Untitled - Deutsche Bodenkundliche Gesellschaft

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Unredigierte Mitgliederinformationsschrift Beiträge in ausschließlich wissenschaftlicher Verantwortung der jeweiligen Autoren Mitteilungen der Deut...

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Unredigierte Mitgliederinformationsschrift Beiträge in ausschließlich wissenschaftlicher Verantwortung der jeweiligen Autoren

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93, I - 348

(2000)

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Referate der gemeinsamen Tagung der AG "Bodenökologie", des AK "Urbane Böden" und der AG "Bodenschätzung und -bewertung" zum Thema "Pedotopschutz in der Stadt, Bodenökologie und Bodenbewertung" 01. bis 03. Juni 2000 in Osnabrück

Exkursionsführer und Referate zum Symposium der Korn. V zum Thema "Comparision of Polish and German Soil Classification Systems for Soil Cartography of the Mountain and Sub Mountain Areas" 05. bis 08. Juni 2000 in Lagow und Görlitz

Referate der gemeinsamen Tagung der Deutschen und der Amerikanischen Bodenkundlichen Gesellschaft 18. bis 22. September 2000 in Osnabrück

Referate Tagung der AG "Bodenschätzung & Bodenbewertung" 26. und 27. September 2000 in Halle/Saale

Referate der Sitzung der Korn. VIII Bodenschutz "Anforderungen des Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landschaftsbau" 10. und 11. Oktober 2000 in Stuttgart- Hohenheim

Band 93 2000

lli

INHALT Band 93 Referate der gemeinsamen Tagung der AG "Bodenökologie", des AK "Urbane Böden" und der AG" Bodenschätzung und -bewertung" zum Thema "Pedotopschutz in der Stadt, Bodenökologie und Bodenbewertung" 01. bis 03. Juni 2000 in Osnabrück Kenntnisstand über die ökologischen Prozesse und Lebensgemeinschaften in städtischen Böden KEPLIN, B.

MONCHOW, B.

Stand der Kenntnisse über die ökologischen Prozesse und Lebensgemeinschaften in städtischen Böden Bodenbiologische Aktivität von teilversiegelten Flächen

3 7

Bewertung der Schutzwürdigkeit von Pedotopen BLUME, H.-P.

Ökologische Bewertung städtischer Pedotope

11

GRÖNGRÖFT, A.; HOCHFELD, B.; MIEHLICH, G.

Funktionale Bewertung von Böden bei großmaßstäbigen Planungsprozessen: Konzept und offene Fragen eines für die Stadt Harnburg entwickelten Verfahrens

15

HOHLER, C.

Konzeption eines GIS-gestützten Modells zur Bodenbewertung für die Landschaftsplanung

19

Die Bodenschätzung der Finanzbehörden: Aktueller Stand und Nutzungsmöglichkeiten für den Pedotopenschutz in der Stadt

23

KEIL, B.

Exkursionsführer und Referate zum Symposium der Korn. V zum Thema "Comparision of Polish and German Soil Classification Systems for Soil Cartography of the Mountain and Sub Mountain Areas" 05. 08. Juni 2000 in Lagow und Görlitz SPONAGEL, H.

Vorwort

28

HARTWICH, R.

The 1:200,000 Soil Map of Germany and the related Soil Information System (SIS)

29

HEILMANN, H.

Georeferenced Soil Database for Europe

36

JAHN, R.; 0. WITIMANN; An Approachfora Hierarchical System to classify Soil R. SCHMIDT Associations

41

IV

JOISTEN, H.; R.SYMMANGK

Bodenvergesellschaftungen in der östlichen Oberlausitz (Oberlausitzer Lösshügelland)

I
General Characteristics of the Environment in SouthWestern Poland and Description of Typical Soil Profiles

51

MARCINEK, J.

The Development of Soil Survey Methods in Poland

59

MONTANARELLA, L.

The European Soil Bureau and its Future Activities in . Central and Eastern EuroJ?e . 71

45

Referate der gemeinsamen Tagung der Deutschen und der Amerikanischen Bodenkundlichen Gesellschaft 18. bis 22. September 2000 in Osnabrück BLUME, H.-P.

History of German Soil Science

76

STAHR, K.

Prediction of Nitrogen Mineralisation - Experiences from Central Europe -

82

Symposium 1: Sustaining Soil Functions in Agro-Ecosystems VAN KESSEL, C.; VAN GROENINGEN, J.-W.

Conducting Agro-Ecosystems Rese~rch at the Landscape Levei-Concepts and Alternatives from Classical Agronomie Research Designs

SADLER, E. J. ·

Underlying soll processes for site-specific effects of soirwater - crop - relations

SCHRADER, S.; G. BROLL

Sustainability of Soil Functions in Agroecosystems in Germany with Emphasis on Soil as Environment for Soil Biota · ·

ROSEMEYER, M.; A. MACGUIDWIN; J. SIMONSEN; D. YOUNG; D. HOGG; T. LIM; J. POSNER

Differences in Siol Biota' Species Composition in four Midwestern U.S. Cropping Systems: Earthworms, Nematodes and Arthropods

FRAHM, A.; H.-P. BLUME

lnteractions between Soil Organisms and Different Forms of Tillage and Fertilization

JOSCHKO, M.; S. WIRTH; Effect of Conservation Tillage on Soil Fauna in Sandy H. ROGASIK; J. ROGASIK; Soils in NE Brandenburg W. HOHN; C. Fox; D. BARKUSKY; W.HIEROLD; M. FRIELINGHAUS; A. PACHOLSKI WARKENTIN, B. P.

The Role of Tillage in Sustaining Soil Functions

87

89

V

SPRINGOB, G.; J. BöTTCHER

Using Landscape Heterogeneity and History to Derive 'Site-Typical' or Equilibrium C Contents of Sandy Arable Soils

93

FRANZLUEBBERS, A. J.

Depth Distribution of Soil Organic Matteras a Tool to Evaluate Restoralion of Critical Soil Functions

96

CHENG, W.

Studying Rhizosphere Priming Effects on Soil Garbon Lass Using Natural ' 3C

100

KUZYAKOV, Y.; W. CHENG

Effect of Photosynthesis Cycles on Rhizosphere Respiration and Organic Matter Decomposition, Measured with ' 3 C and 14 C

104

WELL, R.; H. HOPER; 0. MEHRANFAR

Field and Labaratory Studies to Quantify Actual and Lang-Term Denitrification Potential in the Saturated Zone of Hydromorphic Soils of Northwest Germany

108

KAMP, T.; H. STEINDL; J. C. MUNCH

Lysimeter Studies - A Tool for Monitaring Trace Gas Fluxes (Np, CH 4 ) from Different Soils under the Same Climatic Conditions and the Same Agricultural Management

112

POTTHOFF, M.; F. BEESE

Management of Soil Biological Functions in lntegrated Arable Farming Systems - Results of the Göttinger Lntex-Projekt-

RoGASIK, HANEKLAUS; U. FUNDER; E.SCHNUG

K.

J.S. Operations for Precision Agriculture PANTEN;

ANDERSON, T.-H.

116 Bewertung bodenmikrobiologischer Kenngrößen nach langjähriger Beobachtung von Waldstandorten - Vergleich zu Agrarböden

120

BACHMANN, J.; R.HORTON; Thermal and Nonisothermal Evaporation from Soil of R. R. VAN DER PLOEG Varying Water Repellency BöTTCHER, J.; G. SPRINGOB

A One-Pooi-Model to Describe Organic Garbon Balance of Arable Seils

VASSENEVA, A.; I. VASSENEV; A. SCHERBAKOV; E. SCHNUG; S. HANEKLAUS

Conjugate Analysis of Soil Cover and Crop Yield Variability at the Representative Plots of Forest-Steppe Chernozems in the Central Chernozemic Region of Russia

ELLERBROCK, R.-H.; A. HOHN; H.G.GERKE

Effects of Different Fertilizer Combinations on Soil Organic Matter Composition - Results from LangTerm Field Experiments -

128

HEUMANN, S.; Impacts of Former Landuse Practices (Forest, GrassJ. BöTTCHER; G.SPRINGOB land) on Nitrogen Mineralization Parameters in Sandy Arable Seils

132

124

VI

MüLLER, T.

Soil Seiences as' an lntegrated Part of an lnterdisciplinary ·and lritercultural University Course on Sustainable Land Use and Natural. Resource Management

SCHLINDWEIN, S. L.

Understanding Soil Functions in Agro-Ecosystems: A .Ca II for a Conceptual Discussion

TISCHER; S. T. HüBNER; P.' KUSCHK; W. GEYER; U. STOTTMEISTER

136

Phytoremediation by Using Phragmites austra/is, AInus glutinosa and Robinia pseudoacacia for Wet Chemical Residues (PAH, Phenols, other hydrocar~~

1~

Hoss, T:; ·R-A . .DüRING; Effects of Compost and Sewage Sludge to Agricultural S. GATH Soils Stratificated by·Different Tillage Treatments SOMMER, J.; A. NEEF; P.KAMPFER;S.GATH

·rransport of Bacteria in Unsaturated Soils

DüRING, R.-A.·; S. KRAH.E; Fate of Nonylph~nol in S.oils Amended with Organic X. ZHANG; S. GAni Municipal Wastes .

144

GATH, S.; R.-A. DüRING ,.

Verwertung von Abfällen in und auf Böden aus Sicht des Bode.nschutzes

148

MEHRANFAR, 0.; R. WELL

Long-Term Measurement of Nitrate Reduction and Sulfate Production in Änaerobic Soil Slurries for Determinln·g'the Sustain'ability of Denitrification Potential in the Shallow Groundwater of Hydromorphic Soils

152-

Symposium 2: Soi/ Degradation and its Impact on Environmental Quality (Soil, Wa- · ter, Air) · ·

...

·

TIMLIN, D.; Y. PACHEPSKY; Landscape Topgraphy and its Impact on Soil Quality C. WALTHALL; S. LOECHEL and Associated Soil Processes YOST; R. S.; X. WHANG; The lmportance. of Model Selection in Understanding and Managing Nutrients and Pesticides to Reduce X. SHYAI. Degradation of Natural Resources •Soil Erosion Control in Saxony SCHMIDT, W.; 0. NITZSCHE; B. ZIMMERLING; S. KRüCK

157

PIORR, H.-P.; M. FRIELINGHAUS; L. MüLLER;

Soil lndicator Systems - the Base for Soil Conserva" tion Decisions

ILSEMANN, J.;

Movemerit of Water and Solutes in Sandy Topseils of the 'Fuhrberger.Feld' (Lower Saxony)

J. HUTCHINGS;

161

D. HERMSMEYER;,· R. R. VAN DER PLOEG . '·

VII

TENHOLTERN, R.

Soil Structure, Rooting and Yield in Extremely Compacted Anthrosols Derived from Loess

THERHORST, 8.

Soil Erosion and Soil Fertility in a Loess Region of SW Germany

165

LORENZ, G.; C.L. BONELLI; Soil Quality Changes Due to Land Use in a Kastanozem- Phaeozem Soilscape of Semiarid Chaco . S. ROLDAN; C. ARAYA; K. RONDANO

169

JöCKEL, C.; N. FüHRER; Spatial Variability of Aggregate Stability on a Field H.-G. FREDE Scale

173

MARKUSSEN; M.; G. GEROLD

The Pedo-Ecological Consequences of the Mennonite Land-Use-System in the Lowlands of Solivia (Depart~~cl~~C~

SCHERBAKOV, A.; I. VASSENEV

Degradation and Progradation Processes of Chernozems' Humus State in the Central Chernozemic Region of Russia

NITZSCHE, 0.; W. SCHMIDT; W. RICHTER

lnvestigations on the lnfluence of Conservation Tillage Systems on Aggregate Stability, Crusting and Infiltration Capacity of Loess Soils

FUNK, R.; D. DEUMLICH; J. STEIDL

Estimation of the Wind Erosion Risk in the Eibe - Elster County

MüLLER, L.; M. FRIELINGHAUS; A. BEHRENDT; U. SCHINDLER

Protecting Wetland Soils in the North-eastern German Lowlands

I.VASSENEV; V..ZHIDEEVA; A.SCHERBAKOV; A.VASSENEVA; V.HAHULIN

Haevy Metals Behavior in the Garden Chernozemic Soils Poiluted by lndustrial Emissions

1n

181

SCHINDLER, U.; L.MOLLER; Soil Water and Nitrate Dynamics at Different Land F. EULENSTEIN Use and Management Systems in North-eastern Germany

185

SCHWARZEL, K.; G. WESSOLEK; H. STOFFREGEN; M. RENGER

189

Capillary Rise in Low Moor Soils

Symposium 3: Evaluation of Soi/s and Land Management and Associated Risks within Landscapes - How can we Transfer lmportant Point Information to Larger Scales (First and Second Catchments)? lASCANO, R. J.; L. HONG; J. 800KER

Assessing Soil and Cotton Lint Yield Variability on a Landscape-Scale

VIII

AHUJA, L. R.; T.R. GREEN; Topographie Analysis, Scaling, and Models to Evaluate Spatialrremporal Variability Landscape Processes J. C. ASCOUGH; and Management M.J. SHAFFER; L. MA; M.H: NACHASE

Temporal Variation of Hydraulic Properties in the ApHorizon of a Cultivated Loess Soil

GERKE, H. H. HERMANN, L.; F. GRAEF; U. WELLER, M. IGUE; K.STAHR SIMS, J.

Landnutzungsplanung auf verschiedenen Skalenebenen - Erfahrungen mit dem SOTER-Ansatz in Westafri~

100

Environmental· Ma~agement Practices for Agricultural Phosphorus in the U.S. Atlantic Coastal Plain: Review and Criticäl Analysis

T.

SAUER, S.;

194

T. HARRACH

Rooting and Available Water Capacity of Soils as Regulators of Ecological Soil Functions

SCHMIDT, J.

Soil Erosion Prediction in Conservation Planning

DEUMLICH, 0.; L. VöLKER

Use of Erosion-3D for a Farm in the Unconsolidated Rock Region of Brandenbur~ .

SIMS, T. J.; T .. J. HALL; K. GLAESNER

Agricultural Nutrient Management and Environmental Quality:" Position of the Soil Science Society of America

KOSZINSKI, S.; V. QUISENBERRY; H. ROGASIK; 0. WENDROTH; K. SEIDEL

Chloride and Dye Tracer Transport in a Differently Tilled Heavy Clay Soil

ROGASIK, H.; 0. WENDROTH; E. BORG; S. KOSZINSKI; I. 0NASCH

Assessment of Morphological Properties Based on Calculati~ln of.lnternal and External H~terogeneity

VASSENEV, 1.; 0. BUKREEV; V. HAHULIN

Multivariate Evaluation of Land Agroecological Quality for Decreasing the Risks of Land-Use in Central Russia

SIEMER, B~; H. JOISTEN

Information Basis Soil Protection: The Balance- and Regulation-Function of the Soils of an AgroEccisystem at Water- and substance cycle

200

204

208

212

Estimating the yield potential - a Method to Evaluate Soil Productivity

216

FRIELINGHAUS, M.; B. WINNIGE; H. SCHÄFER

Soil Surface Cover lndication and Management for Soil Erosion Control

220

WINNIGE, B.; M. FRIELINGHAUS

A Combined GIS- and Field-based Procedure of Erosion Risk Assessment - a Case Study in the Peene River Catchment (Germany) 224

VORDERBRÜGGE,

T.

IX

THIERE; J.; J. KIESEL; D. DEUMLJCH

Flächenbezogene Bodeninformationen zur standortdifferenzierten Bewirtschaftung - Ableitung und Verbreitung der Bodengruppe Düngung - für die Bundesländer Brandenburg und Mecklenburg-Vorpommern

WULF, S.; H. ECKEL; J. CLEMENS

Mitigation Options for Trace Gas Emissions (NH 3 , N2 0, CH 4 ) from Slurry Management

228

Symposium 4: Disciplinary Soi/ Research for Agro-Ecosystems and Information Transfer between Scales HOPMANS, J. W.

Soil Hydraulic Properties at Different Scales - How Helpful are Smaii-Scale Measurments for Large-Scale Modelling

CASSEL, D. K.

Information Transfer Between Various Scales in Tilled Agricultural Ecosystems

WENDROTH, 0.; P. JORSCHJK; A. GiEBEL; H. REUTER; K. C. KERSEBAUM; J. SCHWARZ; M. HEISIG; N. VVYPLER; D.R. NJELSEN

Spatial Processes of Crop Yield, Surface Soil Moisture, and Soil Nitrogen - Considerations of SpaceTime-Scale Behaviour

HAAG, D.; M. KAUPENJOHANN

Landscape Fate of Nitrate Emissions

GLATZEL, S.; T. MOORE; M. DALAVA; N. ROULET

The Effect of Harvesting and Resteration on Carbon Cycling of Bogs in Eastern Quebec

HUSAIN, J.; H. H. GERKE; R. F. HünL

Water Absorption by Soil Aggregates Using a Minilnfiltrometer

233

SCHWEIKLE, V.

Informationstheoretische Bewertung von Korrelationskoeffizienten

237

lnvestigation of Amidohydrolases Activity in some Egyptian Soils Inside the Plastic Tunnels

240

EL-KAMMAH, M. A. M. MASHALI, S. A.; A.A. BALBA; M.R. KHALIFA; S. A. MORSSI

Effect of Soil Ploughing Depth and Balane Fertilizaiton on some Soil Properties and NPK Uptake by Sugar Beet Plant Grown in Salt Affected Soil of Egypt

IGUE, A. M.; L.HERRMANN; The Qualitative Assessment of Water Erosion Risk in K. STAHR Centrai-Benin FROND, H.-C.; A. SCHLÖSSER; H. WESTENDARP

Effects of Tetracycline on the Soil Microflora Determined with Microtiter Plates and Respiration Measurement

244

X

BURLAKOVA, L. M.; G. G. MORKOVKIN

Changes of Basic lndicators of Chernozem Fertility in the Steppe Zone of the Altai Region Under the lnfluence of Long Farming Use

248

Referate Tagung der AG "Bodenschätzung & Bodenbewertung" 26./27. September 2000 in Halle/Saale

ENGEL, E.

Die Zukunft der Bodenschätzung

254

HARRACH, T.

Methodische Ansätze der Bodenbewertung auf rekultivierten Bergbauflächen

258

Erstellung einer Konzeptbodenkarte des Tagebaus Peres (Freistaat Sachsen) auf Grundlage der Bodenschätzung

262

KAUFMANN, M.; S. TOBlAS

Bewertung rekultivierter Flächen mit landwirtschaftlicher Nutzung - Ansätze aus Forschung und Praxis in der Schweiz

266

KEIL, B.; K.P. SCHÄFER

Erfahrungen bei der Bodenschätzung von rekultivierten Böden im hessischen Braunkohlentagebaugebiet

JOISTEN, H.; M. WOLF

NIEHÖRSTER, U. NIEHÖRSTER, U. PFEIFFER, E.-M.; B. KEIL

269

Bodenschätzung von Neukulturen - Parameter für Besonderheiten auf Grund der Musterstücke

273

Problem Bodenschätzung und Bodenbewertung auf Rekultivierungsflächen

277

Bodenschätzung und -bewertung landwirtschaftlich nutzbarer Böden

280

aufgeschütteter

SCHRÖDER, D.

Problematik der Bodenschätzung auf Kippen

282

VOGLER, E; M. ALTERMANN; F. VOGLER

Zur Realisierung der Bodenschätzung auf landwirtschaftlich nutzbaren Kippenböden

286

VOGLER, E.; M. ALTERMÄNN; F. VOGLER; P. MORITZ; M. WOLF; R. HOFFMANN

Bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden

VOGEL, H.; J. ZEITZ

Probleme bei der Bewertung von landwirtschaftlich genutzten Kippenflächen des Braunkohlenbergbaus in der Niederlausitz

290

294

Referate der Sitzung der Korn. VIII Bodenschutz "Anforderungen des· Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landschaftsbau" 10. und 11. Oktober 2000 in Stuttgart- Hohenheim lAVES, 0.

Begrüßung und einleitende Worte

300

KLOKE, A.

Kreislaufwirtschaft contra Bodenschutz

303

TIMMERMANN, F.; R. KLUGE

Produktionsbezogener Bodenschutz bei der landwirtschaftlichen Verwertung von geeigneten Abfällen Anforderungen aus der Sicht der landwirtschaftlichen Praxis

307

Ist der produktionsbezogene Bodenschutz bei der landbauliehen Verwertung von Komposten zu gewährleisten? - Ergebnisse eines Forschungsprojektes aus Baden-Württemberg

311

MOKRY, M.; R. KLUGE

Produktionsbezogener Bodenschutz bei der IandbauIichen Verwertung von Grünguthäcksel urid GelantineKalkschlamm - Ergebnisse von Forschungsprojekten aus Baden-Württemberg

315

ÜBERMAIER, M.; H. SCHAAF

QLA - Qualitätssicherung Landbauliche Abfallverwertung: System des VDLUFA zur Gewährleistung des produktionsbezogenen Bodenschutzes bei der landbaulichen Verwertung geeigneter Rest- und Abfallstoffe

319

KLUGE, R.; M. MOKRY

SCHAECKE, B.; R. POPLAU

Aufkommen, Beschaffenheit und Verbleib von kommunalen Klärschlämmen in Mecklenburg-Vorpommern

HOFFMANN, C.; H. BOKEN; R. METz; M. RENGER

Schadstoffimmobilisierung mit Bodenaushub auf schwermetall-belasteten ehemaligen Rieselfeldern in Berlin

327

BANNICK, C. G.; H.-U. BERTRAM

Aktuelle und künftige Entwicklungen der Verwertung von Abfällen in und auf Böden

331

SIEBERT, S.; J. LEIFELD; I. KOGEL-KNABNER

Anwendung von Frisch- und Fertigkomposten auf einen Rekultivierungsboden

335

WOHLER, V.

Verwertung von Abfällen bei der Rekultivierung von Kalirückstandshalden

339

KÄDING, H.; G. SCHALITZ

Bioabfallkompost als Bodenschutz für Niedermoorböden

343

LAVES, 0.

Schlusswort zur Vortragsveranstaltung

347

323

I

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93, 1 - 26

(2?00})

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDUCHEN GESELLSCHAFT

Referate der gemeinsamen Tagung der AG "Bodenökologie", des AK "Urbane Böden" und der AG "Bodenschätzung und -bewertung" zum Thema "Pedotopschutz in der Stadt, Bodenökologie und Bodenbewertung" 01. bis 03. Juni 2000 in Osnabrück

Band 93 2000

-3-

Stand der Kenntnisse über die ökologischen Prozesse und Lebensgemeinschaften in städtischen Böden'

Beate Keplin*

In den letzten Jahren ist auf verschiedenen deutschsprachigen Tagungen wie der Gesellschaft fur Ökologie aber auch der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft der Aspekt Bodenökologie im Zusammenhang mit Stadtökologie bzw. stadtökologischer Forschung nur noch sehr vereinzelt betrachtet worden. Während in der Hoch-Zeit der bodenökologisch ausgerichteten Stadtökologie-Forschung in den 80er Jahren bis etwa Mitte der 90er Jahre eine Vielzahl von Publikationen und auch heute noch gültige "Standardwerke" erschienen, so z. B. von Schulte et al. (1989): Zur Biologie städtischer Böden oder der Klassiker von Klausnilzer (1987, 1993, bereits in der 2. Auflage erschienen) Ökologie der Großstadtfauna, aber auch die zusammenfassenden Darstellungen von Sukopp (1990): Stadtökologie- Das Beispiel Berlin oder Sukopp & Wittig ( 1993 bzw. 2. Aufl. 1998): Stadtökologie, ist seitdem nur noch verhältnismäßig wenig publiziert worden. Die letzte größere Tagung der Gesellschaft fur Ökologie zum Themenkomplex Stadtökologie bzw. "städtische Grünflächen" fand 1994 in Frankfurt statt. Von den insgesamt 15 publizierten Beiträgen befassen sich lediglich sechs mit Fauna bzw. bodenökologischen Prozessen (i.w.S.) bzw. der Bewertung von Böden (vgl. Verhandlungen der Gesellschaft fur Ökologie 1995). In den Folgejahren ist die Zahl der Publikationen verhältnismäßig gering und nur noch vereinzelt werden verschiedene Aspekte wie die bodenbiologische Aktivität von teilversiegelten Flächen (vgl. Münchow 1999) oder Untersuchungen zum Themenkomplex "Dachbegrünungen" behandelt bzw. dargestellt (vgl. Mann 1998). Derzeit gibt es nur eine Arbeitsgruppe, und zwar am Zoologischen Institut der TU in Braunschweig, die Untersuchungen an Dachbegrünungen im Zusammenhang mit Fauna durchfuhrt. Diese Entwicklung der Abnahme der Publikationen mit bodenökologischen Fragestellungen innerhalb der stadtökologischen Forschung muss zunächst einmal nicht negativ beurteilt werden, sondern könnte auch bedeuten, dass die noch im Jahre 1995 als bestehendes Forschungsdefizit (vgl. Fründ & Keplin 1995) aufgestellten Fragestellungen inzwischen geklärt bzw. beantwortet sind. • Institut fur Landschaftsökologie- WestHilisehe Wilhelms-Uni,·ersität. Robcn-Koch-Str. 26. email: beate.keplin({/l.t-online.de-

1

:

eine ausführliche Darstellung erfolgt an anderer Stelle.

~81 ~9

Münster.

-4Zu den Voraussetzungen, unter denen bodenökologische Forschung im urbanen Raum stattfindet, sei auf Fründ & Keplin ( 1995) hingewiesen. Ein wesentliches Charakteristikum städtischer Ökosysteme ist. das breite Spektrum von Bodennutzungen und der häufige Nutzungswandel sowie die oftmals anzutreffende Kleinräumigkeit der Flächen mit abrupten Übergängen. Nach Burghardt ( i 996) ist mit Frequenzen der Flächennutzungen oder Flächenerneuerungen etwa alle 25 Jahre zu rechnen. Daraus ergibt sich ein grundsätzliches Problem, nämlich die Schwierigkeit im städtischen Bereich langfristige Untersuchungen bzw. Sukzessionsstudien über lange Zeiträume durchfuhren zu können. Im folgenden wird auf einige der im Jahr 1995 genannten Forschungsdefizite kurz eingegangen und ihr der;;o:eitiger Bearbeitungs- bzw. Kenntnisstand dargestellt. Es erfolgt hierbei eine Beschränkung auf die drei Punkte: organische Substanz, Böden mit trocken-anaeroben Bedingungen und Ersatzböden am Beispiel Dachbegrünungen.



Organischen Substanz

Städtische Böden können aufgrund ihrer häufig heterogenen Zusammensetzung aus natürlichen

und/.ode~

technogenen Substraten ähnlich wie Bergbaufolgeböden einen hohen Anteil an

nicht rezentem, d. h. geogenem Kohlenstoff aufweisen. Bei der Ermittlung der Gesamtkohlenstoffgehalte konnte dieser Anteil aus z. B. Kohle-C (Braunkohle, Steinkohle), luftbürtigen Verbrennungsprodukten

~z.

B. Ruß) und Aschen bislang nicht vom Abbau aus der rezenten

organischen Substanz (pedogenem Kohlenstoff) getrennt werden. Für C-Bilanzierungen und zur Beurteilung des Entwicklungsstadiums von urbanen Böden ist aber der Humifizierungszustand der rezenten organischen Substanz und damit die Trennung von geogenem und pedogenem Kohlenstoff unabdingbar, .konnte aber mit den bisherigen nass-chemischen Analysemethoden nicht geleistet werden: Dies ist aber inzwischen durch eine Dissertation (Rumpel I 999), in· der Methoden zur Differenzierung und Charakterisierung pedogener und geogener organischer Substanz in forstlich rekultivierten Kippböden entwickelt wurden, methodisch weitgehend gelöst, wird aber wohl aus Kostengründen kaum routinemäßig eingesetzt werden können. Außerdem konnten durch die Kombination verschiedener Methoden Aussagen übet die Eignung dieser Methoden sowie zur quantitativen und qualitativen Zusammensetzung des Kohlenstoffs auf den untersuchten Kippenstandorten gemacht werden.



Böden mit trocken-anaeroben Bedingungen

In Stadtökosystemen ist eine bisweilen auftretende Besonderheit der Böden das

v'orko~en

trocken-anaerober Bedingungen (Reduktosole), was natürlicherweise nur sehr selten auftritt . .

-5-

(Böden unter dem Einfluss vulkanischer Ausgasungen). Diese Böden sind bezüglich der in ihnen ablaufenden ökologischen Prozes.se noch ungenügend bekannt. Aber auch in diesem Zusammenhang wurden inzwischen vereinzelt Untersuchungen durchgefuhrt. Ein Beispiel stammt aus einer Großstadt in den Neuen Bundesländern, wo Untersuchungen zum Einfluss von Erdgas auf Stadtbäume, Böden und bodenökologische Prozesse erfolgten. Leider ist hier aber anzumerken, dass die Ergebnisse dieser Untersuchungen bislang und auch in Zukunft nicht publiziert werden dürfen, da die Auftraggeber Regressansprüche befurchten. Dies betriffi auch die von der BTU in Cottbus durchgefuhrten stichprobenhaften und der ersten Orientierung dienenden Untersuchungen zur Lumbriciden- und Mesofauna. Diese wie auch die übrigen Ergebnisse sind deshalb nur in internen Zwischen- und Abschlussberichten zusammengestellt. Hieraus ergibt sich dann das Problem, dass zwar noch im Jahr 1995 als Forschungsdefizit erkannte Fragestellungen bearbeitet wurden, diese im Ergebnis aber weiterhin nicht bekannt sind und somit in der zitierfähigen Literatur nicht auftauchen und weiterhin anscheinend ein Forschungsdefizit besteht.



Ersatzböden am Beispiel Dachbegrünungen

Zum Thema Dachbegrünungen als Ersatzböden sei auf die von Mann ( 1998) in Tübingen abgeschlossene Dissertation verwiesen. In dieser Arbeit wurde die Makrofauna verschiedener Dachbegrünungen mittels Barherfallen und per Handaufsammlung untersucht. Es wurden keine Bodenproben gewonnen. Zum einen handelte es sich um Versuchsdächer mit unterschiedlichen Dachbegrünungen, Substraten und Schichtmächtigkeilen und zum anderen wurden sog. Praxisdächer in verschiedenen Städten - überwiegend im süddeutschen Raum - einbezogen. Diese Arbeit ist insofern erwähnenswert, da sie eine der wenigen ist, die den Kenntnisstand zusammenfassen und der Öffentlichkeit zugänglich machen. Viele Fragenstellungen, nicht nur im Zusammenhang mit Dachbegrünung, wurden im Rahmen von Diplom- oder anderen Abschluss- und Studienarbeiten oder Gutachten bearbeitet. Da in der Regel diese Quellen als nicht zitierfähig gelten und nur selten Aspekte in Fachzeitschriften publiziert werden, wie z. B. von Fründ ( 1996) zur Dachbegrünung, ist der "offizielle" Kenntnisstand aufgrund der Unzugänglichkeit dieser Literatur noch sehr gering.

