 -125 >125

5,6 5,3 5,0 4,6 4,7 5,0

47 40 41 41 40 40

44 37 38 38 35 32

-211-

Dieses Profil stellt einen typischen ackerbaulich genutzten Plaggenesch dar, dessen Eschauflage (EAp- und E-Horizont) bisher keine über das normale Maß hinausgehende Versauerung erkennen läßt (s. pH-Werte in nebenstehender Tabelle). Im Gegensatz dazu finden sich in der Umgebung Oldenburgs ( z. B. Gemeinden Bad Zwischenahn und Rastedel zahlreiche forstlich genutzte Eschböden (Baumschulen, Kiefernforsten), deren Eschauflage erst in jüngster Zeit stark versauert ist (s. Profil Nr. 2). Letztere sind im gewissen Sinne einem "doppeltem anthropogenen Einfluß" unterlegen. Beim grauen Plaggenesch des Versuchsfeldes findet sich unter einer etwa 60 cm mächtigen Eschauflage ein fossiler Podsol, dessen Ahe- und Bh-Horizont meistens nur noch als Relikte vorhanden sind. Offenbar wurden diese Horizonte schon vor bzw. zu Beginn der Eschkultur aufgebrochen bzw. mit aufgearbeitet. Neben den relativ hohen pH-Werten (pH 5,0-5,6) zeichnen sich EApund E-Horizont sowie der fossile, reliktische Ahe/Bh-Horizont durch hohe c- und N-Gehalte aus. Porenvolumen (PV) und Feldkapazität (FK) sind im EAp am höchsten. Das Korngrößenmaximum liegt mit 67-81 % in allen Horizonten in der Feinsandfraktion (63-200 ).lm). Die Eschauflage (EAp- und E-Horizont) zeichnet sich durch einen etwas höheren Feinschluff- und Tongehalt aus. Als Tonminerale wurden im fossilen Podsol im wesentlichen Kaolinite nachgewiesen. Daneben treten geringe Anteile von ·illitischen und smectitischen Mineralen auf. Neben Kaoliniten und Illiten sind in der Plaggenauflage Dreischichttonminerale angereichert, die im Untergrund nicht feststellbar waren.

-212Profil Nr.

2

Bodentyp: Ort: Bodennutzung: Datum der Profilaufnahme: Lage des

Grauer Plaggenesch Schloßpark Rastede (Verbindungsparkl Fichten, bis 1860 Ackerland Januar 1990

Pr~fils:

Bodenkundliebe Kenndaten

Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cm)

Korngrößenverteilung

-----------------(%)--------------------

gS 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

E1 E2 E3

Pr. nr.

Hor.

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

E1 E2 E3

f f

Bhs Go

- 3 -25 -45 -70 >70

2,8 3,5 3,9 6,2 5,5

Tief~

pH (CaC12)

mS

fS

gU

24,6 27,5 28,2 32,0 31,2

46,3 46,7 47,0 47,8 36,3

12,6 11,3 11,0 8,8 8,7

mU

fU

T

4,9 4,3 3,8 2,1 7,5

2,3 2,0 1,9 0,8 4,2

6,4 4,8 4,2 2,2 6,5

---------------------------------------------------------------(cm)

Bhs f Go

f

- 3 -25 -45 -70 >70

2,9 3,6 4,1 4,2 4,2

Feo Fed (g/kg*) 1,6 1,2 0,6 0,1 0,1

2,4 1,8 0,8 0,3 0,7

c

C/N

5,4 1,7 1,7 0,9 0,2

15,4 13,2 13,0 12,7 4,5

(%*)

-------------------------------------------------------* absolut trockener Feinboden < 2 m

-213-

Pr.

Hor.

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

E1 E2 E3 f Bhs f Go

Pr. nr.

Her.

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

E1 E2 E3 f Bhs f Go

Tiefe

Mg

Ca

Ionen der Bodenlösung (GBL) tla K NH4 Al Fe t1n H -----------~mol IÄ/1------------

KÄl:

----------------

- 3 -25 -45 -70 >70 Tiefe (cm)

344 700 746 608 1071

163 518 309 176 432

116 28 13 15 30

206 653 420 230 174

Cl

H2P04

--:------~mal

267 65 58 75 125

420 1918 2334 1631 402

90 10

17 65 78 37 23

-

794 200 100 63 50

2417 4157 4058 2835 2307

N03 AÄl:* S04 IÄ/1------------

------------------------------------------------------ 3 -25 -45 -70 >70

42 20

285 320 270 305 265

-

300 228 208 237 235

1005 3030 3120 2321 1688

1632 3598 3598 2863 2188

* ohne organische Anionen Pr. nr.

Hor.

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

E1· E2 E3 f Bhs f Go

Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cm) - 3 -25 -45 -70 >70 Tiefe (cm)

Austauschbare Kationen Ca Mg K Na Al Fe Mn KAKeff ------------mmo1 IÄ/kg TB-----------------7,8 2,2 1,5 1,0 1,8

2,0 0,6 0,4 0,4 0,7

1,3 0,4 0,3 0,3 0,3

1,8 1,4 0,9 0,9 0,9

54,2 32,5 23,9 16,5 10,1

0,8

-

75 46 36 25 14

-

-

-

-

-

-

Mineralbestand ------fS----Qu Af Mu

---ms--Af Qu

0,5

-

------gU----Qu Mu Af

-------------------------------------------------------------------93,2 5,6 2.1 El - 3 83,3 11,1 73,7 16,4 0,8 2.2 2.3 2.4 2.5

E2 E3 f Bhs f Go

Pr. nr.

Hor.

-25 -45 -70 >70 Tiefe (cm)

92,2 6,1 92,0 6,8 90,0 8,1 86,6 11,5

81,3 80,8 81,0 81,5

14,6 16,0 16,8 15,3

-

67,5 65,0 63,0 73,4

-

25,6 25,2 25,0 21,1

2,1 2,8 6,8 4,6

Mineralbestand ---------mu----------------fU---------Qu Af Op Mu Qu Af Mu Op

--------------------------------------------------------------------59,5 20,7 3,6 14,9 2.1 - 3 50,4 17,8 12,4 17,8 2.2 2.3 2.4 2.5 Qu

El E2 E3 f Bhs f Go

= Quarz,

-25 -45 -70 >70 Af

46,9 48,3 56,9 45,8

33,5 29,4 28,6

8,5 9,0 7,8 33,2 15,8

= Akalifeldspat,

Mu

9,3 6,6 4,7 2,2

= Muscovit,

44,0 39,7 44,2 33,0

Op

26,0 31,7 31,1 23,6

19,5 21,9 21,3 40,6

7,8 4,8 2,6 0,9

= Opal

Die Differenz zu 100 % ergibt sich aus den Anteilen an Schwermineralen und unbestimmbaren Teilchen

-214Das Profil befindet sich in einer Plaggeneschflur,

die bis vor

130 Jahren ackerbaulich genutzt worden ist. Durch die "Plaggeneschdüngung" hat sich eine ca. 50 cm mächtige graue Eschauflage der Name Esch geht auf das gotische Wort "atisk" -

ausgebildet,

=

"essen" zurück

unter der der reliktische Bhs-Horizont eines

fossilen Gley-Podsols gut zu erkennen ist. Nach 1862 wurden Teilbereic~e dieser Ackerflur mit Fichten aufgeforstet, während angrenzende Teilbereiche Nutzung geblieben sind.

bis

heute

unter

landwirtschaftlicher

Seit der Aufforstung hat sich in der Eschauflage unter Fichtenbestand ein deutlicher pH-Gradient ausgebildet, der mit pH 2,9 eine extreme Versauerung des obersten Profilbereichs (0-3 cm) anzeigt. Dagegen weist der noch

landwirtschaftlich genutzte Boden einen

relativ hohen und in der Eschauflage konstanten pH-Wert von 5,0 auf.

Ein vergleichbarer pH-Wert ist für den Plaggenesch für die

Zeit bis zu seiner teilweisen Aufforstung wahrscheinlich. Besonders die in einer relativ kurzen Zeitspanne stattgefundene extreme Versauerung in dem oberen Bereich der aufgeforsteten Eschauflage

kann

trotz

der

versauerungsfördernden

Fichtenstreu

nicht als natürlich angesehen werden. Die in der Tabelle der bodenkundliehen Kenndaten aufgeführten hohen S04-Gehalte und ihre dominierende Stellung in dem. gelösten Anionenpool unterstützen die Vermutzung, daß hauptsächlich antbropogene Depositionen für die Versauerung des Bodens verantwortlich sind.

Hierfür spricht

auch die deutlich erkennbare Beziehung, die zwischen der S04- und der Al-Konzentration der Bodenlösgung (GBL) besteht. Offensichtlich werden überwiegend H-Ionen der Schwefelsäure durch Reaktionen

des

hier

vorherrschenden

Al-Puffersystems

unter

Freisetzung von Al abgepuffert. Neben den seit langem bekannten chemischen und physikochemischen Veränderungen führt die Säurepufferunq auch zu starken Veränderungen Tabelle

am Mineralbestand dargestellte

extrem versauerter

Mineralbestand der

Böden.

Sand-

Der

und

in der

Schluff-

-215-

Fraktionen des grauen Plaggeneschs

setzt

sich größtenteils

aus

Quarzen, Alkalifeldspäten und Muscoviten zusammen. Die Bilanzierung dieser Minerale zeigt für alle Korngrößenfraktionen (> 2

~m)

des Feinbodens deutliche Abnahme der Silicatgehalte in dem extrem sauren

oberen Abschnitt

(El-Horizont)

der

Eschauflage.

In

den

letzten 130 Jahren haben hier die Muscovitanteile der SchluffFraktionen um 35 bis 70 % und die Alkalifeldspatanteile um 30 bis 45 % abgenommen. Auch der Tonmineralbestand zeigt starke säurebedingte Veränderungen.

So ist der Anteil stark quellbarer

smectitischer Minerale

mit Übergängen zu röntgenamorphen Tonbestandteilen im E-Horizont sehr hoch (s.a. Beitrag U. Frank in diesem Band).

-216Profil lfr.

3

Bodentyp: Ort: Bodennutzung: Datum der Profilaufnahme: Jahr der Aufspülung: Profil lfr.

Auftragsboden (Salzmarsch ähnlich) Riepster Hammrich Keine 29.07.1987 1983

4

Bodentyp: Ort: Bodennutzung: Datum der Profilaufnahme: Jahr der Aufspülung:

Auftragsboden (Kalkmarsch ähnlich) Riepster Hammrich Acker 20.07.1987 1968

Lage der Profile:

Profilbeschreibungen: Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cm)

3.1

zY/A/Go

0-20

3.3

zY/Gr

ab 20

hellrötlichbrauner (5 y R 5/6), stark humoser, schwach schluffiger Ton, kohärent-subpolyedr., naß, gut durchwurzelt schwarzblauer (2,5 y N 3/), schwach schluffiger· Ton, kohärenter Ton

-2174.1

jY/Ap

0-25

4.2

jY/Gol

25-45

4.3

jY/Go2

45-80

4.4

jY/Gr

80-90

4.5

IIfAp

ab 90

dunkelbrauner (10 y R 2/2), stark humoser, mittel toniger Lehm, subpolyedrisch, nach unten dichter werdend, gut durchwurzelt graubrauner (10 y R 5/2), humoser, mittel toniger, Lehm, polyedrisch, Schrumpfrisse, hellbraune (5 y R 5/8) Rostflecken, durchwurzelt, sedimentationsbedingte Schlufflage in 35 cm Tiefe dunkelolivbrauner (2,5 y R 3/1), mitteltoniger Lehm, Prismengefüge, Schrumpfrisse bei 75 cm, ab 60 cm Grundwasser dunkelgrauer (7,5 y R 3/2), schwach schluffiger Ton, kohärent fossiler A-Horizont einer Moormarsch

Bodenkundliehe Kenndaten

Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cml

Korngrößenverteilung

Wassergehalt

(%)

mS

fS

gU

mU

-

-

-

-

-

-

01

01

12

21

15

50

02 01 02

09 05 09

18 19 17

16 21 13

13 10 11

42 44 47

fU

T

TRD (g/cm3)

Na Cl (g/kg)

(%)

---------------------------------------------------------------------0-10 00 03 13 20 14 49 145,02 0,60 9,2 3.1 3.2 3.3

zY/A/Gol zY/A/Go2 10-20 >20 zY/Gr

4.2 4.3 4.4

Y/Gol Y/Go2 Y/Gr

25-45 45-80 80-90

Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cm)

176,31 195,94

0,47 0,43

28,9 35,9

63,49 83,96

0,86 0,74

0,1 0,2 1,6

---------------------------------------------------------------------0-25 02 08 19 16 12 43 46,77 1,03 0,1 4.1 Y/Ap

pH Carbonat (%) (H20) (CaC12)

-

Corg (%)

Fed

-

Feo lg/kg)

Feo/Fed

--------------------------------------------------------------------7,8 9,3 3,9 0-10 7,6 16,0 17,0 1,06 3.1 3.2 3.3

zY/A/Gol zY/A/Go2 10-20 >20 zY/Gr

7,8 7,8

7,7 7,7

8,9 10,5

3,5 3,9

19,8 20,2

18,1 18,5

0,91 0,92

4.1 4.2 4.3 4.4

Y/Ap Y/Gol Y/Go2 Y/Gr

0-25 25-45 45-80 80-90

7,6 7,7 7,7 7,5

7,0 7,1 7,2 7,2

7,2 6,9 7,2 6,2

4,1 3,4 4,0 4,3

17,8 17,9 16,4 18,2

14,2 13,9 14,7 14,6

0,80 0,78 0,90 0,80

Pr. nr.

Hor.

KAK

Ca/Mg

3.1 3.2 3.3

zY/A/Gol 0-10 zY/A/Go2 10-20 zY/Gr >20

173 364 392

8,2 15,0 17,4

132 158 167

246 327 311

332 363 346

1,9 2,1 1,9

4.1 4.2 4.3 4.4

Y/Ap Y/Gol Y/Go2 Y/Gr

0-10 25-45 45-80 80-90

1,9 2,3 5,3 23

2,3 3,0 3,7 6,3

36 45 45 44

290 274 283 354

Tiefe (cm)

Austauschbare u. gelöste Kationen ----------(mmol IA/kg)----------Na K Mg Ca

311 306 282 307

8,1 6,1 6,3 8,0

-218Der an der·Emsmündung liegende Emder Hafen ist einer ständigen, natürlichen Versandung und Verschlickung ausgesetzt. Zur Gewährleistung des Hafenbetriebes ist eine kontinuierliche Unterhaltungsbaggerung erforderlich. Die jährlich anfallenden Schlickmengen (4-5 Mio. m3) werden seit 1954 unweit des Emder Hafens auf vorwiegend Niedermoor- bzw. Moormarschböden des Riepster Hammrichs (ca. 4000 ha) zwischen Emden und Riepe aufgetragen. Die in 2, 5 Jahren bis zu 50 mal überschlickten Flächen werden 3 Jahre nach Beendigung der Maßnahme begrüppt. Nach nochmals 3 Jahren wird von einem Lohnunternehmer Sommergerste eingesät. Nach weiteren 4 Jahren werden die Flächen dräniert und der landwirtschaftlichen Nutzung zugeführt. Folgende Zielsetzungen verfolgt:

wurden

neben

der

Schlickentsorgung

- Schaffung leistungsfähiger Ackerstandorte. - Gesundung der landwirtschaftlichen Betriebe durch Umkehrung des Gründland-Ackerlandverhältnisses. - Regelung der Entwässerung bis zur vollen Beherrschung des -

Wasserhaushaltes. Verbesserung der inneren Verkehrslage durch Ausbau des Wege-

netztes. - Beseitigung des Splitterbesitzes durch Flurneuordnung. Die untersuchten Böden (Profil 4 und 5) besitzen einen hohen Schluff- und Tonanteil, der Mittel-Feinsandanteil ist gering und die Grobsandfraktion fehlt gänzlich. Diese Körnung ist typisch für die im Riepster Hammrich aufgespülten Böden. Ausnahmen bilden Bereiche, die sich in der Nähe des ehemaligen Spülkopfes befinden. Dort kam es sogar zum Absatz von Grobsand. Je nach Jahr der Aufspülung und somit Alter der Böden (Profil 3 4 Jahre und Profil 4 19 Jahre alt) besitzten sie unterschiedliche Eigenschaften, an denen wesentliche Prozesse der Marschbodenentwicklung erkennbar.werden. Der junge Boden (Profil 3) zeichnet . sich durch das Fehlen eines Ah-Horizontes aus. Der Gr-Horizont

-219beginnt bereits vorherrschend.

in

20

Dagegen

cm Tiefe. ist

Ein

kohärentes

beim älteren Boden

differenzierte Horizontierung ausgebildet. ist

im Oberboden

vorhanden.

Mit

Gefüge

{Profil

4)

ist eine

Ein Subpolyedergefüge

zunehmender

Bodentiefe

treten

polyedrische und prismatische Gefüge mit Schrumpfrissen auf, während der unterste Bereich des Auftrags durch ein Kohärentgefüge gekennzeichnet ist. Der

junge Boden weist sehr hohe Wassergehalte

zunehmender Tiefe noch zunehmen.

auf,

Umgekehrt verhält

es

die mit sich mit

dem Trockenraumgewicht. Der ältere Boden weist dagegen niedrigere Wassergehalte sowie niedrigere Trockenraumgewichte auf. Mit zunehmender Tiefe sind die Eigenschaften des ähnlich denen des

jungen Bodens.

Die

älteren Bodens

im Vergleich

zum älteren

Boden höheren Carbonatgehalte und vor allem die engeren Ton/Carbonat-Verhältnisse im jungen Boden deuten auf eine geringere Entkalkung hin.

Die

Bodenreaktion

ist

alkalisch. Ein schnelles Absinken des Pufferkapazität verhindert.

in beiden

Böden schwach

pH-Wertes wird durch die

Die Salinität ist im jungen Boden hoch. Mit zunehmender Bodentiefe treten höhere Salinitäten auf.

Vorherrschendes > 70 %. Auch beim nimmt die Salinität mit zunehmender Bodentiefe zu, Gehalte wesentlich niedriger als beim jungen Boden Bodenlösung ist Natrium mit

Kation in der älteren

Boden

wenngleich die sind. Dominie-

rendes Kation der Bodenlösung ist Ca mit > 50 %. Die KAK ist in den beiden untersuchten Böden hoch. Unterschiede in den Gehalten austauschbarer und in Lösung befindlicher Kationen verdeutlichen wiederum den verschiedenen Entwicklungsstand beider Böden.

Während

im

jungen Boden meistens

Na domi-

niert, gefolgt von Ca, bestehen beim älteren Boden in der Folge Ca > Mg > Na

=

K

abnehmende Kationengehalte. Daraus ergeben sich

auch die unterschiedlichen Ca/Mg-Verhältnisse von 1,9-2,1 im jungen und 6,1-8,0 im älteren Boden.

-220Neben hoher potentieller Fruchtbarkeit weisen Schlicke aus Hafenbecken und entsprechend auch die daraus aufgespÜlten Auftragsböden hohe Gehalt~ an Schadstoffen, insbesondere Schwermetalle, auf. Um den Grad der Schwermetallbelastung abschätzen zu können, wurden die Sedimentproben (Schlick) aus dem Emder Hafen als auch Proben der landwirtschaftlich genutzten Auftragsböden des Riepster Hammrichs laufend untersucht. Neben eigenen Untersuchungen wurden weitere Untersuchungen von der LUFA Oldenburg im Auftrag des Niedersächsischen Hafenamtes Emden und des Wasserund Bodenverbandes Emden-Riepe durchgeführt. Die Schwermetalldaten aus dem Emder Hafen, die in den Jahren 1986 bis 1988 entnommen wurden, liegen unter den Grenzwerten der Klärschlammverordn~ng von 1991.

Tabelle 1: Schwermetallgesamtgehalte in den Profilen 3 und 4 Tiefe (cm)

------------(mg/g)-------~--------

zY/A/Go1 zY/A/Go2 zY/Gr

0-10 10-20 >20

99,69 99 ,"32 91,87

198,77 193,11 205,09

0,36 0,30 0,33

20,82 43,27 18,26

105,68 86,80 85,85

Y/Ap Y/Go1 Y/Go2 Y/Gr

0-10 25-45 45-80 80-90

106,84 98,84 96,88 89;04

256,70 217,99 217,80 203,22

0,42 0,47 0,40 0,34

24,76 24,98 23,12 22,55

96,87 93,03 95,73 89,02

Pr. nr.

Hor.

3.1 3.2 3.3 4.1 4.2 4.3 4.4

Cr

Zn

Cd

Cu

PB

------------------------------------------------------------

Wie

die

Profile

Tabelle 1 zeigt, gilt dies auch für 3

und

4

und

darüber

hinaus

auch

die für

dargestellten die

anderen

aufgespülten Böden des Riepster Hammrichs. Die Werte der Klärschlammverordnung werden - abgesehen von Blei und Chrom in wenigen Fällen - nicht überschritten.

-221Tabelle 2: Vergleich der Schwermetallgehalte der Böden im Untersuchungsgebiet mit anderen Spülfeldern, mittleren Gehalte, geogene Gehalten und den Gehalten der Klärschlammverordnung.

Cu Zn Cd Pb Ni Cr Hg -------------(mg/kg}--------------237

1238

268

45

90

8,7

mittlere Gehalte in ausgewählten Marschböden (Herms et.al., 1984}

26

117

0,95

52

20

32

0' 13

geogener Ausgangsgehalt (Lichtfuß & Brümmer, 1981}

16

94

0,4

30

21

59 (0' 2}

Abf. Klär.V. 1991

60

200

1,5

100

50

100

mittlere Gehalte in 20 Spülfeldern Emden-Riepe (Nds. Hafenamt Emden, Bodenu. Wasserverband Emden-Riepe}

192

0,43

75

35

74

15

13

22

9

2,1

1,5

44

1,3

2,0

1,1

2,5

1,7

1,3

4,4

mittlere Gehalte in Hamburger Spülfeldern (Herms et. al., 1984}

Anreicherungsaktoren Harnburg Emden-Riepe

9,0

1 0,87

Damit weisen die Auftragsböden des Riepster Hammrichs wesentlich geringere

Schwerrnetallgehal te

aus

als

andere

aufgespülte

Böden

aus Hafensedimenten. So sind die Schwermetallgehalte in Auftragsböden aus Sedimenten des Harnburger Hafens zum Teil mehr als 10 x höher als in denen des Riepster Hammrichs (Tabelle 2}. Allerdings

zeigt

Auftragsböden des

der Vergleich Riepster

der

Harnrnrichs

Schwermetallgehalte mit

der

diskutierten geogenen

Backgroundwerten (Tabelle 2}, daß auch hier eine Schwermetallanreicherung vorliegt.

-222Profile Nr.

5 und 6

Bodentyp: Ort: Bodennutzung:

Unreife Seemarsch oder Salzmarsch Deichvorland, südliche Leybucht Profil 5 intensiv beweidet (~2 Rind/ha, begrüppt) Profil 6 unbeweidet, begrüppt Profil 5: Mai 1989, Profil 6: Juli 1990,

Datum der Profilaufnahme: Lage der Profile:

Bodenkundliebe Kenndaten Pr. nr.

Hor.

5.2 5.3 5.4

Korngrößenverteilung gU fs mfV

Tiefe (cm)

gmS

zGro zGor zGr

-20 -50 >50

0 0 0

3,8 4,2 6,9

34,1 22,1 20,6

32,1 36,2 33,8

30,0 37,5 38,7

1,03 0,88 n.b.

57 64 n.b.

6.2 6.3 6.4

zGo zGor zGr

-30 -45 >45

0 0 0

0,9 5,.8 4,3

22,0 34,5 23,7

32,2 24,8 27,5

44,9 34,9 44,5

0, 71 0,82 0,83

70 66 n.b.

Pr. nr.

Hor.

Tiefe (cm)

5.2 5.3 5.4

zGro zGor zGr

-20 -50 >50

7,5 7,5 7,6

6.2 6.3 6.4

zGo zGor zGr

-30 -45 >45

7,8 7,7 7,5

T

TRD PV (g/cm3) (%)

------------------------------------------------------------------16,7 -6 0 0,9 43,2 39,2 5.1 zA/Go 0,78 67 -------------------------------------------------------------------7 0,8 14,9 35,3 49,0 6.1 zA 0 0,58 76

------------------------------------------------------------------pH Carbonat (%) (H20)

Corg (%)

N Fed Feo (%o) ---g/kg--

12,5 10,3 11,7

2,7 2,8 2,9

2,6 2,7 2,6

11,2 15,7 9,6

11,5 19,9 10,9

10,9 8,9 9,6

3,3 2,3 2,7

3,1 2,0 2,4

15,6 13,5 11,0

8,4 10,4 8,4

---------------------------------------------------------6 7,4 12,8 3,8 5.1 zA/Go 4,1 13,5 15,9

---------------------------------------------------------7,9 4,7 -7 11,6 4,7 14,2 6.1 zA 9,0

-223Im südlichen Bereich der Leybucht wurden 1980 vom Staatlichen Amt für Insel- und Küstenschutz (Norden) auf einer ungefähr 30 ha großen Fläche, die vom Deich zur MTHW-Linie ca. 800 m lang ist, Versuchsfelder mit unterschiedlichen Bewirtschaftungsformen (Beweidungsintensität und künstlicher/natürlicher Entwässerung) eingerichtet. Diese Flächen dienen seitdem verschiedenen zoologischen, botanischen, hydrologischen und bodenkundliehen Untersuchungen. Hier vorhandene Böden sind unreife und auch unentwickelte Seemarschen oder Salzmarschen. Sie sind aus schluffig-tonigen Sedimenten aufgebaut, wobei die seenahen Böden charakteristischerweise geringere Tongehalte aufweisen (30-40 %) als die Böden näher am Deich (35-55 %) • Bodenkundliehe Untersuchungen wurden 1989 im Rahmen eines BMFT-Verbundprojektes in Zusammenarbeit mit weiteren Forschungseinrichtungen begonnen. Es wurden bereits 9 Jahre nach Einrichtung der Versuchsfelder nutzungsinduzierte Unterschiede in charakteristischen Bodeneigenschaften festgestellt. Mit dem Profil 5 wird der Boden einer intensiv beweideten und mit Profil 6 einer unbeweideten Parzelle vorgestellt. Beide Standorte sind in ihrer Entfernung von der MTHW-Linie und Höhe über MTHW vergleichbar. intensiv beweidet, begrüppt

I' ' ' "4 ' "

-200 0 10

-100

0

100

........... •.;-~.::··/--

200

: "~'

---------

Eh {mV) 300 400 -------

Hor.

X

n

Ai Go

179

10

Gro

-23

10

I

Gor

136

10

I

Gr

-84

10

.. j

20 30 40

.·+-.

~

50 60

Tiefe

(cm)

70

.I·

~

so unbeweidet~ begrüppt -200

-100

0 I

I

or' 10 ..... 20

...

.50 40

3

·~

100

200

Eh (mV) 300 400

X

n

Ah

360

10

Go

222

10

23

10

151

10

. . . ~· 'i:;.·. ·:·.'_i.'1

Hor.

I

Gor

50 ... 60

Tiefe

70

Gr

....

(cm) so~~----------------------_1____________ Abb. 1: Tiefenfunktion der Redoxpotentiale in Abhängigkeit von der Bewirtschaftungsform (Dez. 1990)

-224Kf

(cm/ .. c) 0,1 ~----------------------------------------~

X (n=1\J) 0,01

0,001

0,0001

0,00001

Ah

Go

Gor

unbeweldet, begrüppt

Ai Go

Gro

Gor

1nten•iv tMwe1det, begrüppt

Abb. 2: Wasserleitfähigkeit in dem Profil der unbeweideten und der intensiv beweideten Versuchsfläche

Im wesentlichen unterscheidet sich der Boden des beweideten Standortes (Profil 5) von dem des unbeweideten Standortes (Profil 6) durch: - die Gefügeform des Oberbodens. Sie ist kohärent bis polyedrisch statt subpolyedrisch bis krümelig, - eine höhere Trockenraumdichte bis in 20 cm Tiefe (s. Tabelle), - ein geringes Porenvolumen innerhalb des gleichen Profilabschnitts (s. Tabelle), niedrigere Redoxpotentiale. In 7-20 cm Tiefe hat sich eine auch morphologisch erkennbare bildet (s. Abb. 1),

Reduktionszone

(Gro-Hori~ont)

ausge~

- eine geringe Wasserleitfähigkeit in dem gesamten Profilverlauf (s. Abb. 2), - einen meistens höheren Salzgehalt, schlechtere Dränung dieses liegt die

Bodens.

Ionenkonzentration der

zeitlichen Schwankungen.

zurückzuführen auf die Auf beiden Flächen unter-

Bodenlösung starken

jahres-

In der Regel ist sie in den nieder-

schlagreichen Herbstmonaten am niedrigsten, steigt infolge der Überflutungen in den Wintermonaten deutlich an und erreicht in den trockenen Sommermonaten (s. Abb. 3),

(erhöhte Evaporation)

ihr Maximum

- einen bis in 20 cm Tiefe um 10-15 Gew.% niedrigeren Tongehalt (s.

Tabelle).

Offensichtlich führt der höhere Pflanzenbewuchs

der unbeweideten Fläche während der Überflutungen zu einer selektiven Tonablagerung.

-225-

unbeweidet, begrüppt

mmol IÄ/1

400

..----

300

505

280

240

251

225

200 160

160

155 115

100

87

0 3/90

7/90

12/90

7/91

4/91

intensiv beweidet, begrüppt

mmol IÄ/1

·oor

358

525 512

300 270 255

200

11m

~-

200

180 156

148

100

0

3/90

1111

Na

[[] Mg

4/91

12/90

7/90

0

Ca



K

[!l3 Cl

Wd;! S04

I

Abb. 3: Jahreszeitliche Veränderungen im Ionengehalt der Gleichgewichtsbodenlösung in Abhängigkeit von der Bewirtschaftungsform

Literaturhinweise

-226-

Fastabend, H., v. Raupach, F., 1961: Zur Kenntnis der Plaggenböden in Nordwestdeutschland. Geologisches Jahrbuch, 78, 139-172. Frank, U., Gebhardt, H., 1990: Weathering of silicates and destruction of clay minerals as a consequence of severe soil acidification. 14th Int. Congr. of Seil Science, Kyoto, VII, 6065. Frank, u., Gebhardt, H., '1991: Datierung und Quantifizierung jüngerer Versauerungs- und Mineralverwitterungsprozesse in forstlich genutzten Eschböden Nordwest-Deutschlands. Mittlg. Dtsch. Bedenk. Gesellsch., 66/II, 1081-1084. Frank, U., Gebhardt, H., 1991: Transformation and destruction of clay minerals caused by recent streng acidification. Proc. 7th Euroclay Conf., Dresden, 1. 369-374. Giani, L., Gebhardt, H., 1986: Verlust landwirtschaftlich wertvoller Flächen ~ Am Beispiel des Nutzungswandels des 'Plaggeneschs' in der Gemeinde Bad Zwischenahn, Verhandl. Gesellschaft für Ökologie, 14, 203-210. Giani, L., Giani, D., 1990: Characteristics of a marshland soil built up from marine and peat material. Geoderma, 47 (1-2), 151157. Giani, L. , Massau, c. , Sehröder H. , Unger, s. , 1990: Initiale Bodenbildung · aus marinen Sedimenten in Lysimeterversuchen. z. Pflanzenernähr. Bedenk., 153, 183-189. Giani, L., 1992: Entwicklung und Eigenschaften von Marschböden im Deichvorland. Habilitationsschrift, Universität Oldenburg. Herms, U., Scheffer, B., Bartels, R., 1984: Schwermetallgehalte in Böden und Pflanzen von Hafenschlick-Spülfeldern, Fachseminar Baggergut, Harnburg (ISSN 0177-1191). Kloke, A., 1980: 80 Orientierungsdaten für tolerierbare Gesamtgehalte einiger Elemente in Kulturböden. - Mittlg. VDLUVA, 1-3, 911. Lichtfuß, R., Brümmer, G., 1981: Natürlicher Gehalt und anthropogene Anreicherung von Schwermetallen in den Sedimenten von Elbe, Eider, Trave und Schwentine, Catena, ~. 251-264. Mu~tafa, M., 1987: Versalzungserscheinung der Binnengewässer und des Grundwassers am Beispiel der Krummhörn und Emden-Riepe Niederung, STAWA-Aurich.