Fazit: Der Kenntnisstand über die Lebensgemeinschaften und ökologischen Prozesse in städtischen Böden ist seit 1995 bei einigen Fragestellungen gewachsen, während andere Fragestellungen immer noch unzureichend bearbeitet sind. Insbesondere betriffi dies folgende Fragen:

-6-



Welche Funktionen erfiillen die fiir städtische Böden typischen Lebensgemeinschaften?



Wie erfolgt die Besiedlung von Sonderstandorten; wie beispielsweise bei Dachbegrünungen, und wie läuft ihre Sukzession ab?



Was sind kritische Beeinträchtigungen fiir die Lebensgemeinschaften in städtischen Böden?



Welche Maßstäbe können fiir die Bewertung von Lebensgemeinschaften in städtischen Böden herangezogenwerden (Problem·der Referenzflächen)?

Literatur Burghardt, W. (1996): Boden und Böden in der Stadt. In: Urbaner Bodenschutz. AK Stadtböden der DBG (Hrsg.): 7-21. Fründ, H.-C. (1996): Dachbegrünung als Lebensraum fiir Tiere. Zwischenbilanz des gegenwärtigen Kenntnisstandes. Stadt und Grün 2: 92-96. Fründ, H.-C. & Keplin, B. (1995): Bodenökologie und Stadtökosysteme sowie Industrieund Bergbaufolgelandschaften. Mitt. DBG, 73: 39-44. Klausnitzer, B. (1993): Ökologie der Großstadtfauna. Fischer-Verlag. Mann, G. (1998): Vorkommen und Bedeutung von Bodentieren (Makrofauna) aufbegrünten Dächern in Abhängigkeit von der Vegetationsform. Diss. Univ. Tübingen. Münchow, B. (1999): Bodenbeanspruchung durch Versiegelungsmaßnahmen unter besonderer Berücksichtigung der Wasserdurchlässigkeit und der bodenbiologischen Aktivität. UFZBericht 4/1999. Rumpel, C. (1999): Differenzierung und Charakterisierung pedogener und geogener organischer Substanz in forstlich rekultivierten Kippböden. Cottbuser Schriften zu Bodenschutz und Rekultivierung. Bd. 5. Schulte, W., FrÜnd, H.-C., Graefe, U., Ruszkowski, B., Söntgen, M., V. Voggenreiter u. Weritz, N. (1990): Zur Biologie städtischer Böden. Kilda-Verlag. Sukopp, H. (Hrsg.) (1990): Stadtökologie. Das Beispiel Berlin. Dietrich Reimer Verlag. Sukopp, H. & Wittig, R. (Hrsg.) (1998): Stadtökologie. Fischer-Verlag. 2. Aufl. Verhandlungen der Gesellschaft für Ökologie (1995): 24. Jahrestagung FrankfurtiMam 1994 (Tagungsband).

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Bodenbiologische Aktivität von teilversiegelten Flächen

Birgit Münchow

Einleitung Einen bedeutenden Eingriff in den Naturhaushalt des Bodens stellt die Oberflächenversiegelung dar. Durch diese Bodenveränderung wird die Bodenhorizontierung gestört und verschiedene Bodenfunktionen stark verändert bzw. vernichtet. Die Bodenversiegelung beeinträchtigt vor allem die Filter-, Puffer- und Transformatoreigenschaften der Böden, den Wasser- und NährstofThaushalt sowie den Lebensraum für Flora und Fauna. Material und Methoden Am Beispiel von fünf unterschiedlich stark genutzten, mit Rasengittersteinen befestigten Parkplätzen, wurde die bodenbiologische Aktivität von teilversiegelten Flächen erfaßt (Tab.!). Zur Charakterisierung der typischen Streß- und Störungsfaktoren, die auf die bodenbiologische Aktivität dieser Flächen einwirken können, wurden die unversiegelten Böden der benachbarten städtischen Grünflächen in die Untersuchung mit eingebunden. Neben den mikrobiologischen Untersuchungen wurde ermittelt, ob diese besonderen städtischen Böden von Collembolen als Vertreter der hemi- und eucdaphisch lebenden Bodenfauna als Lebensraum angenommen werden. Weitere Erkenntnisse über die Umwelteinflüsse, die eine Wirkung auf diese Böden und ihre Bodenorganismen ausüben können, wurden über die Erhebung der Schadstoffbelastungen abgeleitet. Die mikrobiellen Parameter wurden im wesentlichen so bestimmt. wie bei ALEF (1991) beschrieben. Die Collembolen wurden mit einem MacFadyen-High-Gradient-Extraktor ausgetrieben. Nähere Angaben zu den verwendeten Methoden sind in MONCHOW ( 1999) aufgeführt. Tab. 1: Standorteigenschaften der Rasengittersteinböden und der Böden unter Rasennutzung (kursiv) Standorte

Charakteristika Lage

llFZ-Gelände

Stadt>;entrum

Großwohnsiedlung

Parkanlage

Baujahr

1995

1990

1990

1990

!990

Aufbau

Splittbett

Sandbett

Sandbett

Sand-Kiesbdt

Sand-Kiesbett

Schotterta.gschicht

Schottertragschicht

Schottertragsducht

sandig-lduniger

sandig-lch.rniger

Unterbau

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Allosol

Allosof

Allosol

Parkanlage

Allosol

Rodentyp

Allosol

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niedrig

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Vegetationsart

Raserunischung

We1delgrasrasen

1rm

Ra..<:enmischung

Trittpflanzen

Ras~runtschutlg

Rasenmischung

We1delgrasrasen

fVe1delgrasrasen

We1delgrasrasen

We1delgrmrasen G.O

Bodenkennwerte in 0 - 5 cm pH (CaCI2)

6.2

6.3

6.1

6.3

6.1

6.3

5.9

Corg (%1)

1.67

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3 06

5.62

6.55

1. 70

2.87

Nt(%)

0.09

0./6

0.23

0.-15

0.37

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0.1R

ClN

\8 5

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\6.3

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17 7

17 ()

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schwach tonig.::r

stark sandiger Ldun

5.8

0.10

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I stark sund1ger Lehm

1.\tork .;nndrger Lehm

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1.5

0.1 1

0.08

17.9

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Sand

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6.3

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0.83

1.01

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-8in der vorliegenden Untersuchung ergaben sich signilikante Unterschiede in den mikrobiologischen Eigenschaften aufgnmd des Altersunterschiedes der teilversiegelten Flächen. Der jüngste Rasengittersteinboden I weist die niedrigsten Werte der mikrobiellen Biomasse (Abb. I), der Basalatmung, der DMSO-Reduktase und der ßGiucosidaseaktivität (Abb. 3) auf. Hingegen konnte kein gesicherter Einfluß der Nutzungsintensität auf die mikrobiellen Parameter festgestellt werden. Die viel stärker frequentierten Parkplätze 2 und 3 erreichten gegenüber den extensiv genutzten Standorten 4 und 5 ein vergleichbares hohes Stoffwechselniveau. Die Werte für die mikrobielle Biomasse für die teilversiegelten Flächen 3, 4 und 5 lagen gesichert höher als in den benachbarten Grünflächen (Abb. 2). Insgesinnt gesehen liegen die Werte in vergleichbaren Größenordnungen, wie sie aus Leipziger Stadtböden unter Rasen- Wiesen- sowie Waldnutzung (Scuui.TE, 1996) und in Stadtböden unterschiedlicher Nutzungstypen in Trier und Bonn (WERITZ. 1990) genannt werden. Bei Betrachtung der Bodenkenngrößen (Tab. I) wird deutlich. daß der Kohlenstoffgehalt, der insbesondere in der am stärksten von Pkws frequentierten Fläche am höchsten ist. einen wichtigen Einflußfaktor für die festgestellten Aktivitäten in diesen teilversiegelten Stadtböden darstellt. Dementsprechend befinden sich die bodenmikrobiellen Eigenschaften des jüngsten Standortes auf einem vergleichsweise niedrigen Niveau. HlO~·'g Cmik/g_l_'S_ _ _ _ _ _ _ _ _ _..

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Abb. 2: Mikrobielle Biomasse - Grünflächen'

Abb. I: !'vl\krobielle Biomasse- Parkplätze

In den unversiegelten Böden weist die Basalatmung eine positive Beziehung zum C0 ,,-Gehalt auf. Für die Rasengittersteine trifft dieser Sachverhalt nicht zu. Die Böden mit den höchsten Co,.-Gehalten (Standort 2 und 3) stellen den Mikroorganismen nicht gleichzeitig höhere Mengen an verfiigbarem organischem Kohlenstoff bereit. Da die -Stoffwechseltätigkeiten der Bodenflora aber vor allem durch die C-Verfügbarkeil begrenzt ist (DOMSCH, 1985), läßt dies in der vorliegenden Untersuchung auf eine schlechte Verwertbarkeit der organischen Substanz schließen. Über die ßGlucosidaseaktivität können weitere Aussagen zur Kohlenstoffver~orgung der Flächen getroffen werden. Die bereits erwähnte ungünstigere Humusversorgung vom jüngsten Rasengittersteinboden I wird durch das Ergebnis für die ßGlucosidaseaktivität unterstrichen (Abb. 3). Ferner weist der teilversiegelte Boden mit den höchsten Kohlenstoffgehalten (Standort 3) keine höheren Aktivitäten wie die humusärmeren extensiv genutzten Rasengittersteinböden und nur geringfügig höhere Werte als die benachbarte Grünfläche auf (Abb. 3). Dies läßt wiederum den Schluß zu, daß die organische Substanz nicht vollständig als mikrobiell verwertbarer Kohlenstoff zur Verfugung steht.

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Abb. 3: ß-Glucosidaseaktivität (Oktober 1996)

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Abb. 4: Cmic/Corg-Verhältrus (Oktober 1996)

-9Weitere Aufschlüsse über die Höhe der aktiven Humusmatrix lassen sich über das Cm,JCo,,-Verhäftnis ableiten. Die angedeutete C-Limitienmg der Rasengütersteinböden 2 und 3 wird durch das Cm~/C",-Verhältnis gestützt (Abb. 4). In der vorliegenden Untersuchung wurde für den jüngsten Rasengittcrsteinbodcn neben dem niedrigen Cm~/C",­ Verhältnis auch ein hoher metabolischer Quotient festgestellt. der auf das frühe Entwicklungsstadium dieses Standortes zurückzufuhren ist. Demgegenüber zeichnen sich die Rasengütersteinböden 2 und 3 durch einen vergleichsweise niedrigen metabolischen Quotienten aus, der sich signifikant von dem höheren Wert des extensiv genutzten Rasengittcrsteinbodens 5 unterscheidet. Dieser ermittelte niedrige qC0 2 kann auf die Effizient der Bodenmikroflora im Umgang mit den nutzbaren Kohlenstoffquellen zurückgehen. Wie die Untersuchungen gezeigt haben. werden die Rasengütersteinböden von den Collembolen als Lebensraum angenommen. Im Untersuchungszeitraum \\~Irden zwischen 6188 und 68857 lndividuenlm' erfaßt. Diese vergleichsweise hohen Werte stehen im Einklang mit der Feststellung von KLAUSNITZER (1993). daß bei Untersuchungen der Bodenfauna von urbanen Freiflächen die Collembolcn meist eine der individuenreichsten Tiergruppen darstellen und durch die siedlungsbedingten Einflüsse eher gefördert als gehemmt werden.

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Abb. 5: Abundanzcn der Collembolen- Parkplätze

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Abb. 6: Abundanzcn der Collembolen - Grünflächen

Zwischen den untersuchten Rascngitterstcinbödcn I. 2. 4 und 5 herrscht in Bezug auf ihre Besiedlungsdichte mit Collembolen eine hohe Übereinstimmung (Abb. 5). Die Abundanzcn dieser Standorte bewegen sich auf einem annähernd gleichen Niveau. Dieses Ergebnis schließt auch die jüngste Fläche mit ein und zeigt. daß Collembolcn schnell neue Böden besiedeln können. Nur Standort 3 verzeichnet signifikant niedrigere Werte (Abb. 5). Die Unterschiede können durch die Stmkturierung des Standortes selbst erklärt werden. Für diesen Standort sind die Belastungseinflüsse besonders auffällig. Von den untersuchten Boden- und Standorteigcnschaftcn. die auf die Collembolcnabundanz einwirken. erwiesen sich die Nutzungsintensität und die Vegetationsdichte als signifikant (Tab. 2). Die Besiedlungsdichte der Rascngittcrsteinböden war fiir Standort 4 signifikant höher gegenüber dem benachbarten unversiegelten Boden. Dieser unterscheidet sich auch signifikant in seinem mittleren Feuchtegehalt und seiner Trockenraumdichte von seiner Nachbarfläche. Mit Ausnahme der innerstädtischen Grünfläche 2 waren tendenziell mehr Individuen in den tcilvcrsicgcltcn Flächen erfaßt worden als in den städtischen Grünflächen (Abb. 6). In den untersuchten un,·ersicgeltcn Böden führt die Verdichtung des Bodens zu einer signifikant verminderten lndividuendichtc.

Tab. 2: SPEARMANN-Korrclationskoeffizicnten für die Abundanzcn der Collcmbolen und ausgewählten Parameter ····- Untersud ··~-·

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Abundanz Collcmbolen Rasengittersteine (n=20) Trockenrohdichte

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Abundanz Collembolen Ull\'CfSiegcltc Böden (n=20) -0.6464*

-10Die geringsten Gehalte an Mineralölkohlenwasserstoiien (Abb. 7). an polyzyklischen aromatischen Kohlcnwasscrstoiien und an den meisten Schwennetallcn wurde im jüngsten Rasengittcrstcinboden I gemessen. Für diesen spiegelt sich die erst kurze Expositionszeit gegenüber den erfaßten Schadstoiicn wider. Der Einfluß der Nutzungsintcnsitiit wird flir Standort 3 insbesondere durch die Mineralölkohlenwasserstoiie sichtbar (Abb. 7).

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Abb. 7: Mineralölkohlenwasserstoffe Fazit

Die Stof!Wechselaktivität der Mikroorganismen, die über den Werten von Böden aus agrarisch genutzten Landschaften lag, wurde nicht durch eine Zunahme der Nutzungsintensität verringert. Hingegen spielt das Alter der Flächen und die damit verbundene Anreicherung von organischem Material flir die mikrobielle Aktivitäten eine entscheidende Rolle. Höhere Kohlenstoffgehalte und eine geringere Verdichtung sind ferner die bestimmenden Bodenkenngrößen für die höheren Umsatzleistungen der Rasengittersteinböden im Vergleich zu den Aktivitäten der meisten unversiegelten Böden. Dieses unterschiedliche Niveau spiegelt sich aber flir die Mehrzahl der Böden nicht im metabolischen Quotienten wider. Wie die Untersuchungen gezeigt haben, werden die Rasengittersteinböden von den Collembolen als Lebensraum angenommen. Es konnte nachgewiesen werden, daß der Nutzungsdruck auf dem stark frequentierten Parkplatz in Form einer veränderten Vegetationsbedeckung negative Auswirkungen auf die Höhe der Besiedlungsdichte hat. Für die Grünflächen zeigte sich aber, daß vor allem eine zunehmende Verdichtung der Böden zu einer Verringerung der Besiedlungsdichten flihrt. Eine Beeinträchtigung der bodenbiologischen Aktivität der Flächen durch die verschiedenen Schadstoffe konnte nicht belegt werden. Aufgrund der Komplexität der anthropogenen Einflüsse. die auf die untersuchten Standorte einwirken, ist jedoch eine in allen Aspekten schlüssige Beurteilung der Untersuchungsfiächen nicht möglich. Es hat aber den Anschein. daß in den untersuchten Stadtböden die Collembolen empfindlicher auf die Streß- und Störungsprozesse reagieren als die Bodenmikroorganismen.

Literatur ALEF, K. (1991): Methodenhandbuch der Bodenmikrobiologie.- Landsberg/Lech DoMSCH, K.H. (1985): Funktion und Belastbarkeit des Bodens aus der Sicht der Bodenmikrobiologie.- (= Materialien zur Umweltforschung KLAUSNITZER (1993): Ökologie der Groß.stadtfauna.- Jena. Stuttgart MÜNCHOW, B. (1999): Bodenbeanspruchung durch Versiegelungsmaßnahmen unter besonderer Berücksichtigung der Wasserdurchlässigkeit und der bodenbiologischen Aktivität.-(= Dissertation- UFZ-Bericht, 4 ), Leipzig ScHULTE, G. (1996): Stadtböden-Schadstoffbelastung und Schadstoffmobilität.- (= UFZ-Bericht. II), Leipzig WERITZ, N. ( 1990): Mikrobielle Untersuchungen in Stadtböden unterschiedlicher Nutzung und Schwermetallbelastungen zur Charakterisierung der Bodenfunktionalität.- Dissertation Universität Trier

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Ökologische Bewertung städtischer Pedotope von Hans- Peter Blume

1 Einführung Die Bewertung der Schutzwürdigkeit städtisch/industrieller Pedotope sollte grundsätzlich nach den gleichen Kriterien erfolgen wie diejenigen der freien Landschaft. Dennoch ergeben sich dabei eine Reihe von Besonderheiten, die im Folgenden vorrangig behandelt werden sollen. Böden sind ihrer selbst willen schützenswert und/oder aber ihrer (ökologischen) Funktionen wegen, d.h. ihrer Lebensraum-, Biomasse-Produktion-, Regelungs- und Archivfunktion wegen. Bosch (1994) sieht die Eigenart eines Bodens, z.B. seine Seltenheit, zusammen mit seiner Archivfunktion (z.B. als kulturgeschichtliche Urkunde) als schützenswerte Informationsfunktion an und empfiehlt die Anlage einer Roten Liste natürlicher Böden zum Schutz von Seltenheit und Naturnähe. Bewertungen zum Zwecke des Bodenschutzes fiir Landschafts- und/oder Fachplanungen sollten flächendeckend einsetzbar und (ohne kostspielige Laboranalysen) aus Geländeerhebungen oder Bodenkarten ableitbar sein. Zu bedenken ist außerdem, dass der Schutz eines wertvollen Pedotops in der Regel auch den Schutz benachbarter Pedotope erfordert, um z.B. stoffliche Einflüsse zu vermeiden. Die Bodendecke ist meist auf kurze in Verdichtungsräumen, sodass eigentlich Distanz heterogen, insbesondere Bodengesellschaften unter Schutz zu stellen sind. Im Folgenden sollen Möglichkeiten einer Bewertung von Böden städtisch/industrieller Verdichtungsräume zum Zwecke ihres Schutzes dargestellt werden. 2 Bewertung von Böden als Natur/Kulturkörper Der Fachausschuss Sanierung kontaminierter Böden des DVWK (Obmann N. Litz, Umweltbundesamt) hat Kriterien zur Beurteilung der Schutzwürdigkeit von Böden nach deren Seltenheit, Empfindlichkeit und Regenerierbarkeit entwickelt, die auch fiir Böden von Verdichtungsräumen benutzt werden können (DVWK 1996): Dabei wird die Seltenheit von Bodenformen (als Kombination von Boden- und Substrattyp) nach ihrem Flächenanteil auf der Bodenkarte Deutschlands (I: I Mill.) bewertet (< 0,2 % sehr selten; 0,2-0,7 selten, aber regional häufig; 0,7-1,3 verbreitet; 1,3-3 häufig; >3% sehr häufig). Stattdessen können auch entsprechende Daten einzelner Bundesländer oder Regionen (mit dann allerdings anderer Klassierung der Seltenheit) benutzt werden. Dabei sollten in Verdichtungsräumen sehr seltene, natürlich entstandene Böden nur dann einen besonderen Schutz genießen , wenn sie im benachbarten Raum nicht vorkommen (da sie dort leichter zu schützen sind). Stattdessen könnte es sinnvoll sein, solche Bodenformen unter besonderen Schutz zu stellen, die gerade fiir Verdichtungsräume charakteristisch sind, wie bestimmte Kultosole (z.B. Hortisole) oder bestimmte Böden anthropogener Lithogenese (z.B. Regosole aus mittelalterlichem Brandschutt oder Pararendzinen aus Trümmerschutt des letzten Krieges). Die Empfindlichkeit von Bodenformen wird gegenüber mechanischer Zerstörung (zumindest der Horizontierung) und stofflicher Belastung (nur Puffervermögen; sinnvoll wäre auch Berücksichtigung des Abbauvermögens gegenüber organischen Schadstoffen, z.B. analog Blume et al. 1998) bewertet. Die Regenerierbarkeit wird nach der erforderlichen Zeit einer Neuentwicklung nach vollständiger Zerstörung bewertet: <50 Jahre kurz (z.B. Pararendzina aus Trümmerschutt), 50200 mittel

Institut fiir Pflanzenernährung und Bodenkunde, Universität Kiel, Olshausenstr. 40-60, 24118 Kiel

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(z.B.Kolluvisol). >200 lang (z.B. Braunerde aus Granit). Dieses Kriterium ließe sich nach Tab. I noch weiter differenzieren (wobei detaillierte Aussagen zur Geschwindigkeit bestimmter bodenbildender Prozesse in Abhängigkeit von den bodenbildenden Faktoren noch ausstehen). Die Schutzwürdigkeit eines Bodens ergibt sich dann aus Seltenheit (sehr selten 5 Punkte, sehr häufig I)• 3 + Empfindlichkeit (1 Punkt bei stoffi. Belast., 5 bei Zerstörung) • 1+ Regenerierbarkeit (1-5 Punkte n. Tab. I) • 2. Danach besitzen Bodenformen, die > 18 Punkte erreichen, eine hohe Schutzwürdigkeit, Böden mit <12 nur eine geringe. Allerdings sollte eine Bodenform nur dann ihrer selbst wegen schutzwürdig sein, wenn ihre heutige Dynamik noch derjenigen entspricht, die zur Ausbildung ihres Typs fiihrte. Das wäre z.B. bei einem Normpodsol unter Caluna-Heide gegeben, nicht hingen unter Acker. Tabelle 1: Bodenentwicklung in Abhängigkeit von der Zeit (Bewertung nach DVWK 1996 und eigenem Vorschlag) Bodenformen Zeit Punkte (Beispiele) DVWK Vorschlag I I Ai/C-Böden, Ramblen, Rohgleye Jahre bis Jahrzehnte aus Lockergestein Jahrzehnte bis Jahrhunderte 2-3 2 Ah/C-, Ah/P/C-Böden, Gleye,Palernen, Hortisole aus Lockergest Jahrhunderte bis Jahrtausende 3-4 Braunerden, Podsole 3 aus Lockergesteinen Jahrtausende bis Jahrzehntausende 4 Lessives,sek. Pseudogleye 5 Aus Lockergesteinen 5 5 Terra fusca aus Kalkstein -~rzehntausende bis Jahrmillionen Klimatomorphe Böden wie Schwarzerden oder Reduktosole aus Müll bzw.Schlämmen nicht regenerierbar

Auch die Hemerobiestufe (= Naturnähe bzw. Störungsintensität) einer Bodenform (n. Blume & Sukopp 1976) ließe sich als Maß fiir die Schutzwürdigkeit von Bodenformen heranziehen, zumal diese Eigenschaft bereits manchen Bodenkarten 'bzw. deren Beschreibungen zu entnehmen ist, z.B. deijenigen von Berlin W (Grenzius.& Blume 1984) und Stuttgart (Holland 1996). Danach wäre ein Boden ländlicher Räume urnso schutzwürdiger, je naturnäher seine Entwicklung noch ist. Das gilt besonders dann, wenn die Hemerobiestufe entsprechend einem Vorschlag von Holland (1996) nicht nur aus dessen Nutzungsart sondern zudem nach Eingriffstiefe, -häufigkeit und -dauer, dem Grad der Veränderung des ursprünglichen Bodentyps, dem eingemengten Anteil technogener Substrate sowie der Intensität chemischer Veränderungen erfolgen würde. Bei einer Anwendung auf Böden städtisch/industrieller Verdichtungsräume könnte sich allerdings auch bei diesem Vorgehen die Frage stellen, ob nicht gerade spezifisch anthropogen veränderte Böden als kulturgeschichtliche UrkUnden einen besonderen Schutz genießen sollten. Ein Bezug auf die Fläche erfordert in Verdichtungsräumen zudem die Berücksichtigung des überbauten Anteils, d.h. des Versiegelungsgrades. 3 Bewertung ökologisch relevanter Funktionen 3.1 Lebensraum von Organismen Böden als Teil schutzbedürftiger Ökosysteme erfordern analog denen, die dem Anbau von Kulturpflanzen dienen, der Berücksichtigung der einzelnen Standortfaktoren wie das Angebot an Wärme, Wasser, Sauerstoff lind Nährstoffen, nebst S"hutz ·vor Schadstoffen im Lebens- bzw. Wurzetraum. Im Gegensatz zu ·Kulturstandorten kann es bei der Bewertung von Naturstartdorten aber kein gut oder schlecht geben, da fiir (fast) jeden Biotop eine an ihn angepasste Biozönose existiert. Die Schutzwürdigkeit einer bestimmten Biozönose wird dann auch die Schutzwürdigkeit des entsprechenden Biotops und damit Bodens bestimmen. Als Summenparameter zur Charakterisierung eines Ökotops vermag die Höhe der mikrobiellen Biomasse zu dienen. Sie lässt sich bei Böden der freien Landschaft grob schätzen, fiir Ackerböden z.B. ableiten aus Ackerhumusform (Schlichting et al. 1995), Bodenart und (geschätztem) Humusgehalt (Machulla 1997, verbessert 2000). Auch fiir Böden technogener

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Substrate hat Machulla (1997,2000) ein Schätzverfahren abgeleitet, dass auf Substratart und Entwicklungszustand des Bodens fußt. Bei der Bewertung der Ergebnisse ist bei letzteren allerdings zu berücksichtigen, dass Substrate wie Müll oder Klärschlamm viel Eiweiß enthalten, sodass bereits deren Rohböden durch eine hohe mikrobielle Biomasse gekennzeichnet sind. 3.2 Produktionsfunktion Die Bewertung von Bodenformen im Hinblick auf ihre Produktionsfunktionen bedeutet grundsätzlich, Durchwurzelbarkeit, Wärme- Wasser- Luft- und NährstoffVerhältnisse gesondert anzusprechen, wofiir einfache Feldmethoden existieren (Schlichting et al. 1995, DVWK 1995 & 1999). So lässt sich das Nutzwasserangebot aus der nutzbaren Feldkapazität (nFK) des effektiven Wurzelraums unter Berücksichtigung der Klimaverhältnisse und ggf. Grundwassereinflüsse ableiten. Die Ableitung der nFK aus Bodenart, Stein- und Humusgehalt sowie Lagerungsdichte mittels Faustzahlen versagt jedoch bei Böden bestimmter technogener Substrate wie Bauschutt, Müll, Schlacken und Aschen. Für Böden aus Bauschutt, Müll und Aschen haben Horn & Taubner (1997) vorläufige Faustzahlen zur Ableitung von nFK, Luftkapazität und Totwassergehalt erarbeitet, die allerdings durch weitere Untersuchungen verbessert und auf weitere Substrate ausgedehnt werden müssen. Grobe Aussagen zum Sauerstoffangebot im Wurzelraum lassen sich aus dem Bodensubtyp ableiten (da die deutsche Bodensystematik vor allem nach redoximorphen Merkmalen klassiert.). Diese Möglichkeit wurde seitens Blume (1997) auf die (in Verdichtungsräumen vermehrt auftretenden) Reduktosole ausgedehnt. In Zweifelsfallen lässt sich mittels Redoxmessung Sicherheit schaffen (DVWK 1995, Schlichting et al. 1995). Das Angebot an Verfügbaren Nährstoff-Kationen lässt sich grob aus (geschätzter) Kationenaustauschkapazität (KAK) und (im Feld einfach zu messendem) pH-Wert ableiten (DVWK 1995, Schlichting et al. 1995). Bei Böden bestimmter technogener Substrate wie Aschen, Müll und Schlacken bereitet vor allem die Ableitung des Humusgehaltes aus der Munseii-Farbe und damit die Schätzung der KAK jedoch Schwierigkeiten. In diesen Fällen ist es günstiger, die KAK im Feld grob mittels Methylenblau zu messen (Blume et al. 1997). Hiller & Burghardt (I 997) haben ein Klassifikationsschema zur Eignung von Stadt- und Industrieböden des Ruhrgebietes als Pflanzenstandorte entwickelt, dass in 5 Klassen Einflüsse des Wasser- Nähr- und Schadstoffgehaltes berücksichtigt (allerdings kaum die der SauerstoffVerhältnisse (s. auch Hiller & Meuser 1998). Als Summenparameter der Produktivität lässt sich auch die Bodenzahl heranziehen (Holland 1996). Sie liegt fiir städtische Neubaugebiete oft bereits vor. Nicht möglich ist es allerdings, fiir Böden technogener Substrate Bodenzahlen abzuleiten, da es diesbezüglich an Ertragsermittlungen auf Musterstücken mangelt. 3.3 Filter-, Puffer- und Transformationsfunktion Im Folgenden sollen Möglichkeiten einer Bewertung der Belastung sowie der Belastbarkeit mit Schwermetallen und organischen Schadstoffen erläutert werden. Außerdem wird dargelegt, inwieweit sich Böden in ihrer Fähigkeit unterscheiden, eine Grundwasserbelastung mit Nitrat zu verhindern. Meuser (I 996) hat gezeigt, dass 23 verschiedene anthropogene, natürliche (Kippsubstrate der Braun- und Steinkohlengewinnung) und technogene (Aschen, Schlacken, Hüttensande, Müll & Bauschutt) Substrate in sehr unterschiedlichem Maße mit den Schwermetallen Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb und Zn, sowie mit As, Benzopyren und PCBs belastet sein können. Er hat zudem einen Bestimmungsschlüssel zur Ansprache dieser Substrate bzw. deren Anteile an Substratgernischen im Felde entwickelt. Damit ist es möglich, das Gefahrdungspotential der Böden entsprechender Substrate im Hinblick aufSchadstoflbelastungen zu klassieren (s. auch Hiller & Meuser 1998). Böden unterscheiden sich auch sehr stark in ihrer Fähigkeit, organische Schadstoffe (vor allem durch mikrobiellen Abbau) zu eliminieren, sowie Organika und Schwermetalle durch Adsorption an einer Aufnahme durch Pflanzen und einer Belastung des Grundwassers zu hindern. Es wurde eine einfache Feldmethode entwickelt, um das und damit die Belastbarkeit von Böden mit

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Schwermetallen und organischen Schadstoffen zu prognostizieren (Blume et al. 1998). Bei Böden aus technogenen Substraten besteht allerdings wiederum die Schwierigkeit einer korrekten Humusgehaltsschätzung, zumal vor allem Filteraschen der Kohlekraftwerke sehr viele organische Verbrennungsprodukte (black carbon) mit hohem Schadstoffbindungsvermögen enthalten (Wu et al. 2000). Hier läßt sich in manchen Fällen wiederum das SchadstoffBindungsvermögen mittels Methylenblau im Feld einschätzen (Blume et al. 1997). Stahr et al. (1997) haben eine einfache Methode entwickelt, um die potentielle Gefährdung des Grundwassers durch Nitrat aus Stadtböden grob abzuschätzen. Die Kenntnis von Substratart, der Klimaverhältnisse und verschiedener Bodeneigenschaften sind dafiir erforderlich. 4 Literatur Blume, H;-P. (1997): Lufthaushalt; in H.-P. Blume,. & U. Schleuß (Hrg.): Bewertung anthropo gener Stadtböden, S. 62/63. Schrillem. Inst. Pflanzenern. Bodenk. Uni. Kiel, H. 38 Blume, H.-P., Bohne, K. Döring, H.-W., Fleige, H. Horn, R., Kaupenjohann, M., Krahrner, U., Zahn, M .. (1998): Bodenkundliehe Untersuchungen im Felde zur Ermittlung von Kennwerten zur Standortcharakterisierung. Teil 2: Ableitungen zum Wasser- und Lufthaushalt von Böden. DVWK-Regeln 136. Gas und Wasser, Bonn Blume, H.-P., U. Schleuß & Q. Wu (1997): Kationen; s. Blume (1997): S. 101-110 Blume, H.~P. & H. Sukopp (1976): Ökologische Bedeutung anthropogener Bodenveränderun gen. Schrillem. Für Vegetationskunde I 0: 75-89 Blume, H.-P., Q. Wu, S. Abend, L. Rexilius, M. Strehl & U. Schleuß (1997a): Sorption organischer Chemikalien; s. Blume (1997): S. 136-147 Bosch, C. (1994): Ökologische Bodenfunktionen: Beiträge. der Bodenökologie zum BodenSchutz (Kap. 1480) und Versuch einer Roten Listenatürlicher Böden zum Schutz von Seltenheit und Naturnähe von Böden (Kap. 7050); in G. Bachmann (Redaktion): Bodenschutz Ergänzbares Handbuch. E. Schrnidt, Berlin DVWK (1995): Bodenkundliehe Untersuchungen im Felde zur Ermittlung von Kennwerten zur Stando.rtcharakterisierung. Teil I: Ansprache der Böden. DVWK-Regeln 129. Gas & Wasser, Bonn DVWK (1996): Sanierung kontarninierter Böden. DVWK-Schriften 116. Gas und Wasser, Bonn DVWK (1999): dito 1995. Tei12: Ableitungen zum Wasser- und Lufthaushalt von Böden. DVWK-Regeln 136. Gas & Wasser Bonn Grenzius, R. & H.-P. Blume (1984). Bodengesellschaften von Berlin W mit Karte I :50000; in Senator f. Umwelt & Stadtentw. (Hrg.): Umweltatlas Berlin, 01 Boden. Kulturbuchv. Berlin Hiller, D. & W. Burghardt (1997): Klassifizierung urban-industriell veränderter Böden als Pflanzenstandort. Mitt. Dtsch. Bodenk. Ges. 84: 147-150 Hiller, D. & H. Meuser (1998): Urbane Böden. Springer, BeriiD. Holland, K. (1996): Stadtböden im Keuperland am Beispiel Stuttgarts. Hohenheimer Bodenkdl. H. 39; Bodenkarte I :20000 im Umweltatlas Stuttgart Horn, R. & H. Taubner (1997): Wasser- und Lufthaushalt; s. Blume (1997): S. 32-65 Machulla, G. (1997): 8 Mikrobielle Aktivität; s. Blume (1997): S. 172-196 Machulla, G. (2000): Mikrobielle Aktivität von Böden aus anthropogenen und natürlichen Sub straten- Mess- und Schätzverfahren fiir die Standortbewertung. Habilschrift Univ. HalleWittenberg Meuser, H.: (1996): Technogene Substrate als Ausgangsgestein der Böden urban-industrieller Verdichtungsräume; s. Blume (1997): Band 35 Schlichting, E., H.-P. Blume & K. Stahr (1995): Bodenkundliebes Praktikum, 2. Autl. Blackwell Wissenschaft, Berlin Stahr, K., A. Lehrnann & K. Holland (1997): Anionen; s. Blume (1997): S. 66-100 Wu, Q., H.-P. Blume, L. Rexilius, M. Fölschow & U. Schleuss (2000): Sorption ofatrazine, 2,4D, nitrobenzene and pentachlorophenol by urban and industrial wastes. European J. Soil Sei. 51: 335-344

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Funktionale Bewertung von Böden bei großmaßstäbigen Planungsprozessen: Konzept und offene Fragen eines für die Stadt Harnburg entwickelten Verfahrens Alexander Gröngröft, Boris Hochfeld & Günter Miehlich 1

Einleitung und Konzept des Bewertungsverfahrens Verfahren zu funktionalen Bewertung von Böden werden für mehrere Zwecke benötigt: a) Darstellung des vorhandenen sowie des angestrebten Zustands des Bodens und der erforderlichen Maßnahmen in einem Landschaftplan (§ 6 BNatSchG). b) Berücksichtigung des Bodens im Rahmen des planerischen Abwägungsprozesses flir UVP-pflichtige Vorhaben(§ 3 UVPG) und andere Baumaßnahmen (§ Ia BauBG), c) Optimierung von Maßnahmen zurRekultivierungoder Wiederherstellung von Böden (z.B. nach Entsiegelung). In Abhängigkeit von dem Anwendungsbereich unterscheiden sich die Anforderungen an die Verfahren zur Bodenbewertung. Mit dem flir die Stadt Harnburg entwickelten Verfahren (GRÖNGRÖFT ET AL. 1999,2000) wurde folgendes Konzept verfolgt: Das Verfahren soll im planerische Abwägungsprozess bei Einzelvorhaben, d. h. im kommunalen Maßstabshereich ;, 1: I 0.000, durch die vom Maßnahmenträger beauftragte Planungs- und Ingenieurbüros eingesetzt werden können. Wesentlicher aber nicht ausschließlicher Anwendungsraum ist der Randbereich der Großstadt Hamburg, in dem sich häufig besonders starke Nutzungskonflikte bei neuen Planungen ergeben. Da die Ergebnisse der Bodenbewertung in den gesetzlich vorgeschriebenen Abwägungsvorgang der Genehmigungsbehörde einfließen, sind die in § 2 BBodSchG genannten Bodenfunktionen zu bewerten, soweit sie nicht durch Träger öffentlicher Belange im Verfahren berücksichtigt werden (Produktionsfunktionen). Das Verfahren sollte möglichst aus bestehenden Verfahren abgeleitet werden. Das erstellte Verfahren ist so konzipiert, dass ausschließlich der Ist-Zustand der Böden bewertet wird, da dieses die Grundvoraussetzung flir die Anwendung der Eingriffsregel ist. Der Einsatz des Verfahrens zur Prognose von Veränderungen des Erfüllungsgrads von Bodenfunktionen ist in Einze!Hillen gelungen, in wie weit dies generell möglich ist, kann zur Zeit noch nicht entschieden werden. Die Bewertungsergebnisse einzelner Bodenfunktionen werden nicht i~tegriert, da erst flir den konkreten Einzelfall eine Priorisierung von Zielen des Bodenschutzes formuliert und daraus eine zusammenfassende Bodenbewertung abgeleitet werden soll.

Aufbau des Verfahrens und Begründung am Beispiel der Lebensraumfunktion Der generelle Aufbau des Verfahrens ist in GRÖNGRÖFT ET AL. ( 1998) bereits erläutert. Dort ist auch ein Beispiel flir die Umsetzung des Verfahrens zur Bewertung der Lebensraumfunktion genannt. Primärer und im Einzelfall zu begründender Schritt ist die Ableitung von Teilfunktionen aus den Funktionsformulierungen des § 2 BBodSchG sowie die Festlegung von Kriterien. Eine aktualisierte Übersicht über diesen Schritt gibt Tab. l. Die flir die Beurteilung der Böden hinsichtlich der Prüfkriterien notwendigen Parametem und Verknüpfungsregeln können GRÖNGRÖFT ET AL. (2000) entnommen werden. Da die in Deutschland eingesetzten Bewertungsverfahren sich bereits in dem ersten Ableitungsschritt deutlich unterscheiden (BLOSSEY & LEHLE 1998), soll am Beispiel der Lebensraumfunktion die Kriterienwahl im folgenden erläutert werden. 1 Institut ftir Bodenkunde der Universität Hamburg, Allende-Platz 2, 20146 Hamburg, [email protected]

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Bodenfunktionen nach S 2 (2) BBodSchG Ia "Lebensgrundlage und Lebensraumfür Menschen, Tiere, Pflanzen und BaJenorganismen"

Betrachtete Teilfunktionen dieses Konzepts lall Lebensgrundlage flir Mensehen

la/2

lb

Je

"Bestandteil des Naturhaushaltes, insbesondere mit seinen Wasser- und Nährstojjkreisläufen"

lb/1 lb/2

"Abbau-, Ausgleichs- und lc/1 Aufbaumedium für stofjliehe Ei11wirkungen auf Grund der Filter-, Pufferlc/2 und Stoffumwandlungseigenschaften, insbesondere auch zum Schutz des lc/3 Grundwassers"

"Archiv der Natur- und Kulturgeschichte"

"Standort für land- und forstwirtschaftliehe Nutzung"

I

Belastungssituation des Oberbodens im Hinblick auf orale Direktaufnahme oder Schadstoffaufnahme mit Nahrungsmitteln Intensität der anthropogenen Üb~rprägung des standorttypisehen Bodens Fähigkeit des Oberbodens zur Wasseraufnahme Fähigkeit des Bodens zur Nährstoffabgabe an die Ve~ getation

Ausgleichsmedium flir stoffliehe Einwirkungen (Schwermetalle)

Relative Bindungsstärke fü~ Schwermetalle

Ausgleichsmedium flir stoffliehe Einwirkungen (organisehe Schadstoffe) Abbaumedium flir stoffliche· Einwirkungen (org. Schadstoffe)"

Relative Bindungskapazität für eine organische Modelsubstanz Fähigkeit zum mikrobieilen Abbau organischer Substanzen

lc/5

Ausgleichsmedium zum Schutz des Grundwassers

2/1

3c/l 3c/2

3c/3

I

'

Ausgleichsmedium auf Grund Fähigkeit zur Pufferung von der Puffereigenschaften (Säu- Säuren reeinträge)

2/2

3c

I

lc/4

'

2

Lebensgrundlage flir Tiere, Pflanzen und Bodenorganismen Boden als Bestandteil des Wasserkreislaufes Boden als Bestandteil des Nährstoftkreislaufes

Bewertungskriterien

Rückhaltevermögen des ungesättigten Bodens für Sickerwasser Archiv der Naturgeschichte Naturnähe und Seltenheit des Bodens Erhaltungsgrad und Art voArchiv der Kulturgeschichte rindustrieller anthropogener Einwirkulil(en in Böden Standort flir landwirtschaftli- natürliche Ertragsfahigkeit des Bodens· ehe Nutzun2 (Produktivität) Standort flir landwirtschaftli- . Belastungssituation (Toxizität ehe Nutzung (Schadstofffrei- bei Anreicherung über die Nahrungskette) heit des Bodens) Standort flir forstwirtschaftli- Phytomasse-Produktivität ehe Nutzung

Tab. 1: Berücksichtigte Bodenfunktionen, Teilfunktionen und .deren Bewertungskriterien

Aufgrund der Formuiierung des Gesetzgebers ist eine sehr weite Auslegung dieser Beidenfunktion möglich, da die Lebensgrundlage des Menschen nicht mir durch die Produktion von Nahrungsmitteln sondern auch durch die Lieferung von Rohstoffen, durch die Fläche für Siedlungen, durch die Abbauleistung für eingetragenen organischen Kohlenstoff und viele weitere Bodenfunktionen sichergestellt wird. Diese anthropozentrischen Funktionenhat der Gesetzgeber aber zum Teil in den

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weiteren Funktionen des § 2 konkretisiert. Da im Grundsatz eine Gleichrangigkeil der Bodenfunktionen gesehen wird (HOLZW ARTH et al. 2000), kommt es im Rahmen eines Bewertungsverfahrens darauf an, eine Redundanz der geprüften Kriterien zu vermeiden. Deshalb werden unter der Lebensraumfunktion nur die anthropogenen Anforderungen an den Boden geprüft, die nicht durch andere gesetzlich formulierte Funktionen abgedeckt sind. Dies ist u. E. nur ftir den Anspruch des Menschen an einen ihn nicht durch orale Aufnahme toxisch belastenden Boden gegeben, weshalb das Prüfkriterium entsprechend formuliert wurde. Die Prüfung der Bodenfruchtbarkeit erfolgt in Teilfunktion 3c/l (siehe Tab. 1), da diese einen wichtigen Produktionsfaktor darstellt. Für die Bewertung von Böden als Lebensgrundlage und Lebensraum for Tiere, Pflanzen und Bodenorganismen wird die Intensität der anthropogenen Überprägung des standorttypischen Bodens (Hemerobie) geprüft. Das Verfahren geht damit von der Hypothese aus, dass ein (fast) nicht überprägter Boden eine Lebensgemeinschaft begünstigt, die unabhängig von den sonstigen Bodeneigenschaften hochwertig ist. Diese Gemeinschaft wird mit zunehmender Überprägung (durch Nutzung, Störung der Horizont- und/oder Substratabfolge, Verdichtung, Versiegelung, Störung des Wasserhaushalts, Stoffzufuhr) in ihrem Wert immer weiter vermindert, die Einstufung erfolgt durch Prüfung aller möglichen Überprägungsursachen und deren tabellarische Verknüpfung. Im Ergebnis fuhrt dieses Verfahren zu einem verbesserten Schutz der noch vorhandenen ungestörten Bodenprofile. Das Verfahren berücksichtigt damit nicht die Seltenheit der ftir die Lebensgemeinschaft maßgeblichen Standorteigenschaften (Nährstoffe, Wasserhaushalt, pH-Bereich), wie es von anderen Bewertungsverfahren (z. B. LEHLE ET AL. 1995) praktiziert wird. Mit einer Modifizierung des Kriteriums zu 'Intensität der anthropogenen Überprägung und Seltenheit der Standorteigenschaften' ist die sinnvolle Verknüpfung beider Bewertungsansätze möglich (Tab. 2). Diese Verknüpfung fuhrt dazu, dass auch solche Böden, die zwar erheblich anthropogen überprägt sind, aber sehr seltene Standorteigenschaften aufweisen, deutlich besser bewertet werden als andere stark überprägte Böden. Andererseits werden solche Böden geringwertiger gegenüber dem ursprünglichen Konzept, die zwar nicht überprägt, aber sehr häufig sind. Insgesamt ist mit dieser Kriterienverknüpfung ein verbesserter Schutz von Sonderstandorten insbesondere im städtisch-industriellen Bereich möglich.

Tab. 2:

Intensität der anthropogenen Überprägung gering mittel sehr hoch hoch sehr gering I II 111 I I Seltenheit der sehr selten standortrele- selten I II IV I 111 vanten Bo111 mittel li IV V I deneigenschaf- häufig 111 IV V V II ten IV V V V sehr häufig 111 Verknüpfungstabelle für die Bewertung der Lebensraumfunktion anhand des Kriteriums 'Intensität der anthropogenen Überprägung und Seltenheit der Standorteigenschuften' (I: sehr hohe Funktionserfullung ... V: sehr geringe Funktionserfullung)

Offene Fragen Aus den bisherigen Erfahrungen in der Anwendung, aber auch aus der aktuellen Literatur und aus Diskussionen in der Fachöffentlichkeit, ergeben sich zur Zeit folgende generelle konzeptionelle und methodische Probleme: • Die im Gesetz festgelegten natürlichen Bodenfunktionen lassen sich unterschiedlich auslegen, so dass z.Zt. ein breites Spektrum von Kriterien besteht. Wie kann hier eine Vereinbarung erreicht werden ? • Ist es selbst bei vereinbarten Kriterien nötig, ein ftir alle Flächen anwendbares, einheitliches Bewertungsverfahren einzusetzen oder sind in Abhängigkeit von den jeweiligen regionalen Bodenschutzzielen (z.B. flir Stadtböden) unterschiedliche Verfahren sinnvoll?

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•· Welche Bodentypen bzw. -formen bzw. Kulturformen sind wertvolle Archive der Kulturgeschichte? Wo liegt die zeitliche Grenze zwischen "Archiv der Kulturgeschichte" und "anthropogen gestört" ? • Wie kann das Verfahren zur Prognose von Bodenveränderungen genutzt werden? • Kann eine Veränderung einer Bodenfunktion um eine Stufe als erheblich im Sinne der EingriffsregeJung bezeichnet werden oder sind die in 5 Klassen geteilten Bodenwertstufen ein viel zu stumpfes Maß, um nur daraus die Erheblichkeil abzuleiten ? ' • Kann das Verfahren auch eingesetzt werden, um Ausgleich- und Ersatzmaßnahmen für Eingriffe in das Schutzgut ,Boden' zu bilanzieren? Wie lassen sich dabei die Widersprüche lösen, die sich mit den Zielen des Naturschutzes ergeben ? • Reicht der erhobene Mindestdatensatz des Bodenbewertungsverfahrens aus, um später als Beweis für den Ist-Zustand ('Beweissicherung') vor einem erfolgten Eingriff gelten zu können ? Hinzu kommen offene' Fragen, die sich bei der Anwendung eines konkreten Bewertungsverfahrens aus fachlicher Sicht zwangsläufig ergeben, wie z.B.: • Wie hoch i.st die Variabilität der bewertungsrelevanten Bodenmerkmale in einer Teilfläche, welche Unsicherheiten der Bewertung entstehen dadurch? • Welche Bodentypen bzw. -formen kommen (im Planungsgebiet) vor, wie ist deren Verteilung und welche sind selten ? • Sind die Regeln zur Bestimmung des Schadstoffverdachts hinreichend zuverlässig ? • Inwieweit sind die der Bewertung der Lebensraumfunktion zugrundeliegenden Kriterien zur anthropogenen Überprägung tatsächlich korreliert mit einer Veränderung der Lebensgrundlage für Pflanzen, Tiere und Bodenorganismen? • Welche prüfbaren Kriterien zur Bewertung der Teilfunktion hinsichtlich Nährstoffsituation und Wasserhaushalt lassen sich aufstellen? • Wie lässt sich die Intensität der biologischen Aktivität am besten aus Feld- oder einfachen Laborparametem ableiten und ist ·sie tatsächlich linear korreliert mit dem Abbau organischer Schadstoffe ? • Wie können Humusformen von Offenlandstandorten beschrieben und klassifiziert werden und wie ist deren Qualität hinsichtlich der biologischen Aktivität ? • Welche Methodik zur Bestimmung der Säureneutralisationskapazität (SNK) ist am geeignetsten für die Bewertung der Teilfunktion ? Lässt sich die SNK aus Feld- oder einfach zu bestimmenden Labordaten abschätzen ? Während die genannten bodenkundliehen Fragen sich im Prinzip durch die Forschung klären lassen sind für die Lösung der konzeptionellen Probleme fachübergreifende Diskussionen, verbesserte Anwendungserfahrungen, rechtliche Prüfungen und behördliche Beschlüsse nötig. Literatur BLOSSEY, S. & M. LEHLE (1998): Eckpunkte zur Bewertung von natürlichen Bodenfunktionen in Planungs- und Zulassungsverfahren. Bodenschutz.3., S. 131 -138. GRÖNGRÖIT, A., B. HOCHFELD & G. MIEHLICH (1998): Funktionale Bewertung von Böden bei großmaßstäbigen Planungsprozessen. Mitt. Deutsch. Bodenkundl. Ges. l!l, S. 7 -I 0. GRÖNGRÖIT, A., B. HOCHFELD & G. MIEHLICH (1999): Bodenschutz - Bewertung von Böden. Broschüre der Umweltbehörde der Freien und Hansestadt Hamburg, Eigenverlag, 46 S. GRÖNGRÖIT, A., B. HOCHFELD & G. MIEHLICH (2000): Funktionale Bewertung von Böden bei großmaßstäbigen Planungsprozessen. Unveröff. Abschlussbericht an die Umweltbehörde der Stadt Hamburg, Teil A, Korrekturstand: Mai 2000,91 s. HOLZWARTH, F., H. RADTKE, B. HILGER & G. BACHMANN (2000): Bundes-Bodenschutzgesetz/ BundesBodenschutz- und Altlastenverordnung. Handkommentar, 2. Auflage Erich Schmidt Verlag, Berlin: 448 S. LEHLE, M., J. BLEY, E. MAYER, R. VEIT-MEYA & W. VOGL (1995): Bewertung von Böden nach ihrer Leistungsfahigkeit. Leitfaden fiir Planungs- und Gestattungsverfahren .. in: Umweltministerium Baden-Württemberg (Hrsg.): Schriftenreihe 20/95, 34 S. und Anlagen.

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Konzeption eines GIS-gestützten Modells zur Bodenbewertung für die Landschaftsplanung

Carsten Höhler

Einleitung Der Schutz des Bodens wird als medienübergreifendes und maßgeblich den Landschaftshaushalt steuerndes Naturelement in der Landschaftsplanung auffallend vernachlässigt. obwohl er eine zentrale Bedeutung für eine Vielzahl von Ökosystemen hat. Durch die Verabschiedung des Bundesbodenschutzgesetzes (BBodSchG) ist ein verbindlicher Rahmen zum Schutz des Bodens entstanden. Für die Landschaftsplanung bedeutet dies. daß Boden gleichberechtigt. neben anderen Schutzgütern in der Landschaftsplanung zu berücksichtigen ist. Eine wesentliche Voraussetzung für die Umsetzung dieses Ziels ist eine adäquate Bewertungsmcthode. mit deren Hilfe Einzelinformationen in einen aussagefähigen Gesamtzusammenhang gebracht werden können. um Schutzwürdigkeiteil und -bedürftigkeiten feststellen zu können.

Bodenschutz ,.Bodenschutz ist die Gesamtheit der bodenerhaltenden und bodengestaltenden. möglichst vernetzten öffentlichen und privaten Maßnahmen, die den Boden als Fläche. in seiner Substanz und seinen ökologischen Funktionen erhalten bzw. bestehende 13elastungcn verhindern oder vermindern und eine ökologisch schonende Nutzung fördern·· ( MOSio·IANN 1993. S. 366 ). BAUER et al. (1997) teilen die Thematik in die drei Teilbereiche vorsorgender. gestaltender und reparierender Bodenschutz ein. Im Rahmen dieses Bewertungsmodells wird in erster Linie der vorsorgende Bodenschutz behandelt. Eine mögliche Schutzwürdigkeit kann sich aus einer hohen oder besonderen Leistungsfähigkeit der Bodenfunktionen ergeben. Eine eventuelle Schutzbedürftigkeit hingegen resultiert aus einer aktuellen Belastung oder einer hohen Empfindlichkeit eines Bodens. Werden Belastungen saniert. entspricht das dem reparierenden Bodenschutz. Der gcstal tende Bodenschutz. der etwa im Rahmen von Bebauungsplänen vorzufinden ist. wird in diesem lkwertungsmodell nicht berücksichtigt. Die Frage. welche Böden bzw. Bodentypen und Bodenfunktionen schützenswert bzw. schutzbedürftig sind, kann nicht pauschalund nicht mit Hilfe einer Bewertungsmethode bcant\\Ortct werden. Bewertung ist immer problemorieniert. "Wertungen sind dabei immer ziclgerichtct. d. h. sie erfolgen im Hinblick auf eine bestimmte Fragestellung: es gibt keine Werte an sich" (.lioSSEL 1996. S. 211 ). Für ländliche und urbane Räume könnten beispielsweise ßodenqualitätsziele (BQZ) formuliert werden. um daraus Wertigkeiten zu ent\\ickeln.

Carstcn Hiihlcr. Schloßstr 62. 49080 Osnabrück. c - hochlcr 1d. 1\\Cb.dc.

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Systematik des Bodenbewertungsmodells Im folgenden wird die Grundschematik eines Bodenbewertungsmodells. das für die Landschatisplanung konzipiert wurde, dargestellt. E.c-:lenl:ennwette

:obgek:itete f:en!l\TJerte

:1bschbd~nde

Module

Be·v.~ertung

aggregtertes Modul

Aggr~tion

-l\u S\lle rtu ngsrneth ode-tvl

E

T

H

D

0

E------

Abb. I: Schematische Vorgehensweise - Definition der (Teil-) Arbeitsschritte und Elemente des Bewertungsmodells. Das Bewertungsmodell ist schematisch nach einem Baukastenprinzip aufgebaut. Module entsprechen dabei Ergebnissen aus Auswertungsmethoden. Die Ergebnisse der Module werden in den aggregierten Modulen zusammenfassend dargestellt. Dabei fließt jeweils die höchste Wertstufe aus den Modulen in die aggregierten Module ein (siehe Abb. 1). Bewertet werden ßodenfunktionen. Empfindlichkeilen und Belastungen und im Rahmen'der Archivfunktion der Boden "um seiner selbst Willen" (vgl. Tab 2). Tab. 1: Systematik des neu konzipierten Bodenbewertungsmodells.

aggregierte Module Produktiollsjullktioll Regelultgsfullktioll

Moihlle.·.· ~

~

~

Funktion als Lehen.\'rttum und Lebensgrundtage Arclt ivfimktion

~

~

~

~

Empfindlicltkeit

~

~

~

~

-

Bela.\'lllltg

--

-

Standortbezogenes ackerbaulich es Ertragspotential Ausgleichsfunktion im Wasserhaushalt Filter- urid Transformationsfunktion Lebensraumfunktion für Bodenorganismen Biotopentwicklungspotent ia I Naturhistorische Urkunde Kulturhistorische Urkunde Seltenheit Wassererosionsempfind Iichke it Winderosionsempfind Iichkeit Verdichtungsempfind Iichkeit Verschlämm ungsempfind Iichkeit Versauerungsempfind Iichkeit Nitratauswaschungsempfind Iichkeit Phosphatauswaschungsempfind Iichkeit Schwermetallauswaschungsempfind Iich ke it Flächeninanspruchnahme Mechanische Belastung Stoff! iche Belastung

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Das Bewertungsmodell ist so konstruiert und aufgebaut. daß es durch Erweiterungen oder Auslassungen von Modulen, je nach Zieldefinition, Fragestellung und Planung transformiert werden kann (siehe Abb. 1). Die Bewertungsgegenstände sind in Abstimmung auf § 2 BBodSchG ausgewählt worden. für die in Tab. I genannten Module liegen bis auf die Lebensraumfunktion für Bodenorganismen in der ursprünglichen Arbeit (HÖHLER 2000) Auswertungsmethoden vor. Meist werden die Auswertungsmethoden von MüLLER ( 1997) verwendet. Sie erfüllen die fachlichen und konzeptionellen Anforderungen, mußten jedoch teilweise auf die durchgängig verwendete fünfstufige Wertstufeneinteilung der Methode abgestimmt werden. Die Auswertungsmethoden sind alle auf die Datengrundlage BK25dig kartiert nach AG BODEN ( 1994) abgestimmt und auf dieser Datenbasis durchführbar, jedoch in diesem Rahmen nicht aufzuführen. Tah. 2: Kurzbeschreibung der Bewertungsgegenstände.

Module Standortbezogenes ackerbaulich es Ertragspotential Ausgleichsfunktion im Wasserhaushalt Filter- und Transformationsfunktion Lebensraumfunktion für Bodenorganismen B iotopcntw ick lungspotcnt ia I Naturhistorische Urkunde Kulturhistorische Urkunde Seltenheit Wassererosionsempfind Iichke it Winderosionsempfind Iichkeit Verdichtungsempfind Iichkcit Vcrsch Iämmungsem pfind Iichkc it Vcrsauerungsem pfi nd Iichkeit N itratauswasc hu ngsem p find Iich ke it Phosphatauswaschungsempfind Iichke it Schwermetallauswaschungsempfind Iichkeit

Erläuterung potentielle Fruchtbarkeit für den IandwirtschaftIichen Ackerbau Funktion als ausgleichendes Medium im Wasserhaushalt allgemeine physiko-chemische Filtereigenschaft Lebensraum für Fauna als eigenes Okosystem Standort für seltene und speziell angepaßte Pflanzengesellschaften Information über Natur- und Landschaftsgeschichte Information über historische Kultur- und Bewirtschaftungsformen quantitatives Wertkriterium. Häufigkeit von Bodenausprägungen Bodenabtrag durch Wasser Bodenabtrag durch Wind Verminderung luftführender Poren Verlagerung von Partikeln in eine dichtlagernde Sed imen tationssch icht Absenken des pH- Wertes Verlagerung von Nitrat in das Grundwasser Verlagerung von Phosphat in das Grundwasser Verlagerung von Schwermetallen in das Grundwasser

Fliichcn inanspruchnah me Mechanische Belastung Stoff'liche Belastung

Schädigung durch Uberbauung Schädigung der Bodenstruktur Schädigung durch Schadstoffeintrag

Schlullfolgcrung Die Anwendbarkeit unter Einsatz von GIS wurde am Beispiel des Landkreises Osnabrück geprüft. Es wurde festgestellt. daß die Ergebnisse einen wertvollen Beitrag für planerische i\ussagen liefern können. Wesentlich ist. daß auch dann Wertigkeiten bzw. Qualitäten und Defizite aufgezeigt werden können. wenn gegenwärtig aufgrund der Nutzung keine realen Wenigkeilen aus den Ergebnissen von Bewertungen der Flora und Fauna vorhanden sind ( l'otcntialansatz). Aus diesen Potentialen wiederum können Nutzungsvorschläge folgen. so dall ein Beitrag zur standortgerechten Bodennutzung als langfristiges Ziel abgeleitet werden k
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Weiter ist das Bewertungsmodell transparent aufgebaut und durch die themenbezogene Aggregation der Module kommt es zu keiner Vermischung unterschiedlicher Kernaussagen der Endergebnisse. Außerdem ist durch den themenbezogenen Autbau eine Kooperation und Abstimmung mit anderen auf den Raum bezogenen Interessen realisierbar und die Grundsystematik für, verschiedene Planungsräume und -ebenen einsetzbar. Bei der Interpretation der Ergebnisse sind die Eingangsdaten zu berücksichtigen. um den Bewertungsgegenstand genau definieren zu können. Die Ergebnisse aus Bewertungen sollten weiter immer kritisch betrachtet werden. da die komplexen Zusammenhänge in der Natur nie vollständigerfaßt werden können.

Zusammenfassung Boden ist ein sehr komplexes Medium- die Übergänge zu anderen Naturgütern sind l'licßend und die ökologischen Vernetzungen vielfältig -, was die Bemühungen um Schutz erschwert. Daneben gibt es keine allgemeingültigen Wertigkeiten. Schutzwürdigkeilen bzw. -bcdürliigkeiten müsseri aus übergeordneten oder aus den für einen Planungsraum erarbcitct~n Zielen abgeleitet werden. Untersucht man das Schutzgut Boden. so wird deutlich. daß sowohl aus rechtlicher Sicht als auch aus der allgemeinen Sicht der Bodenkunde Boden als Materie selbst weitestgehend nicht relevant ist. Vielmehr sind es seine Funktionen, die er für den Landschaftshaushalt erfüllt. welche im Vordergrund des Interesses stehen. Mit Hilfe des neu konzipierten Bewertungsmodells· sollen die komplizierten Sachverhalte erfaßt und in einen aussagefahigen Gesamtzusammenhang gebracht werden. Die Grundsystematik ist kooperativ handhabbar und durch Schwerpm1ktbildung für verschiedene Planungsräume transformierbar. Aus den Ergebnissen im Rahmen der Anwendung auf den Landkreis Osnabrück wird deutlich, daß die Bewertungsmethode einen wertvollen Beitrag zur Verfolgung von integrativen Strategien zur standortgerechten Bodennutzung leisten kann.