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1974:

20

Jahre Ober-

Niedersächsisches Hafenamt Emden, Wasser- und Bodenverband EmdenRiepe, 1989: Oberschlickung Emden-Riepe, Untersuchung von Schlick und Boden.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

227-230

(1992)

Die Bedeutung der organischen Substanz für die Phosphatadsorption und Phosphatverfügbarkeit in Böden von

GERKE, J.*l

Einleitung Die Posphatlöslichkeit wird in sauren und neutralen Böden vielfach durch Ad- und Desorptionsreaktionen an Fe- und Al-Gruppen kontrolliert. In umfangreichen Untersuchungen wurde dabei eine positive Beziehung zwischen C0 r und der P Adsorption gefunden (Harter, 1969; Mizota et al.,19~2), die wesentlich auf die höhere P Adsorptionskapazität von Huminstoff-Fe(Al) Gruppen (Gerke und Hermann,1992; White und Thomas,1982) im Vergleich zu amorphen Oxiden (Gerke und Hermann,1992), oder kristallinen Fe-Oxiden (Torrent et al.,1990) zurückgeführt werden kann. Auch wird durch Anionen wie z.B. organische Säuren oder Silikat die Kristallisation amorpher Verbindungen verhindert (Schwertmann et al.,1986), so daß die reaktive Oberfläche größer bleibt. Dies erklärt nach Borggard et al.(1990) den indirekt fördernden Einfluß des Corg auf die P Adsorption. Ruminstoffe als wesentlicher Anteil des stabilen C0 r in Böden können andererseits durch Ligandenaustausch diesselbgn Adsorp= tionsplätze wie Phosphat belegen und dadurch die P Adsorption reduzieren (Yuan,1980; Sibanda und Young, 1986). In Abhängigkeit von den dominierenden Prozessen kann die organische Substanz die P Adsorption also erhöhen oder erniedrigen. Im Folgenden werden Versuchsergebnisse zur P Adsorption an Fe-Oxid mit und ohne Huminstoffzusatz dargestellt und die Bedeutung für die Phosphatverfügbarkeit diskutiert. Material und Methoden Amorphes Fe-Oxid wurde durch Einstellen einer 10 mM FeC1 3 -Lösung auf pH 6 hergestellt. Die Suspension wurde nach 12 Stunden mehrfach dekantiert und nachgewaschen. Zwei Teile wurden mit einer Huminstoffsuspension ( bei pH 10.5 aus einem Humuspodsol extrahiert) versetzt und auf pH 4 oder pH 7 eingestellt. Die Suspensionen alterten bei 2o·c. In Zeitabständen wurden aus den Suspensionen Proben entnommem, die für P Adsorptionsmessungen verwendet wurden. Die Messungen wurden bei pH 6.2 in 0.01 M cac1 2 durchgeführt, um die Vergleichbarkeit zu gewährleisten. Nach 4 Stunden Alterung wurde auch die Adsorption von Ruminstoff an Fe-Oxid bei pH 4 und pH 7 untersucht. Die Huminstoffkonzentration wurde über die Messung der Extinktion bei 400 nm, die P Konzentration photometrisch nach Murphy und Riley bestimmt. Ergebnisse und Diskussion Die Huminstoffadsorption an Fe-Oxid ist nach 4 stunden bei pH 4 deutlich stärker als bei pH 7 (Abb. 1).Dies Ergebnis steht in Einklang mit den Ergebnissen von Bartoli et al. (1992) für Ruminstoffe und decken sich auch mit den Ergebnissen für

*

Inst f.Agrikulturchemie,von Siehold Str.6,3400 Göttingen

-228Malat (Stumm et al.,l985). Die bei niedrigem pH verstärkte Adsorption der Säuren sollte dazu führen, daß die P Adsorption an re-Oxid durch Ruminstoff bei pH 4 stärker reduziert wird, als bei pH 7. Dies ist aber nicht der Fall (Abb.2). Huminstoffzusatz reduziert nach einem Tag Alterung die P Adsorption deutlich, aber bei pH 7 mehr als bei pH 4 (Abb. 2). Dies lässt sich damit erklären, daß Huminstoff-Fe Komplexe schon nach einem Tag in größeren Anteilen bei pH 4 gebildet wurden, nicht aber bei pH 7. Es wurden also neue P Adsorptionsoberflächen geschaffen, die der kompetitiven Reduktion der Adsorption durch Ruminstoffe entgegenwirkten.

~x~xpH4

(

!" /t·------" ~ 60

"'

E -

X

t!.pH7

:q 20 E I

"

Q 0

4

8 12 16 20 Gleichgewichtskonzentration (mg/LI

24

Abb.l: HumiDstoffadsorption an Fe-OXid nach 4 Stunden Equilibrierungszeit. 350 Cl> u_

~o~oFe-Ox•d x Fe ~x stoif:.'dpf~~m,n-

_

a_

j '" lf·~ E

0

0

. . .:·

" - - - - - - - - - - " Fe-O

o
d

Id. so II 0

0

100

200

300

1--...o>

400

Gleichgewichtskonzentrotion I JJmol P/L I

Abb. 2: P Adsorption an Fe-OXid und Fe-OXid mit Huminstoffzusatz bei pH 4 und pH 7 einen Tag gealtert.

-229Kurzfristig reduziert der Ruminstoffzusatz die P Adsorption insbesonbere im unteren Bereich der Adsorptionskurve. Im weiteren Verlauf der Alterung der Suspensionen wurde durch Ruminstoffe die P Adsortion erhöht, während die Adsorption an FeOxid abnahm. Dies wird durch qie Veränderung des P Adsorptionsmaximums nach Langmuir dokumentiert (Tab. 1).

Tab.1: P Adsorptionsmaximum von Fe-Oxid mit und ohne Ruminstoff in Abhängigkeit von der Zeit der Alterung Adsorbens

Reaktionszeit (Tage) 1

Fe-Oxid/ Ruminstoff pR 4

260

7

199

56

161

1

256

7

233

28

286

56

294

1

289

7

299

28

314

56

333

Fe- Oxid

Fe-Oxid/ Ruminstoff pR 7.

Adsorptionsmaximum (~o~mol Pjmmol Fe)

Es zeigt sich, daß sich in den Varianten mit Ruminstoffzusatz das Adsorptionsmaximum im Zeitverlauf erhöht, während es für die FeOxid Suspension abnahm. Dabei ist das Adsorptionsmaximum in der Mischung bei pR 4 zu jedem Zeitpunkt höher, als bei pR 7. Die Richtung des Einflusses von Ruminstoffen auf die P Adsorption ist also wesentlich von der Reaktionszeit abhängig. Damit lassen sich möglicherweise Widersprüche zur Rolle der organischen Substanz auf die P Adsorption klären.

-230Huminstoffe sollten also in Böden nach diesen Ergebnissen längerfristig die P Adsorption erhöhen und damit die P Verfügbarkeit verringern. Dem stehen jedoch mindestens 3 weitere bis jetzt nicht betrachtete Faktoren gegenüber. Die Höhe des P Adsorptionsmaximums sagt noch nichts über die Bindungs~tärke aus, mit der P an Huminstoff-Fe Gruppen oder an FeOxid gebunden ist. Zum anderen können Huminstoff-Fe(Al)-P Komplexe in Lösung gehen und damit eine zusätzliche Form darstellen, in der P zur Wurzel transportiert wird. Dabei wird die Löslichkeit durch den pH beeinflußt und auch durch niedermolekulare organische Säuren massiv erhöht (Gerke,1992}. Auch hohe Konzentrationen an P in in Düngungsbändern erhöhen offenbar in zwei Oxisolen mit hohen Gehalten an pyrophosphatlöslichen (org. komplexierten) Fe und Al die Löslichkeit von Huminstoff-P Spezies stark (Scherer u. Werner, Poster, präsentiert zur VDLUFA Tagung,1992). Huminstoffe erhöhen die Mobilisierbarkeit von Phosphat schließlich auch dadurch, daß der Effekt von Komplexbildnern auf die P Löslichkeit im Boden erhöht wird. So desorbiert z.B Citrat mehr P aus Huminstoff-Fe-P Komplexen, als aus Fe-Oxid-P Komplexen. Diese Beispiele verdeutlichen, daß die komplexen Wechselwirkungen zwischen anorganischen und organischen Bodenphasen zur Veränderung der"Phosphatverfügbarkeit und Mobilisierbarkeit führen. Die daran beteiligten Reaktionen sind bis heute weder qualitativ noch quantitativ ausreichend geklärt. Durch Huminstoffe wird langfristig die Phosphatadsorption erhöht, kurzfristig eher reduziert. Andererseits stellt Humi-nstoff-P unter bestimmten Bedingungen wichtige Spezies der Bodenlösung dar, und erhöhen damit die Beweglichkeit des Phosphates im Boden. Literatur

Bartoli et al.(1992), J. Soil Sei., 43,47. Borggard et al.(1990}, J. Soil Sci.,41, 443. Gerke (1992), Z. Pflanzenernähr. Bodenk.,155,339. Gerke u. Hermann (1992), z. Pflanzenernähr. Bodenk.,155,233. Harter (1969), Soil Sei. Soc. Amer. Proc.,33,630. Mizota et al. (1982), Geoderma,27,225. Schwertmannet al.(1986}. In: Huang, Schnitzer (Hrg.), Interactions of soil minerals with natural organics and microbes. SSSA, Maidison. Sibanda u. Young (1986}, J. Soil Sci.,37,197. Stumm et al. (1985). In J. Dreyer (Hrg.), The chemistry of weathering. D. Reidel, Dorderecht. Torrent et al. (1990), Soil Sei. Soc. Am. J., 54, 1007. White u. Themas (1981), Fert. Res., 2,159. Yuan (1980}, Soil Sei. Soc. Am. J., 44, 951.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

231-234

(1992)

Bindung von Schwermetallen durch modifizierte Goethite von J. Gerth

1. Problemstellung Schwermetalle werden in Böden besonders stark durch Eisenoxide gebunden. Diese seit langem bekannte Tatsache war Anlaß für zahlreiche Untersuchungen mit dem Ziel, die Bindungsmechanismen aufzuklären. Wegen seiner starken Verbreitung in Böden wurde dazu häufig reiner synthetischer Goethit verwendet. Wenig beachtet wurde bisher, daß Goethit in der Natur in unterschiedlichen Kristallgrößen und -formen vorkommt und außerdem Fremdionen enthalten kann, die durch isomorphen Ersatz des Fe ~-zentralions in den Oktaedern fest in die Struktur eingebaut sind. Neben Al, das bis zu ca. 1/3 des Fe ersetzen kann (1], werden auch verschiedene andere Metalle durch isomorphen Ersatz in die Goethitstruktur inkorporiert (2]. Dabei kommt es je nach Unterschied zwischen dem Ionenradius (IR) des Fe ~-Ions (IR 64.5 pm) und des inkorporierten Fremdions zu mehr oder weniger starken Veränderungen der Elementarzelle und der Oberflächeneigenschaften (3]. 3

3

In vorliegender Arbeit wurde die pH-abhängige Sorption von Co, Ni, Zn, Cd und Pb sowie Arsenat durch verschieden modifizierte Goethite untersucht. Reiner Goethit wurde in den Kristallmodifikationen leistenförmig (längliche Kristalle, ca. 300 nm lang, spez. Oberfläche: 62 m2 /g) und sternenförmig (sechsarmige Sterne, ca. 2 ~m Durchmesser) hergestellt. Die Kristalle des sternenförmigen Goethits (spez. Oberfläche: 20 m2 /g) weisen Mikroporen (ca. 1 - 2 nm) und damit innere Oberflächen unbekannter Größe auf. Als Modelle für strukturell stark veränderte Goethite wurden ein Cd 2 ~- und ein Pb 4 ~-substituierter Goethit mit jeweils 4 bzw. 2 Mol% isomorphem Ersatz als leistenförmige Kristalle synthetisiert. Durch Inkorporation des Cd ~-Ions (IR 95 pm) wird die größte Veränderung der Elementarzelle pro Mol% Fremdion erzielt (3]. Dabei werden wahrscheinlich auch die Abstände zwischen den Hydroxyl-Gruppen an der Oberfläche gegenüber reinem Goethit stark verändert. Durch Einbau des Pb ~-Ions (IR 77.5 pm) in die Goethitstruktur wird neben einer vergrößerten Elementarzelle zusätzlich eine permanente positive Ladung (in diesem Fall: 10 ~mol/g) erzeugt. Unter natürlichen Bedingungen kann der Einbau von Cd 2 ~ in die Goethitstruktur als möglich angesehen werden. Dagegen erfolgt der Einbau von Pb ~ in die Goethitstruktur nur unter hochalkalischen Reaktionsbedingungen. 2

4

4

2. Vergehensweise Die Goethite wurden aus Fe(N0 3 ) 3 -Lösungen hergestellt. Die Synthese der leistenföriuigen Kristalle erfolgte durch Titration mit NaOH bis pH 7 und anschließender Lagerung des Fällungsproduktes in 0.5M NaOH bei ~0°C. Sternenförmige Kristalle entstehen, wenn das Fällungsprodukt in 70°C warme 0.5M NaOH überführt

-232und bei dieser Temperatur ebenfalls mehrere Tage gelagert wird. Zur Herstellung substituierter Goethite wird die Ausgangslösung mit dem jeweiligen Fremdion entsprechend dotiert. Die Metallsorption wurde im Bateh-Verfahren bei zwei Schüttelzeiten (16 h und 14 d), einer konstanten Anfangskonzen6 tration von 10- M und einer Goethitkonzentration von 2 g/1 in 0. 1M Ca ( N03) 2 untersucht. Zur Bestimmung einer pH-Sorptionskurve wurden bis .~u 14 Sorptionsexperimente bei unterschiedlichem pH vorgenommen. Beim Arsenat wurde die Anfangskonzentration zwischen l0·- 6 und 10- 3 M variiert. Außerdem wurde 0 .1M NaN03 als Begleitelektrolyt gewählt. Die Konzentrationsbestimmung erfolgte durch Einsatz von Radionukliden. 3. Ergebnisse Schwermetallsorption durch reine Goethite: Die pH-abhängige Schwermetallsorption. nimmt innerhalb eines engen pH-Bereichs von 0 auf 100% in Form einer für alle Metalle fast gleichförmigen, sigmoiden Kurve zu. Die Lage dieser Kurven auf der pHAchse läßt sich mit Hilfe des pH-Wertes bell 50%iger Sorption (pH,.o) beschreiben und korreliert eng mit der Neigung der Metalle zur Bildung von Hydroxokomplexen. Dabei nimmt der pH,.oWert mit Zunahme der ersten Hydrolysekonstanten (K 1 =ML/M.L) ab. So verläuft z.B. die Sorptionskurve von Pb (logK1=6.3) im Bereich tieferer pH-Werte (pH 50 für leistenf. Goethit bei 16 h: 4.4) als die für Cd (logK 1 =3.9) ermittelte Kurve (pH 5 o: 6.4), d.h. Pb wird z.B. bei pH 5 unter den gewählten Bedingungen zu ca. 90%, Cd dag·egen nur zu 4% sorbiert. Beim leistenförmigen Goethit steigt der sorbierte Anteil von Co, Ni, Zn und Cd mit Zunahme der Schüttelzeit von 16 h auf 14 d an. Die pH,.o-Werte nehmen bei den vier Metallen um ca. 0.2 pH ab. Dagegen wird die Position der Pb-Sorptionskurve nicht verändert, so daß Pb nach 16 h und 14 d Schüttelzeit gleich hohe sorbierte Anteile in Abhängigkeit vom pH aufweist. Beim sternenförmigen Goethit steigt die Bindung von Co, Ni, Zn und Cd in Abhängigkeit.von der Reaktionszeit stärker an als beim leistenförmigen Goethit. Die pH,. 0 -Werte nehmen um ca. 0.4-0.7 pH ab. Auch beim Pb wird die pH-abhängig~ Sorption zwischen 16 h und 14 d Reaktionszeit um 0.3 pH-Stufen in den Bereich tieferer pHWerte verlagert. Dieser Effekt ist auf die Diffusion der Metall-Ionen einschließlich des Pb 2 +-Ions in die Mikroporen der sternenförmigen Goethitkristalle zurückzuführen. Die weniger stark ausgeprägte zeitabhängige Zunahme der Sorption von Co, Ni, Zn und Cd durch den leistenförmigen Goethit wird wahrscheinlich durch eine Diffusion der Metalle in Feinstporen hervorgerufen, die so bemessen sind, daß besonders große Ionen wie Pb 2 + (IR 118 pm) nicht eindringen können. Schwermetallsorption durch Cd-Goethit: Die pH,. 0 -Werte für Ni nach 16 h (5.9) und 14 d (5.7) sind fast identisch mit den beim reinen leistenförmigen Goethit ermittelten Werten. Die Sorptionskurven des Ni 2 +-Ions (IR 70 pm) haben bei beiden Goethiten den gleichen Verlauf. Beim Pb treten, wie beim reinen Goethit, keine zeitabhängigen Effekte auf. Die Sorptionskurve verläuft

-233jedoch bei deutlich höheren pH-Werten ( pH 5 0 reiner Goe. 4. 4; Cd-Goe. 4.7), so daß z.B. bei pH 5 statt 90% (reiner Goe.) nur noch 70% in sorbierter Form vorliegen. Die durch Cd-Substitution in der Goethit-Struktur bedingten Veränderungen der Oberfläche (z.B. im Abstand der OH-Gruppen) erschweren die Sorption des sehr großen Pb 2 +-Ions. Dagegen wird die Bindung von Co (pH 5 o(l6 h) reiner Goe. 5.9; Cd-Goe. 5.2) und insbesondere Zn (pH".o(16 h) reiner Goe. 5.6; Cd-Goe. 3.1) stark erhöht. Die ZnSorption nimmt zwischen pH 3 und pH 4.5 von 8 auf 95% zu. Die Co-Sorption steigt zwischen 16 h und 14 d noch relativ stark an, so daß sich der pH 5 0 -Wert von 5.2 (16 h) auf 4.3 (14 d) verringert. Als Ursache für die starke Bindung beider Metalle durch Cd-Goethit können metallspezifische Eigenschaften und spezifische Bindungspositionen an der Oberfläche dieses strukturell stark veränderten Minerals angenommen werden. Wahrscheinlich handelt es sich dabei um "Löcher", in die nur kleine Ionen hineinpassen. Das Zn 2 +-Ion koordiniert sich vorzugsweise tetraedrisch und weist in dieser Koordination einen relativ kleinen IR von 60 pm auf. Das Co 2 +-Ion (IR 73.5 pm) wird wahrscheinlich nach Adsorption und Stabilisierung durch OH-Gruppen an der Oberfläche durch Luft-02 (Versuchsgefäße enthielten 10 ml Suspension und 10 ml Luft) zu dem sehr viel kleineren Co 3 + (IR 52.5 pm) oxidiert und gelangt erst in dieser Form an die hochspezifischen Bindungsstellen. Dabei ist die Oxidation der geschwindigkeitsbestimmende Schritt. Dies wird auch daran erkennbar, daß die Bindung von Co langsamer verläuft als die von Zn. Im Gegensatz zu Ni und Pb sind Zn und Co kaum durch 1M HN03 (15 min) extrahierbar. Die Bindung von Zn und Co hat daher den"charakter einer strukturellen Inkorporation. Schwermetallsorption durch Pb-Goethit: Die permanente positive Ladung dieses Goethits von 10 ~mol/g führt bei allen Metallen zu einer Verlagerung der Sorptionskurveri in den Bereich höherer pH-Werte um ca. 0.8 pH, d.h. bei pH 6 verringert sich z.B. die Co- und Ni-Sorption von 55% beim reinen Goethit auf ca. 10% beim Pb-Goethit. Die Zn-Sorption ist nur oberhalb pH 5.6 geringer als beim reinen Goethit. Unterhalb dieses pH-Wertes wird Zn vom Pb-Goethit zu höheren Anteilen gebunden. Dieser Effekt deutet auf die Gegenwart hochspezifischer Bindungsplätze ("Löcher") hin, die bei tieferem pH und geringerer Oberflächenbelegung die Sorption von Zn bestimmen. Sorption 'von Arsenat: Bei einer Anfangskonzentration von 10- 6 M ergeben sich Hinweise auf eine Diffusion von Arsenat in die Mikroporen des sternenförmigen Goethits. Gebundenes Arsenat ist bei diesem Material trotz seiner geringen Oberfläche von 20 m2 /g am wenigsten durch 1M NaOH (1 h) extrahierbar. Bei höheren Konzentrationen ist dieser Effekt jedoch nicht mehr zu erken~ nen. Die verschiedenen Goethite weisen bei unterschiedlicher Oberfläche nahezu gleiche Sorptionsmaxima von ca. 3 ~mol/m 2 (pH 5) auf. Lediglich der Pb-Goethit mit permanenter positiver Ladung bindet mit 5 ~mol/m 2 (pH 5) deutlich mehr Arsenat. Dabei wird gegenüber reinem Goethit wesentlich mehr Arsenat

-234-

zusätzlich gebunden als dem positiven Ladungsüberschuß entspricht (10 ~mol/g Ldg. und zusätzlich 180 ~mol/g Arsenat). 4. Schlußfolgerungen Durch Verwendung von mikroporösen und strukturell modifizierten Goethiten lassen sich folgende Vorgänge bei der Sorption verschiedener Schwermetalle und Arsenat aus wässriger Lösung verdeutlichen: -Diffusion in Mikroporen poröser Kristalle -Diffusion von Co, Ni, Zn und Cd in Feinstporen, in die Pb nicht hineinpaßt -hochspezifische Bindung von Zn und Co durch strukturell stark modifizierten Cd-Goethit -Verminderung der Sorption von Co, Ni, Zn, Cd und Pb durch permanente positive Ladung in Pb-Goethit -Erhöhung der Arsenat-Sorption durch permanente positive Ladung in Pb-Goethit. Gezielt modifizierte Goethite können damit wesentlich zum Verständnis von Oberflächenreaktionen, insbesondere der Adsorption und Festlegung von Schwermetallen durch Eisenoxide beitragen. 5. Literatur [1] Norrish, K. und Taylor, R.M. ( 1961): The isomorphous replacement of iron by aluminium in soil goethites. J. Soil Sei. 12, 294-306. [2] Kühne!, R.A., Roorda, H.J. und Steensma, J.J. (1975): The crystallinity of minerals - A new variable ·in pedogenic processes: A study of goethite and associated silicates in laterites. Clays Clay Mineral. 23, 349-354. [3] Gerth, J. (1990): Unit-cell dimensions of pure and trace metal-associated goethites. Geochim. Cosmochim. Acta 54, 363-371.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

235-.238

Mobilisierung von Ca Zf- und Cd U- Ionen aus Böden und Bodenkomponenten durch Tenside J. Gonzalez, A. Pohlmeier, H. D. Narres und M. J. Schwuger Institut für Augewandte Ph.vsikalische Chemie, Forschungszentrum Jülich (KfA), D-5170 Jülich Einleitung Tenside gehören zu den ammeist verbreiteten- und verwendeten organischen Chemikalien [1]. Durch zum Teil nur unzureichend gereinigte Abwässer BUS Industrie und Haushalten [2] gelangen sie in die Sedimente. Eine Verwendung von Klärschlamm Bls Düngemittel führt zu einem Eintrag von Tensiden in die Oberböden [2]. An der MinerBl-Elektrolyt-Grenzfläche treten sie in Wechselwirkung mit essentiellen und tox i sehen KB t i onen. 21 Dieser Beitrag beschreibt die Mobilisierung von Ca 21 - und Cd - Ionen aus Böden und Bodenkomponenten ( Parabraunerde, Ca-Bentonit, Kaolin und Aluminiumoxid) durch kBtionische, anionische und nichtionische Tenside. Material und Methoden Folgende Böden und Bodenkomponenten werden Ferwendet: Sorbentien

PBrBbraunerde ( Ah) PBrabraunerde ( Bt) CB-Bentoni t KBolin Aluminiumoxid

CEC [meq/lOOg} 4,6 7,0 90,0 7, 1 0,1

BET [m 2/g] 10,8 19,2 73,3 13, 7 7,9

Huminstoffe [%} 2,1 0,6

-

StBndort, bzw. FirmB Jiil i eh Jülich Südchemie Fluka Keramitech

TBb. 1: Kenndaten der verwendeten Böden und Bodenkomponenten Für die Mobilisierungsexperimente werden folgende Tenside verwendet: Cetylbenzyldimethylllmmoniumchlorid (CBDMACl), Cetylp,vridiniumchlorid (CPCl), DidodecyldimethylBmmoniumbromid (DDDMABr), HexBdecyltrimethylammoniumbromid (HTMABr), NatriumdodecylsulfBt (NaDS) und Triton-X-100. Sämtliche ChemikBlien werden von der Firma FlukB AG mit einer Reinheit ) 98% geliefert (AusnBhme: Triton-X-100, technisches Produkt). CB /+- und Cd 21 - Mobilisierungsexperimente werden nBch dem Batch- Verfahren durchgeführt. Die Suspensionen werden 24 h bis zur Gleichgewichtseinstellung geschüttelt und 30 min. bei 20000 U.p.M. zentrifugiert. Die Metallanalyse erfolgt mittels AAS, die TensidBnBlytik durch Photometrie und 2-PhBsentitrBtion [3].

-236Ergebnisse und Diskussion Abb. 1. zeigt ein Beispiel für den Austausch von kationlschem Tensid (DDDMA 1 ) gegen Ca 21 • Parabraunerde, Ober- bzw. Unterboden weisen ein ähnliches Ca Zl_ Mobilisierungsverhalten auf, während aus Ca-Bentonit deutlich weniger Ca Zl mobilisiert wird. Ca •· mobilisiert 110 -• (moll g(

30r-------------------~----.

~

Parabraunerde A

+

Parabraunerde B

+

Ca - Bentonit

10 ~

OL_--L-~--~---L---L--~

0102030405060 Zugesetzte Tensidmenge 110-6 (mollg)

Abb. 1: Ca 21 - Mobilisierung aus verschiedenen Böden und Bodenkomponenten durch DDDMA 1 Der Austausch von Nährstoffionen gegen kationische Tenside verläuft stöchiometrisch, d.h. ein A·quivalent DDDMl vermag nur ein Aquivalent an Caz1 (Mg 21 ) auszutauschen (Abb. 2.). Dabei kommt dem Einfluß der Tensidstruktur nur eine untergeordnete Rolle zu: Sowohl die aromatischen Kationtenside, CBDMA1 und CP 1 , als auch die aliphatischen Tenside, DDDMA 1 und HTMl, zeigen ähnliche Mobilisi,erungseigenschaften. Entscheidend ist die Bifunktionalität-der kationischen Tenside, -eine positiv geladene Kopfgruppe und ein hydrophobes Molekülgerüst -, welche zu einer starken Bindung an derlOberfläche führt. Ca •·- Mobilisiert I 10 -• lmollg)

25r-----------------~~-----.

..,.

CBDMA.CI-

-<>-

CP.CI4

DDDMA BrHTMA •er-

~

OL______ L_ _ _ _ _ _ _ L __ _ _ _

o

ro

~----~

60 so Zugesetzte Tensidmenge I 10 -•(mollg) ~

Abb. 2: Ca 21 - Mobilisierung aus Ca-Bentonit durch verschiedene Tenside

. -237Abb. 3. zeigt die Mobilisierungseigenschaften von (mit 50 mg/kg Cd 21 dotiert~r) Parabraunerde ( B1-Horizont) durch verschiedene Tensidklassen. Nur kationische Tenside vermögen Cd 21 durch einen Ionenaustauschmechanismus zu mobilisieren. Dabei werden sie quantitativ an der Mineraloberfläche adsorbiert und sind in der Gleichgewichtslösungnicht nachweisbar. Triton-X-100 adsorbiert wesentlich schwächer an Parabraunerde durch van der Waals-Wechselwirkung zwischen hydrophoben Molekülbereichen und Mineralober fläche. Dabei findet keine Cd 21 - Mobilisierung statt. Anionische Tenside bilden mit Cd 21 ein schwerlösliches Salz, Cd(DS) 2, es erfolgt also eine Cd 21 - Immobilisierung durch Präzipitation.

Cd 2 ./10- 9 [mol/ gl 10.---------~--------~-------

-€G

G

8

DDDMA •er-

-B-

Triton-X-100

..,;;-.

Na+ OS-

Ci

0

6

Die Parabraunerde ist mit 7

4,5•10- mol/g (50 mg/kg)

4

an Cadmium dotiert. 2

L

L.

OL_______

z

z

L __ _ _ _ _ _L __ _ _ _ _ _L __ _ _ _

0

z

~

2 4 6 8 Zugesetzte Tensidmenge /10- 5 [mollgl

Abb. 3: Cd 21 - Mobilisierung aus Parabraunerde durch verschiedene Tensidklassen

.4bb. 4 zeigt ein stark unterschiedliches Mobilisierungsverhalten von Cd 21 - Ionen 1 aus verschiedenen Bodenkomponenten durch das kationische Tensid DDDMA • 21 Parabraunerde und Ca-Bentonit sind tonmineralhaltige Sorbentien, Cd wird daher bevorzugt in den Zwischenschichten adsorbiert. Die spezifische Ionenaustauschkapazität bei Kaolin und Aluminiumoxid ist dagegen um mindestens eine Größenordnung geringer [4], die Austauschplätze bestehen aus Hydroxylgruppen an den Mineraloberflächen. Somit wird für diese Mineralien ein größerer Anteil der Austauschplätze von Cd 21 besetzt. Damit resultiert für den Cd 21 - Austausch gegen DDDMl an Kaolin und Aluminiumoxid eine größere Wahrscheinlichkeit als bei den tonmineralhaltigen Bodenkomponenten.

-238-

Cd 2 ·-Mobilisiert /10 - 6 1mol/gl 100

~

Aluminiumoxid

""'"

Kaolin

-l<-

Ca-Bentonit

+

Parabraunerde B

~

Parabraunerde A

chichtsilicate und Böden sind mit 4,5•10

-l

mol/g

50 mg/kg) ari Cadmium otiert. 1

~----J_--~

0

1 2 3 4 5 6 Zugesetzte Tensidmenge /10- 5 lmol/gl

Abb. 4: Cd 21 - Mobilisierung aus verschiedenen Böden und Bodenkomponenten durch DDDMA 1

Zus81IJJI1enfassung 1. Kationische Tenside mobilisieren essentielle Ionen im stöchiometrischen Verhältnis, dabei adsorbieren sie quantitativ. Es ist kein wesentlicher Einfluß der Tensidstruktur auf die Mobilisierung essentieller Ionen nachweisbar, entscheidend ist die Bifunktionalität der Tenside. 2. Nur kationische Tenside vermögen Cd 21 in analytisch nachweisbaren Mengen zu mobilisieren, während nichtionische keinen, und anionische Tenside einen Immobilisierungseffekt aufweisen.

Literatur 1. E. Klumpp, B.S. Struck, M.J. Schwuger; Nachr. Chem. Tech. Lab., 40, 428 (1992) 2. G. Täuber; Tenside, Surfactants, Detergents 25, 2 (1988) 3. A. R. Hoffmann, W.W. Böer, U.W-G. Schwarz; Fette, Seifen, Anstrichmittel 78, 367 (1976) 4. J. Garcia-Miragaya, R. Cardenos, A. L. Page; Water Air and Soil Pollution, 27, 181 (1986)

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

239-242

(1992)

Spezifische Interaktionen von nitroaromatischen Substanzen mit Tonmineralien Stefan Haderlein und Rene Schwarzenbach• Ejplejtune

In Böden und Grundwasserleitern mit geringem Gehalt an organischer Substanz können Mineraloberfachen eine entscheidende RoHe für Transport und Transformationen von organischen Umweltchemikalien spielen. Zur Zeit existieren jedoch nur für wenige Substanzkassen (z.B. N-heterozyk!ische Aromaten, Alkylammonium-kationen, aliphatische and aromatische Karbonsäuren) mechanistische Modellvorstellungen zur Beschreibung der Adsorption an Mineraloberflächen. In dieser Arbeit wurde das Adsorptionsverhalten einer Vielzahl von substituierten Nitrobenwien und Nitrophenolen an mineralischen Oberflächen eingehend untersucht. Nitroaromatische Substanzen (NAS) werden in großem Umfang als Industrie- und Agrochemikalien eingesetzt, z.B. als Sprengstoffe, als Zwischenprodukte für die Herstellung von Farbstoffen und Pestiziden oder direkt als Insektizide und Herbizide. Hohe Produktionsmengen und vielfältiger, zum Teil unkontrollierter Einsatz haben zu einer weiten Verbreitung von NAS in der Umwelt geftihrt, besonders in Böden und Grundwasser. Experjmentelles

Als Sorbentien wurden Siliziumoxide, Aluminium(hydr)oxide sowie homoionische Tonmineralien (Kaolinit, lllit und Montmorillonit) verwendet (Tab. 1). Die Auswahl der Mineralien erfolgte unter zwei Hauptgesichtspunkten: zum einen sollten die Sorbentien möglichst homogene und gut definierte Oberflächen aufweisen, um dadurch eine prozeßorientierte Interpretation der Adsoptionsexperimente zu ermöglichen. Andererseits sollten sie repräsentativ sein für wichtige mineralische Oberflächen in natürlichen Böden und Aquiferen. In Batchexperimenten wurde der Einfluß von physikalischen und chemischen Systemparametern (Temperatur, pH, Ionenstärke und -Zusammensetzung der Gleichgewichtslösung) auf die Adsorption der nitroaromatischen Substanzen (NAS) untersucht. 5pez.Oberfläche (m2 a·1l

KAK (pH 4)

foc

lmmol/ 100 g)

(%)

Kaolinit

12(H20)

3

0.06

10~

70 (H20)

16

0.12

820 IGivceroll

120

0.11

5orbens

Tonminerale

Montmorillon~

IHrsJr)Oxide (y-AI(OH)3)

2.8 (N2)

<0.01 <0.01

6-AI203

96 (N2)

5102

380 (N2)

5102

2.5(~)

0.032

-

<0.01

* Eidg. Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und Gewässerschutz (EAWAG), CH-6047 Kastanienbaum und CH-8600 Dübendorf.

-240Ergebnjsse upd DjskPMiop Aluminium(hydr)oxide wiesen keine meßbare Affinität für NAS auf, während an Siliziumoxiden schwache Affinitäten festgestellt wurden. Unter den untersuchten Festphasen erwiesen sich jedoch Tonmineralien mit Abstand als die wichtigsten Sorbentien. Unterschiedliche Feststoffkonzentrationen hatten keinen Einfluß auf die Ergebnisse der Adsorptionsversuche und die Adsorption an den untersuchten Sorbenden erwies sich für alle organischen Sorbanten als schneller und vollständig reversibler Prozeß. Hydrophobe Adsorption von NAS an Si02 und an Na+-, H+-, Ca2+-, Mg2+-Tone

Tonmineralien, an denen stark hydratisierte Kationen adsorbiert waren, wiesen für NAS ähnlich schwache Affmitäten auf wie Siliziumoxidoberflächen. Abb. 1 zeigt eine Lineare Freie Energie (LFE)-Beziehung von oberflächennormierten Adsorptionskonstanten (i.e. KminWerte, L m-2) (aromatischer und aliphatischer) organischer Substanzen mit deren OktailoVWasser-Verteilungskonstanten (Maß für die Hydroph,obie). Als Sorbentien dienten Tonminerale, Siliziumoxide und Sandböden mit sehr geringem Gehalt an organischem' Kohlenstoff. Die offenen Kreise symbolisieren eigene Daten, vorwiegend NAS adsorbiert an stark hydratisierte Kaolinite und ergeben zusammen mit Literaturdaten eine signiilkante Korrelation zwischen log Kmin und log Kow- Hydrophobe Wechselwirkungen, d.h. die Tendenz aus der gelösten Phase zu entweichen, dominieren offenbar die Sorption an stark hydratisierten Mineraloberflächen. Dabei spielt die Art der Oberfläche für alle repräsentierten organischen Substanzklassen offenbar nur eine untergeordnete Rolle. Spezifische Adsorption vonNAS an NH4+ -, K+-, Rb+- und Cs+-Tone

Ein völlig anderes Bild ergibt sich für die Adsorption von NAS an Tonmineralien, an denen schwach hydratisierte Kationen wie z.B. Nl4+-, K+-, Rb+ -oder Cs+ adsorbiert sind. Abb. 2 zeigt, daß hier kein Zusammenhang von Adsorptionakoilstanten und Hydrophobie feststellbar ist. Starke spezifische Interaktionen zwischen NAS und den Toomineraloberflächen dominieren die Adsorption. Für viele NAS lagen die gemessenen Peststoff/Wasser Verteilungskonstanten
-241Kationenaustausch und somit auch die Adsorption von NAS fmden an den Siloxanflächen von Kaolinit statt, deren H~drationszustand gemäß Abb. 4.6a und 4.6.b die Affmitlit fl.lr Nitroaromaten bestimmt. Cs -Kaolinit ist am schwächsten hydratisiert und erlaubt daher die stärkste Annäherung der NAS an die Siloxanfläche. Sukzessiv stärkere Hydratisierung der Siloxan-Kavitliten (in Rb+ bis NRt+-Kaolinit) vergrößert den Abstand zwischen adsorbierten NAS und den Sauerstoffionen an der Oberfläche, respektive erhöht die Energiebarriere für NAS, welche durch etwaige Verdrängung von hydratisierten Wassermolekülen überwunden werden muß.

Substituenteneinflüsse und SorptionsmecJumjsmus Abb. 5 zeigt, daß Art und Position von Substituenten einen starken Einfluß auf die l2, -CN, -CHO, -COCH3). Dinitrophenole, Dinitroberizole aber auch Dinitronaphtaline besitzen daher besonders hohe Affinitliten zu Cs+-Kaolinit. NAS mit Substituenten in para-Stellung zur N02-Gruppe weisen durchwegs die höchsten l
Einfache Abschätzungen zeigen, daß solche EDA-Komplexe mit schwach hydratisierten Tonmineralien auch in natürlichen Systemen einen signifikanten Einfluß auf den Transport von NAS (und möglicherweise auch anderer aromatischer e·-Akzeptoren) haben können (siehe Haderlein 1992). Eine genaue Kenntnis des Adsorptionsmechanismus ist unerläßlich für die Entwicklung quantitativer Struktur-Adsorptivitlits-Beziehungen.. In Vorversuchen wurde abgeklärt, daß oberflächenspektroskopischen Messungen (insbesondere CIR-FTIR) in den untersuchten Tonmineralsuspensionen erfolgreich eingesetzt werden können und wertvolle direkte Rückschlüsse auf den Adsorptionsmechanismus zu erwarten sind.

Literatur Ein ausfürliebes Literaturverzeichnis fmdet sich bei: Haderlein, S.B. (1992): Die Bedeutung minelaliscber Obezflllcben für die Mobilitllt von substituierten Nitropheno1en und Nitrobenzolen in Böden Und Grundwassec. Dias. ETH Nr. 9744. Haderlein, S.B, Schwarzenbach, R.P. (1992): Adsorption of Substilited Nilrobenzenes and Nitropil(:no1s to Minelai Surfaces, accepled for publication in Environ. Sei. Technol.

·2

5



log Kmin • ·5.33 + 0.40 • log Kow 2 R • 0.89

c;

5

~

~

J

~

~

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C>

e,oKaollnlt a

Slllzlumoxlda



Bordan Sand MontmoriUonlt

A

0

1

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2

4

3 log

6

5

3

10000 ~ R< • 0.99

..f

<10

max. Adsorplionskapazlll (30 mmol ~g·1)

NOz~NOz

80 Kaolin~:

<10

~

100

d.

~

l

20

max. Adaolpllonskapaz~l1 (8.7 mmol kg·1

1000

A ~

30

NO,

ll

10

1 !!.

10

"I .1 1 ·400

~

200

300

600

<100

600

NHA+

r

·380

K+

'*' ·360 I

Rb+ I

.."

-340

14000

I

-:2

II

NO.

J)

I

d. 100

50-il

0

~

NO,

NO,

6

cP. 0 II 0 Cl

·positronbf''''

·'· SUbstituent

1,5-0NN

~

-~oo

II

4-~

4.u.-NB

'V

I

·320

1 ·300

mol)

Abb. 4: Korrelation von Hydrationsenergie und Sorptionskonstanten für homoionische Kaolinite

Abb.3: Sorptionsisothennen von 1,3,5-Trinitrobenzol an K+-Tonen

:f' J!

A •



700

.)Xaq) (j1111DI 1·1)

150J

I.~

~

AGhydr dar adsooblanan Kationen (kJ

100

5

100000

50

Ull:

120

4

Abb. 2: Spezifische Adsoqition von NAS an schwach hydratisierte Kaolinite

;r

l

2 log Kow

200

1!

1

0

Kow

Montmor1llonll: max. Adsolptionskapallll (210 mmol kg·1)

160

••

·1

Abb. 1: Hydrophobe Adsorption an stark hydratisierte Oberflächen

j

-

••• ••• J.··· • •' • • •• • •• • • • • •

-6

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• • •• • •

2

.9



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3

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1'01' ~f' '·'' 'lUft •••

•••

•••

,,,,

N<'>oot·

NC'>oot

NC'>oot

NC'>ootill

Abb. 5: Einfluß von Substituenten auf die Adsorption von NAS an Cs+-Kaolinit

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

243-246

(1992)

Mineralveränderungen holozäner Staubeinträge eines norddeutschen Hochmoores von K.-G. Hartmann,H.-P. Blume, E. Kalk u. H. Lange Universität Kiel Gegenwärtig werden in deutsche Böden Stäube anthropogenen und natürlichen Ursprungs eingetragen. Letztere sind teils gröberkörnige lokale Einwehungen benachbarter Böden, teils feinerkörnige ferntransportierte Stäube vor allem der Sahara (Reiff et al. 1986, Littmann et al. 1990). Entsprechende Einträge erfolgten in der Vergangenbei t und könnten für die Bodenentwicklung von Bedeutung gewesen sein. Auskunft über die Intensitäten und Mineralarten solcher Erträge könnte die Untersuchung datierter, aufgewachsener Hochmoorschichten geben, (sofern die Minerale später nicht nennenswert verwitterten). Im folgenden soll über eine entsprechende Untersuchung an Bohrkernen des Dosenmoores bei Neumünster auszugsweise berichtet werden. Dabei wurden der Torf schichtweise mittels 35% H2 o 2 bei 60" c oxidiert, die Siltfraktionen phasenoptisch und polarisationsmikroskopisch und die Tonfraktion röntgengraphisch untersucht (Einzelheiten s. Hartmann 1992). Abb. 1 sind Alter und Eigenschaften der Torflagen zu entnehmen, Abb. 2 die in den Torfschichten gefundenen Mineralmengen. Im Mittel der letzten 360 Jahre waren 2,8 g je m2 im jährlichen Aufwuchs enthalten, davor nur 0,6-1,4g. Die Mengen der Fraktion < 611m, die nennenswert ferntransportiertem Staub entstammen dürften, nehmen mit zunehmendem Schichtalter stark ab. Die 35. Probe enthielt die geringsten Sandmengen: ältere Schichten könnten bereits Wassersedimente enthalten; die höheren Mengen der jüngeren korrespondieren demgegenüber mit Kulturpflanzenpollen, so daß wohl Ackernutzung eine Sandumlagerung begünstigte (die sehr hohen Mengen der Probe 15 korrespondieren nach Hingst, 1980, mit dem Nachweis einer benachbarten dichten Besiedlung der vorrömischen Eisenzeit). Die Tonfraktion enthielt viel Quarz, während sich Tonminerale in den jüngeren, hingegen nicht mehr in den älteren Torfen nachweisen ließen (Tab. 1). In rezenten saharabürtigen Stäuben Mitteleuropas wurden die gleichen Tonminerale sowie z. T. der (leicht verwitterbare) saharaspezifische Palygorskit festgestellt (Tab.1). Der größere Anteil der eingetragenen Tonminerale, vor allem der älteren Schichten, dürfte verwittert sein. Auch im Grobschluff dominiert der relativ verwitterungsstabile Quarz (Tab. 2): Vom älteren subatlantikum zum Atlantikum zunehmende Quarz- und abnehmende Glimmeranteile könnten durch

-244Torfart Humifizierung

10

Cf)

c

C"

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~

~

-""'

~

-

pH r!-1 Alter b.p. Tiefe in an 3.2 13.4

1 -3

3.2 26.0 1000

100

1 -3

3.3 25.2 1540

200

1 -3

3.3 25.4 2360

300

3-5

3.4 24.7 3110

400

3-5

3.6 24.9 4450

500

6-8

4.6 25.6 5770

600

5.4 25.9 6500

700

20

30

g/1

40

~

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Abb. 1: Humifizierungsgrad, pH- und rH-Werte, Lagerungsdichten sowie Alter (n. 14 c-Datierungen seitens W. Dörfler und H. Willkomm sowie .Pollenanalysen seitens A. Schuschan und H. Usinger, alle Univ. Kiel) eines Dosenmoorprofils

Tab. 1: Mineralbestand der Fraktion 2~m verschiedener Torflagen des Dosenmoores (Mittel mehrerer Entnahmetiefen) sowie rezente Stäube Zeitalter

Alter Quarz b.p.

seit 1180 Subatl ant. Subboreal Atlantik.

-

rezenter saharastaub +++ stark,

Feldspat

lit

Kao- Smec- Chlo - Poly- röntgenIimit tit rit gorskit amorph

I!-

-

+++ +++ +++ +++

+ + + +

+ + +

++ + +

Relff +++ et a!. Li tmann +++ et aL Hartmann +++

+

++

++

+.

++

++

++

++

++

++

-

++

++

-

+

770 2550 4450 5770

++mäßig,

-

++ + +

-

-

+ kaum vertreten, - nicht nachweisbar

++

++ ++· ++· ++

-245-

2.8 2.6 2.4 2.2

1,8 1,6

1,4

1,2

0.8

0.8 0.4 0.2 0

Probe Tiefe Alter b.p.

I

'•'

~I

360

V ~· •,qM,I ',' V V lf 1 '.' 'l V '.' 111 10 · 100 300 200 1000 2360 1540

c:J

~

200 • 630 pm

'.' '•'

~!

'1 't'

~· ·~ '.'

20 400

3110

V y ... •,• y '•' \' 30 500 4450

ITIZZl

60-200pm

6 - 60 pm

·~

... ,, \' '.' ... 'I '.' ', 40

600 5770 ...

<6pm

Abb. 2: Mittlere Mineralmengen der Kornfraktionen ·des jährlichen Torfzuwachses (im g;m2)

Tao- 2: Mineralbestand der FraKtion 20 - 63 ~m verschiedener Torflagen des Dosenmoores (Mittel mehrerer Entnahmetiefen) sowie eines (wenig verwitterten) Talsandes (Angaben in % der Fraktion) Zeitalter

Alter

Quarz

Feldspat

63

23 20 25 16

b_ Pseit 1180

- 770

Suoatl antSubboreal Atlantik

- 2550 30 - 4450 43 - 5570 58

Talsana (kaum ver-

46

21

Phyllo- Opal 1 l silicate 0_7 4.7 1.9 2.2 14

Schwermin.

sonstiges 2 l

4.3 24 9.5 5_2

0.7 1.0

o_g

9.0 21 20 18

Q_7

4.0

14

wittert)

1) und amorphes SiO, , 2) u. a. opake Min., wachsungen

Konkretionen, Gesteinsreste, Ver-

-246zunehmende Verwitterung verursacht sein, die · besonders hohen Quarz- und niedrigen Glimmeranteile des Jüngsten hingegen dadurch, daß der Eintrag benachbarten Podsol-Gleyen entstammt und bereits vor der Erosion stärker verwitterte. Die geringen Unterschiede in den Feldspatanteilen könnten darauf beruhen, daß verstärkte Verwitterungsverluste durch Gewinne aus den (mengenmäßig stark vertretenen) Sandfraktionen (Abb. 2) kompensiert wurden. Auch im Subatlantikum ist wohl viel Glimmer verwittert, da benachbarter Talsand als eine wichtige Sedimentquelle des Moores deutlich höhere Glimmeranteile und kaum (das Verwitterungsprodukt) Opal enthält (Tab. 2). Ein Teil der Verwitterungsprodukte dürfte durch Zugwasser lateral ausgetragen worden sein, vor allem aus dem locker gelagerten Weißtorf (Abb. 1). Derzeit gelangen ca. o, 4 gjm2 an Saharastaub jährlich nach Mitteleuropa (Littmann et al. i990). Die in der jüngsten Probe 2 ermittelten 0.75 gjm im Jahreszuwachs des Dosenmoores dürften demnach etwa zur Hälfte der Sahara entstammen. Das wären im gesamten Holozän unter der Voraussetzung ähnlicher jährlicher Mengen ca. 5 kg/m2, d. h. ein hoher Anteil der in norddeutschen Böden aus Dünenund Talsand enthaltenen Tonund Feinsiltfraktion. Im Dosenmoor verwitterte der Hauptteil des eingetragenen Feinstaubs und trug damit (neben anthropogenen Stäuben sowie meeresbürtigem gelöst Eingetragenen) zur Nährstoffversorgung der Moorpflanzen bei. Literatur Hartmann, J. ( 199_2) : Stoffeinträge in schleswig-holsteinische Böden während des Holozäns. Schriftenr. Inst. Pflanzenern., Bodenkde. Univ. Kiel, Nr. 17 · Littman, T., steinbrücke, I., Gasse, T. (1990): African mineral aerosol desposition in West-Germany 1987-1989. Geoökodynamik 11, 163-189 Reiff, I., Forbes, G., Reynders, I., Spieksma, T. (1986): African dust reaching NW Europe. J. Climat., Appl. Meteorol. 25, 1543-1567

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

247-250

Zum Einfluß von Tensiden auf die Adsorptionseigenschaften von Tonmineralien gegenüber organischen Umweltchemikalien von

HEITMANN,H., E.KLUMPP, Th.RHEINLANDER, H.D.NARRES, M.J.SCHWUGER

Institut für Augewandte Physikalische Chemie (IPC), Forschungszentrum Jülich (KFA), Postfach 1913,5170 Jülich

Einleitung Tenside, die aus dem Verbrauch von Wasch- und Reinigungsmitteln stammen, stellen mengenmäßig den größten Stoffstrom an organischen Chemikalien dar, der in die Umwelt entlassen wird. Aus Gründen des vorsorgenden Umweltschutzes sind mögliche Wege, Wirkungen und der Verbleib dieser Stoffe eingehend zu untersuchen. Über Pflanzenschutzmittel-Ausbringung erfolgt ein großflächiger Eintrag der als Formulierungshilfsmittel eingesetzten Tenside direkt auf den Oberboden; ein weiterer Eintragspfad stellt die landwirtschaftliche Nutzung von Klärschlämmen(Kationtensid-Gehalte 3000-12000 mglkg) dar. Ähnlich wie bei den Pflanzenschutzmitteln und deren Abbauprodukten ist auch eine Verlagerung der Tenside in tiefere Bodenhorizonte nicht auszuschließen. Ihr Wirkungspotential, auch bei kleineren Konzentrationen, resultiert aus ihrer Fähigkeit, sich sowohl an hydrophilen als auch an hydrophoben Oberflächen stark anzureichern [1]. Demzufolge ändern sich grundsätzlich die Adsorptionseigenschaften von Bodenmineralen, und der Transport von organischen Schadstoffen im Boden wird beeinflußt. Der vorliegende Beitrag beschäftigt sich daher mit der Auswirkung von kationischen und nichtionischen Tensiden auf die Wechselwirkung zwischen nichtionischen organischen Chemikalien (Phenolderivate und Biphenyl)

und den aktivsten Tonmineral-Komponenten (Montmorillonit, Illit) des mineralischen Boden-

horizonts.

Material und Methoden Als Adsorbens wurden Ca-Bentonit (95% Montmorillonit, KAK=92 meq/lOOg, BET-Oberflliche= 73.6m2/g) von der Fa. Südchemie und lllit (KAK= 27 meq/lOOg, BET-Oberfläche= 36m2/g) von der Fa. Erbslöh verwendet. Die eingesetzten Tenside wurden von der Fa. Fluka geliefert. Als Modellschadstoffe wurden 2Naphthol, 4-Nitrophenol und Biphenyl der Fa. Merck verwendet. Vor den Adsorptionsuntersuchungen erfolgte eine Vorquellung des Bentonits über 24h. Die Suspensionskonzentration betrug, wenn nicht anders angegeben, lgll, die Temperatur 298"K und der pH-Wert der Schichtsilikatsuspensionen entsprach dem natürlichen

pH zwischen 5,5

und

6,5.

Zur

AufnaJune der

Adsorptionsisothermen

wurden

die

Gleichgewichtskonzentrationen mit konventionellen Techniken wie UV -Spektroskopie, Radiotracer und 2Phasen-Titration, jeweils nach Entfernung der Schichtsilikate mittels Zentrifugation, bestimmt. Für kinetische Untersuchungen ist die Zentrifugalion der Proben ungeeignet, da die Dauer der Abtrennung in der Größenordnung der Zeit für die Gleichgewichtseinstellung liegt. Aus diesem Grund wurde eine kontinuierliche Methode zur Abtrennung der Kolloide verwendet (2]. Die Messung der Adsorptionsenthalpie erfolgte in einem hochempfindlichen Titrationskalorimeter der Fa. Tronac, Modell 1250. Für die röntgendiffraktametrischen

-248-

Untersuchungen kam ein XRD 3000 Theta/Theta Diffraktometer der Fa..Seifert zum Einsatz. Weitere Einzelheiten der verwendeten Meßtechnik und Nomenklatudinden sich in [2,3).

Ergehnisse und Diskussion Die Adsorption des 4-Nitrophenols an Ca-Bentonit ist, wie Abb. I zeigt, ein langsamer Prozess, mit Halbwertszeiten in ·der Größenordnung mehrerer Stunden. Anstieg und Amplitude (Lage des Adsorptionsgleichgewichts) der Kinetikkurven nehmen jedoch deutlich zu, wenn Kationtensid im System enthalten ist. Wird die Schichtsilikatoberfläche mit Kationtensiden unterschiedlicher Hydrophobizität beladen (DTAB (Dodecyltrimethylammoniumbromid): eine einzige C12-Aikyi-Kette, DDDAB: (Didodecyldimethylammoniumbromid): )wei C12-Aikylreste), unterscheiden sich die Kurven nur in den adsorbierten Mengen. Das Gleichgewicht wird in beiden Systemen innerhalb von 30 Min. erreicht, d.h. der Mechanismus der Adsorption ist gleich, aber die adsorbierte Menge des Nitrophenols ist an stärker hydrophobiertem DDDA+-Bentonit deutlich größer. Den Einfluß der Tensidzugabe auf die Gleichgewichtszustände zeigt Abb.2 in Form von Adsorptionsisothermen für 2-Naphthol. Die Isothermen lassen sich in diesem Konzentrationsbereich gut durch Nullpunktgeraden beschreiben, was auf eine konstante Verteilung des Naphthols zwischen fester und flüssiger Phase hinweist (4]. Die Adsorption des 2-Naphthols steigt mit zunehmender Tensidheiadung (bezogen auf.die KAK) an, bis die Austauschkapazität erreicht ist. Bei noch höheren Tensidzugaben (600% der KAK) sinkt die adsorbierte Menge des 2-Naphthol wieder deutlich ab. Hydrophobe Volumenphasen(Mizellen) bilden sich jetzt in der Lösung, die dann mit den adsorbierten Tensidfilmen um die Schadstoffmoleküle konkurrieren, was zu einer Abnahme der eingelagerten, adsorbierten Schadstoffmoleküle führt (Wirkungsweise einer Bodenwäsche) [5). Die röntgendiffraktometrischen Untersuchungen geben weitere Informationen über den Bindungsort der Schadstoffe und über den Aufbau der Adsorbatschicht. Beim DTA+-Bentonit (100% der KAlt ausgetauscht) ist das Lückenvolumen zwischen den adsorbierten Tensidmolekülen groß genug [6], um die in den BentonitZwischenschichten interkalierten 4-Nitrophenolmoleküle aufzunehmen, so daß eine Schichtaufweitung durch 4-Nitrophenol nur bei großen adsorbierten Mengen festgestellt werden kann. Anders ist es beim DDDA+Bentonit. Hier führt die Adsorption des 4-Nitrophenols auch bei kleinen adsorbierten Mengen zu einer deutlichen Schichtaufweitung. Während die geringe Adsorptionswärme von Phenolen an hydrophilen Tonoberflächen kauni zu messen ist, wurden ·deutlich exotherme Enthalpien der Adsorption für ,4-Nitrophenol an Tensid-Bentonit Komplexen gefunden [7]. Dies ist ein weiterer Beweis dafür, daß die hydrophoben Wechselwirkungen ("hydrophobic bond") zwischen Tensidalkylketten und. aromatischem Anteil der Schadstoffmoleküle in diesen Adsorptionsprozessen von entscheidender Bedeutung sind. Neben den Kationtensiden bewirken auch die nichtionischen Tenside mit steigender Menge eine zunehmende Hydrophobierung der Schichtsilikatoberfulche, wodurch die Adsorption des hydrophoben Fungizids Biphenyl begünstigt wird (Abb.4.). Die auch an einem sehr schwach hydrophobierten Bentonit (10 J.UilOI Niotensidlg

-249-

adsorbierte Menge [mmol/g)

0,12,-----,--------,----,----,-----.,----,

0,1

Abb.l: Adsorptionskinetik des 4-Nitropbenols an Kationtensid/Bentonit Komplexen (Ausgangskonz.: 0,1 mmol/1 Nitropbenol)



adsorbierte Menge [10

0

mol/g)

10,-----------------.

10

20

30

50

40

60

Zelt (Min.]

j Abb.2: Adsorptionsisothermen von 2-Naphtbol an Cetyl-

_ 1

trimetbylammonium(CTA)-Illit mit zunehmender '"-~--_, Tensidheiadung (bezogen auf die KAK)

Schichtabstand [nm]

0

0.5

2

1.5

2.5

4

Glolchgowlchtekonz. (10- mol/l]

• Abb.3: Schiebtabstände von Kationtensid/Bentonit 2 , 4

*

Komplexen als Funktion der adsorbierten Menge

DTA-Bontonll

von 4-Nitropbenol

+

DDDA-Bontonlt

0,005

0,01

adsorbierte Menge [mol/g)

0,015

-250Bentonit) gemessene verstärkte Biphenyl Adsorption ist ein Indiz dafür, daß diese Effekte auch bei sehr kleinen (umweltrelevanten) Tensidkonzentrationen vorhanden sind.

adsorbierte Menge [pmol/g]

5,----------------------------,

+

c,.E.

[mmol/g] 4

0.3

Abb.4: Adsorptionsisothermen von Biphenyl an Bentonit in Gegenwart des Niotensids C 12E8

3

0.01

2

0

.I

o~ 0

4

6

8

10

Gleichgewichtskonzentration [pmol/1]

Die bisherigen Ergebnisse lassen sich wie folgt zusammenfassen: Durch die Adsorption von Kation- und Niotensiden wird die ursprünglich hydrophile Oberfläche der Schichtsilikate hydrophobiert; der Schichtzwischenraum des quellfähigen Montmorillonits wird aufgeweitet Die Adsorption von hydrophoben Umweltchemikalien wird am Tensid-Tonmineral Komplex verstärkt bzw. beschleunigt (Kinetik). Das Ausmaß der Verstärkung ist vom Hydrophobierungsgrad der Oberfläche abhängig. Sie steigt daher mit zunehmender Tensidbeladung, Tensidkettenlänge [7] und Anzahl der Alkyl-Ketten pro Tensidmolekül an.

Literatur [I] E. Klumpp, B.D. Struck, M.J. Schwuger; Nachr. Chem. Tech. Lab., !!Q, 428 (1992) [2] E. Klumpp, H. Heitmann, H. Lewandowski, M.J. Schwuger; Progress in Colloid and Polymer Sei., .82,181 (1992) [3] T. Rheinländer, E. Klumpp, M. Rossbach, M.J. Schwuger; Progress in Colloid and Polymer Sei. .82. 190 (1992) [4] J.-F. Lee, J.R. Crum, S.A. Boyd; Environ. Sei. Techno!., 2l. 1365 (1989) [5] E. Klumpp, H. Heitmann, M.J. Schwuger; Tenside Surf. Det.,

ZB.. 6 (1991)

[6] G. Lagaly, R. Witter, Ber. Bunsenges. Physik. Chemie, BQ, 74 (1982) [7] H. Heitmann; Dissertation, Univ. Dortmund (in Vorbereitung)

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

251-254

(1992)

Zur Cadmium-Adsorption an Goethit: Der Einfluss von Sulfat von Hoins, U. und H. Sticher+

1. Einleitung Sulfat wird zum einen für eine beschleunigte Kationenauswaschung (Uirich et al., 1980) und eine erhöhte Mobilität von Schwermetallen (Bingham et al., 1986) in Böden verantwonlich gemacht. Andererseits können sulfatadsorbierende Böden offensichtlich eine zusätzliche Kationen-Retention induzieren (Marcano Maninez und McBride, 1989). Für diese unterschiedlichen Beobachtungen sind entweder Komplexierungsreaktionen in der Lösung und/oder Wechselwirkungen an der adsorbierenden mineralischen Oberlläche verantwortlich. In dieser Arbeit wurde der Einfluss von Sulfat auf die Adsorption von Cadmium an Goethit unter definierten Bedingungen experimentell ermittelt und mit Modellrechnungen - dem sogenannten TripleLayer-Oberllächenkomplexierungsmodell (TLM) nach Hayes und Leckie (1987)- untersucht. Dieses mechanistische Modell berücksichtigt sowohl spezifische (innersphärische Oberflächenkomplexe) als auch unspeziflsche (ausserspärische Oberllächenkomplexe) Bindungen von Ionen.