Literatur AG BODEN ( 1994): Bodenkundliehe Kartieranleitung. 4. Aufl. Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe und den Geologischen Landesämtern in der Bundesrepublik Deutschland (Hrsg.). Hannover. BAUER, A., BERGER, C. & STOCK, P. (1997): Bodenschutz in der Planungspraxis- dargestellt am Beispiel des Umlandverbandes Frankfurt. Naturschutz und Landschaftsplanung 29. (9), 282 - 288. HöHLER, C. (2000): Bodenschutz in der Landschaftsplanung - Analyse vorhandener Methoden, Entwicklung und Anwendung eines GIS-gestützten Bewertungsmodells am Beispiel des Landkreises Osnabrück. Diplomarbeit (unveröff.). Fachhochschule Osnabrück, Fachbereich Landschaftsarchitektur, Osnabrück. JESSEL, B. (1996): Leitbilder und Wertungsfragen in der Naturschutz- und Umweltplanung. Normen, Werte und Nachvollziehbarkeil von Planungen. Naturschutz und Landschaftsplanung 28, (7), 211 - 216. MOSIMANN, T. (1993): Bodenschutzkonzepte. Geographische Rundschau 45, (6), 366 - 3 73. MüLLER, U. (1997): Auswertungsmethoden im Bodenschutz- Dokumentation zur Methodendatenbank des Niedersächsischen Bodeninformationssystems (NIBIS). 6. Autl. Niedersächsisches Landesamt für Bodenforschung (NLfB) (Hrsg.). Hannover.

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Die Bodenschätzung der Finanzbehörden: AktneUer Stand und Nutzungsmöglichkeiten filr den Pedotopschutz in der Stadt von B.Keil

Das Bodenschätzungsgesetz (BodSchätzG) vom 16. Oktober 1934 bildet die Grundlage fur die Bodenschätzung, die nunmehr seit mehr als 65 Jahren unverändert durchgefuhrt wird. Von Anfang an stand neben der Verwendung fur den Zweck einer gerechten Verteilung der Steuern, die planvolle Gestaltung der Bodennutzung ( § I BodSchätzG) im Vordergrund. Die Bodenschätzung ist derzeit die einzige flächendeckend vorliegende Datengrundlage fur die landwirtschaftliche Nutzfläche.

DarsteUung der Bodenschätzung Die Bodenschätzung wurde im Rahmen der Neuordnung der Finanzverwaltung nach dem I. Weltkrieg entwickelt und gesetzlich verankert. Sie wird ausfuhrlieh in der einschlägig bekannten Literatur beschrieben. Es handelt sich bei der Bodenschätzung um ein vergleichendes Verfahren, bei dem aus ökonomischer Sicht der Ertragswert (kapitaliserter Reinertrag) eine besondere Bedeutung spielt. Dies hat seinen Niederschlag in der Konzeption von Acker- und Grünlandschätzungsrahmen gefunden. ln der Bodenschätzung hat der bodenkundliehe Kenntnisstand der damaligen Zeit Eingang gefunden, soweit er fur die praktische Bewertungsarbeit von Bedeutung war. Dies gilt insbesondere beim Acker fur das Konzept der Zustandsstufe (bzw. beim Grünland der Bodenstufe), die als wesentliche Philosophie der Bodenschätzung angesehen werden kann. ln der Zustandsstufe werden die Entwicklungs- bzw. Alterungsstufen des Bodens erfasst. Neben dieser Größe werden beim Acker Bodenart und Entstehung, beim Grünland Bodenart, Wasserstufe und Klima berücksichtigt, um eine Bodenklasse zu bilden. Innerhalb der Bodenklasse wird eine Wertzahl (Boden- bzw. Grünlandgrundzahl) vergeben, die durch Ab- bzw. Zurechnungen zur Acker- bzw. Grünlandzahl führt (z.B. beim Acker L 3 Lö 78/76, beim Grünland L I a2 68/67). Die Bodenschätzung zeichnet sich durch eine hohe Kontinuität und Gleichmäßigkeit aus. So ist die Nomenklatur von Anfang an unverändert geblieben, wodurch sich je nach Sichtweise eine Reihe von Vorteilen (z.B. Vergleichbarkeit der Daten über lange Zeiträume), aber auch von Nachteilen (z.B. unterschiedliche Ansprache der Bodenart im Vergleich mit der Bodenkundlichen Kartieranleitung) ergeben. Organisatorisch wird die Bodenschätzung vom Bundesminister der Finanzen geleitet. Oberstes Gremium der Bodenschätzung ist der Schätzungsbeirat (Landwirtschaftliche Abteilung des Bewertungsbeirates). Er fuhrt die Schätzung ausgewählter Bodenflächen als Musterstücke in Wahrnehmung der Befugnisse des ehemaligen Reichsschätzungsbeirates weiter. In den einzelnen Bundesländern wird die Bodenschätzung von dem Leitenden Landwirt der jeweiligen Oberfinanzdirektion koordiniert und beaufsichtigt. Auf unterster Ebene wird die praktische Bodenschätzung vom Schätzungsausschuss des Finanzamtes durchgeführt. Neben dem Amtlichen Landwirtschaftlichen Sachverstänidgen (ALS) sind dort ehrenamtliche landwirtschaftliche Sachverständige (eiS) tätig. Diese ehrenamtliche Sachverständige sind in der Regel Landwirtschaftsmeister und werden von der Finanzverwaltung selbst flir die Durchfuhrung der Bodenschätzung ausgebildet. So sind in Hessen zur Zeit 21 ALS und ca. 95 eiS mit der Bodenschätzung beauftragt. Es werden jährlich 2-3% der landwirtschaftlichen Nutzfläche nachgeschätzt Oberfinanzdirektion Frankfurt am Main Landwirtschaftliches Fachreferat- Bodenschätzung (Steuerabteilung) Adickesallee 32 60322 Frankfurt am Main

-24Bei der praktischen Bodenschätzung wird je nach Relief und Bodenverhältnissen in einem Raster von 30 mal 40 Meter bis zu einer Tiefe von I Meter mittels Pürckhauer-Bohrstock systematisch gebohrt. Die Ergebnisse werden in einer Feldschätzungskarte ·und in einem Feldschätzungsbuch festgehalten'. Gleichartige Bohrungen werden flächenhaft zu ~iner Bodenklasse zusammengefasst. Zu jeder Bodenklasse wird ein sogenanntes bestimmendes Grabbloch (Profilbeschreibung) angelegt. Die Flächendaten (Klassenflächen, Klassenabschnittsflächen und Sondertlächen) der Feldschätzungskarte werden im Innendienst in die Schätzungsurkarte übernommen. Die Punktdaten aus dem Feldschätzungsbuch gehen ins Acker- bzw. Grünlandschätzungsbuch ein. Zunehmend erfolgt die Übernahme der Daten auch in digitaler Form (siehe weiter unten). Die Katasterverwaltung hat den gesetzlichen Auftrag nach dem Bodenschätzungsgesetz die Ergebnisse der Bodenschätzung ins Kataster zu übernehmen. Eine wesentliche Ursache fiir die heute noch hohe Aussagekraft der Bodenschätzung liegt darin begründet, dass eine enge Korrelation zwischen der Wertzahlen der Bodenschätzung und der nutzbaren Wasserkapazität (nFK) im durchwurzelbaren Bodenraum besteht. Mittels Bodenart und Zustandsstufe (bzw. Bodenstufe) wurde dieser Zusammenhang intuitiv erfaßt. Die aus landwirtschaftlicher Sicht hochwertigen Böden zeichnen sich in der Regel durch ein hohes Speichervermögen fiir pflanzenverfligbares Wasser aus. Sie haben bei der Bodenschätzung Wertzahlen zwischen 70 und 100 erhalten. Aktuelle Entwicklungen im Bereich der Bodenschätzung Die Umweltminister-, lnnenminister- und Finanzministerkonferenz haben in den Jahren 1993 und 1994 beschlossen, die Bodenschätzung verstärkt auch fiir nichtsteuerliche Zwecke (z.B. zum Aufbau von Bodeninformationssystemen) zu nutzen. Vor allem wurde auch die Digitalisierung der Bodenschätzungsdaten als eine wichtige Aufgabe angesprochen. Es wurde auch seitens der Umweltministerkonferenz daraufbingewiesen, dass Bodenschätzungsdaten fiir Flächen, die früher landwirtschaftlich genutzt waren und heute überbaut sind, im Interesse des Bodenschutzes im Siedlungsbereich flir die Bodeninformationssysteme erschlossen werden sollen. Diese Beschlüsse werden zur Zeit umgesetzt. Durch die Verabschiedung des Bundesbodenschutzgesetz wird dem Boden eine hohe Bedeutung zugemessen. Besonders fiir Planungszwecke gewinnen daher die großmaßstäbige vorliegende Ergebnisse der Bodenschätzung weiter an Bedeutung. Die Musterstücke der Bodenschätzung stehen im Programm MUSTER digital zur Verfligung. Neben der genauen Kennzeichnung der Profile hinsichtlich ihrer Lage und Bodenklasse wird eine genaue Profilbeschreibung nach der Nomenklatur der Bodenschätzung vorgenommen. Die Ang~ben werden durch ausruhrliehe Analysedaten ergänzt. Das Programm kann beim Bundesministerium der Finanzen angefordert werden. Das Programm zur digitalen Erfassung der Feldschätzungsbücher (Programm FESCH) wurde von einer bundesweiten Arbeitsgruppe in Zusammenarbeit mit der Firma ILMCAD (Sitz in Illmenau, Thüringen) entwickelt. Das Programm baut u.a. auf den Erkenntnissen auf, die bei der Digitalisierung mittels des Programms BWBO ill~ertung!Lodenschätzung) der Firma Eibner (Freiburg) gewonnen werden konnten. Das Programm wird ab dem Jahr 2000 bundesweit eingesetzt mit Ausnahme von Niedersachsen. Niedersachsen hat bereits ab Mitte der 80er Jahre mit einem Großrechnerverfahren begonnen die Bodenschätzung zu digitalisieren und in dieser Hinsicht eine Vorreiterrolle gespielt. Die Daten der Feldschätzungsbücher werden durch die Finanzverwaltung, teils auch im Zusammenhang mit Arbeitsbeschaffungsmaßnahmen (ABM) erfaßt. Die Digitalisierung des Kartenmaterials im Rahmen der Automatisierten Liegenschaftskarte (ALK) ist dagegen Aufgabe der Katsterverwaltung. In den einzelnen Bundesländern bestehen zur Zeit unterschiedliche Ansätze diese Aufgabe zu lösen. Dies geschieht häufig in enger Zusammenarbeit zwischen Finanzverwaltung. Katasterverwaltung und den Geologischen Landesämtern. Einzelne Bundesländern (z.B. Thüringen) setzen bereits im Gelände das globale Positionierungssystem GPS ein und besitzen auch ein eigenes Geographisches Informationssystem (GIS). Es kann davon ausgegangen werden, daß mittel- bis langfristig in allen

-25Bundesländern die Bodenschätzung mittels GIS in der Finanzverwaltung selbst gefiihrt, die Daten Eingang in die ALK der Katasterverwaltung und das Bodeninformationssystem (BIS) der geologischen Landesämter finden wird. Der Schätzungsbeirat beim BMF hat sich in den 90er Jahren intensiv der Betreuung der Bodenschätzung in den neuen Bundesländern durch Neuanlage von Musterstücken gewidmet. Derzeit werden weitere Bereisungen auch in den alten Bundesländern zwischen dem BMF und den Leitenden Landwirten der Oberfinanzdirektionen abgestimmt und geplant. Außerdem wird über eine Überarbeitung des Bodenschätzungsgesetzes in seiner jetzigen Form nachgedacht. Dabei ist jedoch geplant die Bodenschätzung an sich unverändert in der jetzigen Form weiterzufiihren. So wird jedoch etwa der Bezug zum Bodenschutz gesetzlich verankert werden. Die Daten der Bodenschätzung können vielfältig genutzt werden. So dienen z.B. Musterstücke gleichzeitig als Dauerbeobachtungsflächen im Bundesland Hessen. Auch fiir die teilflächenspezifische Bewirtschaftung bietet sich eine Nutzung der Bodenschätzung an. Beim Pedotopschutz in der Stadt bestehen zwei Problemfelder. Einerseits, wie können Pedotope in Stadt selbst bewertet und gegebenenfalls geschützt werden. Andererseits, wie kann der Boden anstehenden Planungen, wenn "die Stadt das Umland frißt", angemessen berücksichtigt werden.. letzteren Fall werden meist landwirtschaftlich genutzte Flächen in Anspruch genommen, die von Bodenschätzung bereits bewertet sind.

der bei Im der

Verwendung der Bodenschätzung beim Pedotopscbutz in der Stadt Die Bodenschätzung wird auch fiir längere Zeit, die etnzige flächendeckend vorliegende, großmaßstäbige und parzellenscharfe Kartierung der landwirtschaftlich nutzbaren Fläche Deutschlands bleiben. Die Daten der Bodenschätzung werden durch sogenannte Nachschätzungen ständig aktuell gehalten. Die ungebrochene Kontinuität und die hochgradige Einheitlichkeit bzw. Gleichmäßigkeit sind dabei wichtige Qualitätskriterien. Bei der Planung von Neubaugebieten werden in der Regel Flächen in Anspruch genommen, die bodengeschätzt sind. Nach entsprechender Ausweisung der Flächen in Bebauungsplänen wird aufgrund rechtlicher Vorgaben von Amtswegen die Bodenschätzung aus dem aktuellen Liegenschaftskataster der Katasterverwaltung herausgenommen. Die Bodenschätzung kann fiir solche Flächen aus den Unterlagen der Finanzverwaltung jedoch noch rekapituliert bzw. verfügbar gemacht werden. Schließlich gelangen die Daten (Schätzungsbücher, Schätzungsurkarten) ins Staatsarchiv, von wo - mit vergleichsweise hohem Aufwand - ebenfalls die Daten noch gewonnen werden können. Dies gilt auch fiir ältere Baugebiete. Die Verfiigbarkeit der Bodenschätzungsdaten (Punkt- und Flächendaten) wird sich durch die digitale Bereitstellung der Daten auch fiir den Pedotopschutz in der Stadt stark verbessern. Derzeit werden in vielen Bundesländern durch entsprechend Anstrengungen die Voraussetzungen dafür geschaffen und zwar im Sinne der Beschlüsse der Umweltminister-, Innenminister- und Finanzministerkonferenzen von 1993 bzw. 1994, wie oben bereits dargelegt wurde. In den einzelnen Bundesländern sollte darauf hingewiesen werden, dass auch die Bodenschätzungsdaten fiir Flächen, die früher landwirtschaftlich genutzt waren und heute überbaut sind, im Interesse des Bodenschutzes im Siedlungsbereich fiir die Bodeninformationssysteme der Länder erschlossen werden. Die Bodenschätzung eignet sich gut dazu im nichtsteuerliehen Bereich, etwa beim Bodenschutz, verwendet zu werden. So besteht beispielsweise ein enger Zusammenhang zwischen der nFK im Wurzelraum und der Bodenzahl, auf die weiter oben bereits hinbgewiesen wurde. Daraus können wichtige Parameter des Bodenwasserhaushaltes abgeleitet werden. So wurde in einem Projekt in Rheinland-Pfalz zwischen dem Landesamt für Wasserwirtschaft und dem Institut fiir Bodenkunde und Bodenerhaltung der Justus-Liebig-Universität Gießen die Nutzung von Bodenschätzungsdaten als Planungsgrundlage ftir die Flächenversickerung von Niederschlagswasser in einem geplanten Baugebiet

-26untersucht. Dabei wurde betont, dass auch bei fortgeschrittener Automatisierung der Bodenschätzungsdaten die Bearbeitung nur von bodenkundlieh geschultem Fachpersonal durchgeflihrt werden sollte. Die bisherigen Erfahrungen (z.B. im Rahmen von Diplomarbeiten, Arbeiten von lngenieurbüros) zeigen, dass die Bodenschätzung eine wichtige arbeitserleichternde Datenquelle flir die Praxis im Boden- und Gewässerschutz darstellt. Insbesondere kann der KartieraufWand erheblich reduziert werden. Sie sollte deshalb sinnvoll bei der Bodenschutzplanung berücksichtigt werden. Der Kontakt zwischen den Bodenschätzern und den Bodenkundler ist ein wichtiger Aspekt, der nicht genug betont werden kann. Häufig kennen die Bodenschätzer heute nicht die moderne Bodenansprache nach der Bodenkundlichen Kartieranleitung. Aber ebenso häufig kennen die Bodenkundler nicht mehr die Bodenschätzung. So kommen häufig gravierende Fehler bei der Aufbereitung der Bodenschätzungsdaten vor, wenn nicht Rücksprache mit den Bodenschätzern gesucht wird. So wird häufig die Auswertung des Klassenzeichens der bodenschätzung überstrapaziert. So kann aus der Bodenart nach Bodenschätzung nicht einfach auf die Bodenart des Feinbodens geschlossen werden. In der Bodenart wird bei der Bodenschätzung der Gesamtcharakter von Fein- und Grobboden zusammengefasst. Der SL-Boden (stark sandiger Lehm) kann also ein schluffreicher Feinboden ("feinsandiger Lehm") mit entsprechendem Skelettgehalt ("stark steinig, stark grusig") sein. Es ist zu begrüssen, dass sich Bodenkundler und Bodenschätzer aufeinander zu bewegen und gemeinsam voneinander lernen. Kontakte vor Ort, Fachtagungen und gemeinsame Geländetermine (z.B. Musterstück- und Vergleichsstück-Besichtigungen stellen eine wertvolle Hilfe dar, um die Bodenschätzung, ihre Stärken und ihre Schwächen, besser kennen zu lernen. So können flir komplexe Fragenstellungen wichtige Informationen gewonnen werden, um die Nomenklatur der Bodenschätzung regionalbezogen zu übersetzen. Gute Erfahrungen konnten auch damit gewonnen werden, daß z.B. Vertreter der Kommunen bzw. Städte bei Einleitungsterminen der Bodenschätzung vor Ort beteiligt wurden. Die Amtlichen Landwirtschaftlichen Sachverständigen (ALS) beschäftigen sich nicht nur mit der Bodenschätzung. Ein Großteil der ALS ist auch Mitglied im Gutachterausschuss und besitzt somit auch Einblick in die Bewertung von Flächen, die eine entsprechende baurechtliche Qualität erreicht haben. Es besteht oft der Eindruck, dass bei städtebaulichen Planungen der Boden, so wie ihn der Bodenkundler oder der Landwirt sieht, nur von untergeordneter Bedeutung ist. So wird der Verkehrswert von Flächen nach wie vor maßgeblich von anderen Kriterien bestimmt als von bodenkundliehen - oder ökologischen Parametern. Die Bodenschätzung wird auch in Zukunft einen hohen Stellenwert. als eine Methode der Bodenbewertung besitzen. Sie hat vielfaltige Anwendungsfelder: der steuerliche Bereich, die landwirtschaftliche Praxis (z.B. teilflächenspezifische Bewirtschaftung) und auch die Bodenschutzplanung und vielleicht kann sie auch in Zukunft einen gewissen Beitrag zum Pedotopschutz in der Stadt liefern, insbesondere wenn "die Stadt das Umland" frißt

I

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93, 27-74

(2000)

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Exkursionsführer und Referate zum Symposium der Korn. V zum Thema "Comparision of Polish and German Soil Classification Systems for Soil Carto graphy of the Mountain and Sub Mountain Areas" 05. bis 08. Juni 2000 in Lagow und Görlitz

Band 93

2000

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VORWORT

Vom 05.- 08. Juni 2000 fand in Lagow (Polen) und Görlitz ein internationales Symposium mit Exkursion unter dem Titel "Comparsion of Polish and German soil classification systems for soil cartography of the mountain and submountain areas" statt. Eingeladen hierzu hatten die Kommissionen für Bodengenetik, Klassifikation und Kartierung der Deutschen und Polnischen Bodenkundliehen Gesellschaften. Fünfzig Bodenkundler aus Polen, Italien, der Tschechei und aus Deutschland trafen sich zu einem intensiven Meinungsaustausch. Ziel der Veranstaltung war - eine vergleichbare Ansprache der Böden, - eine Parallelisierung der deutschen und polnischen Nomenklatur und Systematik, - der Abgleich mit der FAO Systematik bzw. "World Reference Base for Soil Resources (WRB)" und schließlich . - die Erarbeitung einer regelbasierten Methode zur systematischen Ableitung von Bodengesellschaften. Die gemeinsamen Diskussionen und die grenzübergreifenden Exkursionen waren die Fortsetzung der schon bestehenden guten Beziehungen mit den polnischen Kollegen. Aus Sicht der Kommission V der DBG war dieses in großer Freundschaft verlaufene Treffen nicht nur fachlich befruchtend, sondern die Grundlage einer weiteren engen und konstruktiven Zusammenarbeit. Beide Kommissionen haben für die Zukunft folgende Ziele vereinbart: 1. ein Symposium mit Exkursionen über Bodengesellschaften abzuhalten, 2. einen Workshop zur Bodenansprache und -klassierung mittels internationaler Methoden für junge Bodenkundler durchzuführen und 3. Möglichkeiten einer gemeinsamen Erstellung von Bodenkarten weiter zu verfolgen. Die Vorbereitung der Exkursion wurde in hervorragender Weise von den Bodenkartierem des Sächsischen Landesamtes für Umwelt und Geologie durchgeführt. Hier nochmals herzlichsten Dank.

Herbert Sponagel

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The 1:200,000 Soil Map of Germany and the related Soil Information System (SIS) Reinhard Hartwich Organisation of soil mapping in Germany In Germany, soil surveying is influenced by the federal character of the republic: The geological surveys of the component states of Germany are responsible for soil mapping and publishing of soil maps at medium and small scales. According to a Iist, compiled by Zitzmann (1994), in the beginning of the nineties there were the following official soil maps in Germany (Table 1): Table 1: Soil maps in Germany At medium and small scales

At !arge and medium scales

Scale

Scale

I : I : I :

I I I I I I

: : : : : :

200,000 250,000 300,000 400,000 500,000 600,000 750,000 I ,000,000 2,000,000

Number of soil maps • -

16 I 3 2 II 2 6 4 3

I: 5,000 I : I 0,/20,000 I : 25,000 I : 50,000 I : 75,000 I: 100,000

Number of soil maps about 1,100 70 400 250 2 30

Although the number of soil maps meanwhile has increased by a few medium scaled maps especially from Baden-Wuerttemberg (Rilling & Waldmann, 1993) and the East German states (Laender) - the availability of soil maps at identical scales up to now is not satisfactory facing the national requirement. Moreover, all these maps are elaborated by different methods and, therefore, presenting varying soil parameters. To solve this problem, a few years ago the state soil surveys and the national soil survey of the Federal Institut for Geosciences and Natutral Resources (BGR) have startet a programme to compile and publish a nationwide I :200,000 soil map of Germany (Finnem, 1993). The compilation of such a common I :200,000 soil map was also arequest of the Department of Environment of the Federal Govemment, because soil protection on national Ievel requires harmonized information and comparable soil data . The methods used for the evaluation of soil data were documented by Hennings (1994). For the preparation of the new I :200,000 soil map a very close co-operation among the single soil surveys is necessary. In practice the co-operation is realized by working groups. The most important working group consist of the heads of each state soil survey and the national soil survey of the BGR. This body of experts, set up for the co-operation in all matters conceming the pedological work of the individual states (as soil mapping and soil information systems), had decided as weil on structure and contents of the I :200,000 soil map as on the corresponding database. This group of experts meets twice a year for the exchange of information about the state of progress on the map and on the database. The varied working steps connected with the elaboration of the I :200,000 soil map require also a good Co-ordination, which is realized by BGR. Federai Institut for Geosciences and Natural Ressources. Berlin branch Wilhelmstrasse 25 - 30, 13593 Berlin

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Basic documents ofthe 1:200,000 soil map Prerequisite for a common soil map and its related database are standardized guidelines for map design, for structure and contents of the legend as weil for the description of the soil parameters. For that purpose several papers were elaborated from the working groups mentioned above: - German Soil Mapping Guide, - Guidance for the elaboration of the I :200,000 soil map, - Rules and methods for standardized soil descriptions, and for the aggregation and generalization of mapping units, - General Legend of the soil mapping units. The German Soil Mapping Guide (AG Boden,l994) includes the German soil taxonomy as weil as all data keys, symbols and all parameters used in soil mapping and site description. To ensure that the soil surveys describe similar soil units on the I :200,000 map in a comparable way, this guide also contains a framework legend with seven hierarchic Ievels (aggregation stages) for a systematic combination of soil map units (SMUs) which can be represented on soil maps at different scales (Table 2). Table 2: Hierarchieaggregationstages represented on soil maps (very simplified scheme)

Aggregation stages of different Ievels

way of delimitation

I. homogeneous soil bodies

mapping in the field

2. associations of similar soil bodies

· mapping predominantly in the field

application scales >I:

10,000

up to I :

50,000

200,000

3. associations of dominant soils with associated soils

elaboration of draft maps, ckecking in the field and mapping where necessary

up to I :

4. associations of dominant soils

derived from other !arger scaled maps

up to I: 1,000,000

5. smaller soil Iandscapes

derived from medium or small scaled soil maps, from geologicalmorphological maps, and climatic maps or vegetation maps

< I : 1,000,000

6 main soilscapes

derived from small scaled soil maps, from medium or small scaled geological-morphological maps

< I : 1,000,000

7. soil regions

predominantly derived from geological maps and climatic maps

< I : 5,000,000

For the preparation of the 1:200,000 soil map the aggregation stages 7, 6 and 3 are important because the soil typological units (STUs) are described on the aggregation Ievel 3 as dominant soils with associated soils, and the aggregation Ievels 7 and 6 (soil·regions and main soilscapes) form the basis for the structure as weil for the legend of the map as for the database.

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Twelve soil regions and 38 main soilscapes are described in the German Soil Mapping Guide. Some examples for the soil regions and soilscapes in Germany are shown in Table 3. Table 3: Examples for the soil regions and main soilscapes of Germany Soil Regions

Soilscapes

- Holocene coastal plains

- Tidal-flat areas of the North Sea coast - Marschland and bog soils of the coastal area - Estuary areas

-Major fluvial plains

- Flood plains and lower terraces - Older terraces

- Glacial drift areas

- Loamy ground and end moraines in Northem Gerrnany - Sandy glacial deposits in Northem Gerrnany - Moraine deposits in the foreland of the Alps - Lowlands and ice marginal valleys

- Loess and sandy loess areas

- Foreland of the loess areas with thin loess cover - Loess areas ("Boerden") - Loess covered mountainous areas

- Mountain and hill areas with different parent materials, their weathering products, and redeposited material

- Mountain and hill areas with predominantly calcareous sedimentary rocks (limestone, marlstone) - Mountain and hill areas with predominantly non-calcareous sedimentary rocks (sandstone, siltstone, claystone) - Mountain and hill areas with predominantly volcanic rocks - Mountain and hill areas with predominantly magmatic and metamorphic rocks

- The Alps

-Flysch and molasse of the Pre-Alps - Calcareous rocks of the Alps -Silicate rocks, sandstones and marlstones of the Alps

Very important for the soil description of the 1:200,000 soil map isanother table of the Soil Mapping Guide which shows the proportion of the soils in a certain area. These proportions can be differentiated by six classes (Table 4). Table 4: Proportion of the area covered by a soil unit Name ofthe class rare less spreaded wide spreaded dominant highly dominant nearly exclusive

Proportion(%) <10 10-30 30-50 50-70 70-90 > 90

The Guidance for the elaboration of the I :200,000 soil map (Hartwich et al., 1995) contains • schedules for the working cycle, • forms and tables for the description of the soil mapping units.

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• instructions how to fill in the data in the columns, • notes about the legend, • rules for the arrangement of the map sheet. Moreover, it defines the criteria to fulfil the mapping objectives, e.g. the min.imum size for a polygon (100 l}ectares), minimum distance between two arcs (2 mm), etc. When drafting the I :200,000 soil map, soil scientists have to ensure that Iandscapes of similar soil forming factors have similar soil inventories. How we delimitate comparable SMUs is described in the rules and methods for soil descriptions and for aggregation of mapping units (Altermann, 1995, Schmidt, 1995, Billen et al., 1997, Schmidt et al. 1997). These guidelines include information about the regional assignment of soil associations and serve for check up whether all soil parameters are evaluated in the same way: e.g., do we find comparable soils combined in a mapping unit? Are the delimitations realized according to the same criteria? To achieve these aims the documents propose the following working steps: i) Definition of soilscapes with comparable soil associations. Connected with it is a determination and a comparison of such soil parameters as parent material, water condi· tions, relief , land use, etc. ii) Determination of the typical soils of the Iandscapes and, therefore, a regional assignment of the soil associations, iii) Deiimitation of the area covered by a defined soil association and check up how is it spreaded in the landscape, iv) Determination of characteristic reference profiles for the dominant soils and check up of the profil data. For many Iandscapes of Germany the occurirtg soil associations are already weil known. Therefore, it w_as possible to produce a first version of a General Legend of the soil mapping units. This General Legend shows the links between soil Iandscapes with special parent material and water conditions or a typical relief and the soil associations resulting from these soil forming factors. The soil mapping units (SMUs) of the I :200,000 soil map in general are composed of soil typological units (STUs) and subtypes of parent material. As mentioned above, the STUs corresponds with the soil associations of the aggregation Ievel 3 (dominant soils with associated soils) whereas, the parent material information are genetic or lithological SUbdivisions of parent material types (e.g. weathering products of marJy Iimestone mixed with loess). All soil mapping units, which are stated in the General Legend, are described considering dominant soils and associated soils, parent material, soil texture and the proportion of the area covered by a soil unit. An example for the.description of a soil mapping unit is given below. It consist of a short text, where the most important expressions are characterized in bold letters, and a second part with significant symbols from the database: The information stated by symbols are more detailed than the information in the text part. · Dominant Calcaric Regosol to Rendzic Leptosol, less spreaded Calcaric Carnbisol from clayey loess with gravels, overlying redeposited loarny and clayey material derived from Iimestone weathering 4 RZn, RRn; 2 BBc: p-(z,n)tö I pfl-(z,n)l, pfl-(z,n)t("k)

The SMUs are grouped as weil in the legend of the map as in the database to the corresponding soil regions and soilscapes. The structure of the General Legend corresponds with the Iist of soil regions and 'soilscapes given in the German Soil Mapping Guide (see Table 3). The soil mapping units are assigned to these Iandscape areas following the German soil taxonomy

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which prescribes that the soils have to be arranged according to the soil development (from the less developed to the more developed soils) and, to the hydromorphic conditions (from the dry, non-hydromorphic soils to the wet, hydromorphic soils).