2. Material und Methoden Der verwendete Goethit hat eine Oberlläche von 21.3g!m2. Die Konzentration reaktiver Oberllächenhydroxylgruppen beträgt 5.36·1Q-5MoVg und wurde in Rücktitrationsexperimenten nach Schindler und Karober (1968) bestimmt. Potentiometrische Titrationen unter N2-Atmosphäre bei verschieden Ionenstärken (NaN03-Salz) wurden durchgeftihn, um die TLM-Parameter und -Konstanten zu erhalten, welche die Säure-Base-Eigenschaften der Goethit-Oberlläche beschreiben (Tabelle 1). Die Adsorptionsexperimente wurden mit einem Dialysegerät (DIANORM, München) im Batchverfahren durchgeftihn (12.5g Goethit/1; 4 Stunden Equilibrationszeit; 21±1 °C}.Cadmium wurde mit AAS (SpectrAA-400) und Sulfat ionenchromategraphisch (SYKAM) gemessen. Die Anpassung der Adsorptionskonstanten an die experimentellen Daten erfolgte mit dem Optimierungsprogramm FITEQL (Westall, 1984). Die Konstanten, welche die Cadmium- bzw. SulfatAdsorption beschreiben, wurden in separaten Experimenten aus reinen NaN03-Lösungen ermittelt. Die so bestimmten Konstanten fanden Eingang in die Modellrechnungen zur gleichzeitigen Adsorption beider Ionen an Goethit. Konstanten für die relevanten Komplexe in der Lösung wurden Lindsay (1979) entnommen. Tabelle 1: Zusammenfassung der TLM-Parameter pKa2

(intr.) logKKation

=pKa2(int)- •pKKation;

+ Institut für Terrestrische Ökologie, ETH-Zürich Grabenstr.3, CH-8952 Schlieren

logKAnion

=logKaJ(int) -log•KAnion

-2523. Ergebnisse Der Einfluss von Sulfat auf die Adsorption von Cadmium an Goethit wurde für verschiedene Sulfatkonzentrationen und Ionenstärken ermittelt. Folgende Effekte wurden beobachtet: Die CadmiumAdsorption stieg mit zunehmender Sulfatkonzentration, wobei diese Zunahme relativ mit steigender Sulfatkonzentration abnahm (Abb. lA) . Gleichzeitig kam es zu einer leichten Zunahme der SulfatAdsorption in Gegenwart von Cadmium. Wurde die Ionenstärke im System Cadmium-Sulfat-Goethit erhöht, so zeigte sich eine Abnahme der Cadmium Adsorption (Abb. lB)- ohne allerdings unter die Referenzwerte der sulfatfreien Suspensionen zu sinken - bei einer gleichzeitigen Abnahme der SulfatAdsorption. Die Sulfat-Adsorptionsdaten sind bei Hoins et al. (1992) nachzusehen. Diese Beobach-· tungen sprechen für synergistische Wechselwirkungen an der adsorbierenden Goethit-Oberfläche. Das Wechselwirkungen in der GoetJ:lit-Wasser-Zwischenschicht ftir die beobachteten Effekte verant· wortlieh sind, ergibt sich auch aus Speziierungsrechnungen (SOILCHEM, Sposito und Coves, 1988) von Cadmium in den Gleichgewichtslösungen dieser Suspensionen. Die Lösungen werden von CdAqua-Komplexen dominiert (>90%). Negativ geladene Cd-Komplexe (z.B. Cd(S04)22-) spielen keine Rolle, so dass der Entzug des Cadmiums durch Goethit als Q:12+-Aqua-lon angenommen wird. 100 "0 Q)

100

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Goelhilt 12.5~ I..0.011.t

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no sulfata 3"10-'t.l 0 9"10-'t.l 6 2.,.,o·'M

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0.01t.l 0.01t.l O.OSt.l 0.1t.l

0

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pH

8

Abb. 1: Cadmium-Adsorption in Gegenwart von Sulfat. Unterschiedliche Sulfatkonzentrationen (A) und Ionenstärken (B). Die Modeliierung der Adsorptionsdaten erfordert neben den Modellparametern aus Tabelle 1 eine Festlegung der Typen der Cd- bzw. S04-0berflächenkomplexe (innersphärisch oder aussersphärisch), eine bestimmte Stöchiometrie der Adsorptionsreaktion sowie die Grösse der Komplexbildungskonstanten. Diese Parameter wurden in separaten Adsorptionsexperimenten bestimmt (Hoins, 1991; Hoins et al., 1992): . · - Die Cadmium-Adsorption wird als kompetitive Komplexbildung verstanden, bei der ein CadmiumIon ein Proton einer Oberflächenhydroxylgruppe (SOH) verdrängt (Reaktion 5 in Tab. 2). Die Stöchiometrie dieser Reaktion Iiess sich aus Cd-Adsorptionskurven abschätzen. -Die Sulfat-Adsorption vollzieht sich ausschliesslich an der positiv geladenen Goethit-Oberfläche und zeigt eine im Vergleich zur Schwermetall-Adsorption spiegelbildliche Abhängigkeit vom pH-Wert. Mit steigender Sulfatkonzentration wurde eine graduelle Sättigung der Goethit-Oberfläche mit Sulfat beobachtet, was die nicht lineare Abhängigkeit der zusätzlichen Cd-Adsorption von der Sulfatkonzentration erklärt (Abb. lA). Die Sulfat-Adsorption wird als Ligandaustauschreaktion interpretiert. Als Grundlage für die Abschätzung der Adsorptionsstöchiometrien dient der Protonenverbrauch während der Adsorption, der mit 1-2 Protonen pro adsorbiertem Sulfat-Ion angenommen wurde (u.a. Davis und Leckie, 1980). Auf dieser Basis wurden die in Tabelle 2 zusammengestellten Reaktionen (6 und 7) zur Modeliierung der Sulfat-Adsorption in Betracht gezogen. Modellrechnungen zur gleichzeitigen Adsorption von Cadmium und Sulfat an GOethit unter Berücksichtigung der Parameter, Gleichungen und Konstantein aus den Tabellen 1 und 2 führten zu folgenden Effekten. Die Adsorption von Sulfat vermindert das positive Potentials der Goethit-Oberfläche was die Attraktivität der Oberfläche flir Cadmium erhöht. Die Cd-Adsorption steigt (Abb. 2A). In Gegenwart der höchsten Sulfatl
-253Tabelle 2: TLM-Reaktionen und Gleigewichtsausdriicke lo~K'rt

Equilibrium expression

ReaC1ion

K,,

(1)

SOHi ++ SOH + H•

K'"' _ISOH)[H•) !SOH2] exp(-F~•J?.D

(2)

K,z SOH ++so·+ H+

K,.z = [SOH] exp(-FVJ?.D

·6.53

'1-

ISOl!H1

int

·9.33

EtectroiY'e surfac:e reaclions "I(No

(3)

SOH + Na• ++ SO--Na• + H•

(4)

SOH + H+ + NOj ++ SOHi-NOj

·K ,,. = Na

"Kp,o,

rso·-Na"J!Wl ISOH)[Na") ex;:>(-F(~·.-~·~liRD

"K~ .. I

·6.87

ISOH;-No:;) ISOH)[H")[NOiJ ex;:>(F{v.-v~l/Rn

8.69

Cedrntum cu~ace cpmpletelipn

Kc.:t

(5)

SOH + Cd2• ++ SOC((+ H•

·1.09

Su!1e1e surlece reaclior.s

• innersphe1e• Ks:>4

a.es

~' a----=~..!:::.:......! e>;:>(-F~•0 /RT}

(6)

SOH +so!·++ S-S04 + OH-

(7)

SOH + H• +so!·++ S-HSO, + OH-

KHS04

Kio1 ,. IS-HSO..IIOW] ~.so, ISOH][W)[so~-]

13.38

In diesem Fall wird die Cadmium-Sulfat-Komplexbildung in d~r Lösung überschätzt. Dieser erste Modellierungsansatz, in dem die Cadmium-Adsorption über eine Anderung des Oberflächenpotentials aufgrund der gleichzeitigen Sulfat-Adsorption und durch Komplexierungsreaktionen in der Lösung beeinflusst wird, vermag also die experimentell beobachteten Effekte alleine nicht zu erklären. Aus diesem Grund wurde die Bildung neuer Oberflächenkomplexe in Betracht gezogen. 100

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-1 5.6

il

5.8 6 pH Abb. 2A,B: Cadmium-Adsorption als Funktion des pH-Wertes und der Sulfatkonzentration. Die Linien sind mit den Konstanten und Parametern aus Tabelle 1 und 2 berechnet.

Bei der gleichzeitigen Adsorption von Metallen und Liganden durch oxidische Oberflächen sind prinzipiell zwei Koordinationen möglich, die zur Bildung sogenannter ternärer Oberflächenkomplexe zwischen der Oberfläche, dem Liganden und dem Metall fUhren (u.a. Schindler, 1990): KcdS04 Typ A: SOH + Cd2+ + S042- <==> SOCd+-S042- + H+ Ks04Cd Typ B: SOH + ect2+ + S042- <==> S-(S04)--Cd2+ + OHIm ternären Oberflächenkomplex Typ A adsorbiert Cadmium spezifisch und Sulfat coadsorbiert in der Sternschicht Im Falle des ternären Komplexes Typ B verhält es sich umgekehrt. Cadmium wird als Ionenpaaar durch ein spezifisch adsorbiertes Sulfat-Ion komplexiert. Beide Komplexe würden zu

-254synergistischen Wechselwirkungen beitragen zeigen aber aufgrundentgegengesetzter Ladungen in den Schichten der Aqsorption eine unterschiedliche Ionenstärkeabhängigkeit und lassen sich somit differenzieren. Eine Ubereinstimmung zwischen kalkulierten und beobachteten Ionenstärkeeffekten wird nur erreicht, wenn ternäre Oberflächenkomplexe des Typs A (logKcdS04=3) angenommen werden (Hoins et al., 1992). Werden diese Komplexe in den Modellrechr:mngen bei unterschiedlichen Sulfatkonzentrationen berücksichtigt, so zeigt sich eine qualitative Übereinstimmung zwischen beobachteten und kalkulierten Effekten (Abb. 3). Die Cadmium-Asorption steigt mit zunehmender Sulfatkonzentration, wobei die zusätzliche Cadmium-Adsorption relativ abnimmt 1 0 0 7 " . " ' " .,

J~oethita 12.5~

""0

~

.gCO

I.

IB

.e5l '"0

60

TypaA sulfa1e-innersphere

/1 . .

60

I

'"0 CO

:::1 .E

40

ISO!"Jr []

*

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-g

TLM

0 S'IO_.M • - t:>. 2.1'1o· 3 M · - ..

I

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no sulfate - 3'10_.M .....

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A

A

30 I 5

ll . . ll . . t>o

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:::1

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80

E

~

70

~

fl . . ll ..... :

:I :'

/1 / l! ;.'

p 1,.

· c I I I 'f 5.4 5.6 5.8 6 pH Abb. 3: Cd-Adsorption in Gegenwart von Sulfat. Modellvorhersagen basieren auf der Annahme ternärer Oberflächenkomlexe (Typ A). ol•-;e~·

3

4

........

5

I

I

I

6 pH 7

8

9

I

5.2

Schlussfolgerungen Adsorptionsdaten bei verschiedenen Sulfatkonzentrationen und Ionenstärken ermöglichten eine Differenzierung zwischen verschiedenen Modellierungsansätzen. Danach ist der Einfluss von Sulfat auf die Adsorption von Cadmium an Goethit auf elektrostatische Wechselwirkungen und auf die Bildung von Cd-S04-0berflächenkomplexen zurückführen. Die Annahme ternärer Ol;!erflächenkomplexe wird durch Ergebnisse spektoskopischer Untersuchungen unterstützt, die eine Anderung der Koordinationssphäre adsorbierter Kupfer-Ionen in Gegenwart von Sulfat anzeigen (Charlet et al., 1992).

Literatur Bingham F.T., Sposito G., Strang J.E. (I 986). The effect of sulfate on the availability of cadrnium. Soil Science 141, 172-177. Charlet L., Karthein R., Hoins U., Spadini L., Sticher H. (1992). Effect of coadsorbed sulfate ions on the coordination sphere of adsorbed Cu(Il) ions on 1i-AI203: An ESR, ENDOR and Electron Spin Echo study. Langmuir, in press. Davis J.A., Leckie J.O. (1980). Surface ionization and complexation at the oxide water interface. III. Adsorption of anions. Journal of Colloid and Interface Science 74, 32-43. Hayes K.F., Leckie J.O. (1987). Modelling ionic strength effects on cation adsorption at hydrous oxide/solution interfaces. Journal of Colloid and Interface Science 115, 564-572. Hoins U. (1991). Zur Schwermetall-Adsorption an oxidischen Oberflächen - Der Einfluss von Sulfat. Dissertation ETH-Zürich, Nr. 9628. Hoins U., Charlet L., Sticher H. (1992). Ligand effect on the adsorption of heavy metals: The sulfate Cadmium • Goethite case. Water, Air and Soil Pollution, special issue, in press. Lindsay W. L. (1979). Chemical equilibria in soils. John Wiley and Sons, New Yorlc. Marcano-Martinez E., McBride M.B. (1989). Calcium and sulfate retention by two oxiso1s of the brazilian Cerrado. Soil Science Society of America Journal 53, 63-69. Schindler P.W., Kamher H.R. (1968). Die Acidität von Silanolgruppen. Helv. Chimica Acta 51, 1781- 1786. Schind1er P.W. (1990). Co-adsorption of meta! ions and ligands: Formation of temary surface comp1exes. In MineraJ-Water Interface Geochemistry. Hochella M.F. and White E.F., Eds., Reviews in Mineralogie 23. Sposito G., Coves (1988). Soilchem: Acomputerprogram for the calculation of chemical speciation in soils. Keamy Foundation of Soil Science, University of Califomia, Riverside. Ulrich B., Mayer R., Khanna P.R. (I 980). Chemical changes due to acid precipitation in a Ioess-derived soil in CentTal Europe. Soil Science 130, 193-199. Westall J. (1984). A program for the dctermination of chemical equilibrium constants from experimental data. Chemistry Departement Oregon State University Corvallis, Oregon 97331.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

255-258

(1992}

Zur Eignung von Triethylammoniumchlorid als Extraktionsmittel zur Bestimmung der Austauschkapazität äußerer Oberflächen von Jahn, R., Stahr, K. und K.-H. Papenfuß 1 l

1. Einführung und Problemstellung Zum Nachweis sekundärer (Mg)Chloritbildung in Serpentinböden wurden Extraktionsverfahren gesucht, um neben der mineralogischen Charakterisierung der Tonfraktion auch eine Charakterisierung der Austauscheigenschaften vornehmen zu können. KHADER (1966) behandelte Mg-gesättigte Lagerstättentone mit 0.68n Triethanolamin (TEA) bei pH 8,1 und 1n NH 4 -Acetat (N~·A) und stellte dabei TEA/NH 4 -A Quotienten von >0,9 für Kaolinit, lllit und Montmorillonit, von 0,5 für Vermikulit und von 0,3 für Chlorit fest, wobei er MgrEA als Oberflächen-Mg und MQ~tH'*"Acetat-TEA als Zwischenschicht-Mg interpretierte. Ebenso verfuhr SHADFAN (1976), verwendete aber Triethylammoniumchlorid (TEAC) zur Bestimmung des Oberflächen-Mg und fand TEAC/N~-A Quotienten von >0,9 für Kaolinit und lllit, von 0,84 für Montmor i II
Bt Bt

14 10 8 7 7

0,43 0,34 0,32 0,34

0,24 0,29 0,28 0,27

2,5 2,9 5,3 6,1

0,14 0' 11 0,15 0,23 0,40 0,26

0,24 0,21 0,28 0,37 0,17 0,15

1 ,5 1 '1 2,0 1,9 1 ,4 1,2

Die hier untersuchten Böden bzw. Tonfraktionen entstammen einem Untersuchungsgebiet im Amanosgebirge in der Südtürkei (PFANNSCHMIDT et al., 1991). Es handelt sich hierbei um einen stark versauerten Haplic Alisol aus metamorphem Sandstein und einem Chromic Luvisol aus Serpentinit (Tab.1). Die Tonfraktionen der beiden Böden sind deutlich verschieden, wobei die Tonfraktionen des Alisol vor allem aus Kaolinit, lllit und Chlorit gebildet werden, während die Tonfraktionen des Luvisol von Smektit dominiert sind (Tab.2). 1} Institut für Bodenkunde und Standortslehre, Universität Hohenheim, 7000 Stuttgart 70

-256Tab.2: Charakterisierung der Tonfraktionen (<21Jm)

X X 390 446 419

35 35 30

0 0 0

10 10 30

30 10 10

20 20 15

<5 <5 <5

5 20 10

422 520 787 779

15 10 5 <5

45 10 5 <5

<5 <5 <5 <5

<5 <5 <5 <5

10 10 <5 5

5 5 10 5

30 60 80 85

2. Methoden Die Tonfraktionen wurden nach Gewinnung mit CaCI:1 gefällt, mit 1-1:!0 bis zur Chloridfreiheit gewaschen, getrocknet und pulverisiert. Je 0,5 g wurden zunächst in 25 ml 1-1:!0 mit Ultraschall dispergiert und dann mit zusätzlichen 25 ml 1m TEAC (= effektiv 0,5m) 2 h geschOttelt, zentrifugiert und dekantiert, der Bodensatz mit 40 ml 1-1:!0 versetzt, 15 Min geschOttelt, abermals zentrifugiert und dekantiert. Die vereinigtEm Lösungen wurden auf 100 ml aufgetollt und daran Ca, K (Fiammenphotometer) und Mg (AAS) l:)estimmt. Paralallproben wurden nach identischer Behandlung anschließend in gleicherweise mit (effektiv) 1m Nt-i4.-Acetat extrctliert und die Elemente wie oben bestimmt. Parallel hierzu wurde die potentielle Austauschkapa· zität mit 1m Na-Acetat und 1m NH4 -Acetat (bei pH 7) bestimmt.

3. Ergebnisse und Diskussion ln allen Proben wurden mit TEAC 60 bis 80 % der mit TEAC + NH 4 -A austauschbaren Kationen als CaTEAC extrahiert (Tab.3)., wobei im Bt und Btw des Alisol deutlich höhere Werte auftreten. Tab.3: Ergebnisse der Extraktionen an den Ca-gesättigten Tonfraktionen (<21Jm) TEAC

ca+Nt-i4--~ TEACMg+Nt-i4-A~~ TEAC K+Nfi4-A,,

. % von l: TEAC + Nt-i4-A Haplic Allsol (metam. Sandstein) 29,9 E 65,4 1,5 0,8 1'1 Bt 75,5 20,2 1,4 0,9 0,7 Bt\\ 79,3 17,6 0,7 0,8 0,4 Chromic Luvisol (Serpentinit) 8,6 Ah2 62,6 19,7 0,4 8,2 Ah3 66,6 17,2 5,3 10,4 0,2 Bt 64,6 14,5 9,9 9,7 0,5 11,3 11 ,6 9,3 BC 67,1 0,3

r

l: TEAC + Nt-i4-Acetat

TEAC meq/kg

%v. KAKTon

1,4 1,4 1 '1

68 78 80

313 387 333

80 87 80

0,4 0,4 0,7 0,3

71 72 75 79

567 759 848 873

134 146 108 11 2

Die darauffolgende N!-i4-Acetat Extraktion erbrachte nochmals 10-30 % Ca, wobei in beiden BÖden eine deutliche Abnahme dieses Anteils von oben nach unten, sowie ein niedrigeres Niveau beim Luvisol gegenOber dem Alisol festzustellen ist. Nach der·

-257-

Tiefenfunktion zu urteilen ist ein Zusammenhang mit der organischen Substanz in der Tonfraktion zu vermuten. Für den Ah2 des Luvisols und alle Horizonte des Alisols konnten je 1% organischer Substanz ca. 60 meq Ca/kg Ton ausgetauscht werden, für die unteren 3 Horizonte des Luvisols sogar etwa das doppelte (Abb.1 ). Dies scheint auf eine wesentlich bessere Austauschfähigkeit von NH 4-Acetat gegenüber TEAC hinzuweisen, wobei jedoch unklar bleibt wie die bessere Austauschfähigkeit hinsichtlich bestimmter Stoffgruppen der organischen Substanz begründet ist. 2,0

+

%Corg 1,5



• +

1,0

0,5

Alisol /

/+

+

Luvisol 0·0 100 meqlkg 50 0 nach TEAC-Behandlung mit NH4-Acetat extrahierbares Ca

Abb.1: Zusammenhang zwischen dem Gehalt an organischer Substanz und nach TEAC mit ~-Acetat extrahierbares Ca von Cagesättigten Tonfraktionen

Im Alisol sind nur geringfügige Mengen an Mg und K mit beiden Austauschern zu extrahieren. KN~tt-A dürfte weitgehend den llliten entstammen. Im Luvisol lassen sich dagegen noch jeweils etwa 10 % Mg sowohl mit TEAC als auch darauffolgend mit l'l-i4-Acetat extrahieren. Dies könnte auf eine mangelnde Ca-Sättigung dieser von Natur aus stark Mg-gesättigten Tonminerale (Tab.2) hinweisen, könnte aber auch relativ unspazifisch von instabilen Mg-Positionen vom Serpentin oder der Mg. reichen Smektite entstammen. Insgesamt werden bei allen Tonfraktionen mit TEAC 70 bis 80 % der NH 4-Acetat löslichen Kationen erfaßt, ohne daß sich hierbei interpretierbare Unterschiede entsprechend der Tonmineralzusammensetzung ergeben. Die nach den jeweiligen Extraktionen durchgeführten Röntgenanalysen (auch nach zusätzlicher Behandlung mit 0,1 und 0,25 m HCI) zeigten keine Änderungen im Tonmineralbestand. Nach der TEAC-Behandlung war jedoch festzustellen, daß Smektite mit Glyzerin nicht mehr aufzuweiten waren und ihre Reflexe bei 14,7 A aufwiesen (Abb.2). Dieser Vorgang ist reversibel, da die Smektite nach darauffolgender NH 4-Acetat-Behandung mit Glyzerin wieder aufweitbar waren. Hieraus wird deutlich, daß TEAC entgegen der Ananahme von SHADFAN (1976) als relativ großes Molekül dennoch in Zwischenschichten eindringen kann. Dies ist auch anzunehmen, da die Alkyl-Seitengruppen des TEAC nicht sphärisch sondern planar angeordnet sind. Bei Oberflächen mit hoher Ladungsdichte können aber offensichtlich Kationen zwischen den Alkyl-Seitengruppen an den Austauschflächen verbleiben, so daß dann eine geringere Austauschfähigkeit des TEAC gegenüber dem NJ-4Acetat vorgetäuscht wird.

-258-

++ Ca , TEAC Glyzerin HapllcAiisol

Ton (<2~m)

Textur CuKa

Ca++, TEAC,NH 4 -Acet. K+, TEAC, NH 4 -Acet. Glyzerin 400•c

(melam. Sandst. II

.

E

BI

Btw

Ah2

Ah3

BI

BC

Literatur KHADER, S. (1966):· Tonmineralbestand und -umwandlung in Pelosolen und ihre Bedeutung für deren Kalium- und Magnesiumhaushalt Diss. Hohenheim, 119 S. PFANNSCHMIDTD., TRAPP, H., GRYSCHKO, R. UND STAHR, K. (1991): Bodenverbreitung im AmanusGebirge in der SO-Türkei in Abhängigkeit von Höhenlage, Reliefposition und Ausgangsgestein. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellschaft. 66/11, S. 835-838. SHADFAN, H. (1976): Mg-Chloritbildung und ihre Bedeutung für den Mg-Haushalt von Böden. Diss. Hohenheim, 102 S.

Danksagung Wir danken Fr. K. Breuer für die Durchführung der Extraktionsversuche, · sowie D. Pfannschmidt, R. Gryschko und Herrn G. Antoni, die die Geländearbeit und erste Analysen durchführten, für die Überlassung der Proben und der vorhandenen Daten.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

259-266

(1992)

Spektroskopische Untersuchungen der Koordinationssphäre Übergangselementen bei der Adsorption an Mineraloberflächen

von

von Karthein, R. *

Die Spektroskopie ist eine grundlegende analytische Technik, die zur Bestimmung des statischen wie dynamischen Verhaltens von atomaren und molekularen Strukturen benutzt werden kann. Mit den bekannten spektroskopischen Techniken lassen sich Prozesse beobachten, die aufgrund der Wechselwirkung zwischen der Materie, ihren energetischen Zuständen und der für die jeweilige spektroskopische Methode charakteristischen elektromagnetischen Strahlung zustande kommen. Diese physikalischen Prozesse sind auch verantwortlich für die äußerst effiziente Aussagekraft spektroskopischer Untersuchungen: Aus dem breiten elektromagnetischen Spektrum (Abb. 1) benutzt man nämlich die Strahlung (d.h. die spektroskopische Technik), die einem ausgehend von der zu beantwortenden Fragestellung die empfindlichsten Aussagen liefert. Beispielsweise benutzt man bei der Mößbauer-Spektroskopie energiereiche Gammastrahlung oberhalb einer Frequenz von 1Q18 Hz, um Aussagen über die unmittelbare Umgebung von Atomkernen zu treffen (Beobachtung von Übergängen zwischen dem energetischen Grundzustand von Atomkernen). Will man die Ligandensphäre von Atomen und Molekülen

charakterisieren,

d.h.

~bergängen

in

den

Energieniveaus

des

Elektronensystems untersuchen, bedient man sich am besten der wesentlich energieärmere elektromagnetische Strahlung im Bereich des sichtbaren Lichtes (ca. 3·10 14 Hz- 8·101 4 Hz). Die heute technisch verfügbare elektromagnetische Strahlung überdeckt dabei den Bereich von nahezu 20 Zehnerpotenzen (Abb.1).

*

TÜV Rheinland, Abteilung Strahlenschutz, Postfach 10 17 50, 5000 Köln 1

-260-

Enetgy

los. 0E(eV)

Wavele~gth

Frequency

log, 0l.(m)

los. v (Hz) 0

20-

5 -

-II-

4 -

-10-

3 -

-9-

·2-

-8-

I_

-7-

0-

-6-

-1-

-5-

1918-

Regions

II

171615 -

II

I

13-4-

-3-

-3-

-4_

-2-

-5-

-1-

-6_

0-

-7-

+I-

-8-

+2-

-9-

+3-

·10-

+4-

12II _

10_

I I

14-

-2-

Phenomcna

causing absorption

Y radiation

Nuclear uansitions

X radiation

Core elccuons uansitions

,·acuum uluaviolct

Loss of valcncy clcctrons

ultraviolct vis1blc:

l!ansitions

infrared

i

Valcncy clcctton Molcculai vibrations

far

infrared

II

Molccular rotalions

microwavc

EJecliOO spin •

n:sonance

9 8 -

7 6 -

radio frequcncy

Nuclear spin resonance

I

Nuclear quadrupo!C

n:sonance

5 4 -

Abb.1

Das elektromagnetische Spektrum mit den entsprechenden MeBmethoden, die die verschiedenen Bereiche der elektromagnetischen Strahlung zur Chrakterisierung von Übergängen zwischen energetischen Zuständen des betrachteten Systems nutzen.

Die Spektroskopie liefert aber nicht nur eine d3eschreibung energetischer Zustände, sondern indirekt über die Energiezustände auch Aussagen über die molekularen Strukturen des betrachteten Systems. Zusätzlich kann man, wenn man Gruppen von reaktiven Molekülen betrachtet, durch reaktionsbedingte Änderungen der Energiestrukturen ebenfalls wesentliche Informationen über die Dynamik von Systemen erhalten. ln den letzten Jahren werden von daher zur Strukturaufklärung wie zu physikalisch"chemischen Analysen im verstärkten Maße spektroskopische Methoden · eingesetzt. ln der vorliegenden Arbeit werden, ohne detailliert auf die physikalischen Grundlagen einzugehen, folgende spektroskopische Untersuchungsmethoden anhand von zwei Beispielen vorgestellt:

-261Continuous wave Elektronenspinresonanz-Spektroskopie (cw-ESR-Spektroskopie) Zeitaufgelöste ESR-Spektroskopie (ESEEM-Spektroskopie) Mößbauerspektroskopie UV-VI S-Reflektionselektronenspektroskopie. Theoretische

Grundlagen

können

in

vielen

spektroskopischen

Standardwerken

nachgesehen werden, von denen nur einige hier zur zitiert werden sollen [Wertz & Bolton], [Poole), [Schweiger], [Gütlich et al.], [Greenwood & Gibb], [Trautwein et al.], [Delgass et al.]. Im ersten Beispiel wird durch Untersuchungen mit Hilfe der cw-ESR-Spektroskopie und Mößbauerspektroskopie der Vermutung über die Existenz von Mischphasen aus kopräzipitierten amorphen Fe(III)-Cr(III)-Hydroxiden nachgegangen [Gehring et al.). Die

ESR-Spektroskopie

hat

in

den

letzten

Jahren

ein

breitgefächertes

Anwendungspotential in Physik, Mineralogie, Chemie, Bodenkunde, Biologie und Medizin gefunden. Mit ihrer Hilfe lassen sich paramagnetische Verbindungen sowohl in Gasen, Lösung, polykristallinan und heterogenen Proben sowie in Einkristallen charakterisieren. Diese sehr empfindliche und spezifische Untersuchungsmethode ermöglicht es nämlich, gezielt die nähere Umgebung von ungepaarten Elektronen zu "durchleuchten". Die aus ESR-Spektren ermittelten Parameter (g-Faktor, Linienbreite, Spinkonzentration,

Hyperfeinkopplungen)

bilden

dabei

die

Grundlage

für

die

Bestimmung von Struktur, Symmetrie, Grundzustand und Oxidationszustand der zu untersuchenden Spezies, in diesem Beispiel des kopräzipitierten, amorphen Fe(lll)" Cr(lll) -Hydroxid-Gemischs. Abb. 2 zeigt im Temperaturbereich zwischen Raumtemperatur und 150° C die ESRSpektren

von

kopräzipitierten

a-FeOOH

(Goethit)

(Abb.2

A),

Cr(OHJJ

(Abb.2 B)und

einer

Mischphase zwischen beiden Hydroxiden (Abb 2 C). Während das

ESR-Spektrum der reinen Cr-Phase (Abb. 2 B) sich in Abhängigkeit von der Temperatur irreversibel

ändert

(irreversible

Verbreiterung

der

Linienbreite,

Abnahme

der

Signalhöhe), sind die Veränderungen bei den beiden anderen Proben in Abhängigkeit beim gleichen Temperaturlauf reversibel (Abb. 2 A, Abb. 2 C). Dies bedeutet, daß kopräzipitiertes, amorphes Fe(III)-Cr(III)-Hydroxid eine einzige feste Mischphase und keine separierten Einzelphasen bildet.

-262-

~

~

~ A Abb.2

~ .MI(InltiCFiolct

+

~

. ~~

i

~

~

-!~ j '

:

=~ aoo a....

B

MIOftiiiC Flelcl

c

~ M•gnellc Flelcl

ESR-Spektern von A) a-FeOOH, B) Cr(OH)~ C) der kopräzipitierten, amorphen Mischphase bei a) Raumtemperatur, b) 70 C, c) 150° C und d) wieder bei Raumtemperatur nach der thermischen Behandlung.

Da es sich bei dieser Untersuchung um Material handelt, das . Fe57 als aktiven Mößbauerkern in genügender, natürlicher Konzentration enthält, lassen sich von der reinen Fe-Phase und der Mischphase Mößbauer-Spektren aufnehmen. Diese sind in Abb. 3 dargestellt. Dabei zeigt das Spektrum der Mischphase (Abb. 3 8) deutlich, daß das aufgenomme Spektrum zwei unterschiedliche Eisenzentren besitzt: ein Fe57_ Zentrum, das nahezu das gleiche Spektrum. liefert wie das des reinen Goethits (Abb. 3 A) und ein Fe57~zentrum mit veränderten Mößbauer-Parametern (lsomer-Shift, . Quadrupolaufspaltung, Linienbreite, usw.). LetZteres spiegelt die durch die Mischphase mit dem Cr-Hydroxid verursachte, veränderte Umgebung um den Kern gegenüber der reinen Goethitphase wieder. a-FeOOH ·

Fe(III)-Cr(III)-Mischphase

... ·"

Volocllrl-•" 1 1

Abb. 3

Volocllrl-•" 1 1

Mößbauer-Spektren von a-FeOOH und der kopräzipitierten, amorphen Mischphase von Fe(ttt)-Cr(tti)-Hydroxiden (vergleiche die Spektren in Abb. 2 A undC)

-263Die Kombination von ESR- und Mößbauer-Spektroskopie ist insbesondere auch dadurch wertvoll und angebracht, da beide spektroskopischen Untersuchungsmethoden zur

theoretischen

Berechnung

auf

dem

gleichen

physikalisch-mathematischen

Mechanismus (Spin-Hamiltonian-Formalismus) aufbauen. Es lassen sich aus beiden Spektroskopien Parameter ermitteln, wie sie z.B. zur theoretischen Berechnung von Spektren (Simulation) erforderlich sind.

Im zweiten Beispiel wird dargestellt, wie sich mit Hilfe der cw- und der gepulsten ESRSpektroskopie,

der

Atomabsorptionspektroskopie

und

der

UV-VIS

Reflektionselektronenspektroskopie die Wechselwirkungen von Cr(III)-Komplexen an öAI203 als mineralische Oberfläche untersuchen lassen (Karthein et al.] Adsorptionsprozesse von Übergangsmetallionen an Oberflächen sind im allgemeinen mit Freisetzungen von Protonen verbunden. Dies läßt sich durch einfache pHMessungen zeigen, bedeutet aber gleichzeitig auch, daß Adsorptions- und Desorptionsgleichgewichte

ebenfalls

pH-abhängig

sind.

Mit

Hilfe

von

Oberflächenkomplexbildungsmodellen lassen sich zudem die Adsorptionsisothermen erklären und verstehen, wenn man dif;l Adsorption als Bildung eines Komplexes zwischen Metallionen und oberflächenaktiven Gruppen auffaßt. Die bekannten Modelle sind zwar thermodynamisch konsistent, liefern aber keine Informationen über die Bindungscharakteristiken des entstehenden Oberflächenkomplexes [Wersin et al.]. Mit Hilfe der cw- und der modernen zeitaufgelösten ESR-Spektroskopie läßt sich diese Informationslücke schließen, d.h. Strukturdaten über Oberflächenkomplexe gewinnen [Möhl et al., Charlet et al.]. Adsorptionsisotherme von Cr(H 20) 6 3+ und Cr(OxalatJJ3-_ Komplexen lassen sich mit Hilfe der konventionellen Analyse der Atomabsorptionsspektroskopie (AAS) oder durch Messung der Spinkonzentration adsorbierter Spezies aus den pH-abhängigen ESRSpektren ermitteln. Abb. 4 zeigt die ESR-Spektren von Cr(H 2 0) 6 3 + in wässriger Lösung (Abb. 4 a)) und adsorbierter Cr(aquo) 3+- Fragmentkomplexe an ö-AI 20 3 (Abb. 4 b)). Abb. 5 zeigt die Adsorptionsisotherme von Cr(lll) an ö-AI 20 3 , einmal gemessen über die Spinkonzentration des ESR-Signals · und einmal gemessen mit Hilfe der AAS(+).