The structure of the 1:200,000 soil map The I :200,000 soil map of Germany is compiled and published by the Federal Institut for Geosciences and Natural Ressources (BGR) in co-operation with the geological surveys of the component states. The compilation is a teamwork with special duties for each partner, e.g.: the pedological data as weil for the printed map as for the database are provided by the federal states but editing, cartographic work and preparation for printing is done by the BGR. The main part of the map sheet takes up the soil map with the single SMUs, but the printed map sheet consist of many other components, e.g.: - title with names of the publishing instutions - scalebar - names of compilers and editors - quotation of the map - name and number of the map sheet - extra map "soil regions" - extra map "soilscapes" - names of GIS-elaborators and cartographers - legend of the map - extra map "data basis" - topographic base - extra map "state of elaboration" In general, a Iot of pedological information can already be selected from the map, but nowadays the related soil database provides more detailed data.

The 1:200,000 soil map related database The database of the 1:200,000 soil map (Krug & Kleemann, 1998) is apart of the spatial database of the soil information system of the BGR (FISBo BGR). According to the above mentioned procedure the data come from the federal states of Germany. These are data of different origin, e.g. data investigated in the field or derived from !arge scaled soil maps, estimated data by expert knowledge or by using statistical methods, measured data of induvidual soil profiles which are considered representative for a Soil Mapping Unit. All these data will be stored and maintained in a relational database and managed by the database system ORACLE. At the moment, during the test period, the database system MS Access is used. The structure of the database is consistent with the structure of the General Legend of the I :200,000 soil map. The data columns are organized by four hierarchic Ievels: The first Ievel contains the soil geographical data with columns for the description of the soil regions, the soilscapes and the smaller soillandscapes. The data of Ievel two will be assigned to these soil geographic units. The second Ievel is characterized by data for the spatial organization of soils in the soil mapping units. A general description of the soil mapping units is indicated and the associations of dominant soils with associated soils are registered here. The data columns of the third Ievel gives information of the local soil parameters represented by individual profiles. There are stated e.g. the local sequences of parent material, soil texture or depth of water table. In Ievel four the data related to the horizons or layers are listed, e.g. symbols of the horizons, content of carbonate or organic matter.

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In practice, for the 1:200,000 soil map the data input can start with the soil geographical units

because the soilscapes and soil regions of Germany are already defined. But, data collection starts in general with lower Ievels and later aggregation Iead to the higher Ievels. To fill in the data in the appropriate columns of the database a Iot of masks, or forms, can be opened and the input take place corresponding to data availability or data supply by the federal states. The main form, or front mask, serves to open the forms for the soil geographical data, the General Legend and the soil mapping units. On the other hand these forms can be opened as weil and forms appear for parent material, soil types and other pararneters. The database contains 42 different parameters for soil description but, being many pararneters used at different Ievels and numerous combinations posible, more then one hundred collumns are present in the database. Most of the parameters belang to the soil profiles and offer representative information about horizons and layers. These basic parameters are predominantly related to the pedogenetic and geogenetic characteristics of the soils but also to relief and water conditions. For the preparation of the 1:200,000 soil map many database columns do not contain the real numerical data but the information are arranged in classes. This facilitates the comparison of the.data which are acquired by different methods. State of completion After the basic documents were finished off, in 1997 publishing of soil maps has started with the map sheet Munich. Since 1998 the production of draft maps was intensified by the geological surveys of the federal states and, up to now six map sheets are printed. At this mornent the BOR is preparing three further map shef
As mentioned above, the common database is available for all geological surveys of Germany. This database belanging to the 1:200,000 soil map will be filled in the same quickness as the print makes progress. Now, the data of seven map sheets are feeded into the database. After translation into the regulations of the "Georeferenced Soil Database for Europe - Manual of Procedures" (Finke et al., 1998) these data can be used for the new European 1:250,000 soil database as weil. Summary For nationwide questions concerning soil and environment protection the national soil survey and the state soil surveys of Germany have started the publication of a 1:200,000 soil map. The compilation of this map is carried out digÜally and follows standardized guidelines and methods. Structure and content of the legend but also the delimitation of the soil mapping units are defined in these documents. The represented soil associations form an extract of a relational database belanging to the map. This database includes 42 parameters suitable for soil description at different hierarchic Ievels and necessary for the pedogenetic and geogenetic caracterization of spatial soil units. The database can be used for the preparation of the European 1:250,000 soil map as weil.

References AG Boden (1994): Bodenkundliehe Kartieranleitung, - 4. Auflage, 392 S., Hannover

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Altermann, M. (1995): Anwendung der Zuordnungsregeln zu den Legendeneinheiten der BUEK 200 am Beispiel des Schwarzerdegebiets Mitteldeutschlands, -BOR-Bericht, 95 S., Halle/S. -Hannover, Billen, N., Stasch, D., Stahr,K. (1997): Zuordnungsregeln für Festgesteinsböden und Flußlandschaften Sueddeutschlands,- BOR-Bericht, 115 S., Stuttgart- Hannover Finke, P.A., Hartwich, R., Dudal, R., Ibanez, J.J., Jamagne, M., King, D., Montanarella, L., Yassoglou, N. (1998): Georeferenced Soil database for Europe- Manual of Procedures, Version 1.0, - European Soil Bureau Research Report No. 5 (EUR 18092 EN). Office for Official Publications of the European Communities, Luxemburg (L). Finnern, H. (1993): Die Bodenuebersichtskarte der Bundesrepublik Deutschland I :200 000 (BUEK 200), - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. , 72, 889-892, Oldenburg Hartwich, R., Krug, D., Eckelmann, W. (1995): Anleitung zur Erarbeitung der Bodenuebersichtskarte im Maßstab I :200 000 (BUEK 200), -BOR-Bericht, 66 S., Berlin- Hannover Hennings, V. (1994): Methodendokumentation Bodenkunde- Auswertemethoden zur Beurteilung der Empfindlichkeit und Belastbarkeit von Boeden, - Geol. Jb., Reihe F, H. 31, 242 S., Hannover Krug, D., Kleemann, R. (1998): Flaechendatenbank der Bodenuebersichtskarte 1:200 000 (BUEK 200), Version 2.0,- BOR-Bericht, 102 S., Berlin- Hannover Rilling. K., Waldmann, F. (1993): Struktur und Inhalt der Bodenuebersichtskarte von Baden-Württemberg I :200 000, - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch., 72, 1037-1040, Oldenburg Schmidt, R. (1995): Beitrag zum Tabellenwerk für Zuordnungsregeln der Bodenuebersichtskarte 1:200 000 (BUEK 200), -BOR-Bericht, 37 S., Eberswalde-Hannover Schmidt, R., Creutziger, 1., Baumann, A. (1997): Methoden zur objektiven Aggregierung und Generalisierung kleinmasstaebiger Bodenkarten, -BOR-Bericht, 122 S., Eberswalde-Hannover Zitzmann, A. ( 1994): Geowissenschaftliehe Karten in der Bundesrepublik Deutschland, Z. dt. geol. Ges., 145, 38-87, Hannover

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GEOREFERENCED SOlL DATABASE FOR EURO PE CONCEPTION AND PILOT PROJECT CHEMNITZ

(Heiner Heilmann 1)

Contents 1.

Background

1

2.

Methods

2

2.1 Soil body and Soil horizon

2

2.2 Soilscape

3

2.3 Soil region

3

2.4 Mapping

3.

3

Pilot Project Chemnitz

3

3.1 Conditions

4

3.2 Existing Data

4

3.3 Line of action

4

**** 1. BACKGROUND

It is since 1952 that European soil scientists work on the standardisation of mapping niethods and soil classification systems in Europe. One of the results is the Soil Geographical Database of Europe 1:1,000,000. In 1995 a worlcing group has been created by the European Commission, firstly operaring within the Soil Inform'ation Focal Point (SIFP) andin 1'996 integrated within the newly created European Soil Bureau (ESB). · This ·group, which is responsible for the Database 1:250,000, is formed by European soil mapping experts, who first of all were charged with the task of preparing a procedures manual. Th< published ftrst version of this manual (European Soil Bureau 1998) was intended to be further improved and adapted after testing in several pilot areas, that have been selected by the European Soil Bureau. Meanwhile a ftrst revision of the manual is elaborated and soon will be published in different languages. It is based on applications in pilot areas in various european environments. The manual is not aimed to be a soil mapping instruction, but to provide a common frarnework for the data acquisition in different regional groups. In this way it should help to minimise harmonisation efforts. The main purposes of the manual are : 1

Saxen State Authority of Environment and Geology

-37to defme the structure and contents of the database to describe the methods of georeferencing the data to outline suggested procedures for regional mapping and sampling programmes to prescribe a format of data storage to ensure inter-regional and inter-country harmonization of data acquisition, processing and interpretation. to pave the way for the creation of a user-friendly soil database which will cater for present and future demands for specific soils information. 2. METHODS

The translation of spatial soil data into a map is limited by the constraints of cartographic representation. The aim of the database is to prepare a geographic instrument by relegating the problern of the cartographic representation of data to a secondary position. The spatial relationships among objects are described in the database. The model does not consider the problems of representing data in the form of maps. The database contains four levels of soil information: Soil horizons Soil botlies Soilscapes Soil regions The basic element of the database is the soil body, the input key for the European Soil Information System (Hole 1978). The soil body is defined principally by soil attributes. Seilscapes and soil regions are elaborated from the soil body. They are introduced for a better understanding of the spatial variability of soils and to provide tools for managing and rationalizing data on the continental scale. The criteria for the geographic delimitation of these objects are not necessary soil variables, but may also be related to characteristics of soil forming factors like parent material, relief, vegetation, climate and human influence. 2.1 SOlL BODY AND SOlL HORIZON

The soil body is here considered as an artificial but recognizable three-dirnensional entity in a soil continuum. Its definition largely depends on the classification of the WORLD REFERENCE BASE FüR SOlL RESOURCES (FAO, ISRIC and ISSS 1998), which is based on identification and classification of diagnostic horizons. In light of the rather general nature of this typology this classification is integrated by three additional criteria: parent material

soil texturein five fractions with gravel content dass depth to obstacle for roots. Thereby soil layers serve as information carriers beside soil horizons and more vertical detail is allowed than can be provided by diagnostic horizons alone. Lateral variations, that may be caused by slope processes such as erosion and deposition and by microvariations in other genetic factors, are described as well in the database . .\lthough soil bodies correspond to real portians of the soil cover, it is not necessary to diagnose and delineate their precise boundaries, because their coverage is not intended. The following guidelines for the definition of soil bodies have to be applied: One profile with estimated data in the database Two or more profiles with measured data in the database ~-Iore than 90% of the area of a soilscape should be described by soil bodies.

-38The description of each soil body is extended with morphological and analytical attributes of the main horizons. Mandatory and free attributes are distinguished. Mandatory. attributes are: soil texture including skeleton particles soil structure organic matter content

pH cation exchange capacity. All the methods and units of the analytical approaches are predefined. 2.2 SOlLSCAPE

Most soil bodies are not representable at small scales such as 1:250,000. Therefor the soil units represented on soil maps extracted from the database are not soilbodies but soilscapes. ll. soilscape could be defined as that portion of the soil cover which groups soil bodies having former or present functional relationships, and that can be represented at 1:250,000 scale. Soilscapes have to be delimited by the following two main diagnostic criterions: Relief and geological substrate. Preference is given to morphological atrributes such as altitude, slope intensity, slope length, curvature, Iandscape dissection, etc. The advantage of these attributes is that they can in principal be extracted from Digital Elevation Models. This basii: data is very useful for example in the automatic delineation of watersheds. A soilscape may be presented by more than one polygon. The single polygons should be consistent with field areas of at least 1v, km2 . But it is principially possible to delineate soilscapes smaller than 1'/, km2, if they are considered important enciugh to be represented in the database. Furthermore guidelines for the definition of soilscapes are: minimal distance on map of two arcs is 1 mm minimal size of a ._;,hole unit being composed of mo;e than one polygon is 6 km'. The organization of soilbodies within soilscapes can be described by the use of symbolic attributes of spatial position, like "near", "included in 11 , "3;bove", etc. The .number of Soil hoclies within a soilscape is not limited. The main point is that more than 90% of the soilscape must be described by Soil Bodies. Furthermore it is possible to have the same soil body in several soilscapes. 2.3 SOlL REGION

:' The highest generalized soil information Ievel of the database consists of soil regions representing "natural" regional units. They are established on the basis of climatic data and parent material associations combined with the WRB (WüRLD REFERENCE BASE FüR SülL RESüURCES) names of the dominant soils. They serve for the comparison of methods and rationalization of information on european scale. 2.4 MAPPING

The proposed approach is the so-called ascending method in which "soil" objects are frrst defmed, which are then grouped into geographic units, which means involving the establishment of grouped soilbodies into soilscapes. Inversely, a descending method frrst establishes a zoniog based on criteria indirecdy related to soils (relief, parent material, etc.) and then identifies the types of soil present within each zone. This distinction is not systematically clear-cut. The cartographic approach in soil science is often ccirriposed of a back-and-fortli succession of these two attitudes. In each region it has to be 'decided which way would be the best depending from the existing data. 3. PILOT PROJECT CHEMNITZ

-39The project started in autumn 1999 in Saxony in collaboration with the Czech Republic and is called "digital soil map at scale 1 : 250,000 map Chemnitz". The map sheet corresponds to the Joint Operations Graphie 1 : 250,000. 3.1 CONDITIONS

What was the reason for establishing this project? In the f1rst place it was intended to force the cooperation with the neighbours medium-termly entering the European Union. In the beginning a largescale map of the so-called "black triangle", where Czech, Poland and Germany border on each other, was planed. But this intention seemed hardly to be realized as f1rst step, since three different soil taxonomies would have to be harmonized. By discussing these problems the Saxon State Authority of Environment and Geology touched with the Czech Geological Survey. The Georeferenced Soil Database for Europe was decided to be the basis for the collaboration. Map Chemnitz, which includes parts of Germany as well as parts of the Czech Republic, was chosen for a pilot project. The second and very irnportant reason for the choice of this map was its fulfillment of the main criteria for the selection of pilot areas, defined in the manual of procedures, as there are: inclusion of representative soilscapes inclusion of a representative coverage of EU- and future EU-countries regional support irnportant problems of soil conservation requiring soil information (consequences of mining and smelting in the Ore Mountains and the "Waldsterben") inclusion of transboundary and transregion harmonization problems. The personal capacity of the Saxon State Authority of Environment and Geology is not enough for this additional task. In this reason the practical work is pardy clone by experienced engineering-offices. The financing of the project is guaranteed and realized by the Saxon State Ministry of Environment and Agriculture. A duration of two years until autumn 2001 is planed. 3.2 EXISTING DATA

The available data resources of the Czech Republic and Saxony are comparable. The concerning region in Bohemia disposes of soil maps at scale 1 : 50,000 and site maps at !arger scale. Documentations of sampled soil proflies are available, but only in an insufficient number. Existing forest and agriculture site maps are basis of soil information for the German part. Since they are digitized at scale 1 : 25,000 and translated to the German soil taxonomy Saxony disposes of overall digital information. Basing on this knowledge 14 sheds at scale 1 : 50,000 have been mapped during the last eight years. Three of them are published. Moreover Saxony disposes of soil map drafts at scale 1 : 200,000 arising from the same data sources. On this basis a map of soil regionallandscapes has been developed. Parent material was the main criterion for the delineation of the units. Further available respectively developed informations are: ,-\ scanned version of the Joint Operations Graphie 1 : 250,000 .-\ map of catchments at scale I : 250,000 representing units of two levels Sampled proflies fulfilling the requirements of the manual.

3.3 LINE OF ACTION

The project Started in 1999 just has left the stage of collecting and screening existing data. Drawing the conclusions from this acquisition the descending mapping method seemed appropriate to be applied.

-40Basing on the eXisting information layers and regarding the manual of procedures the following methods have been decided for drafting the soilscape map. First principle is adopting the catchments boundaries. Second principle is the consideration of parent material. First steps are gone by drafting the catchments map and the map of soil regionallandscapes as well as an highly resolved soil map of a typical part of the German area that already has been translated to the WRB. The Czech colleagues dispose as well of a drafted soilmap for. their whole ~rea, which still has to be translated. By overlaying the scanned topography Qoint Operations Graphie) the deman'ded physiographical and geomorphological informations will be added to get mapping units involving the functional relationships between the integrated soil bodies. Even if the eXisting profile data enable the start of filling the horizon and soil body tables of the database an unknown number of soil hoclies still remains to be documented and sampled. The precise number will be determined after the completion of the soilscape map. This year in Saxony alone about 40 proflies are intended to be selected and documented. To sum it up it can be said that during the next 18 months four main tasks have to be carried out t6 reach the goal: 1.

2. 3. 4.

Completion and harmonization of. the map-concepts Selection, documentation and sampling of suitable sites Transformation of the eXisting profile data stocks into the manuals taxonomy Filling the database.

At present it cannot be said if in autumn 2001, at the end of the project, the achieved data quality and quantity will meet all the requirements, set by the manual of procedures. Respective to the measured data this aim does not seem to be within easy reach. In e"ach case it is intended to realise a functioning tool which later on will be completed and irnproved. In the same rhanner the collaboration with the Czech Republic is running Saxony is ready to start projects with Poland. First arrangements have been made in March at Berlin with Prof. Bialousz for the so-called "Oder Project". Saxony declared its readiness for supplying the necessary data from its"territory. This should be the beginning of a successful collaboration.

References HOLE, F.D., 1978: An approach to Iandscape analysis with emphasis on soils.- Geoderma 21, 1-23. EUROPEAN. SOlL BUREAU, 1998: Georeferenced Soil Database for Europe - Manual of Procedures (Ispra). FAO, 1990: Soil map of the world. Revised legend. - World Soil Resources Report 60 (Rom). FAO, ISRIC and ISSS, 1998: World Reference Base for soil resources .. - World Soil Resources Report 84 (Rom). KING, D., R.J.A. JONES & A.J. THOMASSON (eds.), 1995: European Land Information for Agroenvironmental monitoring. - Offi~e for official publications of the European Community (Luxembourg).

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An Approach for a Hierarchical System to classify Soil Associations from the Warking Group on Soil Classification of the German Soil Science Society R. Jahnl), 0. Wittmann2J and R. Sehrnidel

1. Introduction

For purposes of soil evaluation focused on sustainable land use and soil protection, up to date soil information is needed which includes quantitative data about the composition of soils in a heterogeneaus landscape. Therefore, a system is necessary to aggregate soil information and to classify soilscapes, or parts of it, based on rational and accepted rules which allow: to objectively compare soilscapes of different regions, to differentiate soilscapes with different dynamics and combinations of soil forming processes, to link the soilscapes with specific ecological properties, to evaluate soilscapes e. g. for land use suitability, sensitivity and carrying capacity with respect to natural and man made influences. Soil associations are choric units of the soil cover and so far, their classification should sumrnarise the content as weil as characteristics of the distribution in space. In comparison to systems of soil classification, the classification of soil associations is in a very early stage. After finishing the work on the "Systematik der Böden und der bodenbildenden Substrate Deutschlands" (DBG, 1998) the Warking Group on Soil Classification of the German Soil Science Society works now on seizing and systematically arranging soil associations of Germany. The presented approach (based on the former work of HAASE & SCHMIDT (1970), SCHMIDT (1982), BLUME (1984), WmMANN (1984, 1999), SCHMIDT (1999) a. 0.) combine the hierarchical soil classification (pedon, variety, subtype, type, order [Klasse], division [Abteilung]) with the choric idea of soil geography (pedotop, nano-, micro-, meso-, macrochore, region; HAASE, 1968; AG Boden, 1994)) and is the base to map weil defined classes of soil associations at different Ievels of complexity from parts of a soil association up to soil zones. 2. The System

The system structures within defined land form classes soi1 associations in a natural way according to their relationship and therefore according to soil and Iandscape forming processes. Following the German System of soil classification, the association classification has also seven hierarchical Ievels (Table 1). At the uppermost Ievel of soil association (divisions [Abteilung]), Iandscapes are differentiated according to their direction of matter-movement and related soil forming processes (SCHMIDT, 1999). In the s1ope-division (inclinal-structure) soil associations are summarised which are commonly matter-connected (Catenas) by surface and subsurface transpoft processes. Bordcrs are uphill borders of watersheds or the shoulder of a plateau. Downwards the border is found either at the low line or with the beginning of fluvial sediments. It seems to be necessary to have subdivisans for stair-slopes and slopes with !arge differences in elevation (climatical differences). The slope is differentiated into crest (K), upper slope (HO), middle slope (HM), lower slope (HU) foot hill (HF) and cuesta-shaped planes (V). The depression-division (infusion-structure) combines soil associations with groundwater determined soil forming processes. The position within a 1

'Institut für Bodenkunde und Pflanzenernährung, Weidenplan 14, D-06108 Halle/Saale Föhrenstr. 9, D-85640 Putzbrunn Fachbereich Landschaftsnutzung und Naturschutz, Alfred-Möller-Str. I, D-16225 Eberswalde

2 1 3 1

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depression is descri~ed with rim (R), centre (Z), deep (T), deep and near a river (TF) and transition (Ü). In the case of very deep groundwater Ievels the plate-division is recommended. This division combines soil associations in which vertical processes are dominant and lateral processes of secondary importance. It seems tobe necessary to have subdivisons for combinations of lateral and vertical processes e. g. a slope-plate-, undulated-plate- and a weak inclined plate-subdivision. Positions within a plate are differentiated with rim (R), centre (Z) ana transition (Ü). For soil associations which are influenced by tidal water the tidal-littoral-division is used. In the lower Ievels of the system, associations are derived by the occurrence of soils within the borders of a division by constancy of occurrence at certain positions and by cover area. Diagnostic soils which are used for naming the associations (max. 3 soils) have a constancy ::;>:60%. High coverage area may be related with high constancy but is not a prior condition for diagnostic soils. Tab. I: Hierarchical structure and short definitions of the classification system (soil family =Bodenform) . (10n Division [Abteilung] (Soil) Assoc1a Same land form __ Order [Klasse1 Same (water and assemblage __ Community [Verband] transportatton Same of regimes) assemblage Having _-Type soil types of two or more IHaving a __ Subtype soil subtypes diagnostic differentiating Having a and __ Variety soil families soil family substrates differentiating _Subvariety with a con-Slope (soil families) stancy >60% texture Differences -Depression through -Plate land use .. _Tidal-littora e.g. erosion .L A fairly quick method to derive soil associations is to use cross-sections of soil maps I : 525000 and to estimate constancy of occurrence and cover area in classes. Classes for the constancy of occurrence are; + = <10%, I= 10-20%, II = 20-40 %, III = 40-60%, IV= 60-80%, V= >80% and for the cover·area after AG Boden (1994); 1 = <10%, 2 = 10-30%, 3 = 30-70%, 4 = 70-90%, 5 = >90%. Examples of soil associations from Soulh-eastern Germany derived by constancy öf occurrence of soil subtypes are showri in table 2. Working with digital soil maps will allow to evaluate the soil cover more precise and to receive additional information, e.g. about the length of soil .borders, and to use methods of Iandscape analysis to describe diversity/heterogeneity and complexity of the structure by statistical parameters (SPONAGEL et al. 1999). -

-

According to this approach soil assoc1alions are inductive-synthetically derived. Each in the classification listed association type (including subtypes, varieties and subvarieties) should be documented for different areas with uniform rules and data sheets. The more abstract (and in principle independent from scales) classification system is the base to represent the real existent soil-space-organisation systematically in maps at different Ievels of complexity with defined rules. The basic unit (mapping unit) of !arge and medium scaled maps is identical with a member of a soil association of any hierarchical dass. Two or more associations form an association complex. Same or different complexes which are found in repetitio'ns within a certain Iandscape form a soilscape. Grand soilscapes are areas in which specific soilscapes, geology, Iandscape history and relief form an unit which is distinctly different to neighbouring units. Soil region, provinces and zones are units of usually country and continental wide small scaled maps in which climatically differentiation is getting more and more important.

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Tab. 2: Examples of soil associations from Soulh-eastern Germany derived by constancy of occurrence of soil subtypes BK 25, 6945, Zwiesel (WITTMANN, 2000) Classes for the constancy of occurrence are; + = <10%.. I= 10-20%. II = 20-40 %. -' III = 40-60%. IV= 60-80%. V= >80% Soil Subtype Substrate .... .... :0 -

-

---

" "0..0.. ·a ..s"~ :.a 0 "0

;:l

slope

<-2

....

" :0 "0

"0..0.. ·a ;:l

....

"~ ..s

slope II III V IV II IV

:.a 0 <-2

III (Norm) Syrosem (+(Norm) Braunerde Et2) Gneiss V V IV II xS12, Gneiss III (Norm) Braunerde Et4 IV III V (Norm) Braunerde Et4 xSI3, Gneiss xS12, Gneiss IV II I (Norm) Braunerde Et3 xS12, Gneiss podsolige Braunerde Et3 V V xS12, Gneiss podsolige Lockerbraunerde Et3 Ls3, Solifluctuallayers Pseudogley-Braunerde xS13, Periglaciallayers I Gley-Braunerde II II II I xSI3, Periglaciallayers I Hanggley-Braunerde x4Sl2, Gneiss II (Norm) Podsol (Norm) Pseudogley Ls3, Solifluctuallayers + V V II Sl2-3, Valley sediment (Norm) Gley Sl3, Valley sediment II + (Norm) Naßgley Sl3, Valley sediment II Anmoorgley V III IV III IV xS13-Ls3, Periglaciallayers I Hanggley III Peat III (Norm) Niedermoor (Norm) Braunerde/(Norm) Gley-type of gravely loamy sand gneiss (silt poor) slopes (Norm) Braunerde/(Norm) Gley-community of sandy gneiss slopes Braunerde/Gley-order of slopes Slope-division Podsoliger Lockerbraunerde/Hanggley-type of gravely loamy sand gneiss (silt poor) slopes Podsolige Lockerbraunerde/Hanggley-community of sandy gneiss slopes Braunerde/Gley-order of slopes Slope-division 3. Extensions of the System Especially for practical use it is necessary to add relevant information to the system. In discussion is a broad set of modules giving the possibility to describe soil associations very detailed as a whole as weil as with regard to their members (SCHMIDT, 1999; SPONAGEL et al. 1999). lt is also possible to use some of the modules as reference modules (SCHMIDT, 1999) to agglomerate or differentiale associations. Modules which characterise ecological functions or properlies of association members (or the association as a whole) are more for practical use in Iandscape planning and soil protection. This opens also the way to transfer the data to soil association maps and characterise (based on cover area of the members of an association) classification details and properlies of each unit. The modules can be used theoretically in any hierarchical class of the system. Examples of the extended description of soil associations in discussion are: • Modules to define soil associations number or classes (see above) - constancy of occurrence - coverage area number or classes (see above) - sociological function of members diagnostic, associated, differentiating

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- genetic function of members

• •

• •

source of matter fluxes, transfoirnation type, enrichment type, climax type Modules to describe matter fluxes between association members - e.g. Fe from member A to B, erosion from member C to D Modules to describe the morphology of a soil association - distribution/localisation of the members random, regular, localised simple, complex, very complex, border - pattern of the members length/km 2 - neighbourhood of the members simple, manifold - boundary cantrast between members very sharp, sharp progressive - diversity/heterogeneity of the association e.g. diversity index, evenness index patchy . richness disk/including, blade, compact, concentric, - pattem of the association feathered Modules to describe ecological functions of members and associations - e.g. dryness, wetness, nutrient rich/poor, water storage Modules to describe properties of members and associations - e.g. available water capacity, pH, CEC Ievel and ranges

The system of modules is until now very weak because of only little experiences and only rough ideas about possible and necessary definitions of classes. It is however an open system which can grow with the work on soil associations. · 4. References AG Boden (1994): Bodenkundliehe Kartieranleitung. 4. Auf!. Hannover, 392 S. BLUME H.-P. (1984): Definition, Abgrenzung u·nd Benennung von Bodenlandschaften. Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 40,169-176 DBG (1998): Systematik der Böden und der Bodenbildenden Substrate Deutschlands. Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 86, 180 S. HAASE G. & SCHMIDT R. (1970): Die Struktur der Bodendecke und ihre Kennzeichnung. Albrecht Thaer Archiv 14, 399-422 HAASE G. (1968): Pedon und Pedotop- Bemerkungen zu Grundfragen der regionalen Bodengeographie. Landschaftsforschung, Erg. Heft 271 zu Petermanns Geographische Mitteilungen, Gotha, 57-76 SCHMIDT R. (1982): Die Struktur der Bodendecke der Grundmoränengebiete der DDR. Petermanns Geographische Mitteilungen 126/3, 153-170 · SCHMIDT R. (1999): Klassifikation von Bodengesellschaften. BLUME et al. (Hrsg.), Handbuch der Bodenkunde; 3.4.3.7 Erg. Lieferungl2/99, 1-18 SPONAGEL H., GEHRTE., FuCHS M., SOMMER M. u~d BÖHNER J. (1999): BodenarealabgrenzungParameter zur Ableitung von Bodengesellschaften .. Unveröffentl. Manuskript WITTMANN 0. (1984): Zur Abgrenzung und Gliederung von Bodengesellschaftseinheiten, dargestellt an Beispielen aus dem Tertiärhügelland. Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 40,239-248 WITTMANN 0. (1999): Zur Bodengesellschaftssystematik- Bericht zum Stand der Diskussion. Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 91, 1152-1155 WITTMANN 0. (2000): Übersicht der. Bodengesellschaften Deutschlands- Möglichkeiten der pedosynsystematischen Gliederung und Darstellung am Beispiel ausgewählter Bodenlandschaften Bayerns. Unveröffentl. Manuskript

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Bodenvergesellschaftungen in der östlichen Oberlausitz (Oberlausitzer Lösshügelland) Exkursionsführer zum Internationalen Symposium der Deutschen und Polnischen Bodenkundlichen Gesellschaft in Lagow/Görlitz (5.-8. Juni 2000).

Thema: "Vergleich der polnischen und deutschen Bodensystematik für die Vereinheitlichung der Bodenkartierung im Berg- und Hügelland." Holger Joisten, Ronald Symmangk 1 Es wird eine Landschaftscatena von der Neißeaue bei Görlitz (189m HN) zu den Königshainer Bergen (404 m HN) vorgestellt. Pedoregional befinden wir uns nahe der Nordgrenze der Lößhügelländer in einer Bodenlandschaft, die als "Oberlausitzer Lößhügelland" bezeichnet wird. Naturräumlich ist das Exkursions.gebiet der "Östlichen Oberlausitz" zuzuordnen. Dicht nördlich der Königshainer Berge erfolgt der Ubergang zum "Oberlausitzer Heide- und Teichgebiet" und damit zur Sandregion des Tieflandes. Innerhalb des Naturraumes "Östliche Oberlausitz" durchquert die Exkursionsroute wiederum vier Landschaftseinheiten: 1. das "Görlitzer Neißetal" (Standort Profil I), als eine Talebene mit Altarmen und angrenzender

flachwelliger Niederterrasse, in einer Höhenlage von 180 bis 200 m. Hier dominieren Auenlehme und Auenschluffe wechselnder Mächtigkeit über Fluvisanden und Kiesen. Vorherrschende Bodentypen sind Vega, Gley-Vega und Auengleye; 2. die "Holtendorfer Lößplatte" (Standort Profil 2), als von Mulden und Sohlentälchen durchzogene wellige Platte, in einer Höhenlage von 200 bis 255 m. Die gesamte Platte ist von einer bis zu 8m mächtigen Lößlehmdecke (Kryolöß über Löß) überzogen, die auf Verwitterungsprodukten des Ostlausitzer Granodiorit auflagert und nur von einzelnen mit Auensedimenten gefüllten Mulden durchzogen wird. Dominierende Bodentypen sind Pseudogley-Parabraunerden und Parabraunerde-Pseudogleye sowie Kolluvisole und vereinzelt Vega und Gley-Vega. Das Gebiet wird überwiegend ackerbaulich genutzt; 3. das "Königshainer Lößhügelgebiet" bildet den Übergang zwischen den unter 2. und 4. beschriebenen Einheiten. Es ist durch Hügelrücken, einzelne Kuppen sowie schwach bis mittel geneigte Hänge gekennzeichnet, die von einem Sohlental (Weißer Schöps) und mehreren Muldentälchen gegliedert werden. Die Höhenlage schwankt zwischen 210 und 320m. Das gesamte Gelände ist von einer Lößlehmdecke (Kryolöß) stark schwankender Mächtigkeit (0,3 bis >2m) überzogen. Der geologische Untergrund ist wechselhaft (Granodiorit, Granodioritzersatz, Schmelzwassersedimente, Grundmoräne). Daneben treten untergeordnet Auensedimente auf. Vorherrschende Bodentypen sind: Parabraunerden, Pseudogleye und Parabraunerde-Braunerden. Untergeordnet sind Braunerden, Pseudogleye und Kolluvisole anzutreffen. Im Ausstrichbereich kiesiger Substrate und in Tälern treten Gleye auf. In den Mulden und Talsohlen findet man Auengleye und Vega-Gley. Das Lößhügelgebiet wird überwiegend ackerbaulich genutzt; 4. der Hochstein-Kämpferberg-Rücken der Königshainer Berge (Standort Profile 3 und 4) ist ein

Höhenzug mit von kleinen Kerbsohlentälchen durchzogenen Hügelrücken mit Bergkuppen und Hängen in einer Höhenlage von 210 bis 410 m. Der gesamte Höhenzug besteht aus Königshainer Stockgranit, der in Gipfelbereichen felsbildend auftritt. In Hanglagen sind periglaziäre Deckschichten wechselnder Mächtigkeit mit häufig gut ausgebildeten Oberlagen verbreitet. Fast stets findet sich ein geringmächtiger Lößschleier. Lokal treten Kippsubstrate der Steinbruchindustrie auf. die in unterschiedlichem Verwitterungszustand vorliegen. Das Bodenmosaik wird in Abhängigkeit von der Morphologie und den Substraten durch ·saure Braunerden, ParabraunerdeBraunerden, podsolige Braunerden, Ranker und Pseudogleye bestimmt. Fast das gesamte Areal ist forstlich genutzt. 1

Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie, Halsbrücker Str. 31 a, 09599 Freiberg

-46-

Bodenkundliehe Profilbeschreibung - Profil 1 Lage: Rußaue der Neiße. südlich von Weinbühel Rechtswert: 5498740 Hochwert: 5664625 Höhenlage: 185m NN Relief: Rußauenbereich Exposition: keine Neigung: o• Nutzung: Weide, Mähwiese Vegetation: Futtergras Geologie: Auensedimente (Quartär) Bodentyp (KA4): Vega-Gley großer Entwicklungstiefe Bodentyp (FAO): Auvic Gleyic Cambisol (Fluvic Cambisol) Substrattyp: flacher kiesführender Auenlehm über kiesführendem Auenschluff

Ho.rizont

Tiefe(m)

aAh

0,17

schwach sandiger Lehm; schwach kiesig; mittel humos; sehr dunkelgräulichbraun; Krümel-, Bröckelgefüge, schwache Durchwurzelungsintensität; hoch biologisch aktiv; schwach verfestigt; schwach feucht

. • raAp

0,26

schwach sandiger Lehm; stark kiesig; mittel humos; dunkelbraun; Bröckelgefüge, sehr schw.ache Durchwurzelungsintensität; mittel bio.logisch aktiv; mittel verfestigt; schwach feucht.

0,47

schluffiger Lehm; schwach feinkiesig; schwach humos; braun, dunkelgelblichbraun; Platten-, Subp.olyedergefüge, sehr schwache Durchwurzelungsintensität; schwach biologisch aktiv; schwach verfestigt; mittel feucht; Eisenflecken, Eisenkonkretionen

aGo

0,75

schluffiger Lehm; sehr schwach humos; gelblichbraun und hellgrau; Subpolyedergefüge, schwache Durchwurzelungsintensität; sehr schwach biologisch aktiv; mittel verfestigt; mittel feucht; Eisenflecken, Eisenkonkretionen, Bleichflecken

III Go

1,20

reiner Sand; stark kiesig; linsenförmig vermengt mit mittellehmigem Sand, orange, dunkelbraun; Kitt-, Einzelkorngefüge; mittel v~rfestigt; mittel feucht; Eisenflecken, Eisenmanganflecken,

I! aGa-M

~I

Beschreibung

Kalk- und humusfreier Feinboden (0 < 2 mm) in Masse-% (bezogen auf 100% Feinboden) Sand

Horizont

Tiefe(m)

Bodenart

Ton

Schluff

aAh

0,17

Ls2

23,9

46,6

29,5

raAp

0,26

Ls2

20,3

48,3

31,4

0,47

Lu

21,6

57,0

21,4

I! aGo

0,75

Lu

17,2

61,8

21,0

III Go

1,20

Ss

4,8

2,3

92,9

I! aGa-M

Bodenchemis.che Analysenergebnisse Horizont

Tiefe (m)

pH (Ca Cl,)

c.... %

c.,..xt,n

N, %

Humus

CIN

Fe•

Fe.

mglg

mglg

Feo1d

aAh

0,17

5,0

3,77

6,48

0,35

11

11,8

4,5

0,4

raAp

0,26

4,8

2,22

3,82

0,23

10

10,8

4,4

0,4

I! aGa-M

0,47

4,4

0,69

1,19

0,09

8

14,8

5,2

0,4

I! aGo

0,75

4,5

0,35

. 0,60

0,05

7

13,8

3',9

0,3

IIIGo

1,20

5,0

0,15

0,26

0,03

5

21,3

2,5

0,1

-47Horizont

Tiefe(m)

KAKpot

Austauschbare

mmol,!kg

Kationen in mmol/kg

BS%

Ca

Mg

K

Na

aAh

0,17

216

82

12

4

I

42

raAp

0,26

!59

64

10

4

I

50

li aGo-M

0,47

130

53

10

5

I

53

li aGo

0,75

103

45

10

2

I

56

III Go

1,20

54

24

6

I

0

57

Bodenphysikalische Analysenergebnisse Horizont

dB

Ld

glcm' aAh

0,84

PV

LK

FK

nFK

kf

Vol-%

Vol-%

Vol-%

Vol-%

cm/d

1,05

66,2

14,8

51,5

33,9

1656,07

raAp

1,22

1,40

52,5

12,9

39,6

25,2

1469,39

li aGo-M

1,36

1,55

48,2

12,8

35,4

11,9

609,48

li aGo

1,40

1,55

46,9

8,7

38,1

24,7

26,27

Bodenkundliehe Profilbeschreibung - Profil 2 Lage: westlich von Girbigsdorf Rechtswert: 5494230 Hochwert: 5670380 Höhenlage: 217m NN Relief: Verebnung Exposition: keine Neigung: 0° Nutzung: Ackerland Vegetation: Weizen Geologie: periglazial umgelagerter Lößlehm über äolischem Löß (Pleistozän) Bodentyp (KA4): Parabraunerde-Pseudogley mittlerer Entwicklungstiefe Bodentyp (FAO): Stagnie Alisol (Stagnic Luvisol) Substrattyp: (Kryo-)Löß über Äolium-Löß Horizont

Tiefe(m)

Ap

0,32

mittel toniger Schluff; mittel humos; dunkelgräulichbraun; Bröckelgefüge; schwache Durchwurzelungsintensität; schwach biologisch aktiv; mittel verfestigt; schwach feucht

AI-Sw

0,42

stark toniger Schluff; hellgelblichbraun, bräunlichgelb. hellgrau; Subpolyedergefüge, sehr schwache Durchwurzelungsintensität; sehr schwach biologisch aktiv; mittel verfestigt; mittel feucht; Eiskeile, Kryoturbationen; Humusflecken, Lessivierungsflecken, Eisenflecken, Eisenmangankonkretionen, Bleichflecken

II Bt4-Sdw

0,60

stark schluffiger Ton; fleckig vermengt mit schwach tonigem Schluff; bräunlichgelb, hellbräunlichgrau, hellgrau; Polyedergefüge, Plattengefüge, sehr schwache Durchwurzelungsintensität; sehr schwach biologisch aktiv; mittel verfestigt mittel feucht; Lessivierungsflecken, Tontapeten, Eisenflekken, Eisenmangankonkretionen, Bleichtlecken

III Bt3-Sd

1,20

stark schluffiger Ton; adrig vermengt mit schwach tonigem Schluff; bräunlichgelb, hellbräunlichgrau, hellgrau; Polyedergefüge, stark verfestigt mittel feucht; Lessivierungsflecken, Tontapeten, Eisenflecken, Eisenkonkretionen, Bleichflecken

III Sd

1,30

stark schluffiger Ton; adrig vermengt mit schwach tonigem Schluff; bräunlichgelb, hellbräunlichgrau, hellgrau; Polyedergefüge, Plattengefüge; stark verfestigt; mittel feucht; Eisenflecken, Eisenmangankonkretionen, Bleichflecken

Beschreibung

-48Kalk- und humusfreier Feinboden (0 < 2 mm) in Masse-% (bezogen auf I 00% Feinboden) Horizont

Tiefe(m)

Bodenart

Ton

Schluff

Sand

Ap

0,32

Ut3

17,0

73,6

9,4

Al-Sw

0,42

Ut4

19,5

74,0

6,5

II Bt4-Sdw

0,60

Tu4

26,5

70,9

2,6

III Bt3-Sd

1,20

Tu4

29,0

68,4

2,6

III Sd

1,30

Tu4

29,7

68,0

2.3

Bodenchemische Analysenergebnisse Horizont

Tiefe(m)

c,,..

pH (Ca CI,)

N, %

Humus CorR

%

CIN

Fe• mglg

xl,72

Fe,

Feo1d

mglg

Ap

0,32

7,0

1,29

2,22

0,14

9

5,8

2,5

0,4

Al-Sw

0,42

6,6

0,44

0,76

0,07

6

6,8

3,2

0,5

II Bt4-Sdw

0,60

6,3

0,36

0,62

0,05

7

11,3

3,2

0,3

III Bt3-Sd

1,20

4,1

0,14

0,24

0,03

5

10,8

3,0

0,3

III Sd

1,30

3,9

0,14

0,24

0,03

5

10,3

2,7

0,3

Horizont

Tiefe(m)

KAKpot

Austauschbare

mmo]Jkg

Kationen in mmol,lkg. Ca

BS%

Mg

K

Na

Ap

0,32

140

116

9

10

.1·

96

Al-Sw

0,42

119

87

9

5

I

86

II Bt4-Sdw

0,60

144

101

13

4

I

83

JJI Bt3-Sd

1,20

163

60

9

2

50

III Sd

1,30

172

54

3

2

I I.

35 •

Bodenphysikalische Analysenergebnisse Horizont

dB

Ld

glcm'

PV

LK

FK

nFK

kf

Vol.%

Vol.%

Vol.%

Vol.%

cm/d

Ap

1,45

1,60

44,3

8,3

36,0

22,2

105,83

Al-Sw

1,62

1,80.

38,3

3,8

34,5

19,3

101,12

li Bt4-Sdw

1,60

1,83

39,2

3,7

35,5

16,0

21,46

JJI Bt3-Sd

1,61

1,87

38,8

3,0

35,8

16,7

0,50

III Sd

1,67

1,94

37,1

1,9

35,2

15,4

0,03

-49-

Bodenkundliehe Profilbeschreibung- Profil 3 Lage: Naturschutzgebiet Königshainer Berge, nördlich Königshain-Hochstein Rechtswert: 5489560 · Hochwert: 5673120 Höhenlage : 350 m NN Relief: gerundete Erhebung Exposition: Südsüdost Neigung: 8° Nutzung: Mittelwald Vegetation: Mischwald, Pappel, Birke, Hainbuche, Esche Geologie: solifluidal umgelagerter Lößlehm (Hauptlage) über solifluidal umgelagertem Verwitterungslehm aus Lößlehm und Granit (Mittellage) über solifluidal umgelagertem Verwitterungslehm aus Granit (Basislage) (Pleistozän) Humusform: mullartiger Moder Bodentyp (KA4): pseudovergleyte Parabraunerde-Braunerde mittlerer Entwicklungstiefe Bodentyp (FAO): Stagnie Distric Cambisol Substrattyp: grusführender Solifluidal-Löß über tiefem Solifluidal-Schuttlehm aus Granit Horizont

Tiefe(m)

Ah

0,10

sandiger-lehmiger Schluff; schwach feingrusig; stark humos; dunkelbraun; Krümelgefüge, schwache Durchwurzelungsintensität; hoch biologisch aktiv; schwach verfestigt; mittel feucht

Ah-Bv

0,22

sandig-lehmiger Schluff; schwach feingrusig; mittel humos; dunkelgräulichbraun; Bröckelgefüge, mittlere Durchwurzelungsintensität; mittel biologisch aktiv; schwach verfestigt; mittel feucht

II Al-Bv

0,40

schwach toniger Schluff; schwach feingrusig; sehr schwach humos; hellgelblichbraun; Subpolyedergefüge und Bodenfragmente, schwache Durchwurzelungsintensität; schwach biologisch aktiv; schwach verfestigt; mittel feucht; Lessivierungsflecken,

II Bv-Al

0,54

schwach toniger Schluff; schwach feingrusig; hellgelblichbraun; Bodenfragmente und Kohärentgefüge, schwache Durchwurzelungsintensität, sehr schwach biologisch aktiv; schwach verfestigt; mittel feucht;Lessivierungsflecken

II Sw-Bt

0,76

mittel toniger Schluff; sehr schwach feingrusig; gelblichbraun, bräunlichgelb, fahlgelb; Plattengefüge, Polyedergefüge, sehr schwache Durchwurzelungsintensität, sehr gering biologisch aktiv; mittel verfestigt; mittel feucht; Lessivierungsflecken, Tonbeläge, Eisenflecken, Eisenmangankonkretionen,

III Cv-Sd

1,00

stark lehmiger Sand; mittelgrusig; sehr schwach steinig; nesterartig vermengt mit sandig-lehmigem Schluff; bräunlichgelb, gelblichbraun, fahlgelb; Subpolyedergefüge, sehr schwache Durchwurzelungsintensität; stark verfestigt; mittel feucht; Tonbeläge, Eisenflecken, Eisenmangankonkretionen, Bleichflecken,

III Sd-Cv

1,15

Beschreibung

I I

mittel lehmiger Sand; mittel grusig; stark kiesig; in Eiskeilen vermengt mit sandig-lehmigem Schluff; gelb, bräunlichgelb, Subpolyedergefüge; Bodenfragmente, stark verfestigt; mittel feucht; Tonbeläge auf Gerölloberseiten, Eisenflecken, Eisenmangankonkretionen, ----

---

I

- -

Kalk- und humusfreier Feinboden (0 < 2 mm) in Masse-% (bezogen auf I 00 % Feinboden) Horizont

Tiefe(m)

Bodenart

Ton

Schluff

Sand

Ah

0.10

Uls

10,1

57,7

32,2

Ah-Bv

0,22

Uls

8,8

60,4

30,8

II Al-Bv

0,40

Ut2

10,3

69,5

20,2

!I Bv-Al

0,54

Ut2

9,6

68,6

21,8

IISw-Bt

0,76

Ut3

12,1

65,6

22,3

III Cv-Sd

1.00

Sl4

13,2

32,5

54,3

III Sd-Cv

1,15

SI3

8,5

34,0

57,5

I

I

-50-

Bodenchemische Analysenergebnisse Horizont

Tiefe(m)

PH (CaCI1)

c."

Humus

N, %

CIN

Fe,

Fe,

mglg

mglg

Feo/d



c." xl,72

Ah

0,10

4,3

2,72

4,68

0,21

13

4,8

2,1

0,4

Ah-Bv

0,22

4,2

1,24

2,13

0,12

10

4,3

2,1

0,5

I! Al-Bv

0,40

4,3

0,62

1,07

0,08

8

4,3

2,0

0,5

I! Bv-AI

0,54

4,2

0,33

0,57

0,04

8

4,8

2,2

0,5

I! Sw-Bt

0,76

4,3

0,19

0,33

0,03

. 6

4,8 .

1,7

0,4

III Cv-Sd

1,00

4,1

0,13

0,22

0,02

7

4,8

0,8

0,2

III Sd-Cv

1,15

3,9

0,16

0,28

0,02

8

4,3

1,0

0,2

Horizont

I

Tiefe(m)

KAK,.,

Austauschbare

mmol,lkg

Kationen in mmol./kg

BS

%

Ca

Mg

K

Na

22

4

3

I

I

Ah

0,10

128

23

Ah-Bv

0,22

. 82

7

2

2

I

15

li Al-Bv

0,40

60

9

2

I

I

22

li Bv-Al

0,54

53

9

2

I

I

25

li Sw-Bt

0,76

60

4

4

I

I

17

III Cv-Sd

1,00

73

27

5

I

I

47

III Sd-Cv

1,15

62

18

4

I

I

40

I

i I

---

Bodenkundliehe Profilbeschreibung - Profil 4 Lage: Königshainer Berge, Westseite des Hochsteingipfels Hochwert: 5673305 Höbenlage : + 385 m NN Rechtswert: 5488645 Relief: Kuppenflanke unter Gipfelgrat Exposition: West Neigung: !2° Nutzung: Mittelwald Vegetation: Buche, z.T. Nadelwald Geologie: Blockschuttdecke über anstehendem Königshainer Stockgranit Humusform: Moder bis rohhumusartiger Moder Bodentyp: Skeletthumusboden FAO-Bodentyp: Folie Lithic Leptosol Substrattyp: Stein- und Blockschutt über tiefem Fels aus Granit Horizont

Tiefe(m)

XC+O

0,50

Stein- und Blockschutt, in Zwischenräumen eingelagerte, in Mächtigkeit, Menge und Ausprägung unstetig wechselnde, gelbbraune bis schwarzbraune humose Substanz, geringe Mineralbodenbeimischung (lehmiger Sand) im Ob-Material; schwach durchwurzelt, geringe bis mittlere biologische Aktivität

Beschreibung

xC

1,10

hellrötlichgrauer Stein- und Blockschutt mit geringem Feinbodenanteil (mittellehmiger Sand), vereinzelt Nester aus humoser Substanz, sehr schwach durchwurzelt

IImCv

>1,10

angewitterter, schwach entfestigter, klüftiger Königshainer Granit

-51-

GENERAL CHARACTERISTICS OF THE ENVIRONMENT IN SOUTB-WESTERN POLAND AND DESCRIPTION OF TYPICAL SOlL PROFILES Cezary Kabala, Tadeusz Chodak 1

The scientific symposium "Comparison of Polish and German soil classification systems for soil cartography of the mountain and sub-mountain areas" (Zgorzelec-Goerlitz, June 5-8, 2000) involved both plenary and field sessions. Polish part of the excursion area was localized in the weslern part ofthe Lower Silesia administrative region. Presented soil profiles are situated in two different Iandscape units: the Izerskie Mountains (Profiles No 2, 3, and 4) and the Izerskie Foreland (profile No 1). Because of important differences in geological, morphological and climatic conditions between units, their separate characteristics are given in following chapters. I.

THE IZERSKIE FORELAND

Location, morphology and climate. Profile No 1 is situated ca. 20 km south west of Zgorzelec (Görlitz) in the westem part ofthe Izerskie Foreland. The Iandscape represents little morphological variability with altitude ranging between 200 and 360 m above s.l. Denudation plains occupy over 80% of the area, while accumulation terraces of rivers and hard-rock remnants are generally marginal forms. The surface of denudation plains is slightly rolling, almost flat in some places. The hills built of loamy and sandy deposits are relatively low with flat ridges and very easy slopes. The valleys are generally broad and flat-bottomed. Climatic conditions are described for the station in Zgorzelec: mean annual rainfall: 673 mm, mean annual temperature: 7.9 °C, mean January temperature: -1.7 oc and mean July temperature: 17.4 °C. Geology. All the area was a part of Pre-Cambrian sea basin, in which intensive greywacke sedimentation occurred. During an Assintic orogenesis (Upper Proterozoic) sea Sedimentation was stopped and the granodiorite magma was intruded. These granodiorite rocks as weil as greywacke conglomerate forms present geological basement ofthe lzerskie Foreland. Strong weathering and denudation, which started after the Variscian orogenesis, was continued over the Carboniferous, Permian, Triassie and Jurassie periods. After sea regression in Upper Cretaceous period all the area was affected by the Alpian orogenesis, resulted in a nurober of depressions and tectonic faults, progressively filled with clastic (mostly clays and sands) and organogenetic (brown coal) materials during Tertiary period (Miocene). The total thickness of Miocene sediments ranges presently between 50 and 250 m, and increases generally from the south to the north. Lignite insertions occur in this area as the layers up to 20 m thick only. Also the Tertiary clays with brown coal are found sometimes at the surface. The Neogene period was marked by repeated volcanic eruptions of olivine-nephelinite Iava, which formed small-scale plates and volcanic vents (plugs). Basalt-structured hills are typical element ofthe lzerskie Foreland landscape. All area of the Izerskie Foreland was twofold overrunning by the glaciation along the Pleistocene period. The sediments formed during the older Elster glaciation were completely denuded on described area. The next Saale glaciation left loamy (ground moraine) and sandy (glaciofluvial) covers presently up to 12 m thick. These discontinuous patches are only fragments of the initially very thick cover. Specific kind of Pleistocene material is a dilluvial loam, present on the slopes of some hills north of Zawid6w. The thickness of loam layer, ranging from 50 cm to a few meters, depends on the slope inclination. Loess and dune sand were 1

Agricultural University ofWroclaw, Institute ofSoil Science and Agricultural Environment Protection

-52-

accumulated in the periglacial con~jtions present during Weichselian ice period, but clear, typical eolic sediments are quite'rare at the.excursion area. General characteristics of soil cover. ~everal varieties of Luvisols and Cambisols developed from loam and silt sediments generally dominate at the area situated south of Zgorzelec and Lubail towns. In the complex with these soils, Gleysols occur in lower positions of the landscape. Gleysols and Fluvisols are also typical soils in the valleys of Neisse, Czerwona Woda, Kwisa and other streams. Cambisols and Podzols developed from massive rocks (granite, gneiss and slate) locally occur in the southern part of the excursion area.

Soil Profile Description -Profile 1 "Zawidow" Location: upper slope of hill in rolling plain, 4km north east of Zawid6w East. geogr.longit.: 15°05'22" North. geogr.1atit.: 51°02'52" Relief: slightly convex slope Elevation: 252m a.s.l. Gradient: 2° Land use: field crops Vegetation: actually not cultivated Geology: deep dilluvialloam on glaciofluvial sand (Pleistocene) Soil unit (Germany): Fahlerde- Pseudogley (LF-SS) Soil unit (Poland): Gleba plowa opadowo-glejowa (IIB3d) Soil unit (FAO-WRB): Eutri-Stagnic Luviso1

Horizon

Depth

Description

Lern)

Ap [Ap]*

0-32

B11tg [Ael-Sw]

32-45

B12tg [Bt-Sd]

45-60

B2tg [Sd]

60-78

2C1g [III Sd-Cv]

78-95

2C2g [III Sd-Cv]

95+

Dark grayish brown (IOYR4/2) silt; medium and coarse SUbar!gular, blocky structure, very firm; slightly moist; medium root density; high_biological activity; abrupt wavy boundary; Pale brown (IOYR6/3) silty- loam with many dark reddish brown (5YR3/4) iron (-manganese) .mottles; fine platy and medium angular structure; clay skins; slightl y moist; low root density; diffuse boundary; stones of glacial origin; Light brownish gray (I OYR6/2) clayey silt with many dark reddish brown (5YR3/4) iron mottles; weak coarse platy and medium angular structure; clay skins; slightly moist; diffuse boundary; stones of glacial origin; Light brownish gray (10YR6/2) silty loam with many dark brown (7.5YR4/~) coarse iron mottles; weak very coarse platy and medium angular blocky structure; clay skins; iron-manganese concretions; slightly moist; distinct boundary; many stones at lower boundary; Strong brown (7.5YR4/6) sandy loam with dark (7.5YR2/0) ironmanganese mottles; massive structure; clay skins; moderately moist; clear wavy boundary; Light gray (7.5Y7/1) sandy loam; massive structure; moderately moist

*German designations of soil horizons in square brack~ts.

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Soil texture and basic chemical properties (Profile No I) Horizon

Depth (cm)

Sand 2-0.05

Ap Blltg Bl2tg B2tg 2Cig 2C2g

0-32 35-45 45-60 60-78 78-95 95+

24.9 27.4 14.5 39.0 65.8 71.3

Horizon Ap Blltg Bl2tg 2Clg 2C2g

Depth (cm) 0-32 35-45 45-60 78-95 95+

pH TOC CaCh (%) 5.02 1.37 5.24 0.36 5.59 0.23 4.04 0.08 3.91 0.07

Silt 0.050.002 69.3 56.7 68.7 46.5 20.4 20.5

Clay <0.002

CEC [mmoL/kg)

5.9 15.9 16.9 15.5 13.9 8.4

97.4 84.7 77.4 n. a. 79.2 57.7

Base saturation [%)

69 80 79 n. a. 60 58

Fe 0 Al 0 Al. 0 +VzFeo (%) Fect Feotct (mg/g) (mg/g) (mg/g) 0.70 1.7 0.43 7.5 5.3 7.5 7.3 0.95 1.3 0.49 4.2 4.1 0.98 1.1 0.32 4.4 2.6 0.58 0.6 0.18 1.7 0.78 0.1 0.08 1.3

Fect - Fe soluble in dithionite-citrate-bicarbonate buffer solution Fe 0 (Al. 0 ) - Fe (Al.) soluble in ammonium oxalate solution (pH 3, in darkness)

II. TUE IZERSKIE MOUNTAINS Location, morphology and climate. The Profiles No 2, 3 and 4 are situated on the area of the Izerskie Mountains, the marginal western part of the Sudeten Mountains. They adjoin the Lausitzer Mountains in the west, and the Izerskie Foreland in the north. The Izerskie Mountains form a widespread and branched orographic system, reflecting the complex geological structure of the massif with granitic central part and the metamorphic frame. Broad and flat ridges with semispherical peaks are the fragments of Old-Tertiary planation surface at the altitude of 9001100 m above s.l. Polish part of the Izerskie Mountains comprises two parallel chains: the northern, lower, Karnienicki Grzbiet and the southern, higher, Wysoki Grzbiet (with the culmination of Wysoka Kopa massif, 1126 m a.s.l.). Climatic conditions are influenced by a number of global and local factors: altitude, orientation of mountain barriers, Iandscape morphology etc. The lowest Ievel of the lzerskie Mountains, at the altitude of 450-600 m a.s.l., is characterized by the mean annual temperature about 6.5°C, while higher Ievel, 600-800 m a.s.l. - about 5.5-6.0°C, and the highest Ievel, above 800 m a.s.l. - only about 4.5°C of mean annual temperature. Mean annual rainfall generally doesn't excess 1200 mm in Swierad6w Zdr6j (500-600 m a.s.l.), whereas on St6g Izerski (1107 m a.s.l.) it reaches 1500 mm and more, with maximumrainfall in July. Geology. Polish part of the Izerskie Mts. belongs to the metamorphic mantle of the Karkonosze Mountains granitic intrusion. Metamorphie rocks are represented mainly by gneiss and mica slates formed generally during the Caledonian orogenesis. Gneiss occurs in a number of types differing in structure and mineral composition with different contents of plagioclase and biotite. Metamorphie slates of the Izerskie Mountains also occur in few different variants. The most typical mica slates (muscovite-sericite-chlorite slates) form the northern frame of the Karnienicki Grzbiet ridge. These gray, silver-gray or green slates are locally enriched with biotite, gamet, tourmahne and cassiterite (tin oxide. Sn0 2 ). The occurrence of vain quartzite

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(particularly in the vicinity of Rozdroi:e Izerskie) as weil as cassiterite and cobalt minerals (vicinity of village Gierczyn) is also connected with the complex of metamorphic rocks. A southem part of the Izerskie Mountains is geologically similar to the Karkonosze massif formed as the Carboniferous intrusion of granite. Typical variety of this gray or pink granite contains quartz, plagioclase, feldspar and biotite, where the feldspar grains (crystals) are often 3-7 cm lang. Quatemary sediments occur generally asthin covers rarely exceeding a thickness of 2m. Fields of rock rubbles (slates or gneiss) on some slopes of the Wysoki Grzbiet and very common dilluvial loam with gneiss or slates fragrnents, as weil as sand and gravel of alluvial terraces represent sediments of Pleistocene age. General characteristics of soil cover. Soils developed from slope covers on massive rocks of the Izerskie Mouniains are generally shallow or .medium deep, skeletic wi.thin soil profile and stony on the surface. Typical soils of the area are skeletic Leptasols and Regosols (in higher positions of slopes), as weil as acidic Cambisols and Podzols. Other soil types occupy only marginal positions: Gleysols and Fluvisols in the Kwisa valky and Histosals in the Izera valley.