()

-264q

-,,

l'l/

--{----

bl

50 mT

Magnellc Field

Abb. 4

a) ESR-Spektrum von Cr(H 20) 63+ in wässriger Lösung, b) ESR-Spektrum adsorbierter Cr(aquo) 3 + Fragmentkomplexe an ö-AI 20 3 100

,--------:::::=;;;~--,

80

c 0

~ 0

..,.

60

c(

40

1f'. 20

3.0

4.0

3.5

4.5

pH

Abb. 5

Adsorptionsisotherme von Cr(lll) an ö-AI 20 3 , einmal gemessen über die und einmal gemessen mit Hilfe der AAS Spinkonzentration des ESR-Signals

0

(+)

AuJgrund der lnertheit von Cr(III)-Spezies (Ligandenaustauschreaktionen mit t 112-107 s) bietet Cr(lll) ein exzellentes Modellsystem, die Kinetik der Hydrolyse gebenüber des Ligandenaustausches oder der Polymerisation zu untersuchen. Um Hydrolyse-Einflüsse z.u vermeiden, wurden im folgenden die Veränderungen in der Koordinationssphäre von Cr(Oxalat)J 3 -- Komplexen bei der Adsorption an ö-AI 20 3 untersucht. Tabelle 1 zeigt die Bandenpeaks von sichtbaren Bereich.

Reflektionselektronenspektren

verschiedener er-Komplexe im

Tabelle 1

Bandenpeaks der Elektronenspektren im sichtbaren Bereich verschiedener erKomplexe (Wellenlänge in nm) Cr(H 20) 6 l+

[Cr(oxalate>.J'· ·

surface "-mia

>-.... Amla

>..,., Arorb

solution

complex

solution

surfaee complex

341 409 496 576 668

338 408 499 579 672

351 420 487 570 697

339 410 498 580 684

-265Wie aus der Tabelle 1 ersichtlich, tritt eine Verschiebung der Bandenpositionen zwischen wässriger Lösung und Oberilächenkomplexierung ein. Zudem sind die Bandenpositionen der beiden Oberilächenkomplexe sehr ähnlich,

d.h. daß die

Koordinationssphäre beider Spezies ebenfalls ähnlich ist. Wesentlich detaillierte Daten bei diesen Koordinationsveränderungen lassen sich jedoch aus den in Abb. 6 dargestellten ESR-Spektren gewinnen. Abb. 6 zeigt graduell anhand des Wechsels verschiedener ESR-Signale den Übergang von einem outersphere zu einem inner-sphere Oberilächenkomplex. Das anfängliche Signal von Cr(Oxalat)a 3- an ö-AI 20 3 mit den g-Werten 5,86, 3,72 und 1,97 (Abb. 6 b)), das nahezu identisch mit dem ESR-Signal einer gefrorenen Lösung von Cr(Oxalat)a3- (Abb. 6 a)) ist, verändert sich mit zunehmender Aquilibrierungszeit an der Oberfläche zu einem ESRSignal mit den g-Werten 5,46, 2,00 und 1,46 und einem breiten Signal bei g

= 2 (Abb. 6

c) und d)).

1 97

.

..

10 m1n

~

\

":}__~

\

---

>

0

c 0

. 0.

/\

1 day

:;

.0

"

a:

"'w

MagneUe Fleld

Abb. 6

ESR-Spektren von Cr(Oxalat) 33 - : a) i'! gefrorener Lösung, b - d) adsorbiert an ö-Ai 20 3 bei pH 4,2 für 3 verschiedene Aqulibrierungszeiten, b) 10 min, c) 1 Tag und d) 14 Tage.

-266Das 2-Puls ESEEM-Spektrum der Cr-Spezies, die nach einer Äquilibrierungszeit von 1.4 Tagen mit Cr(Oxalat)J3- an ö-AI 20 3 adsorbiert haben, zeigt Abb. 7. Abb. 7 b) verdeutlicht durch die Dominanz der Kern-Zeeman-Frequenz von Al2 7 bei 3,7 MHz im Fourier-Transformierten Spektrum die unmittelbare Nähe zwischen Oberfläche und Crlonen. a) 1.0

.. c c 0 ~

u

w

0.3

0.6 1:

b)

10.0

Abb. 7

0.9

1.2

1.5

•o.o

so.o

[Jtsec)

20.0 Jo.o Frequency (MH.t]

a) 2-Puls ESEEM-Spektrum von Cr-Spezies, die nach einer Aquilibrierungszeit von 14 Tagen mit Cr(Oxalat) 33- an ö-AI 20 3 adsorbiert haben, b) FourierTransformierte des ESEEM-Spektrums.

Uteratur: Charlet, L., Karthein, R., Hains. U., Spadini L., Stichar, H.,_ Effect of Co-Adsorbed Sulfate Ions an the Coordination Sphere of Adsorbed Cu (II) Ions an ö-AI20 3 : en ESH, ENDOR ned Eiedran Spin Echo Study Qm Druck) Delgass, W.N., Haller, G.L., Kellermann, R., Lonsford, J.H., Spectroscopy in Heterogeneaus Catalysis, Academic Press, 1979

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Gütlich, Ph., Link, R., Trautwein, A., Mößbauer Spedroscopy and Transijion Metal Chemistry, lnorg. Chem. Concepts 3, Springer, 1978 . Karthein, R., Metschi H., Schweiger, A., lbric, S., Sulzberger, 8., Stumm, W., Ioteradions of Chromium(lll) Complexes wfth Hydrous

~-~~~'dt~~.;'"np9:~T~a':~n d\:~."3'o?ir~1 ~ftei~ 9~tudied by Electron Spin Resonenoe and Electron Spin-

Mäh I,

w.. Schweigek1~ci'u~fi),'r:'~~ ~Öm~~x':.'s ~.,f'~~~ea~~~n~~fa';fJ.'T~g~~.~~'h"e"~ig~~~7;~r~3~eJ7:~ Spin Echo Envelope

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Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

267-270

(1992)

Einfluß der Tonmineralzusammensetzung einer Braunerde aus Basalt auf die Ni Mobilität von Koch, D."; Grupe, M.- und H. Kuntze" Einleitung Das DVWK-Merkblatt 212 "Filtereigenschaften des Bodens gegenüber Schadstoffen" berücksichtigt bei einer Beurteilung der relativen Bindungsstärke der Böden für Schwermetalle und einer daraus resultierenden Gefährdungsabschätzung für das Grundwasser die Bodenparameter pH-Wert, Ton- und Humusgehalt sowie den Gehalt an Sesquioxiden. Ein Einfluß der Tonmineralzusammensetzung der Böden auf die Schwermetallmobilität wird nur dadurch mit einbezogen, daß beim Vorherrschen kaolinitischer Tonminerale die relative Schwermetallbindungsstärke, über den Einfluß des Tongehaltes bzw. der Bodenart, leicht verringert wird. Mit diesem Beitrag wird untersucht, ob neben den kaolinitischen Tonmineralen auch der Illit-Gehalt der Böden einen Einluß auf die Schwermetallmobilität ausüben kann. Material und Methoden In einem zweijährigen Kleinlysimeterversuch ist der Ni-Gehalt im Sickerwasser zweier Ap-Bodenmaterialien einer Braunerde aus Basalt aus geogener (lithogener + pedogener) Herkunft sowie mit einer zusätzlichen anthropogenen Ni-Belastung in Höhe von 50 bzw. 100 mg Nijkg als NiO untersucht worden (GRUPE u. KOCH, 1991). Die ausgewählten Ap-Bodenmaterialien zeigen deutliche Unterschiede in ihren geogenen Ni-Gehalten. Im Hinblick auf die Bodenparameter, welche die Schwermetallmobilität beeinflussen, läßt sich nur ein Unterschied in den Gesamteisengehalten erkennen (Tab. 1). Als ein Ergebnis des Kleinlysimeterversuches zeigte sich, daß im Sickerwasser des Ap-2 Bodenmaterials keine erhöhten Ni-Gehalte, trotz höherer geogener Grundgehalte, im Vergleich zum Ap-1 Bodenmaterial festzustellen waren. Das in Form von NiO zugebene Ni zeigte eine deutlich höhere Mobilität, so daß auch die Ni-Gehalte im Sickerwasser infolge der anthropogenen Belastung signifikant anstiegen. Die erhöhten Ni-Gehalte im Sickerwasser waren dabei jedoch im Ap-2 Bodenmaterial signifkant niedriger im Vergleich zum Ap-1 Bodenmaterial (GRUPE u. KOCH, 1991). Zur Klärung dieses Sachverhaltes sind Ni-Sorptions- und anschließende Desorptionsversuche mit den Ap-Bodenmaterialien durchgeführt worden.

* **

NLfB, Bodentechnologisches Institut, Friedrich-Mißler-Str. 46/50, 2800 Bremen Universität Gesamthochschule Paderborn, Abt. Höxter An der Wilhelmshöhe 44, 3470 Höxter 1

/

-268Tab. 1: Bodenkundliehe Kenndaten der Ap-Bodenmaterialien Ort: Ausgangsgestein: Bodentyp:

Freiensteinau (Vogelsberg) Tertiärer Basalt Braunerde (uL)

Bodenmaterial: Ton (%) Humus (%) pH (CaCl,) KAK (mmol/100 g Boden) Fet (%)

Mn (mgjkg)

Ni (mgjkg) er (mgjkg) Cd (mgjkg)

Ap-1

Ap_-2

21,6 2,3 5,7 26 5,5 1670

21,7 2,·1 5,8 24 6,4 1580

296

460

279 0,1

287 0,2

zur Charakterisierung der Ni-Sorptionsquantität wurden Sorptionsisothermen von beiden Ap-Bodenmaterialien erstellt. Hierfür wurden jeweils 5 g luftgetrocknetes Bodenmaterial (< 2 mm) mit 25 ml einer Ni-Lösung 48 h geschüttelt. Die Ni-Konzentrationen der Schüttellösungen betrugen: 1, 10, 100, 1000, 2500 und 5000 ~mal in 0,01 mal Ca(NO,), als Begleitelektrolyt. Nach der Gleichgewichtseinstellung wurden die Lös\}ngen abzentrifugiert und jeweils 15 ml Aliquot zur Bestimmung der Ni-Gehalte abpipettiert. Der Rest der Lösung wurde vorsichtig abgesaugt und verworfen. Als gelöstes Ni wurde dabei sämtliches in der klaren überstehenden Lösung befindlic~es Ni angesehen. Das sorbierte Ni wurde aus der Differenz der Ni-Konzentration der Schüttellösung zu Versuchsbeginn und nach der Gleichgewichtseinstellung berechnet. Zur Kennzeichnun·g unterschiedlich stark gebundener Ni-Fraktionen der beiden Ap-Bodenmaterialien wurde das sorbierte Ni anschließend mittels einer sequentiellen Extraktion desorbiert. Als aufeinanderfolgende Extraktionsmittel dienten: 0,01 mal Ca(NO,),-, 1 mal NH.-OAc~ un~ 0,7 mal HNO;-Lösungen. Die Desorptionsvorgänge wurden analog der Sorption ausgeführt, wobei das Bodenmaterial in der 0,01 mal Ca(NO,),-Lösung nur kurz suspendiert und mit den anderen Extraktionslösungen 24 h geschüttelt wurde. Der mit den ausgewählten Extraktionsmitteln nicht desorbierbare Ni-Anteil wurde als Residualgröße aus der Differenz zur Summe der extrahierten Fraktionen und des insgesamt sorbierten Ni berechnet. Weiterhin erfolgte eine Differenzierung der Fe-Oxide nach Schwertmann in die oxalat- bzw. dithionitlöslichen Anteile. Die Bestimmung der Tonmineralzusammensetzung der Ap-Bodenmaterialien erfolgte mit Hilfe der Röntgenbeugungsanalyse (freundlicherweise durchgeführt vom Institut für Bodenkunde, Bann). Ergebnisse und Diskussion Die im Bateh-Versuch experimentell ermittelten Werte der NiSorption lassen sich mit Hilfe einer nicht linearen Regression gut durch eine Freundlich Gleichung (S = k * c•) beschreiben. Dabei zeigen beide Ap-Bodenmaterialieri nahezu identische NiSorptionsisothermen (Ap-1_: y = 17,02 C0 " 51 , r = 0,994; Ap-2: y = 16,56 C0 • 01 , r = 0, 995) • im Hinblick auf die Ni-Sorptionsquani tät besteht also kein Unterschied zwischen den Ap-Bodenmaterialien.

-269Die Ergebnisse der anschließenden sequentiellen Extraktion sind vergleichend für drei Ni-Sorptionsstufen ( 18,5-, 170-, 395,2 ~moljg Boden) in der Abbildung 1 dargestellt. desorbiertes Ni (in 'II. des sorbierten Nil

1oo~~~~
0

Ap-1

100 .. •

18,5

~mol

Ap-2 Nl/g Boden

Ap-1 170

~mol

Ap-2 Ni/g Boden

Ap-1 385,2

Ap-2 ~mol

Nl/g Boden

-

nicht deeorb. Anteil

-

mit 0,7 moi HN% deaorbierbar

D

mit 1 moi NH 4 -OAc deaorb.

i!l!!!l!!l

mit 0,01 mol Ca(N%>

2

deaorb.

Abb. 1: Unterschiedlich stark gebundene Ni-Fraktionen der Ap-Bodenmaterialien der Braunerde aus Basalt Zunächst läßt sich erkennen, daß bei einer Zunahme der an die Bodenfestphase sorbierten Ni-Menge gleichzeitig der mit 0,01 mol Ca(NO,), extrahierbare Ni-Anteil steigt. Mit einer zunehmenden Ni-Sorption wird also relativ mehr Ni leichter austauschbar (unspezifisch) sorbiert. Ein Vergleich beider Ap-Bodenmaterialien zeigt weiter, daß im Ap-2 Material über alle Sorptionsstufen eine größere nicht desorbierbare Ni-Fraktion zu verzeichnen ist. Daraus wird deutlich, daß sich die Ap-Bodenmaterialien in der Qualität ihrer Ni-Sorptionsplä~ze voneinander unterscheiden. Mit Hilfe der Differenzierung der Fe-Oxide in die oxalat- (röntgenamorpher Anteil) und die dithionitlöslichen Anteile (Gesamtmenge freier Fe-Oxide) und die in diesen Extrakten enthaltenen Ni-Konzentrationen, sollte geklärt werden, ob ein Zusammenhang zwischen den Fe-Oxiden und den unterschiedlichen Ni-Bindungsqualitäten der Ap-Bodenmaterialien besteht. In Übereinstimmung mit den höheren Gesamteisengehalten zeigen sich auch höhere Gehalte an oxalat- und dithionitlöslichem Fe im Ap-2 Bodenmaterial (Tab. 2). Betrachtet man dagegen die Ni-Gehalte dieser beiden Extrakte, so sind im Ap-2 Material, trotz jeweils höherer Fe-Gehalte, geringere Ni-Gehalte im Vergleich zum Ap-1 Material erkennbar. Die Unterschiede im Ni-Desorptionsverhalten lassen sich somit nicht anhand der Unterschiede in den Fe-Oxidgehalten erklären. Neben dem Tongehalt kann auch die Tonmineralzusammensetzung der Böden die Sorption von Schwermetallen beeinflussen. Der Tabelle 3 ist die Tonmineralzusammensetzung der beiden ApBodenmaterialien zu entnehmen. Es zeigt sich ein deutlicher Unterschied in den Gehalten an Smectit und Illit. Mit 59 % vom Gesamttonmineralgehalt enthält das Ap-2 Bodenmaterial ca. doppelt so viel Illit im Vergleich zum Ap-1 Bodenmaterial.

-270Tab. 2: Oxalat- und dithionit lösliche Fe- und Ni-Fraktionen der Ap-Bodenmaterialien der Braunerde aus Basalt Bodenmaterial Ap-1 Ap-2

oxalatlösliches Fe (%) Ni (mg/kg) 0,48 0,75

dithionitlösliches Fe (%) Ni (mgjkg) 1,80 2,00

15,9 12,4

31,0 26,5

GERTH (1985) ermittelte nach vorheriger Adsorption deutliche Unterschiede im Ni-, Cd- und zn-Desorptionsverhalten verschiedener Tonminerale. Dabei .zeigten sich in der Reihenfolge Illit > Montmorillonit > Kaolinit zunehmend schwerer extrahierbare bzw. nachlieferbare Fraktionen. Insbesondere wies Illit eine außerordentlich große schwer nachlieferbare Ni-Fraktion auf. HILLER u. BRÜMMER (1989) konnten in Kalium verarmten illitischen Toncutanen einer pseudovergleyten Parabraunerde aus dem Raum Stolberg eine deutlich erhöhte Zn-Anreicherung nachweisen. Sie schließen aus den Ergebnissen, daß Zn, begünstigt durch den geringen Ionendurchmesser von 74 pm, in Zwischenschichtpositionen randlieh aufgeweiteter Illite eindringt und dort festgelegt wird. Tab. 3: Tonmineralzusammensetzung der Ap-Bodenmaterialien der Braunerde aus Basalt (% vom Gesamttonmineralgehalt) Bodenmaterial

Kaolinit

Ap-1 Ap-2

14 20

Smectit '43 8

Chlorit/ Vermiculit 10 13

Illit 33 59

Schlußfolgerung Die Unterschiede in der Ni-Bindungsqualität der beiden Ap-Boden. materialien einer, Braunerde aus Basalt werden auf die Unterschiede in der Tonmineralzusammensetzung zurückgeführt. Das Ap-2 Bodenmaterial ist aufgrund der deutlich höheren Illit-Gehalte in der Lage Ni schwerer extrahierbar zu sorbieren. Ni Clonendurchmesser 69 pm) wandert dabei vermutlich in randlieh aufgeweitete Zwischenschichtpositionen des Illits ein und wird dort festgelegt. Literatur Gerth, J. (1985): Untersuchungen,zur Adsorption von Nickel, Zink und Cadmium durch Bodentonfraktionen unterschiedlichen Stoffbestandes und verschiedene Bodenkomponenten. Diss. Universität Kiel. Grupe, M. und Koch, D. (1991): Austrag von Ni geogener und anthropogener Herkunft - Ergebnisse eines Kleinlysimeter versuches - . - Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Ges., Band 66/I, 311-314. Hiller, D.A. und Brümmer, G.W. (1989): Untersuchungen an Toncutanen von lessivierten Böden aus Löß. - Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Ges., Band 59/II, 1179-1182.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

271-274

(1992)

Kryogene Verwitterung der Quartzsandkörner im Gletschermilieu Spitsbergens von Kowalkowskl, A. • & J. Kocor'l**

Problemstellung Die meisten perigläziaren Prozesse sind hoch komplex, und die meistem Periglaziärerscheinungen- polygenetisch (KARTE 1979). Daher können sie nichtimmer eindeutig einer Prozessgruppe zugeordnet werden. Die kryogene Verwitterung des Mineralmaterials findet sowohl im pariglazialen wie auch im glazialen Milieu statt. Quartzkörner 1·0,5 mm sind nach KONISCHTCHEV u.A. (1983) weniger als Limonit,Magnetit, Microclin und Muscovit auf die Frostverwitterung beständig. Optimale Bedingungen !Ur ihre maximale Disintegration sind bei voller Wassersättigung im Temperaturbereich von -20 bis +20"C geschaffen. Also auch im beständig gefrorenen Milieu ist die Frostverwitterung möglich, doch ist die Feinsandfraktion für diesen Prozess mehr suszeptibel. Es ist bekannt, dass in kalt-sauren verhältnissen Prozesse der mechanischen Disintegration dominieren und in kalt-alkalischen-die Anteilnahme des chemischen Zersatzes vorherrscht(KOWALKOWSKI1988).Ziel der vorgestellten Arbeit ist das im Gletschereis eingefrorene Material mit Hilfe der Rasterelektronmikroskopie Untersuchen, ob Im Gletschermilieu Verwitterungsprozesse tätig sind und in welchen Ausmass ihre Merkmale erkennbar sind. Material und Methoden Das Untersuchungsmaterial wurde im Laufe der Torun-Polarexpedition Spitsbergen 1985 aus dem Eis in der Temperaturaktiven Zone 5-20cm an der Stirn des Aavatsmarkgletschers im Oscar II Land ausgeschmolzen. Im so gewonnenen Material wurden laborgernäss bestimmt: pH-elektrometrisch mit der Glasselektrode, Corg.-nach Lichterfelde, Ntot. nach Kjeldahl, CaC03·volumetrisch nach Scheibler, Kornzusammensetzung aräometrisch nach Casagrande modifiziert durch Pr6szyriski. 50 Quartzsandkröner 0,6-0,8mm im Diameter wurden für die morphoskopische Analyse, unter Anwendung des SEM IS 11-35 JEOL, ausgesondert. Das untersuchte Material ist schluffiger Lehm, karbonathaltig (6% CaC03) alkalisch (pHKc,7 ,06),und enthält 0.26% organischer Substanz sowie 0.0014%N. Die dunkel olive Farbe, 5Y 4/4 nach Munsell, zeigt auf beständige starke Feuchtigkeit verbunden mit Reduktionsprozessen. Ergebnisse der SEM-Untersuchung Im Mikroskopenbild sind alle untersuchten Quartzsandkörner angular, scharfkantig, poliwändig mit unruhigen Oberflächenrelief innerhalb aller Wände. Die Wandoberflächen in der Regel sind durchlaufend mattiert und uneben als Folge der fortgeschrittenen grossmasstäblichen langandauernden kryohydrothermischen Mikroabschuppung, die im periglaziären Milieu in solchem Umfang nicht feststellbar ist. Die Wände der . Quartzkörner sind mit mächtigen Schuppenhüllen bedeckt, die meistens aus scharfkantigen Quartzplättchen 0.02-0.0003mm im Querschnitt bestehen. An konvexen Stellen wurden in den Schuppenhüllen Mikropolygonfelder der kryogenen Segregation ausgebildet,deren gehobene Zentralteile mit Durchmesser 0.01-0.02mm öfters durch dünne Siliziumkrusten stabilisiert sind.ln den polygonalen Vertiefungen dieser mikrostrukturenhaben die sagregierten Quartzschuppen, mit der Dicke von 0.00014 bis 0.00090mm und der Länge von 0.0050 bis 0.0065mm, meistenteils eine zur Kornoberfläche senkrechte Anordnung. • Institut für Geographie, Pädagogische Hochschule, Konopnlcklej 21, 25·406 Kielce, Polen •• Lehrstuhl für Physik, Landwinschaftliche Akademie, Rakowiecka 26130, 02-528 Warszawa, Polen

-272Ausser diesen schon früher bekannten Strukturen (KOWALKOWSKI, KOCON 1991 ), an den mit Schuppen bedeckten concaven Wänden wurden andere Mikroformen festgestellt (Photo.1), deren Morphologie nachfolgend geschildert wird. Schon bei einer Makroübersicht in Vergrösserung 300x (Photo.1) wird am Schuppencutan eine ZellenähnlichAnordnung ersichtlich, in der dunkle, glatte, schuppenfreie sphäroidale · in Gestalt und dillerenzierte von 0.025 bis 0,004 mm Im Querschnitt Mineraloberflächen von gerundeten aufgestauchten Quartzschuppenwällen mit 0.007 bis 0.005mm Breite umsäumt sind (Photo 2,3). Die inneren Randzonen der grösseren Mikrowälle sind von dicht aneinander senkrecht aufgestellten Schuppen, die stellenweise mit dünnen Silikatfilmen zementiert sind, aufgebaut (Photo.4). An anderen Stellen sind diese Wälle aus schräg dachziegelartig gegliederten Quartzschuppen zusammengestellt. Diskussion Unzweifelhaft an den Wändenoberflächen der Quartzsandkörner befinden sich Mikrokryosortierungsformen, deren Morphologie der Polygonseen in humiden Bereichen der kontinuierlichen Dauerfrostgebiete ähnelt (JAHN 1972, KARTE 1979). Die koncave-Mineraloberfläche mit der mächtigen Schuppendecke kann als schlecht drainiertes, dauerndwassergestätigtes Mikrostandort angesehen werden, in dem flache kryogene Zeitwelse wassergellOlle Mulden entstanden slnd.ln warmen Jahreszeiten Istdas starkgebundene Wasser in flüssiger From, bei kurzperiodischen Kälteeintritten geht es ins Eis über, mit der Auslösung der Mikrosegregierungsprozesse die durch Felnschluff- und Tonverwitterung in der Schuppendecke begünstigt werden. Es muss betont werden, dass in dieser speziphischer Verwitterung kalte Lösungen, reich an Humussuären und Al, Fe, Mg, Ca, Mn-Jenen anwesend stark mineralisiert sind. Die Einfrierungstemperatur in diesen Bedingungen ist niedrig, ein Teil dieser Lösung wahrscheinlich kann nicht ins Eis übergehen. Ein Reichtum an Kavernen der chemischen Korrosion an den Quartzsaridoberflächen (KOWALKOWSKI, KOCON 1991) sugerierteine Zusammenwirkung der Kryohydrochemischen und der Kryochemischen Verwitterung im Gletschermilieu, deren Mechanismen noch nicht ausreichend erkannt sind. Nach PU LI NA (1974, 1986) im Abflussgebiet des Warenskjöldgletschers die chemische Denudation5-20m 3 km·•a·' ist 10-40-Mal kleiner als die mechanische. Als Folge diesergekoppelten Prozesse, derMikroabschuppung undder Mikrozersetzung, an den Kornoberflächen entstehen feinkrönlge HOllen, die Im Eis stark mineralisierte, nicht gefrorene Lösungen adsorbieren. Dank der Adhesionskräfte bleibt Im Eis die VerwitterungshOlle an den Kornwänden, wo sie in Folge des Temperaturwandels und Mineralisation zyklischen Prozessen der Migration, Mikrosegregation und Koagulation unterzogen wird. Erst bei der Befreiung aus dem Eis fällt die VerwitterungshOlle von der Kornoberfläche ab.

Literatur JAHN, A. (1972): Tundrapolygons in the Mackensie Deltaarea. Götting. Geogr.Abl1. 60, Gottingen:285·292. KARTE, J. (1979): Räumliche Abgrenzurg und regionale Differenzierung des Periglaziärs. Ferd. Schöningh., Bochumer Geogr. Arbeiten, Paderborn: 211. KONISCHTCHEV, V.N., S.F.KOLESNIKOV u. W.V.ROGOV, (1983): lssledovanije osnovnych faktorov I mechanizma kriegennage prleobrazovanlja mlneralow. Problemy Gieokrlotogll. Nauka, Moskva. KOWALKOWSKI, A. (1988): Texturatfeatures of the surface of Quartz sand gralns in acld and alkaline soils ofthe cold climate.ln (Ed. E. Mycielska-Dowglatlo) Genesis ofsediments and solls ln llghtof electron microskope investigation. Warsaw Univ. Warsaw: 87-100. KOWÄLKOWSKI, A., u. J. KOCON, (1991 ): Proeasy wietrzenia na Spitsbergenie na podstawie badafl w skaningowym mikroskopie elektronowym. Geografia 50, Poznafl, Univ. Press: 77~1 04. PULINA, M. (1977): Uwagi o zjawiskach krasowych wpoludniowej czQ5ci Spitsbergen. Kras i Speleologia 9:104-129. PU LI NA, M. (1986): Problematyka geomorfologiczna I hydrologiczna polskich wypraw na Spitsbergen w latach 1S79 i 1980. Czasop. Geogr. 57(3): 366-392.

I

"'

1'N I

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

277-280

(1992)

VERÄNDERUNG PEDOGENER FE-, AL- UND MN- OXIDE DURCH VERSAUERUNG UNTERBUCHENWALD von Rampazzo N.+) und W.E.H. Blum+)

Zusammenfassune Der Einfluß der Bodenversauerung auf pedogene Oxide des Fe, Al und Mn wurde anband des "Stammabfluß-Modells" im stadtnahen Wienerwald untersucht. Bodenproben aus 4 Tiefenstufen aus dem durch Luftimmissionen stark versauerten Stammabflußbereich (pH KC12.5-3.0) sowie aus dem Zwischenstammbereich (pH KCl 3.5-5.5) von 5 verschiedenen Altbuchenstandorten wurden chemisch-mineralogisch untersucht. Die intensive Bodenversauerung im Stammabflußbereich führte zur verstärkten Verwitterung primärer Minerale und zu einer Neubildung und Akkumulation von Fe-Oxiden im Oberboden, welche zum Großteil noch schlecht kristallisiert bzw. organisch gebunden sind. Gleichzeitig waren im Stammabflußbereich aller Standorte geringere Al- und MnGehalte als im Zwischenstammbereich extrahierbar, was auf das Fehlen von Al-Chloriten bzw. auf eine pB-abhängige Mobilität zurückzuführen sein dürfte. Außerdem war eine Fe-Anreicherung sowohl im Feinboden wie auch in der Tonfraktion festzustellen.

Einleitune Bodenversauerung wird sowohl durch natürliche wie anthropogene Säureeinträge verursacht und hat einen großen Einfluß auf Verwitterungsprozesse, wie zum Beispiel die Neubildung von Fe-, Alund MncOxiden und Hydroxiden. Für bodengenetische Fragestellungen werden oft Fe-Oxide herangezogen, da ihre Entstehung und Erhaltung von der Intensität und Richtung bestimmter Prozesse geprägt sind. Eine übliche Methode, pedogene Oxide in ihrer Gesamtheit quantitativ zu bestimmen, ist die chemische Extraktion des Fe, Al und Mn aus dem Feinboden bzw. aus der Tonfraktion mittels DCB (MEHRA und JACKSON, 1960). Die zusätzliche Extraktion mittels Oxalat und Pyrophosphat (SCHWERTMANN, 1964)) ermöglicht Aussagen über den Anteil an schlecht kristallisierten bzw. amorphen Fe-Verbindungen. Qualitative Aussagen über die Art der Fe-Verbindungen können jedoch nur mittels Mössbauer· Spektroskopie bzw. Röntgendiffraktornetrie getroffen weden. Ziel dieser Arbeit war, den Einfluß der Bodenversauerung auf Bildung, Erhaltung und Veränderung pedogener Fe-, Al- und Mn-Oxide in Buchenstandorten zu untersuchen.

Material und Methodik In 5 Buchenstandorten des stadtnahen, stark durch Luftimmissionen belasteten Wienerwaldes wurden Bodenproben gestörter Lagerung in 4 Tiefenstufen (0-5 cm, 5-10 cm, 10-20 cm, 20-30 cm) aus dem Stammablaufbereich (S) von je 10 Bäumen und aus dem Zwischenstammbereich (Z) gezogen. Es handelt sich bodentypologisch um saure, pseudovergleyte Braunerden auf Kalksandstein der Flyschzone. Die Bodenproben wurden luftgetrocknet, auf 2 mm Korndurchmesser gesiebt (Feinboden), bei 105•c getrocknet und wie folgt analysiert: chemische Untersuchungen: Bestimmung des Fe in der Gleichgewichtsbodenlösung (GBL) (MEIWES et al., 1984) Bestimmung des austauschbaren Fe im ungepufferten 0.1 N BaCl2-Extrakt Bestimmung des Gesamteisens in der Tonfraktion in alkalischer SChmelze.

+)Institut für Bodenforschung, Universi~.t für Bodenkultur, Wien Gregor Mendel-Straße 33, 1180 Wien, Osterreich.

-278mineralo~scbe

Untersucbun&en: DCB-löslicbe, NH4-oxalatlöslicbe und Na-pyropbospbatlöslicbe Fe-, Al- und Mn-.Gebalte. Röntgendiffraktometriscbe Analyse der Tonfraktion.

Er:ebnisse und Diskussion Die Bodenversauerung (pH 2.5-3.0) im Stammabflußbereich ist vorwiegend anthropogen bedingt, und fUhrt u.a. zu cbemiscb-mineralogiscbe Zustandsänderungen wie Akkumulation von C, N und S und Schwermetallen, Abnahme der KAK und der Basensättigung, Zunahme der Al-Sättigung, Auflösung des (Al)-Cblorites mit Schiebtladungsverlust der quellflihigen 2:1-Minerale (RAMPAZZO und BLUM, 1992). Die folgenden Ergebnisse beziehen sieb auszugsweise auf den S.tandort "Rieglerbütte". Der Stammabflußbereich weist in verschiedenen Extrakten des Feinbodens stets einen .höheren FeGehalt als der Zwiscbenstanunbereicb auf, vgl.Tab.l.