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Soil Profile Description - Profile 2 "Rozdroi:e Izerskie" Location: lower part of the slope of Kamienica peak; the Izerskie Mountains East. geogr. longit.: 15°27'06" North. geogr. Iatit.: 50°52'05" Relief: flat slope Elevation: 780 m a.s.l. Gradient: 5.5° Aspect: SSE Land use: forest Vegetation: spruce Geology: gneiss, locally granite-gneiss Soil unit (Germany): Hangpseudogley - Podsol Soil (Polish): Glejobielica wlasciwa (odg6rnie oglejona) Soil (FAO-WRB): Stagnie Podzol

Depth (cm) Description forest litter (moder-like developed mainly from spruce leaves) in 10-0 vaiious stage of decomposition: fresh or slightly decomposed (01, 10-7 cm), partially decomposed (Of, 7-4 cm), weil decomposed matter (Oh, 4-0 cm) 0-5 Light gray (IOYR6/l) sandy silt containing some rock fragments; AEesg [Aeh] strongly humose; crumb structure; slightly moist; medium root density; clear boundary; positive reaction with a,a-dipirydyl; 5-15 Grayish brown (2.5Y5.5/2) sandy loam with fine gneiss fragments; Eesg [Ae] moderately moist; clear boundary; positive reaction with a,adipirydyl; Bhfe 15-37 Dark reddish brown (5YR3/2) sandy silt containing fine gneiss grus; [Bhs] mod.erately humose; slightly moist; gradual boundary Bfeg 37-50 Dark yellowish brown (IOYR3/4) sandy silt medium gravelly; [Bs] slightly moist; diffuse boundary Light olive brown (2.5Y5/2.5) loam very gravelly and stony (gneiss Cg 50+ [sSw-Cv] fragments about 50% of total volume); slightly moist; Soil texture and basic chemical properties (Profile No 2) Horizon 0

Horizon

Depth (cm)

Sand 2-0.05

AEesg Eesg Bhfe Bfeg

0-5 5-15 15-37 37-50 50+

43.6 61.1 48.6 46.1 51.1

____<::g_ . Horizon AEesg Eesg Bhfe Bfeg Cg

Depth (cm) 0-5 5-15 15-37 37-50 50+

pH CaCiz 2.76 3.07 3.20 3.57 3.60

TOC (%) 6.25 1.18 1.96 1.31 0.62

Silt 0.050.002 52.6 31.9 47.6 48.0 37.5 Fect (mg/g) 0.36 0.15 0.93 0.56 0.98

Clay <0.002

CEC [mmolc/kg]

4.0 7.1 3.9 5.8 11.5

192.3 164.3 182.5 144.3 94.8

Feo (mg/g) 0.17 0.09 0.84 0.48 0.63

Feo1d 0.47 0.61 0.91 0.86 0.65

Alo (mg/g) 1.36 0.33 1.07 3.32 1.61

Base Saturation [%] 14 13 14 17 21 AI. 0 +Yzfe 0 (%) 0.14 0.04 0.15 0.36 0.19

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Soil Profile Description -Profile 3 "Swieradow Zdroj" Location: lower part of steep slope of the Przednia Kopa peak; The Izerskie Mountains East. geogr. Iongit.: 15°25'31" North. geogr. latit.: 50°52'20" Relief: slightly convex slope Elevation: 685 m a.s.l. Gradient: 17° Aspect: NNE Land use: forest Vegetation: spruce Geology: gneiss, locally granite-gneiss Soil unit (Germany): Normal Podsol (PPn) Soil (Polish): Gleba bielicowa typowa (IIC2a) Soil (FAO-WRB): Haplic Podzol Horizon 0

AEes [Aeh] Bhfe [Bsh] Bfel [Bhs] Bfe2 [Bs]

c [Cv]

Depth (cm) Description 9-0 forest litter (moder-like developed mainly from spruce leaves) in various stage of decomposition: partially decomposed (Olf, 9-4 cm), weil decomposed matter (Oh, 4-0 cm) 0-12 Dark grayish brown (10YR4/2) sandy silt with bleached mottles; fine, moderately firm subangular structure; slightly moist; low or medium root density; wavy boundary; 12-24 Very dark brown (10YR2/2) sandy silt; fine, moderately firm subangular structure; rich in organic matter; low root density; slightly moisture; gradual boundar_y; 24-36 Yellowish brown (IOYR5/6) sandy silt; fine, slightly firm angular and subangular structure; low root density; slightly moist; clear boundary; 36-68 Dark yellowish brown (10YR3/4) sandy loam; moderately firm subangular structure; low root density; slightly moist; gradual boundary; 68+ Dark yellowish brown (10YR4/5) sandy loarn strongly stony (fragments of gneiss); massive structure; slightly moist

Soil texture and basic chemical properties Horizon

Depth (cm)

Sand 2-0.05

AEes Bhfe Bfe1 Bfe2

0-12 12-24 24-36 36-68 68+

44.7 45.2 44.6 55.8 69.6.

c Horizon

· Depth (cm).

0 AEes Bhfe Bfel Bfe2

c

9-0 0-12 12-24 24-36 36-68 68+

pH CaCh 2.66 2.73 3.30 3.65 3.91 3.96

Silt 0.050.002 46.1 45.1 50.7 37.4 27.8

TOC (%)

39.5 4.72 7.18 3.91 2.70 1.55

Fed (mgfg) 3.19 40.8 25.9 16.7 8.00

Clay <0.002

CEC [mmol,/kg]

9.2 9.6 4.7 6.7 2.8

181.9 246.4 170.1 132.3 100.8

Feo (mgfg)

Feotd

-

0.61 0.91 0.76 0.69 0.64

1.94 37.3 19.7 11.5 5.14

Alo (mg/g)

Base Saturation [%] 12 9 12 15 18 Al.o+Y:zFeo · (%)

-

-

1.09 7.61 10.2 9.30 7.94

0.21 2.63 2.00 1.50 1.05

I

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Soil Profile Description - Profile 4 "Czerniawa" Location: upper part of slope of the Mlynica Hili, the Jzerskie Mountains; above mountain pass between Swierad6w Zdr6j and Czerniawa East. geogr.Iongit.: 15°18'55" North. geogr.Iatit.: 50°54'48" Relief: flat slope Elevation: 650 m a.s.l. Gradient: 8° Aspect: SE Land use: grassland (actually fallow) Geology: mica slates (muscovite-sericite-chlorite) with quartz intrusions Soil unit (Germany): (Eroded) Podsol Soil (Polish): Gleba bielicowa (oglowiona) Soil (FAO-WRB): Haplic Podzol

Horizon Ap [Ap] Bhfe [Bhs] BfeC [Bs-Cv] CR [Cv]

Depth (cm) DescriEtion 0-20 Dark grayish brown (10YR4/2) sandy silt; strongly humose; moderate medium granular structure; fine skelett fragments (slates); slightly moist; high or medium root densi!}'; clear boundary; 20-34 Strang brown (7.5YR5/8) sandy silt; weak fine angular blocky structure; fine and coarse rock fragments (slates); ·slightly moist; diffused boundary; 34-56 Yellowish brown (10YR5/8) sandy silt; over 50% of fine and medium shale fragments; very weak fine angular blocky structilre; slightly moist; clear boundary; Horizontal flat shale fragments with small amount of the weathered 56+ material: dark grayjsh brown (2.5Y5/3) sandy loam

Soil texture and basic chemical properties Horizon

Depth (cm)

Sand 2-0.05

Silt 0.05-0.002

Clay <0.002

CEC [mmolc/kg]

Ap Bhfe BfeC CR

0-20 20-34 34-56 56+

48.9 42.7 48.0 58.6

45.0 53.6 49.1 38.4

6.1 3.7 2.8 2.9

153.1 127.6 105.8 90.7

Horizon

i

Ap Bfe BfeC CR

Depth (cm) 0-20 20-34 34-56 56+

pH CaCh 4.13 4.62 4.20 4.09 :

TOC (%) 5.01 3.37 2.20 1.83

Fect (mgjg) 16.8 27.6 9.44 6.23

Feo (mg/g) 12.2 18.7 5.92 3.28

Feotd 0.73 0.68 0.63 0.53

Alo (mg/g) 5.50 11.9 9.33 4.73

Base Saturation [%] 29 35 22 21 -

Al.o+Y'2Feo (%) 1.16 2.13 1.23 0.64

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III. CONCLUSIONS.

Profile No 1 (Zawidow) represents soils developed under the influence of several processes, e.g. lessivage (leading to the argic horizon developing), water Stagnation (stagnic or gleyic properties) as weil as erosion, leading to the physical degradation of surface soil horizons. Various intensity of these phenomena may results in numerous soil sub-units differing in profile morphology and in physical or chemical properties. Complicated mosaic of soils may be expected therefore in the areas characterized by variable morphology. Precise delimitation of single soil units is highly difficult in these conditions and .the .isolation of "soil associations" is recommended. PodzoÜzation is the dominant soil process in the conditions of the Izerskie Mountains, both on the gneiss and mica - slates. Numerous soil profiles show, however, morphological likeness to the "brown earth" (Cambisols), which results from the Iack of an albic horizon. Unfortunately, such soils are often included into "typical" Podzols (e.g. Haplic Podzols), considering the absence of adequate regulations in systems of soil classification. Significant variability was found in the morphology of discussed profiles (occurrence and thickness of soil horizons), intensity of iron and aluminium displacement, as weil as occurrence of gleyic (stagnic) properties. Strang variability of mountain soils results from geology, slope morphology and slope processes, water conditions, and the·influence of vegetation and land use. A distinction of a "soil associations" in the soil cartography at the mountain areas seems to be reasonable way in reflecting of the true soil cover variability. AKNOWLEDGEMENT Authors would like to acknowledge Prof. J. Marcinek, Prof. A. Kowalkowski, Prof. J. Borkowski, Dr J. Komisarek, Dr A. Karczewska and Dr A. Bogacz for their assistance in profile selection and description, as weil as analyses of soil samples. REFERENCES

1. Arbeitskreis fuer Bodensystematik der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft. 1985. Systematik der Boeden der Bundesrepublik Deutschland, Kurzfassung. Mitteilungen DBG, 44, 1-90.. . . . 2. Berezowska B., Berezowski Z. 1965. Detailed geological map of the Sudety Mountains, Sheet Zawidow- Descriptions. Geological Institute, Warszawa, 1-41. 3. Systematyka Gleb Polski (Classification of Polish Soils). 1989. Rocz. Glebozn., 40, 3-4, 1150 4. Szalamacha J., Szalamacha M. 1971. Detailed geological map of the ~udety Mountains, Sheet Rozdroze Izerskie- Descriptions. Geological Institute, Warszawa, 1-74. 5. World Reference Base for Soil Resources. 1998. FAO World Soil Resources Report No. 84. Rome.

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THE DEVELOPMENT OF SOlL SURVEY METHODS IN PO LAND

Jerzy Marcinek 1 I. INTRODUCTION Soil cover and its spatial variability exist objectively, forrning definite soil bodies that reflect the conditions of the natural environment, that is diverse systems of soil forrning factors (soil parent materials, relief, living organisms, climate, duration of soil forming processes). The description of the soil cover, its classification and projection
1

Agricultural University of Poznan. Depanment of Ameliorative Pedology

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Due to space restraints, in this paper neither the realistic soil classification (Butler 1980), the completeness of the pedological documentation, sampling methods nor the set of the Iabaratory analysis of the soil samples can be evaluated in _detail (Buol et. al. 1989, Butler 1980, FAO 1979, European Soil Bureau 1998). 3. METHODS APPLIED IN THE INITIAL PERIOD OF THE SOlL SURVEY The first small-scale maps of Polish soils on the scale from I : 1 000 000 to I : I 500 000 and based on genetic classification of soils were drawn by S. Miklaszewski (1930) between 1908 and 1917. In his mapping he applied low intensity free survey method. He determined the delineation of the separated mapping units using the method of evaluating the rate of changes in the elements of the natural environment (geology, geomorphology, land configuration, vegetation, water conditions, and the like). Each soil map was accompanied by a diligently drawn up soil report that included not only research methods but also extensive comments on soil properties. 4. SOlL MAPS AT RECONNAISSANCE SCALES Further development of soil mapping research took place during the period between World Wars Land II (1918-!938).1! is impossible to discuss all the materials collected during that period here, and I would like to focus only on some methods of soil survey. In mapping the soils of the Lublin Voivodeship (2.6 mln ha) on a scale of 1:300 000, as base-maps T. Mieczynski (1930, 1931) used topographical maps on the scale of 1:100 000 with contour lines. Before starting his field soil surveys he separated the watershed of the first and second orders; this corresponds approximately with separating soilscapes. He 1ocated soil observations (soil profiles, borings) systematically in carefully planned traverses, usually cutting across watershed lines that had been separated earlier so that the transect crossed the watershed line from eievatians to pediments. The analysis of the environmental elements and the results of soil field surveys enabled him to infer soil delineations and to ,define the structure of the separated soil maps more precisely. The average intensity of observation points per an area unit was 1 per 500 ha. When T. Mieczynski (1931) drew up his semidetailed soil maps (1 :25 000), there was 1 boring per 17 ha, and 1 profile with complete documentation per 100 ha. In detailed soil survey, that is when drawing up soil maps of farms (from 200 to I 000 ha), experimental fields, and the like, he intensified the number of borings from several to a dozen per ha. Between 1926 and 1938 the Department of Soil Science at the University in Poznan conducted soil survey research in order to draw up a map of Wielkopolska soils (2.8 mln ha) on a 1: 100 000 scale (Terlikowski 1958). The soil survey was carried out with topographical maps on a 1:25 000 scale with contour lines. The free survey method was applied in field surveys by precisely locating the Observation point in relation to the geomorphologic landform on the map and other characteristics of the natural environment. On average, there was 1 boring per 100-150 ha. 2-3 profiles were described and analyzed from each separated soil taxonomic unit. A .soil report Iogether with Iabaratory analyses of soil samples was worked out for each map sheet of around 12 000 ha. . Together with the soil mapping works on detailed soil maps on a scale of 1:5000 to 1: 0000 for agriculture, and on a scale of 1:25 000 for forestry were performed. Observation points were located according to a grid system, so there were from 1 to 4 observation points per 1 cm2 of the printed soil map. A complete documentation of 2 profiles was prepared on each soil mapping unit. Since this detailed soil survey defined the structure of the separated

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map units precisely, which could not be performed in smaller scale mapping, these studies were considered as "sample areas" for the studies on smaller scales (Terlikowski 1958). 5. THEMAPOFPOLAND'S SOlLS ATTHE I: 300 000 SCALE After World War li, the soil survey of state farms, forest divisions, experimental stations, etc., at detailed scales (from I : 5 000 to 1 : 25 000) were resumed. At the sametime a project ( 1951) to prepare THE SOlL MAPS OF PO LAND at the scale of 1 : 300 000 for the area of the entire country was approved. Similarly to the soil mapping performed by Mieczynski (1931 ), the topographical maps on a scale of 1:100 000 served as the working maps to prepare this map. All the recognized Polish soil surveyors and soil scientists from universities, branch institutes and the Institute of Cultivation, Fertilization and Soil Science in Pulawy participated in the soil survey. The co-ordinator and the editor-in-chief of these maps was Professor A. Musierowicz (1961). A total number of 80 000 borings were made on an area of 31.2 mln ha, and soil samples from 3 000 profiles were described and analyzed in laboratories. The soil surveyors applied two methods of soil survey: the traverses method, and the free survey method. The smallest delineation unit was 35mm2 on the printed map. On average, there was I observation point per 400 ha. On the basis of earlier soil mapping experience, a tentative genetic classification of Poland's soils was made. This formed the grounds for initiating the soi! survey. As the soil survey developed, the scheme of a soil classification was verified and enriched gradually with new experience. Warkingmeetings of the 5th Commission of the Polish Society of Soil Science, and the excursions of the Polish Society of Soil Science were organized in the field, where the soil classification system was agreed upon. The final version of the system was published as "The Classification System of Polish Soils" (3'd Ed., 1974). The map was printed in 28 sheets and 2 500 copies 6. SOIL-AGRICULTURAL MAPS Another nation-wide state undertaking was the project to work out the soil-agricultural map of Poland (1960). The compilation of this map was based on materials collected during the land capability classification. The land capability classification was carried out between 1956 and 1968 (Witek 1965, 1973). This classification covered 20.3mln ha of agricultural land. During the land capability classification carried out in the field, soil quality classes were delineated on cadastral maps on a 1:5 000 scale. Each delineation was described with symbols, e.g. 1-R m•-3d, which meant: 1- number of the delineation, R- agricultural use of the land, m• - land capability class, 3 - soil parent material, d - soil texture of whole profile. Moreover, each delineation was marked with a block Ietter that referred to the soil type according to "The Natural and Genetic Classification of Polish Soils with Special Emphasis on Cultivated Soils" (1956) and the location point of the described soil profile with analyzed samples. The delineations and mapping units on this map represent land capability classes marked with Roman numerals: I, li, m•, 1v•, V i VI. The remaining symbols were used to justify the evaluation of a given land capability class in this delineation. Since during the land capability classification the soil surveyors also classified soils, described the soil profiles, and even analyzed soil samples taken in the filed in laboratories, it was decided that the material would be used to draw up the soil-agricultural map and the soil map on a smaller scale of 1:25 000. The processes of transforming the maps, and compiling the soil agricultural maps and soil maps are presented in a general outline in Table 3. This was the method applied in order to compile the soil-agricultural maps. and soil maps on a semi-detailed scale of 1:25 000. The soil-agricultural map on a I :25 000 scale was then graphically and spatially generalized to a

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scale of I: I 00 000 and I: 1 000 000. The soil maps included in the original sketch were use to compile soil maps on a scale of 1:500 000 and I: 1 000 000. 7. CONTEMPORARY METHODS OF SOlL SURVEY IN POLAND 7.I.

General information

Research ·on soil-agricultural maps was conducted in the Provincial Offices of Geodesy and Agricultural Management. This was managed and supervised by the Department of Soil Science and Land Protection at the Institute of Cultivation, Fertilization and Soil Science in Pulawy (Witek 1965, 1973) and focused mainly on the optimal transformation of the maps presenting the soil classification of various areas. A uniform soil classification was presented in "The Natural and Genetic C1assification of Polish Soils with Special Emphasis on Cultivated Soils" (Comm. V 1956) was used consistently. Due to this survey, moreextensive research on the methods of soil mapping and the application of the methods of stereoscopic aerial photo interpretation (Bialousz 1977, Carroll et al. 1977, Marcinek et al. 1974), soil classification for soil survey (Butler 1980) as weil as scientific methods of transferring quantitative data from some soils to similar soils were discontinued. 7.2.

Research on the methodology of soil mapping carried out in different scientific institutions

Research on the methodology of soil survey was conducted at several Polish scientific centers, such as the Labaratory of Remote Sensing, SIP at the Warsaw University of Technology headed by Stanislaw Bialousz (Bialousz 1977, Kuznicki et. al. 1979), the Department of Soil Science and Soil Geography at the Jagiellonian University in Cracow headed by Stefan Skiba, and the Department of Ameliorative Pedology of Agricultural University in Poznan and headed by the author of this paper (Marcinek et. al. 1974). Other scientific centers at schools of_ higher education and branch institutes treated this issue marginally; they mapped soil on different scales but not from the point of view of the methodology used in soil survey. Professor St. Bialousz has widely developed the application of remote sensing in soil mapping on different scales, in the studies of thematic maps, arid tried to apply the remote sensing method as an auxiliary method in drawing up soilagricultural maps as weil. He has also developed the computer methods of transforming soil on a wider scale. The Cracow center headed by Professor Stefan Skiba dealt with methods of mapping mountain soils in different conditions, in which they occur in mountain massifs. The Poznan center worked on the application of panchromatic aerial photos and. taken nearly infrared to separate natural soil delineations within soil scaps. This was connected not only with the adjustment of systematized taxonomic soil units to given delineations, but, most importantly, with the definition of new taxonomic soil units relating to natural soil covers. 7.3.

Practical soil survey methods applied in the Polish Lowlands

Methodical soil mapping research was conducted at the Department of Ameliorative Pedology, Poznan. Apart from the systematic application of photo interpretation and the stereoscopic analyses of aerial photographs, attention was drawn to the pedodiversity of soil cover and the possibilities for reflecting this diversity on soil maps. While searching for good soil.mapping techniques, soil mapping performed with the systematic use of aerial photos was brought into focus. Because there may be great discrepancies in that field, table 4 presents the sequences of soi1 survey with the application of this method in the Polish Lowlands. It seems

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clear, that this method makes it possible to draw up maps that really reflect the soil cover; precise, reproducible maps that may be worked out by well-prepared soil surveyors. 8. CONCLUDING REMARKS In comparing soil maps and soil-agricultural maps that exist in Poland, one may notice that soil-agricultural maps are in fact interpretational soil maps. To compare these maps, Figure 1 presents three maps: A. soil-agricu1tural maps drawn up according to the method presented in Table 1, and the soi1 map worked out with the method presented in Table 4. This is a sample area located within the undulating ground moraine of the Vistulian glaciation near Srem, Wielkopolska Lowland. The delineations on these maps are very different from one another. The soil map interpreted from aerial photos taken near infrared, at the approximate scale of 1:7 500 (map B) shows that natural de1ineations that refer to "soil mapping units" that take into consideration the slope and erosional phases. The contours of the complexes of soil suitability for agricultural use are drawn on the soil-agricultural map; these contours are very simplified. That is why the soil-agricultural map can only be used for agricultural purposes. Although there are quite rich soil mapping materials, they cannot fully meet all the requirements for soil maps made by modern society. In order to meet these expectations, the existing soil mapping materials need to be verified, and the possibilities for using existing materials or preparing new maps based on modern methods of soil survey need to be determined. This verificaiion may be carried out by comprehensive soil mapping of adequately chosen sample areas. The verification was presented by the author of this paper in 1993 at a methodological conference, held in Ko!obrzeg, of the representatives of all departments and institutes of soil science in Poland (Marcinek 1993). This paper presents that material once again, but this time in condensed form. Each selected sample area should cover an area from I 000 to 5 000 ha so that a detailed soil mapping can be carried out when applying modern methods (Table 4). Within the delineated and defined soil mapping units on the sample areas, tests of physical, hydropedological, chemical and other soil properlies should be made. The results would enable a quantitative description of soil covers and would make it possible, without making significant errors, to interpolate and extrapolare the test results from some soils that were tested in detail to other soils that were only classified as the same or similar soil units. Sampie areas should include practically all those soilscapes that play a significant roJe in the soil cover of Po land. During the first stage of the research, which covers from ISO 000 to 200 000 ha of arable land, forests and meadows in total, one may identify araund 30 such sample areas over the entire country. The most modern soil mapping (aerial photos, satellite pictures, geostatistics, and the like), hydropedological (soil water retention, infiltration, percolation, filtration, hydraulic conductivity in the unsaturated zone, ground water Ievel, and the like), chemical (organic matter content, clay fraction and its quality, cation exchange capacity, nutrient availability elements and their total content. including microelements and heavy metals, etc.) methods should be applied on the sample areas. The methods should be then adjusted and verified adequately. The results of such research on sample areas should form the basis for a comprehensive quantitative analysis of the Polish soil environment in the context of soil capes, soil catena system. the specificity of natural environments, soil resources, living nature resources, and the like. Any problern relating the soil cover in the natural environment should be evaluated quantitatively by applying the appropriate mathematical simulation models. All soil research institutions in Poland, at Universities, the Polish Academy of Seiences and branch institutes, should take part in the research. The plan of the whole research project, the selection of sample areas and research methods. as weil as the co-ordination of the soil surveys conducted by different institutions, should be the task of a Program Council that would be appointed

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specifically for that purpose. The Program Council would consist of competent experts. The tasks and responsibilities of the Prograin Council would include: 1) the preparation of a detailed research program, research methodology, schedule, and selection of a sample area; 2) the implementation of a uniform taxonomy and soil classification, and their creative development as the research develops; 3) the collection of the representative profiles of soil units that play a significant roJe in the soil cover of Poland; 4) the gradual implementation of mathematical modeling of the soil environment and of their energy flow processes and matter circulation; 5) the supervision of a correct and uniform course of works performed by all field groups. Although riumerous serious soil, chemical-agricultural, biological, and other research has been conducted in different n!search centers in Poland, they do not form a basis for working out greater syntheses with a possibility of their spatial extrapolation. These results form, among other reasons, the fact that in most cases the research is not based on precisely defined soil taxonomic and mapping units. Only objective and quantitative soil taxonomy and classification, and a suitable soil map may form the basis for transferring the research results from one soil.series to the same soil series, or.another similar but precisely defined soil units. REFERENCES Bialousz S. 1977. Fotointerpretacja w kartograjii gleb. Fotoint. Geogr. 12. Buol S. W. , Hole F. D. , Mc Cracken R. J. 1989. Soil Genesis and Classification. (3th Ed.) Iowa St. Univ. Press, Ames. Butler B. E. 1980. Soil Classification for Soil Survey. Clarendon Press, Oxford. Carroll M. D., Evans R., Bendelow V. C. 1977. Air Photo-interpretation for soil mapping. Soil Survey, Tech. Monograph No. 8, Harpenden. Comm. V. Soil Cenesis Ciassification ·and Cartography PSSS. 1956. Naturaland Genetical Classification of Polish Soils with Special Emphasis on Cultivated Soils. (1" Ed.). RNR. 74-D. Warszawa. Comm. V. Soil Genesis Classification and Cartography PSSS. 1974. The Classijication , System ofPolish Soils. Roczn. Glebozn. 25 (1). PWN, Warszawa. Comm. V. Soil Genesis Clasification and Cartography PSSS. 1989. Systematics of Polish Soils. Roczn. Glebozn. 4 (3/4). European Soil Bureau - Scientific Committee. 1998. Georeferenced Soil Datebase for Europe -Manual of Procedures, Version 1.0. Joint Ressarch Centere, European Commission. FAO. Soils Bulletin no. 42.1979. Soil Survey Investigations for Irrigation. Rome. IUNG- Instytut Uprawy Nawozenia i Gleboznawstwa. 1965. Instructionfor compilation of soil-agricultural maps at a scale of.J:5 000 and 1:25 000 and soil-natural maps at a scale of 1:25 000. Min. Roln. Dept. Urza,dzen Rolnych. Warszawa (in Polish). Kuznicki F., Bialousz S., Sklodowski P. 1979. Podstawy gleboznawstwa z elementami kartografii gleb. PWN.·Warszawa. Marcinek J. 1993. Niekt6re kierunki badawcze i dydaktyczne gleboznawstwa wspolczesnego (zarys problemu). Og6lnopolska Konferencja Metodyczna P.T.G. Kolobrzeg. Marcinek J. 1997. Principles of the Polish Soil Classification System. Mitt. Deutschen Bodenkund. Gesallschaft. 84, 277-304. MarcinekJ., Ciemiewski J., Spychalski M. 1974. The Interpretation ofAerial Photographs in Soil Survey. Roczn. Glebozn. 25, 231-240 . .Mieczynski T. 1931. Kr6tki podr~cznik gleboznawstwa. Ks. Roln. Warszawa. Mieczynski T. 1930. Mapa gleb wojew6dztwa Lubelskiego w sk. 1:300 000. Pulawy.

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Miklaszewski S. 1930. Gleby Po/ski. W arszawa. Musierowicz A. (koordynator). 1961. Soil Map of Poland at the scale of 1: 300 000. Wyd. Geologiczne, Warszawa. SeheHing J. 1970. Soil Genesis, Soil Classification and Soil Survey. Geoderma, 4 (3), 165193. Soi1 Survey Division Staff. 1993. Soil Survey Manual. USDA, Handbook No. 18. Terlokowski F. K. 1958. Prace wybrane z dziedziny gleboznawstw, chemii rolnej i nawotenia. PWR i L. Warszawa. Witek T. 1965. Tresi: i metody sporzqdzania map glebowo-rolniczych. PTG, Pulawy-Kielce. Witek T. 1973. Mapy glebowo-rolnicze oraz kierunki ich wykorzystywania. Wyd. IUNG, SeriaP(18). Pulawy.

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Fig. I. Comparison of three maps: A. Soil - agricultural map; B. Soil photo interpretation map and C. Detailed soil map A. Soil - agricultural map (soil suitability for agricultural use)

C. Detailed Soil Map Explanations

Explanations COMPLEXES OF SOlL SUffABILITY FOR AGRICULTURAL USE I - excellent for wheat . 2 - good for wheat 4 - excellent for rye or good for wheat rye 5 - good for rye 6 - weak for rye 7 - very weak for rye GREAT SOlL GROUP A - Brown Forest Podzolic soils Bw - Brown Leached soils D - Typical Black Earth soils SOlL TEXTURE CLASSES pl - sand ps - slightly loamy sand pgl - light loamy sand pgm - loamy sand gl - light loam CONTRASTING PARTICLE SIZE CLASSES AT THE DEPTH OF less than 50 cm 50to IOOcm

A. Brown Forest Podzolic soils (Udalfs) Ale- slightly loamy sand 5- 10% slopes moderately eroded A2 - slightly loamy sand mod. deep (40 - 80 cm) over loam A2c- id. 5- 10% slopes, moderately eroded A3 - loamy sand, mod. deep (40 - 80 cm) over loam A3b - id. 2 - 5 % slopes, slightly eroded A3c - id. 5 - 10 % slopes, moderately eroded A3e - id. 5 - 10 % slopes, severely eroded A4e - silt loam 5 - 8 % slopes, severely eroded D. Typical Black Earth (Typical Endoaquolls) Dl - sandy loam deep to shallow over loam Dz - Browned Black Earth (Typical Endoaquolls) Dzl - sandy loam shallow (<50 cm) over loam N. Cumulic Black Earth (Cumulic Endoaquolls) N2 - loamy sand, moderately deep to deep over loam

Table I : Terminology of soil survey intensity in relation to final mapping scale and kinds of mapping units ')

Kinds of soil survey

Range of scales

A. Very high intensity ( very detailed

Larger than 1:10000

Mostly consociations, some complexes, miscellaneous areas

Soil species (series) and soil texture the whole profiles

B. High intensity (detailed)

1:10000 to 1:25 000

Consociations, complexes; few associations

Soil species (series), few named at the Ievel above the species, soil texture the whole profiles

C. Medium density

1:25 000 to 1:100000

Mostly associations or complexes and undifferentiated groups

Associations of soil species (series); physiographic units (including soil species)

1:100000 to 1:250 000

Association of Great Soil Groups or Subgroups; occasionally individual Great Groups

Mostly associations; some complexes, consociations and undifferentiated groups

(semi-detailed) D. Low density (reconnaissance)

Kind of mapping unit

Typical components of map units

1:250 000 to 1:1000000

Land units of various kinds (preferably including identified Great Soil Groups)

Associations; some concociations and undifferentiated groups

F. Schematic or exploratory

Smaller than 1:1000000

Great Soil Groups (having essentially taxonomic significance)

Associations of Great Soil Groups

Soil Survey Division Staff (1993)

I

'

E. Very low density (schematic to exploratory)

*) FAO Soil Bulletin No. 42 (1979)

...,

a--

I

Table 2 : General indications for sampling density with different intensities of soil survey (systematic soil survey with the use of air-photo interpretation)•

Kinds of soil survey

Scale

Area represented by lcm 2 ofmap,

Density of observations (I obs/2cm 2 of map)

A. Veryhigh intensity

1:5 000 1:10000

ha 0,25 1,0

1/05 ha · 112,0 ha

B. High intensity

1:20 000 1:25 000

4,0 6,25

1/8,0 ha 1112,5 ha

Minimum area on themap (Basic mapping unit) ha 0,5 2,0

8,0 12,5

C. Medium intensity

1:50 000

25,0

1150 ha

50,0

D. Low intensity

1:100000

100,0

1/200 ha

200

E. Verylow intensity

1:250 000

250

1/500 ha

500

•> FAO Soil Bulletin No. 42(1979) Soil Survey Division Staff (1993)

Accuracy of boundaries '.