Tab. 1: Fe-Gehalte des Feinbodens in der GBL, im ungepufferten BaCI2-Extrakt und im NaOH-Gesamtaufscbluß. Tiefenstufe cm

GBL mval/1

s

0-5 5-10 10-20 20-30

0.73 n.b. n.b. 0.10

BaCI 2 mvallkgFb

z

0.34 n.b. n.b. 0.13

S =Stammabflußbereich

s

z

12.3 12.7 8.7 4.5

0.2 0.6 0.5 0.1

NaOH-Aufscbluß Gew%

s

z

3.2 2.4 1.7 1.5

1.6 1.9 1.7 1.5

Z =Zwiscbenstanunbereich

Bei der Verteilung der Eisenoxide zeigt sieb ebenfalls eine sehr starke Akkumulation in den oberen Horizonten des kontaminierten Stammabflußbereicbes, wobei ein ·sehr bober Anteil des oxalatlöslieben Fe organisch gebunden sein dürfte, vgl. Abb. 1. %Fe

%Fe

3,0~ 2 ,6

0-6 cm

2,6 6-10 om

2,0

3,0

2,0 10-20 om

1,6

20-30 om

I 1•6

1,0

1,0.

0,6

0,6

0,0

8

z

8

z

·.8

z

8

z

-

Dlthlonlt-lllalloh

11111 Oxalat-lllalloh

D

P~rophoaph.-löalloh

0,0

Abb.1: pitbio~t-, oxalat- und p~pbospbat-lÖsliche Fe-Gehalte im Stammabfluß-(S) und . un Zwtsehenstanunbereich (Z). ·

-279Wöchentliche Analysen des fraktionierten Niederschlages (Stanunabfluß und Kronentraufe) über ein Jahr bei einem der 5 untersuchten Standorte ergaben, daß der Fe-Eintrag durch den Stammabfluß geringer war (171 g Fe/ha) als jener über die Kronentraufe (192 g Fe/ha), die im wesentlichen den Zwischenstammbereich beeinflußt Die Neubildung von Fe-Oxiden im stark sauren Bodenbereich läßt sich daher vorwiegend über die Verwitterung primärer Silikate erklären. Verwitterungsindices aus der Tonfraktion bestätigen diese Annahme, wonach ersichtlich wird, daß im Stanunabflußbereich fast 100 % des gesamten Eisens pedogen ist während im Zwischenstammbereich ca. 36 gew.% noch silikatisch gebunden ist Die FeJFed-Werte deuten darauf hin, daß jedoch noch 50% des pedogenen Eisens im S-Bereich amorph bzw. schlecht kristallisiert ist, während im Zwischenstammbereich scheinbar bessere Bedingungen für gute Kristallisation vorherrschen . Der Anteil an organisch gebundenem Fe im Feinboden ist im Stammabflußbereich sehr viel höher als im Zwischenstammbereich, vgl. Tab.2. Tab.2: Werwitterungsindices der Tonfraktion* bzw. des Feinbodens** des Stammabflußbereiches (S) und des Zwischenstammbereiches (Z) in der Tiefenstufe 0-5 cm. Probe

Fe •

FeJFed*

Fedx100*

o/J

F~e 0 **

(FecFed)xlOO*

Fet

Fet

(S)

0.50

3.43

99.7

0.3

0.84

(Z)

0.24

2.80

63.6

36.4

0.37

In beiden B®enbereichen ist der Goethit nach Entfernung der röntgenamorphen Substanzen sichtbar (33.3A-Peak). Es sind keine qualitative Unterschiede zwischen S und Z festzustellen, vgl. Abb.2.

33.3Ä

33.3A

AJ__J

A

B~

B

~

c

c

0

34

33

32

31

30

Cukol-Strahlung

~ ·~

~ r---.r---,--....--.

2 Theta

34

33

32

31

30

°

2 Theta

Cukd.-Strahlung

Abb. 2: Röntgendiffraktograrnrne der Tonfraktion des Stammabfluß- (links) und Zwischenstarnmbereiches (rechts). A = unbehandelt, B = Dithionit-behandelt, C = Oxalat-behandelt Im kontaminierten Stammabflußbereich waren bei allen Standorten geringere Al-Gehalte als im Zwischenstammbereich extrahierbar, vgl. Abb. 3, wo vermutlich auch die Hydroxo-Al-Polymere des (Al)-Chlorits (vgl. RAMPAZZO und BLUM, 1992) mitextrahiert werden.

-280-

mn Allkg Fb ----.-

3500 mg Al/kg Fb

3500 -

Dlthlonlt-löallch

2500

B

Oxelat-löallch

2000

2000

D

Pyrophoaph.-löallch

1500

1500

1000

1000

3000

3000 2500

5-10 cm

10-20 cm

20-30 cm I

600

600 0

s

z

s

z

s

z

s

z

0

Abb.3: Dithionit-, oxalat- und pyrophosphat-lösliche Al-Gehalte im Stammabfluß-(S) und im Zwischenstammbereich (Z). Die Mn-Oxide waren in den stark sauren Böden des Stammabflußbereiches ebenfalls nur in sehr geringen Mengen vorhanden, vgl. Abb. 4. Es konnte noch nicht gekllirt werden, ob sie entweder ausgewaschen oder überhaupt in ihrer Bildung gehemmt werden

1500 1200

mg Mn/kg Fb

0-5 cm

mg Mn/kg Fb

5-10 cm

10-20 cril

1500

20""30 cm 1200 -

Dlthlonlt-löellch

900

900

B

Oxalat-löallch

600

600

D

Pyrophoaph.-löallch

300

300

0

s

z

s

z

s

z

s

z

0

Abb.4: Dithionit-, oxalat- und pyrophosphat-lösliche Mn-Gehalte im Stammabfluß-(S) und im Zwischenstammbereich (Z). Literatur MEHRA, O.P. und JACKSON, M.L., (1960): lron oxide removal from soils and clay~thby a dithionite-citrate buffered with sodium bicarbonate.- Proc. Conf. Clays Clay Miner., 7 , pp. 317-318. MEIWES, K.J., N. KÖNIG, P.K. KHANNA, J. PRENZEL und B. ULRICH (1984): Chemische Untersuchungsverfahren flir Mineralböden, Auflagehumus und Wurzeln zur Charakterisierung und Bewertung der Versauerung in Waldböden.- Ber. des Forschungszentrums Waldökosysteme/Waldsterben, Bd.1. Univ. Göttingen. RAMPAZZO, N. und W.E,H. BLUM, (1992): Changes in chemistry and mineralogy of forest soils by acid rain.- Water, Air and Soll Pollution, ll. 209-220. SCHWERTMANN, U., (1964): Differenzierung der Eisenoxide des Bodens durch Extraktion mit Ammoniuinoxalat-Lösung.- Z. Pflanzenemähr. Bodenk., ~ 194-201.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

281-284

(1992)

Beschichtung von Silikasand mit Eisenoxiden: Herstellung und analytische Identifikation von A. Scheidegger, H. Sticher+ Einleitung

Die Beschichtung von Partikeln ist ein bekanntes Phänomen im Boden. So sind Bodenpartikel häufig von Tonmineralien, Eisenoxiden, Calcit, Siliciumoxiden, Manganoxiden und Mikroorganismen umhüllt (Fitzpatrick, 1980) und determinieren so Eigenschaften der Bodenpartikel wie das Adsorptions- und Ionenaustauschvermögen (Hendershot und Lavkulich, 1983) sowie das Koagulations- und Transportverhalten von Stoffen. Die Beschichtung von Sandkörnern mit Sesquioxiden und Tonmineralien stellt einen wichtigen Prozess der Podsolierung dar (Anderson et al., 1982; Farmer, 1984). Wegen der Bedeutung beschichteter Bodenpartikeln für die Bodeneigenschaften wurde eine heterogene Beschichtungsreaktion von Silikasand mit Eisenoxiden entwickelt. Diese führt zu gut definierten, kristallinan Oxidbeschichtungen, was mittels Elektronenmikroskopie und FTIR-Spektroskopie verdeutlicht werden kann. Ablösungsexperimente zeigen, dass die Eisenoxidpartikel stark und irreversibel auf der Silikaoberfläche haften. Röntgen-Photoelektronen-Spektroskopie (XPS) Messungen deuten auf eine Ausbildung chemischer Fe-0-Si Bindungen hin. Methodik:

Zur Herstellung verschiedener Eisenoxidbeschichtungen (Goethit, Hämatit, Lepidokrokit, Ferrihydrit und Maghemit) auf Silikasand (Cristobalit oder Quarzsand) wurden die Eisenoxide in wässeriger NaN0 3 -Lösung bei gewünschter Ionenstärke und pH dispergiert, mit Silikasand (gesiebt auf 125 - 250 11m) versetzt und während 24 h geschüttelt (25°C). Das nicht adsorbierte Eisenoxid wurde danach mit entsprechender Salzlösung gut ausgewaschen (63 11m Nylonsieb) und der beschichtete Sand gefriergetrocknet. Resultate und Diskussion Analytische Charakterisierung von Eisenoxidbeschichtungen

Abb. 1 zeigt Elektronenmikroskopieaufnahmen von mit Goethit und von mit Hämatit beschichtetem Cristobalitsand. Adsorbierte Goethitpartikel können als Nadeln von 0.5 - 1 11m Länge und 0.05 - 0.1 11m Breite identifiziert werden. Adsorbierte Hämatitpartikel sind als helle Sphäroids auf der Silikaoberfläche erkennbar. Tabelle 1 zeigt die Resultate der Oberflächenmessungen und den Eisengehalt von stark beschichtetem Cristobalitsand. Die experimentelle Oberfläche von mit Goethit beschichtetem Sand wird gut durch die theoretische Summe der Oberfläche von reinem Cristobalitsand und derjenigen von Goethit (entsprechend der adsorbierten Menge) wiedergegeben.

+ Institut für Terrestrische Oekologie, ETH Zürich, Grabenstr. 3, CH-8952 Schlieren

-282Tabelle 1: Spezifische Oberfläche und Eisengehalt von mit Goethit beschichtetem Sand Probe

Totalgehalt Eisen mg/g Sand

reiner Sand reiner Goethit mit Goethit beschichteter Sand

Goethit ads. mg/g Sand '

<0.1 14.4

9.2

spezifische Oberfläche m2/g exp. 0.08 21.3 0.38

I

berechnet

10.39

I

i

Die DRIFT Spektren (diffuse reflectance infrared Fourier transform) in Abb. 2 zeigen klar, dass die Oberflächenbeschichtung des Silikasandes aus reinem Goethit besteht. Das berechnete Differenzspektrum zwischen beschichtetem und unbeschichtetem Silikasand (Abb. 2c) mit einem optimalen Subtraktionsfaktor SC = 3.4 zeigt Absorptionsbanden bei 902 cm·1, 802 cm·1, 628 cm-1. Diese Bandpositionen stimmen gut mit dem Spektrum von reinem Goethit überein (Abb. 2d).

Abb. 1: Rasterelektronenmikroskopieaufnahmen von mit Goethit und mit Hämatit beschichtetem Cristobalitsand. Der Massstab repränsentiert 1 ~m.

1100

........,., ,...., 1000

100

...

Abb. 2: DRIFT Spektren im Wellenzahlbereich von 1300580 cm·1 von a) reinem Cristobalitsand, b) mit Goethit beschichtetem Cristobalitsand, c) Differenzenspektrum zwischen beschichtetem und unbeschichtetem Sand und d) reinem Goethit. Der Pfeil im Spektrum a) zeigt die Position einer charakteristischen Silikabande, welche zum Auffinden des optimalen Subtraktionsfaktors SC = 3.4 für das Differenzenspektrum c) ausgewählt wurde. Zum Vergleich werden auch andere Subtraktionsfaktoren (SC = 3.0 und SC = 3.8) gezeigt. Die markierten Banden in den Spektren c) und d) stimmen mit charakteristischen Goethitbanden überein.

-283Die Beschichtungsreaktion von Cristobalitsand mit Goethit

Abb. 3 zeigt die Partikel-Adsorptionsisatherme von Goethit auf Cristobalitsand. Der Exponent der gefitteten Freundlichisotherme ist sehr klein. Eine Erklärung für diese Art Isothermen ist die hohe Obertlächenheterogenität, welche in Abb. 1 erkennbar ist. Die pH-Abhängigkeit der Beschichtungsreaktion (Abb. 4) zeigt eine charakteristische Zunahme adsorbierten Goethits mit steigendem pH, gefolgt von einer abrupten Abnahme bei pH Werten über dem Ladungsnullpunkt des verwendeten Goethits (pHpzc = 7.9). Diese charakteristische pH-Abhängigkeit der Beschichtungsreaktion kann mit einem einfachen elektostatischen Modell (Scheidegger et al., 1992) beschrieben werden . Das Modell beruht auf der Annahme, dass positiv geladene Goethitpartikel die negative Ladung der Silikaoberfläche durch ihre Anlagerung neutralisieren. ln Anbetracht der Einfachheit des Modells und der Tatsache, dass keine Parameter angepasst wurden, vermag die Modellvoraussage (Abb. 4, dicke Linie) den experimentellen Verlauf befriedigend zu beschreiben. Im weiteren wird eine deutliche Ionenstärkeabhängigkeit der Beschichtungsreaktion beobachtet. Im sauren pH-Bereich wird ein Maximum an adsorbiertem Goethit bei einer Ionenstärke von 0.01 M beobachtet (Abb. 4, linke Seite). Diese beträchtliche Beschichtung bei intermediären Ionenstärken kann weder vom Modell vorausgesagt, noch mit der Abhängigkeit der Oberflächenladung von der Ionenstärke erklärt werden. 1.00

.,.c

..... . i

Abb. 3: Partikel-Adsorptionsisatherme mit der Menge adsorbierten Goethits (mg GoethiVg Silikasand) als Funktion der Goethitkonzentration in Suspension (g GeothiVLiter) bei einem konstanten pH = 2.5 und einer Ionenstärke von 0.01 M. Die ausgezogene Linie zeigt den Fit der Daten mit einer Freundlichisotherme (Steigung a. = 0.254).

a

0.75

0.50

! • I

0.25

0.00 0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

log,. ( g goolhllo/llhr l

3.5

,--------TT-----, Abb. 4: pH-Abhängigkeit der Beschichtungsreaktion von Cristobalitsand mit Goethit (mg GoethiVg Sand). Experimentelle Datenpunkte bei verschiedenen Ionenstärken (0) 0.001 M, (•) 0.01 M, (e) 0.1 M, (0) 1 M sind mit einer dünnen Linie verbunden. Die dicke Linie ist die Voraussage des Modells.

3.0 ~

~ z.~ 0

'u LO

~0

1.5

0

~1.0 Q5

8

10

12

pH

Bindungsverhältnisse an der SJiikaoberfläche Elektrostatische Wechselwirkungen vermögen zwar den Verlauf der Beschichtungsreaktion befriedigend zu beschreiben, können aber aufgrund von Ablösungsexperimenten mit beschichtetem Sand nicht allein für die starke und irreversible Haftung des Goethits auf der Silikaoberfläche verantwortlich sein. Weder mit gebräuchlichen Dispergierungsmitteln (z.B. Calgon), noch in Medien, in welchen sich die Partikel aufgrund ihrer Oberflächenladung abstossen müssten (z.B. 1 M HNOa. 10M NaOH 1), kann eine Goethit-ablösung vom beschichteten Sand beobachtet werden.

-284Werden als weitere Wechselwirkungen. Van-der-Waa/s Kräfte in Betracht gezogen, so stellt die ausgeprägte Temperaturabhängigkeit der Beschichtungsreaktion e.inen Widerspruch dar. Aufgrund von XPS Resultaten postulieren wir, dass die·Ausbildung chemischer Fe-0-Si Bindungen gernäss der Reaktion · -Fe-OH + HO-Si- => -Fe-0-Si- + H20 für die starken Bindungskräfte zwiSchen Eisenoxidpartikeln und Silikasand verantwortlich ist. Abb. S zeigt das Fe (2P312) Spektrum von reinem Goethit (Abb. Sa) und Goethit beschichtetem Cristobalitsand (Abb. Sb), Abb. 6 das Si (2p) Spektrum von reinem Silikasand (Abb. 6a) und Goethit beschichtetem Silicasand (Abb. 6b). Die wichtigsten Erkenntnisse sind die zusätzlichen Fe (2P312) und Si (2p) Spektrallinien des beschichteten Materials bei Bindungsenergien von 710.4 eV respektiv 101.0 eV. Da XPS Messungen bezüglich der chemischen Umgebung eines betreffenden Elements sensitiv reagieren (Perry, 1986), sind solch zusätzliche Spektrallinien bei der Bildung von chemischen Fe-0-Si Bindungen verständlich. al

.j

] :!

.:

~

:!

...

... ll•t~~•t

... ,., IIYI

110

101

100

· BIINII•I 1Htf1 IIY)

Abb. S: XPS Messungen der Fe (2P312) Spektrallinie im Bindungsenergiebereich von 720 bis 700 eV für a) reinen Goethit und b) mit Goethit beschichteten Sand.

Abb. 6: XPS Messungen der Si (2p) Spektrallinie im Bindungsenergiebereich von 110 bis 96 eV für a) reinen Sand und b) mit Goethit beschichteten Sand.

Experimentelle Datenpunkte (0) sind in den Abbildungen mit einem Gausspeak (dicke Linie) mit polynomialer Grundlinie gefittet. Die Aufspaltung der Spektrallinie in zwei Peaks in den Spektren (Abb. Sb und Abb. 6b) aufgrundder Beschichtung ist zu beachten. Literatur Anderson, H.A., Berrow, M.L., Farmer, V.C., Hepburn, A., Russell, J.D. and Walker, A.D., 1982. A reassessment olthe podzollormation processes. J. Soil Sei., 33: 125-136. Farmer, V.C., 1984. Distribution ol allophane and organic maUer in podzol B hoJjzons: reply to Buurman and Van Reeuwijk. J. Soll. Sei., 35: 453-458. Filzpatrick, E. A., 1980. Soils. Their lormation, classilication and dislribution. Longman, London. Hendershot, W.H. and Lavkulich, L.M., 1983. EHect ol sesquioxide coalings on surlace charge ol standard mineral and soll samples. Soll Sei. Soc. Am. J., 47: 1252-1260. . Perry, D.L., 1986. Applications ol surlace techniques to chemical bonding studies ol minerals. ln K. Häyes and J. Davis (Editors), Geochemical processes al min!lral surlaces, American Chemical Soclety. Scheidegger. A., Borkovec, M. and SUcher, H., 1992. Coaling ol silica sand wilh goethile: preparation and analytical idenlilicalion. Geoderma, in press.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

285-288

(1992)

'Kritische' K-Konzentrationen und K-Freisetzungsraten von Biotit - Bestimmung, Bedingungsgrößen, kinetisches Modell von SPRINGOB, G., BarbaraDEGEN und H. GRAF von REICHENBAcw>

Ziele Die Freisetzung des Kaliums aus den Zwischenschichten von Glimmern und Tonmineralen ist ein Prozess, der im Rahmen der Mineralverwitterung eine grundsätzliche und bei der Ernährung der Pflanzen eine praktische Rolle spielt. Anlaß für unsere Untersuchungen sind Bestrebungen, für Böden mathematisch-kinetische Terme (Modelle) abzuleiten, die sowohl die K-Freisetzung als auch die gegenläufige K-Fixierung quantifizierbar machen. Solche Teilmodelle sollen dann z.B. in Rhizosphärenmodelle eingegliedert werden. Bei der Arbeit mit Böden ergibt sich naturgemäß eine Reihe von Problemen, die mit der Kompliziertheit des Systems zusammenhängen. Diesbezügliche Untersuchungen sollten deshalb von Arbeiten mit definierten, fraktionierten Mineralen unter sehr genau kontrollierten Umgebungsbedingungen begleitet werden. Hieraus können Grundsätze und Randbedingungen für die mathematische Modeliierung abgeleitet werden. Ein vorläufiges kinetisches Modell wird in dieser Arbeit dargestellt. Konkret wurde geprüft, welchen Einfluß K- und Ca-Konzentration der Lösung auf die Geschwindigkeit der K-Freisetzung (Kinetik) und auf die Lage von K/Ca-Austauschgleichgewichten (Thermodynamik) haben. Bei letzteren interessieren insbesondere die 'kritischen K-Konzentrationen'. Sie geben die Konzentration der Umgebungslösung an, bei deren Unterschreiten Kalium vom Mineral- bei der jeweiligen Konstellation der übrigen Einflußgrößen- abgegeben wird.

Material und Methoden Biotit 'Moen' der Korngröße 5-20 11m mit der Zusammensetzung (%)

Si02 36.5

Ti02 3.13

Al203

14.3

Fe20a 4.57

FeO 15.0

MnO

0.066

MgO 11.83

CaO

0.44

Na20 0.23

K20 9.70

wurde in PE-Enghalsflaschen in verschiedenen Verhältnissen von Mineral (mg):CaCI2 (ml) eingewogen (Verhältnisse in Abb. 1 vermerkt). Aus dem Anstieg der K-Konzentrationen der Lösung wurden die Summenkurven der K-Freisetzung berechnet und als Funktion der Zeit aufgetragen. Der Anstieg erfolgt bis zu einem Gleichgewicht, da keine Senke für freigesetztes K vorgehalten ->Institut für Bodenkunde der Universität Hannover Herrenhäuser Str. 2, D-3000 Hannover 21

-286wird. Wird das Verhältnis LösunQ/Mineral weiter, dann liegen die K-Konzentrationen der Lösung niedriger; es geht mehr K bis zum Erreichen des Gleichgewichtes in Lösung. Vorversuche zeigten, daß die Intensität, mit der die Lösung durchmischt wird, erheblich variierend auf die Geschwindigkeit der K-Freisetzung wirkt. Auf das Schütteln wurde deshalb bei allen Langzeitversuchen verzichtet. Nur die Daten, die zur Ableitung des kinetischen Modells verwendet wurden, beziehen sich auf Versuche, bei denen ständig über Kopf geschüttelt wurde. Die Ca-Konzentration der Austauschlösung lag mit 5 und 20 mmolc Ca r' in einem Rahmen, der auch in der natürlichen Bodenlösung anzutreffen ist ( Versuche mit 10 mmolc Ca wurden durchgeführt, werden an dieser Stelle aber nicht mit dargestellt). Ergebnisse und Diskussion Ktotal 5/100

,......., 2000 5/500

I

m 5/200

0 1500 E :t

Ca=5 mmol

'--' 1000

c

,_,

rng/ml Z0/200

111 .0

a

m 500

.0 -c(

I

~

25/10,

o~·~~~~-r~.-~--~ 0

240

480

720

960

1200

1440

Zelt [h] Abb. 1: Summenkurven der K-Freisetzung aus Biotit 'Moen' (5-20 pH 6.8 und 20•c.

~m)

bei 5 mmolc Ca 1-',

Die in Abb. 1 gezeigten Kurven wurden durch Anpassung der Gleichung (1)

Kkum(t)

=Koo (1-exp(-At) 8 )

mittels Levenberg-Marquardt-Optimierung errechnet. Kkum ist die jeweils freigesetzte Menge zum Zeitpunkt t, Koo ist die maximal mögliche K-Freisetzung zum Zeitpunkt too (Gleichgewicht). A und B bestimmen Steigung und Form der Kurven. Es ließen sich alle Kurven mit GI. (1) sehr gut wiedergeben. Der Term dient zum einen zur reinen Beschreibung der Versuchsdaten, zum anderen eignet er sich zur Identifizierung des Gleichgewichtes (Koo) und damit zur Berechnung der kritischen K-Konzentrationen. Die Parameter Koo, A und B sind das Resultat der Kurvenanpassung. Sie sind zusammen mit Versuchsdaten und berechneten kinetischen und thermodynamischen Kenngrößen in Tabelle 1 angegeben.

-287-

Tabelle 1: Versuchsdaten und einige berechnete Kenngrößen der K-Freisetzung bzw. des Austauschgleichgewichtes.

, - Versuchsdaten --, (Ca) Ew. Vol. Zeit

,--Parameter GI. (1) Koo

A

~

B

1

mMc mg ml

h

JlmOI g-

5 5 5 5 5

5 5 5 20 25

800 500 200 200 100

1436 1436 1436 1436 815

2044.8 2001.8 1666.0 812.4 394.4

0.0870 0.1147 0.0857 0.0843 0.1254

20 20 20 20 20

5 5 5 20 25

800 500 200 200 100

1436 1436 1436 1436 815

2057.8 2059.4 1854.7 1116.9 591.7

0.1254 0.1749 0.1018 0.0805 0.1199

,--berechnete Kenngrößen----, t99

Ck

AR 1

.JM1 o-

.:lG 3

kJ mol- 1

h

Jlmoll-

0.751 0.601 0.609 0.564 0.452

96 460 700 1200 2900

12.8 20.0 41.6 81.2 98.5

0.277 0.433 0.900 1.750 2.130

~15.0

0.802 0.657 0.619 0.586 0.496

88 145 478 1000 1560

12.9 20.5 46.3 112 147

0.147 0.233 0.526 1.270 1.670

-21.5 -20.4 -18.4 -16.3 -15.6

~19.9

"18.9 ~17.1

~15.5

ist der Zeitpunkt (h), zu dem Kkum nach GI. {1) 99% von Koo erreicht. Ck ist die kritische Konzentration, berechnet aus Koo und dem zugehörigen Lösungsvolumen. AR sind die reduzierten K/Ca-Aktivitätenverhaltnisse (aKJ.JaC) und Jl.G gibt die Gibbs'schen freien Austauschenergien an: Jl.G= -RT ln AR (AR=aKJ.JaCa)

199

Bei höherer Ca-Konzentration ist die K-Entleerung des Biotits vollständiger und die Gleichgewichte stellen sich schneller ein. Die kritischen Konzentrationen (Ck) sind eine Funktion der K-Sättigung des Minerals. Bei halber Sättigung und 5 mmolc Ca 1- 1 liegt Ck bei etwa 70 Jlmol K l- 1 • Dieser Wert liegt höher als die K-Konzentration in der Bodenlösung von nicht oder wenig K-gedüngten Lößböden (Oberböden). Unterböden können noch wesentlich niedrigere Konzentrationen aufweisen. Bei ausreichender Zugänglichkeil wird Biotit dieser Korngröße im Boden also schon während der Bodengenese entleert. Die höhere Ca-Konzentration von 20 gegenüber 5 mmolc Ca l- 1 erhöhte die kritische Konzentration etwa um den Faktor 1.6 - unabhängig von der K-Sättigung des Mineral!,i. Der Effekt einer höheren K-Konzentration auf die Kinetik läßt sich aus den t99-Werten entnehmen. Er macht sich vor allem bei den höheren K-Konzentrationen bemerkbar, die durch die engen Verhältnisse von Biotit zu Lösung eingestellt wurden. Für die Variante 20/200 in Tabelle 1 errechnet sich eine um den Faktor 1.8 schnellere Gleichgewichtseinstellung bei der höheren CaKonzentration.

Kinetisches Modell Zur Ableitung des unten gezeigten Termes (2) wurden die Basisdaten nicht als Zeit-Summenkurven, sondern zunächst als Isochronen/Isothermen dargestellt (Abb. 2). Es ist dann möglich, hieraus Summenkurven für konstante K-Konzentrationen zu interpolieren. Es wurde sozusagen eine "theoretische Senke" eingeführt, die K in der gleichen Geschwindigkeit aus dem System MineraVLösung entfernt wie es vom Mineral abgegeben wird. Solche Summenkurven können für beliebig viele K-Konzentrationen berechnet und zur Gewinnung der Parameter genutzt werden, die in Gleichung (2) eingehen.

-288-

Die Freisetzungsraten .::lKI.::lt errechnen sich nach f(K-Sättigung) (2)

AKIAt:

f(K-Konzentration) mit (3)

f(Sätt.):(1.5-Sätt.) 2

(4) f(Konz.):exp(-8.51+0.0134-Konz. + ln Konz.),

wobei die Sättigung hier relativ eingeht, also zwischen 0 und 1 liegt. Die Dimension der Konzentration ist (~mol 1"

1

].

Mit diesem kinetischen Modell wurden die Kurven in Abb. 3 berechnet. Die

Symbole dort sind die aus Abb. 2 interpolierten Werte für konstante K-Konzentrationen. Das Modell ist nicht direkt auf Freilandbedingungen übertragbar. Es dient zur Darstellung der Gesetzmäßigkeilen und vor allem zum Nachweis der exponentiellen Abhängigkeit der K-Freisetzung von der K-Konzentration der Umgebungslösung. in der Literatur sind bereits eine Reihe von Modelle(! der K-Freisetzung dokumentiert. Keines von diesen Modellen berücksichtigt die dominierende Rolle der K-Konzentration der Außenlösung.

K Konzentration [JJ.mol 1-']

Abb. 2: K-Freisetzung aus Biotit Moen im Batch-Versuch. Darstellung als Isochronen Senkrechte Interpolation ergibt Linien gleicher Konzentration - > Symbole in Abb. 3 12.5 mmolc Ca 1·'. pH 6.8, 2o•c

Abb. 3: Interpolierte Werte aus Abb 2. (Symbole= "Meßwerte") im Vergleich mil Freisatzungsverlaufen (Linien), die mit einem kinetischen Modell berechnet wurden

72

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

289-292

(1992)

VERÄNDERUNG DES MINERALBESTANDES VON BÖDEN DES SCHWAR~ALDES DURCH JUNGE VERSAUERUNG von Karl Stahr und Mehdi Zarei*)

Es sollte untersucht werden, inwieweit die junge Versauerung (saurer Regen) den Mineralbestand in Böden des Schwarzwaldes verändert hat. Dabei war zunächst zu prüfen, welche Methoden sich am bestem zum Nachweis solcher Veränderungen eignen. ln den letzten Jahren wurde mit verschiedenen Methoden versucht, die Auswirkungen anthropogener Veränderungen auf den Mineralbestand zu quantifizieren. Dazu wurde verwandt: a)

Der historische Vergleich von Bodenproben bzw. Profilen aus Archiven gegenüber Proben, die an gleicher Stelle erneut entnommen wurden (FRANK UND GEBHARDT, 1990). ln gleicher Weise läßt sich auch die Veränderung des Elementbestandes mit pedochemischen Methoden vergleichen.

b)

Ein Profilvergleich aktueller Proben (Mineralbestand oder Elementbestand) ist dann möglich, wenn die Veränderung nur einen Teil einer Landschaft (Nutzungsgradienten) erfaßt hat und davon ausgegangen werden kann.• daß vor der Änderung gleiche Verhältnisse geherrscht haben (VERHOFF UND BRÜMMER, 1991).

c)

Die morphologische Methode versucht, durch die Veränderung begünstigte Mineralneubildungen oder geänderte Formen der Mineralzerstörung zu identifizieren.

d)

Durch Messung von Eh-, pH-Bedingungen und in Kenntnis von Gleichgewichtsreaktionen bestimmter wichtiger Prozesse läßt sich eine Veränderung des Gleichgewichtszustandesstöchiometrisch ableiten (FURRER, 1991).

e)

Kurzfristige Veränderungen lassen sich am besten aus Flüssebilanzen der betroffenen Bodenbereiche oder Ökosysteme erkennen. Auch hierbei ist ein Vergleich der langfristigen Verwitterungsbilanz mit den aktuellen Flußraten hilfreich.

*)

Universität Hohenheim,lnstitut für Bodenkunde und Standortslehre (310), D-7000 Stungart 70

-290-

Nur die Methoden a) - c) erlauben genauere Aussagen über Ort und tatsächlichen Verlauf der Verwitterungsprozesse (FEGER, BRAHMER, ZÖTTL, 1988). Für diese Untersuchung wurden zwei Profile ausgewählt: der Bändchen-Stagnogley, Schliffkopf 1 und der HumusEisen Podsol, Bärhalde. Bei beiden konnte in früheren Untersuchungen gezeigt werden, daß sie fast ausschließlich aus dem Liegenden entstanden sind und ihre Bodenentwicklung und ihr Mineralbestand bereits früher charakterisiert wurden (STAHR, 1973; KEILEN, 1978; STAHR, 1979). Die Profile wurden erstmalig im August 1969 bzw. Juni 1973 erneut von derselben Person im Mai 1992 in einem horizontalen Abstand von -:veniger als 3m und dort, wo die Horizonte urid Horizontgrenzen gleich wie ursprünglich ausgebildet waren. Sämtliche Analysen wurden an den Archivproben und an den neu gewonnenen Proben parallel und mit denselben Methoden durchgeführt. Ein Vergleich der pH-Werte (CaCI 2) zeigt, daß der bereits 1969 extrem saure Bändchen-Stagnogley nur noch wenig zusätzlich versauert ist (Oh/Ah 3,1 /2,9; C 4,0/3,8), der Podsol, Bärhalde, dagegen stärker Ahe 3,1/2,6; Cv 4,2/3,8. Die Versauerung und damit auch die Pufferleistung der Minerale ist auf die gesamten Profile verteilt, weshalb die Untersuchung alle Horizonte umfaßte. Mineralauszählungen der Sandfraktionen beider Profile zeigten in allen Fraktionen einen generellen Trend der Zunahme von Quarz, der Abnahme von Gesteinsbruchstücken, sowie · der Abnahme von Glimmern und Feldspäten (vgl. Abb. 1a und 1b). Im Profil Bärhalde kam es zu nicht plausiblen Veränderungen innerhalb der Feldspäte, wobei Plagioklase stark abnahmen und eine absolute Zunahme der Orthoklase festgestellt wurde. Aus diesem Grunde wurde für dieses Profil zunächst keine Mineralbilanz erstellt (GUDMUNDSSON UND STAHR, 1981). Im Profil Schliffkopf konnte dagegen in ~rster Näherung eine Mineralbilanz aufgemacht werden, da alle Veränderungen im Rahmen der erreichbaren Genauigkeit plausibel waren. Aufgrund der Feldspatgehalte im G-Horizont und vergleichbarer Gehalte in 'anderen C-Horizonten lassen sich 270 kg · m·2 für die Ausgangssituation errechnen. 1969 betrug der Feldspatvorrat im Gesamtprofil nur noch 153 kg · m·2, 1992 nahm er auf 121 kg ·m·2 ab. Geht man vereinfachend davon aus, daß lediglich K~lium an der Säurepufferung beteiligt ist, so ergibt sich mit 0,42 kval · m·2 für die Zeit bis 1969 und 0,54 kval · m·2 bis 1992 jeweils ein plausibler Wert für die Entbasung bzw. Feldspatverwitterung (kval · m·2 = kval · ha" 1 · Jahr"\ Die Differenz von 0,14 kval m·2 bedeutet aber eine Entbasung bzw. Säurepufferung von ca. 60 kval · ha· 1 · Jahr" 1 für den Zeitraum 1969 bis 1992. Dieser Wert übersteigt alle bekannten Daten (FEGER, BRAHMER, ZÖTTL, 1992). Der Grund kann in der ungenauen Auszählung (± 3 Korn%) oder aber in der Tatsache, daß die Feldspäte unterschiedliche Kaliumgehalte enthalten können, begründet sein. Deshalb wurde für das gleiche Profil auch eine Kalium-Bilanz erstellt (vgl. Abb. 2a und 2br Der Kaliumvorrat des Gesteins betrug 31 kg · .m·2 . 1969 waren noch 22,4 und 1992 20,2 kg · ·m·2 zu finden. Dies bedeutet eine Säurepufferung durch Kaliumfreisatzung von 0,22 kval · m·2 bis 1969 und 0,27 kval · m·2 bis 1992. Der Unterschied von 0,05 kval · m·2 macht mit 22 kval · ha· 1 · Jahr" 1 immer noch wesentlich mehr aus als erwartet werden kann.

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Archivprobe von 1969

a)

Abb. 1:

Quarz

b)

Probenahme 1992

Mineralbestand (Korn %) der Mittelsandfraktion im Bändchen-Stagnogley (Schliffkopf 1)

Tlele (11m(

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a)

Abb. 2:

Archivprobe von 1969

b)

t

T

Probenahme 1992

Tiefenfunktionen der Kalium-Gesamtelementgehalte der Kornfraktionen des Bändchen-Stagnogley (Schliffkopf 1)

-292-

Auch im Profil Bärhalde läßt sich mit Hilfe von Elementbilanzen die SäurepufferunQ für den Gesamtzeitraum der Bodenentwicklung gut abschätzen. Dabei ist anders als in den Buntsandstein-Gebieten hauptsächlich Natrium aus Plagioklasen die Puffersubstanz. Eine Gesamtbilanz des 1,5 t · m·2 schweren Profils ergibt Verluste von Natrium 40,7 kg

=

1,70 kval; Kalium 11,7 kg = 0,30 kval; Magnesium 0,1 kg = 0,004 kval; Kalzium 0,8 kg = 0,02 kval. Insgesamt beträgt hier also die Säurepufferung durch Freisatzung von Alkalien und E;:rdalkalien 2,0 kval · m·2 bzw. kval · ha- 1 und Jah( 1. Dieser Wert ist wiederum für die Gesamtbilanz plausibel und deckt sich mit Ergebnissen an anderen Profilen aus dem gleichen Gebiet. Die bisherigen Untersuchungen zeigen, daß die Verwitterung während des Holozäns mit quantitativer

Mineralanalyse wie durch pedochemische Bilanzen

mit genügender

Genauigkeit bestimmt werden kann. Eine Bestimmung über kurze Zeiträume von ca.' 20 Jahren ist nur dann möglich, wenn durch Mehrfachprobannahme und Einbeziehen höherer Kornzahlen sowohl der Fehler der Einzelanalyse erfaßt als auch verringert werden kann. Es ist

al~o

zu erwarten, daß mit entsprechendem Analysenaufwand aktuelle Verwit-

terungsraten aus Messungen an Bodenprofilen abgeleitet werden können. Literatur FEGER, K.H., BRAHMER, G. & ZÖTTL, H.W. (1988): Chemische Veränderungen des Niederschlagswassers auf seinem Weg durch zwei Einzugsgebiete im Schwarzwald. Wasser und Boden 40, S. 574-580. FEGER, K.H., BRAHMER, G. & ZÖTTL, H.W. (1992): Prol"ekt ARINUS: VI. Stickstoffumsatz und Auswirkungen der experimentellen Ammonsu fatgabe. Kfk/PEF-Berichte 94, S. 199-211. FRANK, U. & GEBHARDT, H. (1990): Weathering of Silicatesand Destruction of Clay Minerals a Gonsequens of Severe Soil Acidification in Selected Forest Locations of Notharn Germany. 14th International Congress of Soil Science, Val. VII, p. 60-65 Kyoto, Japan. FURRER, G. (1991): Theorie der Bodenversauerung: Das Zusammenspiel verschiedener Ursachen. Bulletin der Bodenkl. Gesellsch. der Schweiz 15, S. 5-18. GUDMUNDSSON, TH. & STAHR, K. (1981): Mineralogical and geochemical alteration of the Podsol Bärhalde. Catena 8, S. 49-69. KEILEN, K. (1978): Spurenelementverteilung und Bodenentwicklung im Bärhadegranitgebiet (Südschwarzwald). Freiburger Bodenkd. Abh. 8, S. 278. STAHR, K. (1973): Die Stellung der Böden mit Fe-Bändchen-Horizont (thin-iron-pan) in der Bodengesellschaft der nördlichen Schwarzwaldberge. Arb. lnst. Geol. Paläont. Uni. Stuttgart 69, S. 85-183. STAHR, K. (1979): Die Bedeutung pariglazialer Deckschichten für Bodenbildung und Standortseigenschaften im Südschwarzwald. Freiburger Bodenkd. Abh. 9, S. 273. VERHOFF, M. & G. W. BRÜMMER (1991): Mineralogische und chemische Charakterisierung von Abbauprodukten der Silicatverwitterung unter stark sauren Bedingungen. Mitteilg. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch., 66, II, S..1123- 1126.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

293-296

(1992)

Kristalline Überzüge aus Calciumphosphaten auf Aggregatflächen einer Mullrendzina von R. Tippkötter *)

EINLEITUNG

Mullrendzinen besitzen in der Regel einen hohen Anteil an Calcium und 1- .1osphor in der Lösungsphase. Quelle für das Calcium ist das Ausgangssubstrat, für den Phosphor der häufig hohe Anteil an organischer Substanz. Auf den Oberflächen der Aggregate einer Mullrendzina wutden kristallins (Abb. 1) und amorphe (Abb._ 2) Beläge gefunden, die Calcium und Phosphor enthalten. Es wird der Frage nachgegangen, welcher Art die kristallins Phase der Calciumphosphatbeläge ist.

MATERIAL UND METHODEN

Aus einem Ah-Horizont einer Mullrendzina (Hildesheimer Wald; pHcac12 7.1, Org. C 9.9%, Basensättigung 98.2%} wurden ungestörte Bodenproben (6x6x9cm) entnommen, die mit einer aufsteigenden Aceton:Wasser-Reihe dehydriert, mit Kunstharz imprägniert und von denen Dünnschliffe (20pm) hergestellt wurden. Die Bodenproben wurden vor der Dünnschliffpräparation mit einem Fluorchrom (Sigma, FB 28) angefärbt. Von

abgedeckten

Dünnschliffen

wurden

im

Rasterelektronenmikroskop

(Cambridge Mark lla} Elementverteilungsbilder mit einer wellenlängendisper'siven Mikrosonde (Microspec) hergestellt. Röntgenographische Untersuchungen (Stoe Stadi P mit ortsempfindlichem Detektor; 15 min. Co-Transmissionsmessung, Guinier-Methode) } wurden an abgedeckten Dünnschliffen und an Pulverproben durchgeführt.

*) Institut für Bodenkunde, Herrenhäuser Str. 2, 3000 Hannover

-294-

ERGEBNISSE Die amorphen Beläge der Aggregate aus der Mullrendzina zeigen einen CaGehalt von ca. 5%. Phosphor ist mit etwa 3% vertreten {Abb. 3}. Die kristallinan Formen der Calciumphosphate {Abb. 1, 5}, die oft faserige Aggregate bilden oder in Schichten auf den Aggregaten liegen, besitzen eine Größe von etwa 5x50 bis 1Ox1 OOJ..Im. Ihr Calciumgehalt liegt bei ca. 40%, der des Phosphors bei etwa 20%. Al, F, Si, Pb, Mg und Fe wurden nicht gefunden. Die Minerale zeigen einen negativen optischen Charakter. Der Brechungsindex liegt bei etwa 1.65. Beides deutet a~ apatitähnliche Formen hin. Dfe röntgenographische Untersuchung der Dünnschliffe führte zu keinem verwertbaren Ergebnis. Für eine endgültige Zuordnung der beschriebenen Minerale wäre eine Elektronenbeugung nötig. Hierfür sind jedoch die Dünnschliffe zu dick. Röntgenographische Transmissionsmessungen am Feinboden (Abb. 4} lassen ---.,jedoch den Schluß zu, daß es sich bei den kristallinan Formen möglicherweise um Calciummetaphosphat [Ca(P03 )i1 der Gammaphase handeln könnte, das bei Mclntosh und Jablonski {Anal. Chem., 28, 1424-27, 1956} mit folgenden Standardd-Werten angegeben wird: 3.49 A, •• , 2. 76 A.s, 4. 76 A.s. Die eigenen Messungen zeigen leicht veränderte lntensitäten: 3.49 A, •• , 2.76 Aso, 4.76 A.o (geschätzt}. Für Apatit, Hydroxylapatit, Calciumhydrogenphosphate und Octacalciumphosphat liegen keine röntgenographischen Nachweise vor. · Die mikromorphologischen Untersuchungen am Uchtmikroskop ergaben einen Massenanteil des kristallinan Calciumphosphats von weniger als 5%. Demzufolge ist die absolute Intensität der Röntgenreflexe nicht besonders hoch. Die Peaks können jedoch aufgrund des günstigen Verhältnisses des Signals zum Untergrund~auschen als gesichert angesehen werden.

SCHLUSSFOLGERUNGEN Die relativ hohen Ca- und P-Konzentrationen führen in der untersuchten Mullrendzina zu möglicherweise edaphisch verursachten jungen Calciumphosphatbelägen auf Aggregatoberflächen. Entweder aus diesen Belägen oder aus der Lösungsphase des Bodens entstehen nadelförmige, kristalline Calciumphosphate, die kristallegraphisch . nicht endgültig zugeordnet werden können und im Boden möglicherweise eine Zwischenstufe zum Apatit oder

-295-

Abb. 1 Kristalliner Calciumphosphatbelag auf einem Aggregat

a

Abb. 2 Amorpher Calciumphosphatbelag auf einem Aggregat

anderen Calciumphosphaten

darstel-

b

len. Durch ihre Anordnung auf den Aggregaten tragen diese Minerale oft auch zum Schutz dieser Strukturelemente bei.

") Der Autor dankt Prof. Graf v. Reichenbach und Dipi.-Min. J.Beyer für ihre freundliche Unterstützung.

c Abb. 3 Amorpher Calciumphosphatbelag: a) fluoreszenzmikroskopische Darstellung nach Si9ma FB 28, b) Anfärbung mit Phosphorverteilung (WOX), c) Calciumverteilung (WDX).

-296-

s"'f"'oE!I·,.-otrr,..ctt~~nl,.t ..



~

Abb. 4 Röntgendiagramm des

.....

Feinbodens der Mullrendiina

. I

a

b

c.

d

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Abb. 5 Kristalline Calciumphosphate auf Aggregatciberflächen: a) fluoreszenzmikroskopische Darstellung nach Anfärbung __ mit Sigma FB 28, b) Phosphorverteilung (WDX), c) Calciumverteilung (WDX), d) Siliziumverteilung (WDX). -

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

(1992)

297-300

.

.

Zur Beteili~_g wasserli!_~cher g_rganische! Subs~ ~ Q.~ MineralveiWitterung von Eva Tolksdorf-Uenemann

.,.)

Z.usammenfasRung: Bei der Untersuchung des Tonmineralbestandes stark saurer Waldböden aus p!eiswzänen Sedimenten Nordwestdeutschlands konnten für Vemliculite und nach NaOH-Behandlung rekontrahio.mmde sekundäre Chlolite Untt!rschiede im Autweitvt:rltaltt!n lesegestellt werden, die in Zusammenhang nlit ihrer Fmstehung unter Beteiligung organischer Substanzen gestellt werden. mruei!.®g und

f!9~~1§!.~lj-~g:

Nach HATTONetal (1987), SCHWERTMANN u. MURAD (1990), ROSSet al. (1990) ist die Mineralentwicklungreihe Glimmer-Vernliculit podsolrvpisch und führt zu Vernliculiten tetraedrischer Ladungskonzentration. Die Bildung sekundärer Chlorite ist nach TRIBUTH ( 1976) Prozess sukzessiver natürlicher Versauerung. Weitergehende extreme anthropogene Versauerung führt zur Wiederauflösung flxierter Z'lllischenschicht-Al- Hydrox-y- Polymere und dem Auftreten vou Vermiculiten bzw. sog. 'übergangssmektite'. (GJEMS 1970, KAPOOR 1973, OLSSON u. MELKERUD 1989) Smektite aus Glimmern sind durch ilu Aut:Weitverhalten eindeutig charakterisiert. (ROBERT 1972) VICENTE et al. ( 1977) unterscheiden durch Zuckersäuren entstandene Smektite anband ihres spezifischen Aufweitverhaltens von Mineralen anderer Genese. Darüberhinaus ist die Wechselwirkung zwischen organischer und nlineralischer Bodenkomponente im Hinblick auf eine spezifische Verwitterungs'lllirkung wenig untersucht. In der vorliegend Untersuchung soll der Frage nachgegangen werden, in wie weit Unterschiede im Aufweitverhalten von Vernliculiten und sekundären Chlmiten nlit natronlauglöslichem Zwischenschicht-AJ-Hydroxy-Polymeren saurer Waldböden aus pleistozänen Sedimenten nlit dem Einfluß wasserlöslicher organischer Substanzen parallelisiert werden können. Materialien un4 Methoden: In die Untersuchung einbezogen waren 14 wirk saure Waldböden, typische Podsole und saure Braunerden, aus pleistozänen Sedimenten Nordwestdeutschlands. Zur Untersuchung kamen Mischproben aller im Gelände nach BODENKUNDLICHE KARTIERANLEITUNG (1982) angesprochenen Horizonte. Laboruntersuchungen: Die pH-Bestimmung erfolgte elektrometisch nach Dispergierung in A.dest. und 0,02n CaCI 2Lösung im Verhältnis 1:2,5 nach Gleichgewichtseinstellung. Die Bestimmung der Komgrößenzusammensetzung erfolgte nach Dispergierung nlit Natriumpolyphosphat präparativ nach ATTERBERG. Die röntgenograllische Untersuchung der Tonfraktion wurde im K-H 2 o, Ca-H 2 0-System und nach Ethylen-Glykolbehandlung an Tonproben vor und nach Natronlaugebehandlung nach HASHIMOTO u. JACKSON (1960) durchgeführt. Die wasserlösliche organische Substanz wurde durch Ausschütteln über Nacht ( 16 h) im Verhältnis Boden/Adest. 1:2,5 extralliert und durch Vakuumtrocknung eingeengt. Die Bestimmung der C-Gehalte erfolgte am Trockenrückstand im C/N-Analyzer. Die Charakterisierung der organischen Substanzen erfolgte durch NMR-Spektroskopie in D 2 0.

+)

Kummerkamp 107,2900 Oldenburg

-298~g_ebniM~!!;

Die Ergebnisse werden exemplarisch dargestellt an ein_eJll tvl>ischen Eisenhumuspodsol und einer ~~uren Braunerde. (Tk 1:25000 3419 Uchte 3:>98820 't\28080, Tk 1:25000 3111 Söge! 3404280 59270) • In Braunerden sind bei pH-Wenen von über 4 Al-Chlorite stabile Mineralentwicklungsformen tnit Basisabständen von bis zu 1,43 nm. (s. Abb.l) Natronlauge-Behandlung löst das ZwischenschichtAl und fühn zu rekontrahierbaren Al-Chloriten. Ethylen-Glykol-Behandlung zeigt, daß in AbHorizonten tnit hohen Gehalten wasserlöslichem Kohlenstoff neben Vennicullten Minerale smektitlschen Charakters, in Bv-Horlzonten und Ausgangsmaterial ausschließlich Venniculite bzw. aus diesen entstandene sekundäre Chlorite auftreten. (s. Tab.!) In Podsolen Ist in den Horizonten eine differenziene Mineralentwicklung nachzuweisen. In AHorlzonten bei pH-Wenen vou 3,5 fehlen Al-Chlorite, in Ae- w1d Bh-Horizonten treten nach Natronlauge-Behandlung rekontral:rlerbare Al-Chlorite auf. Nach dem Aufweitverhalten in Eth,vlenGiykolslnd die Vennicullte und 'regressiven' Al-Chlorite der A-Horlzonte eindeutig als Smektlte zu charakterisieren. In Bh-Horizonten treten Mineralentwicklungsformen von venniculitlschem bis smektitlschen Charakter auf. (s. Abb.2, Tab.!) In Bhs- und C-Horizonten sind Venniculite bzw. Al-Chlorite stabile Mlneralzustandsformen.(s. Tab.l) übereinstimmend konnten in Horizonten tnit 'übergangssmektlten'vergleichbar höhere Gehalte wasserlöslichen Kohlenstoffs bestimmt werden. (s. Tab.!.) Die wasserlöslichen organischen Substanzen wurden durch NMR-Spektroskopie als Neutralzucker bestimmt. Ein Charakteristikum von Podsol-A-Horlzonten bildet die Dominanz furanolder Zucker. In Braunerden und Podsol-Bh-Horizonten sind Pyranosen verhältnismäßig stärker venreten. (s. Abb.J) Diskussion: Die. Untersuchungsergebnisse zeigen, daß 'übergangssmektlte' kombinien tnit C- H2o-Gehalten und furanoiden Zuckern auftreten. Die Dominanz furanolder Zucker Ist nach ANOYAL (1971) eindeutig als Interdependent tnit der Komplexierung von Metallkationen zu bezeichnen. Eine Erhöhung der Metallkationenkonzentration bewirkt eine Verschiebung des Lösungsgleichgewichtes komplexierungsfllhlger Zucker tnit axlaläquatorlal-axialen OH-Gnippen von Pyranosen zu Furanosen. Ebenso charakteristisch wie die Dominanz von Furanasen in Podsol-A-Horizonten konnte in Verbindung tnit wasserlöslichem organischen Kohlenstoff eine selektive Desorption von Aluminium zugunsten von H + festgestellt werden. (TOLKSDORF-LIENEMANN 1992) . Von der durch die Dominanz der Furanasen angezeigte Komplexierung von Metallkationen (Al), Ist demnach eine katalytische Wirkung auf die Mineralverwitterung durch Protonisierung zu folgern. Ob die Komplexierung von Metallkationen durch Furanasen auch innersillkatisch erfolgt, Ist nach den vorliegenden Ergebnissen nicht zu beurteilen. VICENTE et al. (1977) konnten tnit in-vitra-Versuchen den Beweis antreten, daß wasserlösliche organische Verbindungen eine spezifische Mineralentwicklung zu Vermicullt- 'übergangssmektit' bewirken. Als wesentlicher Mechanismus der Transformation wird eine direkte Säurewirkung angenommen. Aus den vorliegenden Untersuchungsergebnissen wird demgegenüber eine durch Komplexierung induziene Säurewirkung, abgeleitet. · Schlußfolgerung;_ Für die Mlneralverwlnerung in stark sauren Waldböden Nordwetdeutschlands (vor allem Podsolen) wird eine Beteiligung wasserlöslicher komplexierender Zucker postulien, dle durch lnduzlene Säureverwitterung die Entwicklungsreihe VennicUut - 'übergangssmektit' begünstigt. Ob eine Innersilikatische Komplexierung Bestandteil der Transformation Ist, Ist durch weitere Untersuchungen zu prüfen. Literatur: · :.:-ANGYÄL, S.J. (1973): Complexes of Sugars wlth Cations. Advances in Chetnistry Series 117; 106 - 120 -Bundesanstalt f. Geowissenschaften und Rohstoffe Geologische Landesämter l.d. Bundesrep. Deutschland (1982): Bodenkundliehe Kartieranieitung. Hannover -CHESHIRE, M.V. (1979): Nature and Origin of Carbohydrates in Soils. London, New York, Toronto, Sldney, San Franclsco.

u.

-299-FRANK, U. u. GEBHARDT, H. (1989): Mineralverwitterung, Tonmineralumwandlung und Tonzerstörung als Folge starker Bodenversauerung auf ausgewählten Waldstandonen. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 59/II, 1163 -1168 -GJEMS, 0.(1970): Mineralogical Composition and Pedogenlc Weathering of the Clay Fraction in Podzol Soil Profiles in Zalesine, Yugoslavia. Soil Science 110, 237 - 243. -HASHIMOTO, I. u. JACKSON, M.L. ( 1960): Rapid Dissolution of Allophans and KaoliniteHalloysite after Dehydration. Clay and Clay Minerals 7. -HATTON, A., RANGER, J., ROBERT, M., NYS, C. u. BONNAUD, P.: Weathering of a mica introduced into four acidic forest soils. Journal of Soil Science, 1987, 38, 179- 190. -KAPOOR, B.S. (1973): The Formation of 2:1 - 2:2 Intergrade Clavs in some Norwegian Podzols. Clay Minerals 10, 79- 86. - OLSSON, M. u. MELKER UD, P.-A (198!1): Chemical and Mineralogical Changes during Genesis of a Podzol from Till in Southern Sweden. Geoderma 45, 267-287. -ROBERT, M. (1973): The experimental Transformation of Mica toward Smectit: Relative Imponance of total Charge and tetrahedral Substitution. Clays and Clay Minerals 21, 167- 174. -ROSS, G.J., WANG, C.u. KODAl'vfA, H. ( 1990): Mineralogy of Spodosols. In: KIMBLE, J.M. u. YECK, R.D.: Proceedings of the ftfth International Soll Cerrelation Meeting (lSCOM) Characterization, Classification, and Utilization of Spodosols. Maine, Massachusetts, New Hampshire, New Yorl::, Vermont, and New Brunswicl::. 289- 302. - SCHWERTMANN, U. u. MURAD, E. ( 1990): Forms and Translocation of Iron in Podzolised Solls. In: KIMBLE, J.M. u. YECK, R.D.: Proceedings of the flfth International Soil Cerrelation Meeting (ISCOM) Characterization, Classification, and Utilization of Spodosols. Maine, Massachusetts, New Hampshire, New Yorl::, Vermont. and New Brunswicl::. 319 - 341. - TOLKSDORF-LIENEMANN, E. ( 1992): Genese und Klassifizierung von Podsolen im Nordwesttdeutschen Flachland. Dissenation Universität Oldenburg. - TRIBUTH, H. ( 1976): Die Umwandlung der glimmeranigen Schichtsililcate zu aufweitbaren Dreiachicht-Tonmineralen. Z. Planzenern. Bedenk., 7 - 25. -VICENTE, MA, RAZZAGHE, M. u. ROBERT, M. (1977): Formation of Aluminium Hydroxy Vertnlculite (Intergrade) and Smectite from Mica under acidic Conditions. Clay Minerals 12, 101 112. -Wada, K., KAKUTO, Y. u. FUKUHARA, K. (1987): "Chloritized" Vem1iculite and Smectite in some Inceptisols and Spodosols. Soil Sei. Plant Nutr. 33, 317 - 326. ß.bbildungen und Tabellen;

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1,43-0,99

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1,43

1,40-1.00

1,43

0,99

1,52-1 .. 43

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Bv

1,40

1,39-0,99

1.45

0.99

1.43

4,32

39,3

IISW 1,43

1,38-0,99

1,48

0,99

1.43

4.15

2.4.2

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1,47

1.26-1,00

1. 50

1, 26-1,00

1,80

3.52

149·, 7

Ahe

1,38

1,32-0;99

1,50

1,23-0,99

1. 73

3,86

121,9 133,5

Bh

1;43

1,43-1,06

1,50

1.38-1.00

1, 70-1,45

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1,,41

1,41-1,00

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1,42

4,04

39,0

Bhb

1,40

1.41-1,00

1,43

1,43

1.41 1,43

4,30

28,5

cv

1,43

1,40-0,99

1,48

1,40

1,43

4,40

19,5

-300-

Ofo,11 1,43

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Abb.l.: Basisabstände von Vermiculiten, 'regressiven' Al-Chlorite und

~

~:th-G1y

.o\bb. 2: BaSisabstände von ·vermiculiten,

'regressiven' Al-Chloriten und 'Ubergangssmektiten' des AbHorizontes eines Eisenhumus-

'Übergangssmektiten des Ab-

Horizontes einer sauren Pseudogleybraunerde

podsols

Ahe-Horizont

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Bh-Horizont

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Abb. 3:

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C-NMR -Spektren der wa!'> erlös! Lehen organischen Subsumz des Ahe- t·nd Bh-Hor izontes ines Ei.senhumuspodsols

\..

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

301-304

(1992)

Kationenaustausch in künstlich ölkontaminierten Bodenmaterialien von A. Wagner und G. Miehlich

1

Im Rahmen des 1989 eingerichteten Sonderforschungsbereichs 188 "Reinigung kontaminierter Böden" werden die Veränderungen bodenchemischer Eigenschaften durch Ölverunreinigung und -dekontamination untersucht. Ein Schwerpunkt der Arbeiten liegt auf der Bestimmung des Einflusses von Öl auf die Nährstoff-Verfügbarkeit im Boden. Ausgehend von der Annahme, daß durch Ölkontamination im Boden die Benetzbarkeit der Feststoffoberflächen und deren Ladungsverhältnisse verändert werden, ist zu erwarten, daß damit der AuStausch von Bioelementen zwischen den Austauschern (Tonminerale, Oxide, Huminstoffe) und der Bodenlösung in Abhängigkeit von Intensität und Art der Ölkontamination sowie den abiotischen und biotischen Bodenmerkmalen behindert wird. Materlai und Methode ln Perkolationsversuchen wurde der Kationenaustausch von künstlich ölkontaminierten Bodenmaterialien untersucht. Dazu wurden unterschiedlich zusammengesetzte Bodenmaterialien (lufttrocken, 2mm gesiebt) mit steigenden Gehalten eines Modell- und eines Schmieröls versetzt, als Normpackung in einen Stachzylinder (250 cm~ der Perkolationsapparatur eingebaut und mit einer Austauschlösung (1 M NH4N03-Lösung) perkoliert. Die in mehreren Fraktionen aufgefangenen Perkolate wurden auf die ausgetauschten Kationen Ca, Mg, K, Na und Al hin untersucht. Um die steuernden Faktoren zu erfassen, wurden einzelne Bodenfraktionen (Lagerstätten-Tonminerale, Ferrihydrit, org. Substanz) eingesetzt. Bodenmaterialien (zu unterstrichenen Materialien werden Ergebnisse vorgestellt) Unterschiede in Körnung und im Gehalt an Austauscherfraktionen

--> -

Ah-Hoi-izont einer Parabraunerde (schwach lehmiger Sand, 6 % Ton, 1,1 % Cor;.l Bt-Horizont einer Parabraunerde (stark lehmiger Sand, 16% Ton, 0,1 % Corg) Klei-Mischmaterial einer Kleimarsch (schwach schluffiger Ton, 56% Ton, 2,3% C0 ,g) Klei{Torf-M. einer Kleimarsch ü. Niedermoor (schluffig toniger Lehm, 35% Ton, 11 % C 0 ,g)

Bodeneinzelkomponenten -Lagerstätten-Tonminerale (Ca-Bentonit, lllit, Kaolin) - org. Substanz (Oh-Material einer Rohhumus-Auflage, Bunkerde) - Eisenoxid (Ferrihydrit)

1 Universitat Hamburg, Institut für Bodenkunde, Allende-Platz 2, 2 Harnburg 13

-302ÖI-Kontaminanten: -> Unterschiede in Zusammensetzung und physik. 'Eigenschaften - Modellöl aus 8 Komponenten (n-/iso-/bi-cyclo-Aikane, PAK's) - Schmieröl (Motorensclimieröl, v.a. hochsiedende Substanzen) -Dieselöl Ergebnisse

Für die Untersuchungen mit den Bodenmaterialien und den Bodeneinzelkomponenten werden die Ergebnisse für den Calcium-Austausch dargestellt. Der Austausch weiterer Kationen wird am Beispiel des Ah-Materials gezeigt. Die %-Angaben der Kontaminationsstufen sind gewichtsbezogen. Der Verlauf der Kurven der unkontaminierten Varianten zeigt, daß der größte Teil des Austausches relativ rasch, innerhalb des ersten 0,5 Liter erfolgt. Entsprechend erfolgte eine Aufteilung in kleinere Perkolatfraktionen. Bei einer Kontamination des Ah-Materials mit Modellöl ist der Austausch durch 1% bzw. 3% Öl leicht vermindert, bei einer 10% Kontamination deutlich herabgesetzt. Diese Effekte werden durch eine Schmieröi-Kontamiration verstärkt. Bei 1% Öl entspricht die Calciummenge nach vollständigem Austausch zwar der der Nullvariante, der Austausch ist aber bereits verzögert. Ab 3% über 6"A. zu 10% Schmieröl ist eine kontinuierlich verstärkte Behinderung des Ca-Austausches festzustellen. Die Calciummenge der 10% Variante entspricht nur noch 5% der Menge der unkontaminierten Probe (s. Abbildung 1a+b).

..

Ah-Materisl 01113'l./10'1f, Model/öl

.

,

Ca {mmol/)(1/rr/f

Ah-Materlal 0/11316/10'l. Schmierö/

Co {mmo/IXI/Ir/1

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...

_.AhM.

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---·--~----

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Ahl..

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Ah ...

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...... Ah 10..

0 0

IFB 9192

...

-8-Ah 3 ..

-Ah1"

'

Perl
hl

..

~Ati10 ..

0 0

...

PerkD/ste /1/ IFB 9192

Abb. 1: Ca-Austausch im Ah-Material, (Summenkurve aus Einzelperkolaten), kontamib) Schmieröl (0/1/3/6/10%) niert mit a) Modellöl (0/1/3/10%)

Bei den Versuchen mit Material des Bt-Horizonts, indem nahezu ausschließlich die Tonminerale die Austauscher-Fraktion stellen, fand der Kationenaustausch bei. einer Modellöi-Kontamination von 10% noch ungehindert statt. Er war hingegen bei einer Schmieröi-Kontamination, wie beim Ah-Material, stark herabgesetzt (s. Abbildung 2).

-303-

Bt-Materlal 0/tO'J, Mode/1-/Schmierö/

.•• .••,.

C. (mmoi/XIIrz11

,. ~------

•• -

...

, Perkt>la/e /1/

..

-----

Abb. 2: Ca-Austausch im Bt-Material, kontminiert mit Modell- bzw. Schmieröl (0/10%); (Summenkurve)

IFB 9192

Die Präparation der Bodenmaterialien und deren Feuchtgewichte nach der Perkolation zeigen, daß bei einer Schmieröi-Kontamination ab 3% praktisch keine Durchfeuchtung der 2 mm Aggregate mit der Austauschlösung stattfindet. Diese läuft an den äußeren Oberflächen der Aggregate ab. Damit liegt die Hauptursache der Verminderung des Kationenaustausches durch Schmieröl in der Blockierung der inneren Oberflächen der gesiebten Aggregate bzw. in der Herabsetzung der Zutrittsmöglichkeit der Austauschlösung. Beim Modellöl findet eine Durchfeuchtung des eingesetzten Materials statt, dementsprechend kann hier die Behinderung des Kationenaustausches auf eine partielle Belegung innerer und äußerer Aggregatoberflächen zurückgeführt werden. Die Hauptursache für das unterschiedliche Verteilungsverhalten der Öle und damit die verschiedenen Blockierungsmechanismen ist vor allem in der differierenden Viskosität der Öle begründet. Das Schmieröl ist sehr viel viskoser als das Modellöl. Neben der Eigenschaft der Ölkontaminanten ist offensichtlich der Anteil der verschiedenen Austauscher in den Bodenmaterialien von Bedeutung, wobei insbesondere die aufgetretenen Modellöi-Effekte zeigen, daß der organischen Substanz eine wichtige Rolle zukommt. Die Ergebnisse wurden anhand von eingesetzten Bodeneinzelkomponenten überprüft. Bei den Versuchen mit Bentonit wurden die bereits beim Bt-Material festgestellten Öleffekte bestätigt. Das Modellöl hatte keine, das Schmieröl dagegen deutlich abschwächende Wirkung auf den Kationenaustausch (s. Abbildung 3a). Die prozentuale Verringerung der ausgetauschten Kationenmengen durch das Schmieröl war jedoch beim Bentonit weniger weitreichend als beim Bt-Material. Aufgrund der größeren Oberfläche des Lagerstättentons wird hier ein höherer Anteil nicht ölbelegter Flächen vorliegen. Das Ausmaß des Öleinflusses wird demzufolge auch durch das Verhältnis Ölmenge und spezifische Oberfläche bestimmt. Mit organischem Material (Bunkerde) konnte die beim Ah-Material erkennbare Tendenz, daß die Verminderung des Kationenaustausches besonders an der organischen Substanz ansetzt, verdeutlicht werden. Sowohl das mit Modellöl als auch das mit Schmieröl kontaminierte Material zeigte deutlich geringere Austauschraten als die Null-Varianten (s. Abbildung 3b), wobei die Wirkung der Öle in etwa gleich groß war. Bei beiden ölkontaminierten Varianten traten Benetzungswiderstände, dh. eine direkte Blockierung der Oberflächen gegen-

-304der Oberflächen gegenüber der Austauschlösung, auf. Dies wird durch die Beschaffenheit des stark sauren organischen Materials bedingt und weist darauf hin, daß auch die Materil!leigenschaft eine wichtige Einflußgröße ist.

-... -... J

Bentonit 0/10'11o Mode/1-/Schmlerö/

Bunkerde 0/10'11o Modeii-/Schmleröl

Ca /mmoiiXIIItll

--...

Ca /mmollllllltll

...,

/

•oo 400

...

..---

~

BIO'IoA•B

-+-

BI 10t. M A•B -B- 8110'4 • .....

100

IOD

...

••

'

Perkolate

/1/

•• lL ••

..

...

..

'

...

-te/1/

IFS-9192

IFB 9192

Abb. 3: Ca-Austausch in a) Ca-Bentonit · b) Bunkerde, mit Modell- bzy.'. Schmieröl (0/10%); (Summenkurve)

jeweils kontaminiert ·

Abbildung 4 zeigt das. Austauschverhalten weiterer Kationen für das Ah-Material bei einer Schmieröi-Kontamination. Beim Magnesium- unp Kaliumaustausch ist gegenüber dem Calcium-Austausch (s. Abbildung 1b) keine Abhängigkeit des Oleinflusses von Wertigkeit" bzw. Austauschstärke der Kationen erkennbar.

Ah-Msterlsl 0111316/10'11o Schmlerö/ Mg /mmoiiX/IqJ/

. :~ -r=

u

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...

Pttrlro/ste IFB 9192

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1

K /mmollllllltl/

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0.1

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0.4

0.1

Pttrkolsto

o,s

0,1

o.•

tU

r

/1/

IFB 9192

Abb. 4: Mg- und Kalium-Austausch im Ah-Material, kontaminiert mit Schmieröl (0/1 /3/6/1 0%); (Summenkurve) Zusammenfass_end läßt sich feststellen, daß Ölkontaminationen in Abhängigkeit von Art und Höhe der Kontamination zu verringerten Kationenaustauschraten im Boden führen, die durch verschiedene Zugänglichkeiten der Oberflächen verursacht werden. Dabei bestehen deutliche Unterschiede, je nach vorherrschender Austauschertraktion. Die versChiedenen Einflußtaktoren verstärken sich, sind z.T. aber auch gegenläufig. Weitere Arbeiten zur Aufklärung dieser Vorgänge sind notwendig.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

305-308

(1992)

Oberflächen- und Grössenverteilungen in Böden

Q. Wu 1 , M. Borkovec1 , G. Degovics2 , P. Laggnerl, H. Sticherl Grössenverteilungen in verschiedenen Böden (siehe Tabelle 1) sind mit komplementären Methoden bestimmt worden. Eine typische Teilchendichte ist in Fig. 1 als Funktion des Teilchenradius dargestellt. Die Teilchendichte ist proportional zur Ableitung der Anzahl Teilchen N(r) pro Volumen des Bodenkörpers, die grösser als ein gegebener Radius r sind,

n(r) = _ dN(r) dr oc

(1)

r-D-1

Die letzte Proportionalität definiert die fraktale Dimension der Fragmentierung D. In Fig. 1 kann man deutlich solches Skalierungsverhalten über mehrere Grössenordungen erkennen. Die für vier verschiedene Böden experimentell bestimmten fraktalen Dimensionen der Fragmentierung D sind in der Tabelle 2 zusammengestellt. In allen Fällen ist D = 2.8 ± 0.1 beobachtet worden. 1 Abweichungen vom Skalierungsverhalten können bei kleinen wie auch grossen Teilchenradien festgestellt werden. Bei Teilchenradien, die kleiner als ein typischer unterer kritischer Radius r1o mit Werten von 10- 100 nm flacht die Teilchenverteilung aus. Dies ermöglicht, dass die Teilchenzahl pro Volumen endlich bleibt. Die gemessenen Verteilungen lassen auf typische Teilchenzahlen von 1017 - 1019 cm- 3 schliessen. Bei Teilchenradien, die grösser als ein oberer kritischer Radius r 2 sind, fällt die Teilchenverteilung viel stärker als das Potenzgesetz GI. (1) ab. Dies hat zur Folge, dass die Massendichte (oc r 3 n(r)) integrierbar bleibt. Die Position des oberen kritischen Radius variiert zwischen 10 pm und 5000 pm und hängt kritisch von Bodentyp ab. 1 Tabelle 1. Kenngrössen der verwendeten Böden.

Boden Textur (US) Ton <1Jlm' Schluff 1-25pm Sand 25Jlm-1mm Kies >1mm p, (g/cm 3) (%) pH (CaCl2) CaC03 (%)

c••,

Buchberg

Alpthai

Mattenweg

Kiesgrube

Orthic Luvisol loam 23 46 31 <0.1 2.63 0.13 4.1 <0.2

Eutric Gleysol silty clay 46 49 4 <0.01 2.64 6.6 4.3 <0.4

Calcic Fluvisol clay loam 28 41 30 <0.5 2.65 0.10 7.4 14.3

Glassie Luvisol sandy loam 8 16 32 44 2.61 0.50 6.2 <0.2

• Teilchenradius und % Masse. 1 Institut für Terrestrische Ökologie, Eidgenössische Technische Hochschule (ETH), CH-8092 Zürich, Schweiz. 2Institut für Biophysik und Röntgenstrukturforschung, Österreichische Akademie der Wissenschaften, A-8010 Graz, Österreich.

-306-

1020

10' 5

•e 0

~

10 10

~

c

10 5

QJ

10·•

10'5

10-5

10"4

1o·•

IO"'

r (cm)

Figur 1. Anzahlteilchendichte des Buchberg Bodens als Funktion des Teilchenradius gemessen mit Siebung (D), Pipettenanalyse (•), statische Lichtstreuung (6), dynamische Lichtstreuung (6), Sedimentation im Schwerefeld (o) und Zentrifuge (• ). Durchgezogene Linie entspricht der fraktalen Dimension der Fragmentation D = 2.8. .

Die Frage, ob Bodenteilchen eine rauhe oder eine glatte Oberfläche aufweisen, kann am einfachsten mittels Kleinwinkelröntgenstreuung (small angle X-ray scattering, SAXS) entschieden werden. Für grosse Streuvektoren erwartet man einen Abfall der Intensität (bei der Schlitzgeometrie)

J(q)

CX

q-a

(2)

wobei q der Betrag des Streuvektors ist, der vom Streuwinkel8 und der Wellenlänge .X abhängt, nämlich q = (4·n-j.X)sin(8/2). Der Exponent a ist bei glatten Oberflächen a = 3 und a = 5- D. < 3 (D. > 2) bei Oberfiächerifraktalen. 2 Die GI. (2) kann man experimentell gut bestätigen. Die gemessenen Exponenten sind in der Tabelle 2 wiedergegeben. Innerhalb der Fehlergrenze, waren sämtliche Werte der Exponenten a für alle Fraktionen ( < 20 pm) gleich und sind auch gleich (wenn auch mit einem anderen Wert) bei allen unfraktionierten Boden proben. Die Streuspektren der fraktionierten Proben zeigen unmissverständlich, dass Bodenteilchen rauh sind. Tabelle 2. Experimentell beobachtete fraktale Dimensionen der untersuchten Böden. Boden D (Grössenverteilung) 5- <> (SAXS, total) 5 - <> (SAXS, Fraktion) D, (N2-BET) D, (Methylenblau)

Buchberg 2.75 2.77 2.43 2.40 2.43

Alpthai 2.94 2.73 2.46 2.38

-

Mattenweg 2.81 2.80 2.38 2.44

-

Kiesgrube 2.76 2.86 2.30 2.37

-

-307Die Resultate können als Streuung von Oberflächenfraktalen mit einer fraktalen Dimension der Oberfläche von D, = 2.4 ± 0.1 interpretiert werden. Die Exponenten in den unfraktionierten Proben sind mittels a = 5- D gut wiedergegeben (siehe Tabelle 2). Dies ist für eine Potenzgrössenverteilung GI. (1) mit D > D, zu erwarten. 2 Die spezifische Oberfläche a (auf Masse bezogen) von rauben (fraktalen) Teilchen mit einem Radius r, die mit Molekülen der Grösse >. in eine Adsorptionsexperiment gemessen wird, ist 3 a = C>.2-D,rD.-3. (3) Bei glatten Kugeln (oder.Würfeln) D, = 2 und C = 3/p. wobei p, die reelle Dichte ist. Die spezifische Oberfläche a gemessen mit Stickstoffadsorption (BET) oder mit Methylenblauadsorption aus wässriger Lösung ist als Funktion des Teilchenradius r in Fig. 2 für den Boden Buchberg dargestellt. Man stellt ein deutliches Potenzgesetz über fast drei Grössenordnungen fest, und die Steigungen sind für zwei verschiedene Adsorbate praktisch identisch.• Ähnliche Beobachtungen wurden bei den anderen Böden gemacht und die gemessenen fraktalen Dimensionen D, sind in der Tabelle 2 zusammengefasst. Innerhalb der experimentellen Fehler fallen sämtliche Werte innerhalb von D, = 2.4 ± 0.1. Dieser Wert stimmt mit den SAXS-Messungen sehr gut überein.

100 ~ N E c

10

"" "" "" "" "" "" ""'

10-e

10-5

lo- 4

10_,

I0- 2

r (cm)

Figur 2. Spezifische Oberfläche der Bodenteilchen als Funktion des Teilchenradius beim Buchberg Boden. Stickstoffadsorption an Fraktionen (Siebung D, Mikrosiebung 6 und Sedimentation o ). Methylenblimadsorption (• ). Durchgezogene Linie entspricht einer fraktalen Dimension der Oberfläche D, = 2.4. Gestrichelte Linie stellt die zu erwartende spezifische Oberfläche für 3 glatte Kugeln (D, = 2, p, = 2.65g/cm ).

-308In Fig. 3 sind die gewichteten Unterkornverteilungen

.

J;

dr n(r)rn Pn(r) = fo"" dr n(r)r"

(4)

dargestellt. Der Wert n = 3 entspricht der klassischen "Korngrössenverteilung" oder, genauer, der kumulativen Massendichte. Die gemessene Teilchenverteilung n( r) ist in GI. (4) verwendet worden, um die erwarteten kumulativen Oberflächenverteilungen zu berechnen. Wenn die beobachtete fraktale Dimension der Oberfläche n = D, = 2.4 verwendet wird, ist die Voraussage in guter Übereinstimmung mit dem gemessenen Histogramm (siehe Fig. 3). Im unrealisti.schen Fall glatter Oberflächen n = D, = 2 ist die Oberflächenverteilung zu kleineren Teilchen verschoben. 4

Referenzen 1 2

3 4

Q. Wu, M. Borkovec and H. Sticher, Soil. Sei. Soc. Am. J. (1992, im Druck). P. W. Schmidt, J. Appl. Cryst., 24 (1991) 414. P. Pfeiffer and D. Avnir, J. Chem. Phys., 79 (1983) 3558. M. Borkovec, Q. Wu, G. Degovics, P. Laggner, H.. Sticher (1992, eingereicht).

1.0

0.8

0.6

... o..c

0.4

0.2

o.o

lo-•

10-e

10- 4

10-a

10-l

I0- 1

r (cm)

Figur 3. Kumulative Verteilungen der Bodenteilchen als Funktion des Teilchenradius beim Buc46erg Boden. Experimentelle Daten (gleiche Symbole wie Fig. 1) mit Interpolation (n ::d 3). Berechnete Oberflächenverteilung aus der Teilebendichte für glatte. (n = D, = 2) und raube (n = D, = 2.4) Oberflächen. Das Histogramm stellt die experimentell bestimmte Oberflächenverteilung dar.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

309-312

(1992)

DIE VERWilTERUNG VON GRANIT IM SAUREN MILIEU: EIN MODELLEXPERIMENT MIT MODIFIKATIONEN von M. Zarei, K. Stahr und K.-H. Papenfuß*) Problemstellung

Säurebildende Emissionen in den letzten 20 Jahren haben zu einer deutlichen Boden- und Gewässerversauerung geführt. Dies kann zu chemischen, physikochemischen und auch mineralogischen Veränderungen in Böden führen (FRANK und GEBHARDT 1989, DULTZ & GRAF VON REICHENBACH 1991). Aus Untersuchungen im Schwarzwald auf zwei Standorten des Projekts ARINUS (ZÖTTL et al. 1987) auf Granit (Schluchsee) und oberem/mittlerem Buntsandstein (Villingen) wurden in den oberen Horizonten (Aeh, Ah und Ah, Bv) Elementverluste (Natrium, Calcium und Kalium) mit deutlicher Abnahme zur Tiefe festgestellt (ZAREI et al. 1992). Um über die Verwitterungsintensität der gesteinsbildenden Minerale, Elementverluste, Mineralneubildung, Zerstörung und Umwandlung im sauren Milieu bessere Aussagen treffen zu können, wurden drei verschiedene Modellversuche mit unterschiedlichen pR-Werten (pH 3, 4 und 5) durchgeführt. Es soll erklärt werden, wieweit die Elementverluste gesteins- und pRabhängig sind. Methoden

Es wurde extrem basenarmer unverwitterter Bärhaldegranit aus dem Schwarzwald verwendet, in Würfel gesägt, gewogen und deren Oberflächen bestimmt. Die Proben wurden in die Extraktionsapparaturen bei pH 3, 4 und 5 (Einfach- und Säuretropfen-Extraktion) und 6,5 (Soxhlett-Extraktion) eingesetzt (Abb. 1). Die Einfach-Extraktion wird in einem Rundkolben mit Rückflußkühler durchgeführt. Die Granitwürfel werden dauernd von verdünnter Schwefelsäure umspült. Bei der Soxhlett-Extraktion werden die Würfel kontinuierlich mit bidest. Wasser extrahiert, die Lösung wird regelmäßig abgesaugt. Bei der Säuretropfen-Extraktion wird ein Rundkolben mit drei Schliffen verwendet. Im ersten Schliff befindet sich ein Rückflußkühler, im zweiten ist ein Gefäß eingebaut, worin sich die Granitwürfel befinden. Auf die Gesteinsproben wird verdünnte Schwefelsäure getropft. Alle 6 Stunden wird durch einen Saugheber 20 ml Säure abgesaugt und die Gesteine werden erneut umspült. In allen Kolben wurde wöchentlich der pR-Wert gemessen und mit Schwefelsäure auf die entsprechenden pR-Werte wieder eingestellt. Monatlich wurden die Granitwürfel aus den Extraktionsapparaturen entfernt, gewogen, und die Oberflächenveränderung unter dem Stereomikroskop beobachtet sowie die Lösung aus der Extraktionsapparatur entnommen und folgende Elemente analysiert: Na, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Al, Si und P: *) Universität Hohenheim, Institut für Bodenkunde und Standortslehre (310), D-7000 Stuttgart 70

-310-

Kühler

H2S04

Wasserdampf

~Extrakt Pilz-Heizhaube

a)

Pilz-Heizhaube

b)

Pilz-Heizhaube

c)

Abb. 1: Aufbau der Verwitterungsexperimente: a) Soxhlett-Apparatur, b) Einfach-Extraktion, c) Säuretropfen-Extraktion

Ergebnisse und Diskussion Die Versuchsreihe der Einfach-Extraktion zeigt kontinuierliche Massenverluste bei pH 3, die mit steigendem pH abnehmen (Abb.2). Sowohl in der Versuchsreihe der Einfach-Extraktion bei pH 5 als auch in der Soxhlett-Extraktion bei pH 6,5 ist eine leichte Gewichtszunahme zu sehen, die auf Mineralneubildungen zurückzuführen ist (Wasseraufnahme). Auch bei der Säuretropfeu-Extraktion sind die Massenverluste der Granitwürfel bei pH 5 minimal und nehmen mit abnehmendem pH stark zu (Abb. 3). Im Vergleich mit der Einfach-Extraktion liegt der Verlust im Säuretropfenversuch bei pH 3 um das Dreifache höher. Bei der SäuretropfeuExtraktion bleibt der pH-Wert während des ganzen Versuchs relativ konstant, wogegen bei der Einfach-Extraktion die Säure teilweise gepuffert wird und dadurch die Mineralverwitterung und -Zerstörung bzw. die Masse11verluste verlangsamt ablaufen. Die höheren Massenverluste bei der Säuretropfeu-Extraktion entsprechen den Elementkonzentrationen der Extrakte (Tabelle 1). Im Ausgangsmaterial ist das Na: Ca Verhältnis 5 : 1, während in den Extraktionslösungen der Versuchsreihen Na etwa doppelt so hoch liegt wie Ca. Bei Berechnung auf mol/kg ist Na: Ca in Extrakt etwa 1 : 1. Daraus läßt sich erkennen, daß Calcium aus dem Plagioklasgitter leichter herausgelöst wird als Natrium. Trotz niedrigem Ca-Anteil im Ausgangsmaterial wird erst Calcium verbraucht d.h. solange an d(!r Mineraloberfläche Calcium vorhanden ist, reagieren die Protonen erst hiermit. Die Calcium- und Natriumanteile fallen in der Extraktionslösung mit

-311-

steigendem pH ab. Solange noch Plagioklas zur PUfferung vorhanden ist, wird er schneller verwittert bzw. zersetzt und Orthoklas oder Glimmer bleiben ''verschont," weshalb niedrigere Kalium- als Calcium- und Natriumkonzentrationen vorliegen. Die niedrigeren Kaliumwerte sind damit zu begründen, daß Orthoklas verwitterungsbeständiger als Plagioklas ist. Der höchste Aluminiumwert liegt beim Säuretropfenversuch (pH 3) nach sechs Monaten bei 1,8 g/kg, der mit steigendem pH stark zurückgeht. Die niedrigen Aluminiumwerte können einerseits durch Neubildungen in Form weißer Niederschläge an den Würfeloberflächen (Aluminiumhydroxide?) erklärt werden und andererseits kann Aluminium auch wieder leicht in neue Al-0-Si-Bindungen eingehen. Im stark sauren Milieu sind die Glimmer entlang der Spaltflächen zerfressen und die Feldspäte zersetzt (FUNG & SANIPELLI 1982). Demgegeüber lassen sich im neutralen Bereich auf Glimmer Eisenoxid- und -hydroxidneubildungen und auf Feldspäten weiße, alumimiumhaltige Niederschläge erkennen. Die Massenverluste und die Elementgehalte in der Verwitterungslösung zeigen die gleiche Tendenz. Alle in den Extraktionslösungen gemessenen Elemente erreichen ihre höchste Anreicherung bei pH 3 und gehen mit steigendem pH stark zurück. Die Herauslösung der Elemente aus den Granitwürfeln in der Säuretropfen- und EinfachExtraktion verlaufen bei pH 3 in folgender Reihenfolge (vgl. KEILEN et al. 1976): Si> Na> Ca> Al> K >Mg> Fe> Mn. Das stark saure Milieu fördert hauptsächlich den Abbau von gesteinsbildenden Mineralen, während im schwach sauren Bereich Neubildungen von Oxiden und Hydroxiden (und Tonmineralen ?) zu beobachten sind. Zunehmende Versauerung des Bodens insbesondere unterhalb pH 4 muß sich also stark auf die Verwitterung auswirken. Tab. 1: Elementherauslösung aus den Granitwürfeln bei drei verschiedenen Modellexperimenten mit unterschiedlichen pH nach 6 monatiger Behandlung in [g/kg]

SoxhlettExtraktion

EinfachExtraktion

SäuretropfenExtraktion

pH

Na

K

Ca

Mg

Mn

Fe

Al

Si

6,5

0,3

0,07

0,12

0,02

0,003

0,01

0,05

1,8 i

3

0,5

0,2

0,9

0,08

0,015

0,08

0,02

1,2

4

0,4

0,15

0,25

0,02

0,003

-

-

1,1

5

0,08

0,06

0,03

0,002

0,005

-

-

1,6

3

2,5

0,8

1,3

0,35

0,07

0,55

1,8

11

4

0,8

0,35

0,6

0,08

0,025

0,05

0,02

3

5

0,4

o,18

0,15

0,001

0,005

-

0,002

0,8

I

1

I

-312-

(%] 0

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8

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·1,5

\

'• pH3 {9,4g; 27,8crn')

-----

·2

\ \ \ \ \

pH4 (13,1g; 28,4cm')

·2,5

\

..........

"' ' ' ' '

(20,8g; 37,7cm")

·3

·3,5

Massenverlust der Granitwürfel in der Soxhlett-Apparatur (pH 6,5) und in den Binfach-Extraktionsapparaturen bei pH 3, 4 und 5 (geometr. Mittel)

\

'

\ \ \

--e--

...

-r--.---r---r--..--.---~

2

0

Abb. 2:

'•

'

pHS

Ab 3:

3 4 Monate

5

6

Massenverlust der Granitwürfel bei der SäuretropfenExtraktion (pH 3, 4 und 5)

Literatur DULTZ, S. & GRAF VON REICHENBACH, H. (1991): Quantitative Veränderungen des Mineralbestandes in Waldböden durch Bodenversauerung. Mitteilungen Dt. Boderikundl. Gesellsch. 66 II, S. 1077-1080. FRANK, U. & GEBHARDT, H. (1989): Mineralverwitterung, Tonmineralumwandlung und Tonzerstörung als Folge starker Bodenversauerung auf ausgewählten Waldstandorten. Mitteilgn. Dtsch. Boderikundl. Gesellsch. 59/11, S. 1163-1168. FUNG, P.C & SANIPELU, G.G. (1982): Surface studies of feldspar dissolution using surface replication combined with electron microscopic and spectroscopic techniques. Geochim. et Cosmochim. Acta 46, p. 503-512. KEILEN, K, STARR, K. & ZÖTTL, H. W. (1976): Elementselektive Verwitterung in Böden auf Bärhaldegranit und ihre Bilanzierung. Z. Pflanzenern. ·Boderik. 1976, S~ 565-579. ZAREI, M., STARR, K. & PAPENFUSS, K.-H (1992): Veränderungen der gesteinsbildenden Minerale und des Elementbestande.s von Böden der Standorte Schluchsee und Villingen. In 8. Statuskolloquium des PEF von 17.-19. März 1992 im Kernforschungszentrum Karlsruhe, KfKPEF 81, Band 1, S. 235-250. . ZÖTTL, H.W., FEGER, K.-H. & BRAHMER, G (1987): Projekt ARINUS I: Zielsetzung und. Ausgangslage -KfK-PEF Berichte 12 (1), S. 269-281. ·

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft 68,

313-316

(1992)

THE INFLUENCE OF PARENT MINERAL STRUCTURE AND COMPOSITION ON THE MICROFABRIC OF WEATHERING PRODUCTS IN SOlLS by R. J. Gilkes*)

Secondary minerals in soils that have been produced by weathering are mainly clay minerals and various oxides, oxyhydroxides and hydroxides of Fe3+, Al, Mn and Ti (henceforth called oxides). The crystal habit and textural associationjmicroaggregation of these secondary minerals is frequently determined by the nature of the particular weathering process that altered primary igneous and metamorphic minerals. ln this paper the various types of weathering mechanism are discussed and related to their influence an the crystal morphology and textual associations of secondary minerals. Five distinct alteration (weathering) pathways can be distinguished as follows: I.

Congruent dissolution and removal of all constituents by leachlng.

A common example of this type of weathering reaction is the dissolution of soluble salts such as halite er gypsum which may leave a crystal-shaped void within the matrix. These voids, which have been described as negative crystals, may subsequently become filled with clay minerals er other secondary minerals that then form a pseudomorph of the original crystal. An important criterion of this type of alteration is that the pseudomorph is composed of constituents that were not derived from the original crystal. ln some very stable but highly weathered soils quartz crystals may be replaced by this type of weathering reaction.

11.

Congruent dissolution and precipitation of some original constituents in the resultant void.

The most common example of this type of reaction is the replacement of feldspar crystals by clay minerals er gibbsite. This reaction differs from reaction I in that sufficient residual elements (Al, Fe3+, Si, Mn etc.) are released from the primary *)

Soil Science and Plant Nutrition - University of Western Australia, Nedlands, Western Australia 6009

-314mineral to form secondary minerals to occupy the void created by dissolution. The void-filling crystals are commonly randomly orientated since there is no possibility of inheritance of structural information (ie axes or structural units) from the primary mineral due to the entirely dissimilar structures of primary and secondary minerals. ln the case of feldspars altering to kaolinite or halloysite the clay matrix varies from highly porous (e.g. about 75% porosity) to densely packed (aboi.Jt 30 %) depending on the amount of Al provided by the feldspar. For example Al - rich plagioclase produces much more kaolinite per unit volume than low - Al alkali feldspars, and consequently a much less porous pseudomorph. Similar alteration processes may apply to many ferromagnesian silicates.

111.

Epltaxlal growth of secondary mlnerals upon the prlmary mlneral substrate. Many secondary minerals including clay minerals and oxides have structures based on approximately close-packed sheets of 0 and OH ions. Where the primary mineral also contains close packed sheets it may be energetically favourable for secondary minerals to nucleate and grow on the surface of the primary mineral. Note that this reaction involves dissolution of the primary mineral and that structural units of the primary mineral are not retained within the secondary mineral. The occurence of epitaxy promotes a high degree of parallel growth of crystals of secondary minerals. For example, biotite crystals may alter to pseudomorphs composed of a mixture of kaolinite, gibbite and goethite. The (001) surface of biotite consists of nearly close packed oxygen ions which resernblas the 0/0H anion sheets at the (001), (001) and (100) surfaces · of kaolinite, gibbsite and goethite · respectively. Thus, the . pseudomorph has an internal fabric that is porous but made up of arrays of these secondary minerals showing a very high degree of parallel alignment. Such alteration processes might be considered to be examples of topotaxial alteration but the extensive removal of K, Mg and other mobile constituents of biotite is too disruptive to enable the inheritance of large components of the biotite structure by the secondary minerals. Other examples of this type of alteration occur during weathering of chlorite and vermiculite ..

IV.

Pseudotopotaxlal replacement.· ln this type of alteration structural constituents of the primary mineral appear to be extensively incorporated into the secondary mineral. An excellent example is the replacement of muscovite by kaolinite. The cation chemical composition of muscovite only differs from that of kaolinte by the presence of K ions in muscovite.

-315Furthermore the octahedral sheet in muscovite and kaolinite are almost identical and the tetrahedral sheets in both minerals have a similar geometry but that in muscovite has about one quarter of the Si ion replaced by Al whereas there is little or no comparable Substitution in kaolinite. Thus, muscovite can in principle, alter to kaolinite by retaining the octahedral sheet intact, retaining some tetrahedral sheets in which Al will be replaced by Si and by losing all K. Such a transformation would appear to be topotoxial with a crystal of muscovite being replaced by a sinqle crystal of kaolinite. ln practise, where such pseudomorphs are examined, crystallographic axes of kaolinite do show an exact correspondence to those of the parent muscovite, but the kaolinite consists of many perfectly orientated crystals in an open paraus fabric. Furthermore, some minor elements such as Fe and Cr that were present in the octahedral sheets have been completely or partly removed. This evidence indicates that the alteration process has probably proceeded via complete (congruent) dissolution of the muscovite. Kaolinite has crystallized from solution, and probably topotaxy and interface contact with the muscovite alteration front have imposed a very high degree of parallel orientation on the weathering product. Other micas and some ferromagnesian Silicates probably also weather to paraus but highly orientated arrays of secondary minerals by this mechanism although it is difficult in practise to discriminate between mechanisms 111 and IV.

V.

True topotaxial alteration. Weathering products produced by topotaxial alteration should inherit much of the structure and composition of the parent mineral. This type of alteration is probably restricted to solid state reactions promoted by the solid state diffusion of ions due to oxidation and concentration gradients. lndeed, the author is not aware of any natural weathering product that is the result of this process. Topotaxial alteration of magnetite (FeO, Fe 3o4) to hematite (Fe 2o3) is readily achieved in the Iabaratory by heating magnetite in air. Glose packed oxygen sheets alter from FCC to HCP geometrics and some iron ions diffuse through the crystal into new sites. ln soils magnetite also alters to hematite (the martite alteration) but electron microscopic examination of the hematite shows that although the crystallographic orientation required for topotaxial alteration is strictly adhered to the fabric of the hematite is microporous so that water would inevitably have been present throughout the weathering grain and at the alteration front. Thus, oxidation, diffusion and recrystallization could have been effected via solution rather than by solid state processes. Consequently Fe and other ions could have been exported and imported from the grain by mass flow and diffusion. A similar situation applies to the alteration of ilmenite to pseudorutile in soils. This potentially soilid state reaction appears to

-316proceed at least partly by dissolution and precipitation, and so should not be considered a true solid state topotaxial reaction.

A further consideration is that a primary mineral may alter simultaneously by two or more of the mechanisms described above with the consequent formation of various fabrics and mineral associations. The five. alteration processes described in this paper relate to factors that determine the first weathering products of primary minereis and in particular to the micro. fabrics generated and the intimate associations of secondary minereis in weathered grains. Such materials are abundant in in situ saprolitic materials. However, these mierematre and nanomatre size fabrics will be at least partly preserved .in soils .where bioturbation and other physical disturbance occurs. Thus, the interactions of roots, water, plant nutrients and microorganisms with the soil will to some extent be influenced by the weathering processes that were determined by the structure and composition of primary minereis and the initial weathering mechanism.

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