Position of all boundaries checked through the length on the ground by transecting or traversing. Remotely sensed data are used as. an aid in boundary delineations. Position of almost all boundaries checked throughout the length on the ground and by remotely sensed data Some boundary checking by observation and most by interpretation of remotel y sensed data Almost all boundiuies plotted by interpretation of remotely sensed data and verified by traversing representative areas Almost all boundaries inferred

I

a..

00

I

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Table 3 : The process of compiling map of soil suitability for agricultural use at scale I :25 000 and soil map at the same scale from maps of land capability classification at scale I :5 000 LAND CAPABILITY CLASSIFICATION MAPS I:5 000 as a basic source map for generalisation to "soil map" and "map of soil suitability for agricultural use" STEP I: OFICE PREPARA TION MAPS • verification and re-classification of soil profiles in all delineations • set up new syrnbols for delineations of "soil mapping units" and "complexes of soil agricultural suitability units" STEP 2: ADDITIONAL FIELD STUDIES • check up for boundaries of delineations, symbolization and describe additional soil profiles (4-6 par I 00 ha) STEP 3: FINAL OFFICE WORK • comparison the results of soil checked up in the field (step 2) with results of land capability classification (step I) • final decisions and compiled maps: j, Boundary delineations and symbols of "complexes of soil agricultural suitability mapping units"

j, Boundary delineations and syrnbols of soil mapping units

Graphie and spatial generalization map from scale I:5 000 to scalei:25 000

Taxonomie and Graphie generalization maps from scale I:5 000 to scale I:25 000

j,

Reduce maps to the scale of I:25 000 j,

.-----------------~-----.

Map of soil smtabillty tor agricultural use at scale of I :25 000

,,_--S_o_i~l-m_a_p_a_t-sc-a-le_o_f_I-:2_5__ 00-0--~,

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Table 4: SCHEMEOF THE SEQUENCES OF SOlL SURVEY WITH THE METROD OF PHOTO INTERPRETATION, STEREOSCOPIC ANALISES, AND FJELD STUDIES

A. PRE-SURVEY I. Office. Collect all basic materials: topographical maps, field maps, aerial photographs, mosaic, etc. 2. Field. Preliminary reconnaissance soil survey in the field in order to get a general idea about soil conditions, natural drainage, geomorphology, etc. and to choose the places for sample areas. 3. Office. Choose the method of detailed airphoto interpretation' of the sample area, and perform the interpretation. B. SURVEY.

4. Field. Field work in the sample area. This work is carried out at a higher Ievel of intensity (I: I 0 000). Travers survey is used to locate point of observations. On the map all soil species (series), their phases and their locations in the field have tobe indicated in an accurate and detailed way. The working soil map explanations and the aerial photo-interpretation criteria are further refined. Sampie areas should be mapped in each physiographic unit or broad soil association of the area. 5. Office. Photo-interpretation öf the whole area. · Boundaries established by photointerpretation and field work in the sample area are extrapolated or interpolated, as far as possible, by systematic interpretation of the remaining aerial photographs ofthe area. 6. Field. Soil survey outside the sample area. If good quality aerial photographs are available (photo scale 1: 10 000) and soil boundaries are shown clearl y the number of observations may be reduced to 1 observation on 2 or 4 cm2 of a printed map. One ougerhole to the depth of 1.5 m per 12.5 to 50 ha, and one soil profile with full sampling to the depth of 2 m par 500 ha should be done. Typical components of niap uilits are associations of soil species (series), physiographic units (including identified soil species) and their phases. Mapping units are ·mostly associations, complexes and undifferentiated groups. 7. Field. Reviewall maps for accuracy and final check for symbolisation. Correct all errors. C. POST-SURVEY

8. Office. Group soil profiles and definitions of soil taxonomic units on the higher Ievel (great soil groups) and on the lower Ievel '(species, polypedon). Final definition of soil mapping units. 9. Office. Prepare the soil map and compile all supporting data. On the basis of the soil map and the results of field and Iabaratory investigations prepare the interpretation maps for many different purposes if needed. Write the final soil survey report.

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"The European Soil Bureau and its future activities in Central and Bastern Europe". Luca Montanarella 1

One of the main challenges for European soil science is to bridge the existing gap between the soil information available within the scientific community and the data needs for supporting the policy making process at European Ievel. The main task of the European Soil Bureau (ESB) is to build the necessary interface between the scientific community and the policy making process in order to bridge this gap. The European Soil Information System (EUSIS) is one of the tools developed for this purpose. The EUSIS consists of a geographic dataset, a semantic dataset, a soil profile analytical database, a soil hydraulic parameters database and a knowledge database in a fully integrated geographic information system (GIS) within the European Qeographic Information _!nfrastructure (EGli). It is located at the Joint Research ~entre (JRC), Ispra, ltaly, and is part of the Agriculture and Regional Information S.ystems Unit (ARIS) of the S.pace Applications Institute (SAI). lts aim is the establishment of a common framework at continental scale for the sustainable use of the soil resources in Europe and to provide harmonised soil information relevant to Community policies, its relevant General Directorates (DG's), to the European Environment Agency (EEA) and to concemed Institutions of the EU Member States. 1t allows a number of applications relevant to the Common Agricultural Policy (CAP) and to the Environmental Policy of the European Union. The European Soil Information Systems is a valuable instrument for the application of hydrological models at the European scale, such as the flood simulation model LISFLOOD, which is under development within the Natural Hazards Project of the Space Applications Institute (SAI) of the Joint Research ~entre (JRC), Ispra, Italy, to study floods in Europe. EUSIS is currently the only available trans-national geographic information system for soil data in Europe. Case studies for the flood research activity are carried out in the Meuse and Oder catchments. The LISFLOOD model consists of a catchment water balance model, a catchment flood simulation model, and a highresolution flood inundation simulation model, integrated in a PC-based GIS. Inputs to the LISFLOOD model are meteorological station data (precipitation, temperature, wind, sunshine etc.), digital elevation models, land use maps, and soils data. From EUSIS soil texture maps, soil depth maps, parent material maps, and soil hydraulic data are derived for LISFLOOD. For the Oder catchment a specific soil database at scale 1:250,000 is current1y under development. EUSIS will be extended to cover the New Independent States (NIS) of the former Soviet Union. In close collaboration with the Northem American soil surveys it will be part of the future Northem Circumpolar Soil Database at scale 1:2,500,000. The final coverage including the Mediterranean basin, Europe and Siberia will be fully integrated within a nested system (fig. 1) 1inking on one end to the future World Soil and Terrain Database at scale 1:5,000,000 of FAO; on the other end, to the more detailed information that will be collected for selected priority areas (agricultural 1

EUROPEAN COMMISSION DIRECTORATE GENERAL JRC ·JOINT RESEARCH CENTRE Space Applications Institute Agriculture and Regionalinformation Systems European Seil Bureau TP262 1·21020 lspra (VA), ltaly

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Iands, vulnerable ecosystems, irrigated areas, etc .. ). These areas will have georeferenced data on soil at scales ranging from 1:250,000 for National applications, down to 1:5,000 for local spatial planning and ·precision farming applications. Providing information from the Global to the Local Scale EUSIS - A nested soil information system for Europe ()iffcrtmr scalcs giw answcrs to different qucstious Global assessmentsl Wo~d

J!211 and !!rraln Database

~II

~

geographlcal Qata!lase of !;urope

-~

Figure 1: The nested European Soil Information System (EUSIS).

~ ~

r

Figure 2: Current extension of the 1:1,000,000 scale Soil geographical Database ofEurope. Currently, the European Soi1 Information System (fig. 2) includes only the Central and Eastern European countries not belonging to the forrner Soviet Union (New

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Independent States, NIS). Joining these countries requires a huge effort due to the enormous extension of some of them, namely the Russian Federation. Recent developments, like issues related to the Kyoto process, the newly negotiated annex 5 of UNCCD and other relevant policy areas, urgently require to have a coherent picture of these countries, with soil information comparable with the rest of Europe. Therefore the ESB has started a project of extension of the current EUSIS to cover the NIS including Siberia. As it would be impossible to achieve a coverage at the same Ievel of precision ( 1: 1,000,000 scale ), it has been chosen to generalise the available information at a scale of 1:2,500,000. The main goal is to elaborate the Soil Digital Database for Russia and European NIS at the scale of I :2.5M based on the European Soil Information System standard. The database will be derived from the published Soil Map of the Russian Soviet Federative Socialist Republic (SMR) at the scale of 1:2.5M and manuscripts compiled for each of the European NIS. These manuscripts have been compiled by the Dokuchaev Soil Institute with participation of representatives from numerous national soil research organisations collaborating in editorial panels. The validity of the cartographic materials will be approved by the national competence soil institutions. Attributive database will come from abundant published sources and archives. The digital soil database will fit the geographical scale of 1:2.5M and cover whole territory of the Russian Federation and European NIS, namely Byelorussia, Moldova and Ukraine. The resulting coverage, expected tobe ready by beginning 2001, will be then incorporated into the joint Canada-USA-EU Northem Circumpolar Soil Database that will be finalised by end of 2001.

Acknowledgements The European Soil Bureau is a !arge network of soil science institutions and soil scientists in Europe. I would like to acknowledge their continuing support to the idea of a common focal point for soil information in Europe, the European Soil Bureau.

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I

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93, 75 - 252

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDUCHEN GESELLSCHAFT

Referate der gemeinsamen Tagung der Deutschen und der Amerikanischen Bodenkundlichen Gesellschaft 18. bis 22. September 2000 in Osnabrück

Band 93 2000

(2000)]

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History of German Soil Science by H.-P. Blume, Kiel University, Germany I. Introduttion Soil observations have been recorded throughout Germany since before 1800. The 19'h century saw the description, classification and analyses of soils in laboratories and the investigation of productivity in tield trials. There are two lines of development with two, at least partly different orir,ins: agriculture on the one hand, and geology together with forestry on the other. During the 20'' century a further division into different disciplines of soil science took place. In the interest of brevity I shall say something abmtt some well-known names or schools only. Greater details can be found in Giesecke ( 1929), Mücken hausen, ( 1992), Yaalon ( 1997) and Böhm (1997).

2. Roots and Beginnings 2.1 Agriculturalline Albrecht Thaer ( 1752-1828) is regarded as the founder of a modern German agriculture. His work based on the tield experiments in Möglin (Thaer 1809/12). He further wanted to expand the knowledge of soils, and paid particular attention to progress made in.England (Thaer 1798-1804 ). While hitherto soil had been regarded as something constant, almost unsusceptible to influence by man. Thaer recognized the variability of soils. He recobrnized water potential as an important soil property and developed methods for its determination. He also established b'l'ain size analysis by sieving and elutriation. Together with chemist Heinrich Einhof ( 1778-1808) he developed a soil classification, mainly based on texture and humus content (Thaer 1811 ). His influence led to the foundation of ab'l'icultural academies in Germany, where (mostly in the context of tillage) soil science was also studied and taught. Sprengel ( 1787-1859) joined him as a co-worker, who later ( 1837 in Braunschweig) wrote the first thorough work on soil science in German. Sprengel completed Thaer's soil classification by taking the intluence of different rock into account. His book also contains comprehensive total contents of nutrients in soils. lt describes the necessity of minerals for cultivated plant growth and demonstrates the significance of rock weathering for nutrient release. Of particular importance are Sprengel' s investigations of humus and the composition of humic acid as weil as the negative effect of free humic acids on plant growth. Sprengel demonstrated in 1828 (in Göttingen) that minerals, as opposed .to soil humus, are responsible for plant b'I'Owth. He formulated that "if a plant needs 12 elements for growing, it would never grow when only one of them was missing. 1t would always remain sick when one of the needed minerals is not available in the required quantity". So Sprengel had as the first author oftbis subject formulated the law of'minimum. He stated the theory 12 years before Liebig's works (Böhm 1997). Justus von Liebig (1803-1873) had a formative intluence on agricultural chemistry, along with Th. de Saussure in France (1767-1845) and Humphry Davy in England (1778-1829). Liebig had a strong influence on agriculture around the world through his book Die Chemie in ihrer Anwendung auf' Agrikultur und Physiologie ( 1840), that was published in nine editions and translated into several languages. He proved by experiments that plants need nutrients for growing which they gain from soil or from the air. Liebig formulated more precisely the law of minimum. Therefor he is regarded as the founder of the minerat theory of plant growth, which states that plant production, takes place proportionally to the quantity of soil nutrients and added minerat substances. The significance soil pbysical properties to plant growth had already been emphasized by Thaer ( 181 0/12). Gustav Schübler ( 1787-1834) recognized in 1831 the importance of soil texture for soil water balance, the relationship of soil color on soil temperature and the effects of the gas budget in the soil. Emil Wolff(l818-1896) propagated the determination ofwater capacity in 1857,_and in 1867 L. Schöne constructed an elutriation apparatus for texture analysis (Wahnschaffe 1903). Ewald Wollny (1846-1901) carried out important research on the influence of plant cover on physical soil properties and soil fertility. Additionally, he supported the development of agricultural

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physics by the edition of a scientitic joumal (Forschungen aul dem Gebiet der Agrikulturphysik, 1878-1898). The agricultural line of soil science, interested mainly in cultivated plants, focussed merely on the 20-25 cm thick topsoil layer and the 20-40 cm thick subsoiL Until weil into the 20'h century, there was little interest in the understanding of soil formation. The famous soil scientist Eilhard Mitscherlieh ( 1874-1956) defined suils in his much published book (1905-1950) Bodenkunde für Land- und Furstleute "a~ a mixture u/puwdery solid partie/es, water and air, which lay on the surface und exposed to climatic influences. 77ley could hear vegetation. He stressed that it was irrelevantlo cultivated plants lww the soil where they grew, had geologically had developed: He emphasi:::ed thatthe current physical and chemh:al soil properlies were the only factors relevant for plant growth".

2.2 Geological and Forestry Lines Forestry academies were founded in Germany about 1770. MineralO!,'Y was taught as a subject, encompassing both geology and soil science. In 1830 Johann Hundeshagen ( 1783-1834) published Soil sc1ence in re!ationto agriculture amlfiJrestry primarily for the study of forest soils. This was the first German textbook of soil science. Hundeshagen formulated soil scientific observations and their relationship to land use. Ferdinand Senft ( 1810-1893 ), in his books .,Text hook ofthe orology and pedology for forest people" ( 1847), and .. Text book ofthe fiJrestry geoloJ!Y, pedology and chemistry" ( 1857), offers more knowledge of soil science. Senft's books were not just description and classification of topsoils, but rather, he emphasized that there are layers with different properties. He also described soil protiles up to 2m thick (in a very simple way). From these observations he developed a scheme of the function of forest soil layers: 11Jp.wil J. l.ayer o(fermentation laver ufgerminatiun; in summer: layer ofsoil moisture; in winter: laver ofsoil warmth; in general: ji)()d sture. 2. Humus layer nutrition layer. lhis layer is penetrated by dew and suction roo/s (dew roo/ layer) 3. Raw soil layer · layer of nutrients. lhe taproot provides anchorage and penetrates the soil exallentlv. Suhsoil 4. und 5. c;round soil · medianon luver o{top soi/temperature. Shulltake a pur/ o/lopsoil water ur, v.·hen dt)', will supplv wata. He also describes the processes of weathering. and in later editions he explains its meaning to soil development. Bv 1857 he stressesthat the soils near villages are often morefertile than soils which are situated at gr.:ater distances. Thc opposite was true for soils neighboring smelters or chemical lactories. Albt:rt Fallou·s publications. especially Hudilllc'Jlts uftlw Soil Scienc:e (/857), l'edolugy, ur generuf und .,pecial Soil Sc1encc· (/8{,2). and ( ;rmmd und Soil ufthe Kingdom Saxony (1853/55) described soil properlies similarlv to Sentrs observations But he also claimed an interest in soils as a subject in their 0\\'11 right. He creatcd the h:rlllf>l'dulu;.:y. 1-le delined soils as loose masses o{mineralic and orgrcathering und reorguni::ation at lhe earth 's sur(ace ( 1862). But further delinitions remain vague, and seem not to intluence his soil classitication , which is morc a classi fication üf geologit.:al substrates than of soil texture classes). From a Gennan puint ofview. Senn and Fallou could have prepared the way for the Russian W.W. Dokuchaev (I R-16-1903 j and tör lhe Gennan-American E.W. Hilgard ( 1833-1916) who both recognized thal soib are thc rcsuh of soil forming processes from parent rock under the influence of climntc. topographv. organisms and men (sec also Boulane 1989, p. I 09). With this they created soil ,,,,·11cc as a separak disciplint:. in Gt:nnany. E. Rmnann ( 1851-1926) was substantially involved in th1s process. primarih through his books Fnrc·st!T Soil und Site Science ( 1895), and in several editions of Suii ,V/('J/n' 1 ILl05-lli

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3. Nationaland International Cooperation · The German soil scientists E. Ramann, .F.W. Schucht, and F. Wahnschatte took part in the international congresses at Budapest ( 1909), Stockholm ( 1910),·and Prague ( 1922), which led in 1924, in Rome, to the foundation of the lnternutionul Soi.:iety ofSoil Scl<'ll<.:e (ISSS). E. Raman served as an honorary president (van Baren 1974). From 1912 to 1944 the International Neports of Suil Sciem:e (since 1926 oftlcial Proceedings of ISSS) were published in three languages (English, French and German) in Berlin. In 1926 the Uerman Society ofSoil Science (DGB) was founded as a National Secfilm ofthe ISSS which, in the thirties, had up to 200 members. After World War II the re-establishment of the DBG took place and in 1999 it became a member of the International Union of Soil Science. Today the DBG has more than 2400 members. lt is organized- according to the ISSS - in 8 commissions and several working groups. Their tasks consist in supporting research and teaching by the organization of congresses, excursions and further education. The DBG publishes the .!ournul of Plant Nutrition und Soil Science, and .is involved. in the solutions to social and political issues and problems: The working group Preservation o{Soils has advised the German Parliament in drafting a soil preservutionluw, which, in 1998 came. into power, and in 1999 supplemented by a decree. The working group Soils in SclwoL1· and Further Educutiun helps teachers with advisory services, congresses, further education and the construction of soil teaching paths in order to Iransport soil themes into the lessons. In the years 1966- 1990 in the German Democralic Repuhlic (GOR) a Soil Science Society existed independently. In 1995 the Bundesverbund Boden was founded with the support of the DBG. lt drafts regulations and controlling recommendations for quality control of soils, represents technical and. scientific as weil as juridical interests, and carries out public relation work for soil prevention. 4. Soil Genesis An appreciation ofthe soil forming processes was not always of scientific interest At the beginning of the 20th century Ramann and his coworkers did a Iot of excellent work in their research on chemical weathering processes. In the middle of the 20th century the Austrian Walter Kubiena (1897-1979) tried to understand the effects of soil forming processes in a micro morphological way with the help ofthe micro section technique, partly during histime in Harnburg-Reinheck (Kubiena 1938, 1948). Later, Ernst Schlichting (1923-1988) and his coworkers contributed further to the understanding of quality and quantity of soil organic matter decomposition and humification processes, of clay migration, of podzolation as weil as of redoximorphism by ground water, perched surface water and reduct gases (C~, C02, H2S), and of the formation of sand filled cracks in arid soils (Stahr et al. 1990). The reconstruction was often achieved by. comparing soil horizon properlies with those of rock (= historica1 pedology), as weil as by measuring the soil dynamics in the field and·by carrying out laboratory tests (= experimental pedology). Schlichting and his coworkers also investigated, how much adjoining soils on a Iandscape have intluenced each other, in their genesis by lateral water and element fluxes. Such research is of great practica1 importance for land use. The process identifies where to draw soil association boundaries maps where lateral water and element movements can be predicted, and where watersheds are to be seen as important borders. between soilscapes 5. Soil Mapping and Classification The first soil maps had a geological character in Germany. With the book The geo/ogical Relationships of the North German Alluvial Land, and the making Geologi-agronomical Maps (1870) Albert Orth (1835-1915) prepared the basis for the edition ofthe 1ater geologi-agronomical maps of the Prussian Geologische Landesanstalt at the scale of 1:25000. Other German states including Württemberg and Baden followed.this example. Large to medium-scaled soil maps were drawn only in single cases before 1()50. Jhey were based on a soil classification with genetic approaches after the book Types of Soil Formation, their Ctassification and CTeographically

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Distribution (1914) by the Russian K. Glinka ( 1867-1927) which followed the concept ofzonal and azonal soils. Hermann Stremme ( 1879-1961) from Danzig, in co-operation with many European soil scientists, finished the first soil map of Europe at the scale of 1: I 0 million in 1927. He prepared a soil map ofGermany a scale of I :2.5 million in 1937 (Stremme, in Yaalon & Berkowicz 1998) Since 1950 soil maps have been drawn in the German states by regional departments for geology at a scale of I :25000. Maps at a scale of I: 200000 will soon be finished. Since 1980 soil maps of urban/industrial agglomerations had also been produced. A soil classification on a genetic basis serves as a legend of German soil maps, which is based on the ideas of Waller Kubiena ( 1897-1970), and which was mainly developed under the leadership of Eduard Mückenhausen (1962). Later, the definitions of diagnostic horizons of the US Soil Taxonomy and the legend of the FAO World Soil Map have been adopted and comparability has been achieved (AK Bodensystematik 1998) At the beginning of the thirties an assessment system was developed, which utilized simple soil descriptions to I m depth. Numerical soil evaluations (Buden:::ahlen) were derived from texture, parent rock and morphological conditions, which retlect the productivity of arable land and paslureland as a basis for a fair taxation (Rothkegel 1950). Since the thirties all agricultural soils have been mapped at a scale of 1:5000 following this concept. The results have mostly been digitized, and now are useful for creating small-scaled soil maps, as weil as Iandscape planning and risk assessment for potentially endangered soils. During the period of Gennan separation, the GOR classified soils difTerently. A classification system of soil suhstrates was developed next to a system of soil types (Lieberoth 1982). The first has been adapted as a supplement of the classitication of soil type in a revised edition after the reunification of Germany (AK Bodensystematik 1998).

6. Contributions to Soil Chemistry and Mineralogy By 1896 Albert Orth ( 1835-1915) had precisely described the necessity and technique of liming for agriculturally used soils. ). In 1888 the Dutchman J.M. van BemmeJen (1830-1910) described the recent knowledge on ion exchange by soil colloids and the effects of soil acidity, which he continued to work on until 1910. Based on van Bemmelen's work, the Germans Georg Wiegner (1883-1936) in Zürich and Huber! Kappen (1878-1949) intensively studied the mechanisms and processes ofpH and ion exchange in soils (Bolt, in Yaalon 1997) Paul Schachtschabel ( 1904-1998) has continued such studies since the thirties. He developed in 1943 a simple method for the determination of H-values and the need of lime, which also based on pH (Ca acetate) measurements. Later, he achieved important results in the determination of the contents of plantavailable nutrients in soils. By the thirties he had developed successful experiments for the formation of kaolinite from weathering products of soil minerals (described in papers of Schachtschabel see Scheffer/Schachtschabel 1956) Since the sixties Udo Schwertmann (Weihenstephan) has been internationally recognized for his research related to the genesis and properlies of iron oxides. His work has produced major advances in the identification and characterization of these important pih'lllenting agents in soils and sediments (Bigham 1993 ). Since the end ofthe seventies Wolfgang Zech (Bayreuth) and his coworkers contributed a great ·deal to characterizing soil humus by methods of wet chemistry, NMR-spectroscopy and pyrolysis techniques, which helped to understand humification processes (Fründ et al. 1994) Since the seventies research on the pollution by heavy metals and organic harmful substances has been an importanl sub_; IX!. ln addition to others, Gerhard. Bruemmer ( Bonn) and his l'Oworker:'have contributed important knowledge on bonding mechanisms of polluting substances in soils (Scheffer/Schachtschabel 1998. p. 317-357)

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7. Contributions to Soil Physics First in Gielkn and Trier, a1;d later in Weihenstephan and Müncheberg, soil physicians - partly I(Jllowing American research - have studied the reasons and consequences of water erosion, and ha1·c developcd prevcntion slralcgics (Blume et al. 1996 tT, chapler 6.3 ). I or ab,HJI :?.O y.:ar> Karl-1-kinz Hartge (Hanover) and Rainer Horn (Kiel) have invesligaled with their coworkers processes of aggregate forma.tion. They have carried out measurements of water t..:nsion, water wnlent, soil temperalure and redox potential with a micro sensor lechnique .. They also studied Iogether wilh others subsoil compaction induced by machinery compression and shearing. developed measuring lechniques, and concepts of modeling these processes (Horn et al. 2000). 8. Ecosystem Research Bcmhard Ulrich (Göttingen) and his coworkers were the tirst German soil scientists, who from 1970 lo 1985 Iogether with biologists and climatologists, studied the structure and the energy, water and ekment dynamics of representative foresl ecosystems of the Solling area (Ellenberg et al. 1986). Their sludies not only helped to understand the interactions ofbiotop and bipcenose, but also elucidated the effects of the so-called ucicl ruin on forest ecosystems. In the following years , ecosyslem research centers were founded near the universities of Göttingen, Bayreuth, Kiel, Munich-Weihenstephan and Stuttgart-Hohenheim where soil chemists, soil physicists, biologists, geologisls, meteorologists, toxicologists and some · limnologists · have intensively studied agricultural, forest and water ecosyslems for I 2 years. ·This research has led to very important basic knowledge, and it has helped lo understand the reasons for modem forest damage, groundwater and Iake pollution, by acids under and adjacent to forests, as weil as the impacts of nitrates and pesticides from adjacent agricultural Iands. 9. Literature AK Bodensystematik ( 1998): Systematik der Böden und der bodenbildenden Substrate -Deutschlands. Mitt. Deutsch. Bodenk. Ges. 86, 1-180 . Baren,van F. A, (1974)' The history of the International Society of Soil Science 1924-1974. Bull. ISSS No. 45, 1-18. Amsterdam Bemmelen, van J. ( 1888): Die Absorptionsverbindungen und das Absorptionsvermögen der Ackererde. Landw. Vers. Station35, 69-136 Bemmelen, van J.(1910): Die Absorption. Steinkopff, Dresden Bigham, J. (ed. 1993): Soil color. SSS of America, Madison Blume, H.-P.,-Felix-Henningsen, P., Fischer, W., Frede, H.-G., Horn, R., Stahr, K. (1996 tl): Handbuch der Bodenkunde; ecomed, Landsberg Böhm, W. ( 1997): Biographisches Handbuch zur Geschichte des Pflanzenbaus. K. Saur, München Boulaine, J. ( 1989): Histoire des Pedologues et de Ia Science des Sols. Inst. Nat. de Ia Recherche Agronomique, Paris Ellenberg, H. et al. (1986): Ökosystemforschung-Ergebnisse des Sollingprojektes. Ulmer, · Stuttgart Fallou, F. (1853/55): Die Ackererden des Königreichs Sachsen, geognostisch untersucht und klassifiziert. Schönfeld, Dresden Fallou, F. ( 1857): Anfangsgründe der Bodenkunde. Schönfeld, Dresden Fallou, F. (1862): Pedologie oder Allgemeine und besondere Bodenkunde. Schönfeld, Dresden Fründ, R., Guggenberger, G., Haider, K., Knicker, H., Kögel-Knabner, I., Lüdemann, H., Luster, J., Zech, W. & Spiteller, M. ( 1994 ): Recent advances in the spectroskopic characterization of soil humic substances and their ecological relevance. J. Plant Nutr. & Soil Sei. 157, 175-186 Giesecke, F.( 1929): Geschichtlicher Überblick über die Entwicklung der Bodenkunde bis zur Wende des 20.Jahrhunderts; in E. Blanck (Hrsg.): Handbuch der Bodenlehre, I. Band, 28-86. J. Springer, Berlin Glinka, K. (1914): Die Typen der Bodenbildung, ihre Klassifikation und geographische

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Prediction of Nitrogen Mineralisation - Experiences from Centrat Europe by Kar! Stahr 1

Nitrogen is of growing importance because it is the nutrient of highest demand and often growth limiting and controlling product quality. However, nitrogen is also important because of environmental pollutions through nitrate leaching into groundwater and through ammonia and nitrogen oxide volatilisation, which imbalances atmospheric processes. Last not least it is of economic importance, because of high energy costs for the production and processing of nitrogen fertilizer. In soils there are mainly five nitrogen pools, which are interacting. Tht; more immobile ones are the soil organic matter pool consisting of litter and humus and the mineral fixed nitrogen in clay minerals. The mobile pools are the microbial biomass and the ammonia and nitrate mineral nitrogen pools (Stahr et al., 1994). Mineral nitrogen balances or total nitrogen balances (Lorenz, 1992; Rück, 1994; Yilmaz, 1999) show that mineral fertilization and ~itrogen mineralization are of equal importance for the nitrogen supply of crops, as well as for the definition of hazards through nitrogen transfer from soil into adjacent compartments ofthe ecosystems. Experiences from Central Europe (Stahr, 1979; Mayer, 1989) show that iütrogen stock may vary from about 2.000 kg x ha- 1 up to 25.000 kg x ha- 1 in minerat soils and may rise in organic soils up to more than 50.000 kg x ha- 1• Thereby the reserves.are 20 to I 00 times !arger than the annual plant uptake. The nitrogen stock in a humid temperate region is predictable and is positively correlated with

precipita~ion,

clay amount in soil and influence of ground and

stagnant water, as well as with humus stock. Its negatively correlated with temperature. Landuse has a strong influence on total nitrogen pools, where permanent pasture, forest and arable land have a i-elation of 3 : 2 : I. While the carbon pool has a very simple situation with input of litter fall and output of soil respiration, the nitrogen pool has through many different input and output fluxes a much more complicated dynamic. We observed an annual surplus of

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In order to give better advice to farmers one should know about nitrogen mineralisation. Estimate of nitrogen mineralisation in the field resulted in I % to 5 % of the nitrogen stock in the soils, which is between 150 and 350 kg x ha- 1 and vegetation period. The approach of estimating available nitrogen with chemical extractants is not really successful (Mayer, 1989) In order to give better advice to farmers one should know about nitrogen mineralisation. Estimate of nitrogen mineralisation in the field resulted in I % to 5 % of the nitrogen stock in because chemical extracts are always better correlated with total nitrogen than with nitrogen, which was mobilized by the microorganisms controlled mineralisation (Zöttl, 1958).

1

Universität Hohenheim, Institut flir Bodenkunde und Standortslehre, 70593 Stuttgart

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From the experiences gained, there was a combined method created in order to observe and potentially predict N-mineralisation under agriculture. In spring there is a control of minerat nitrogen in the soil down to a depth of the root-zone in 3 steps of 30 cm. The sametime there is according to Zöttl-approach compare Standford & Smith (1972) the total mineralisable nitrogen estimated in a 6 weeks incubation experiment. In the field every second or third week minerat nitrogen is controlled during the vegetation period. The same time soil samples are taken and exposed in the field in the same depths, where they have been taken with a specially constructed tube, which Ieads into subsoil cavaties. This allows to incubate the soil samples without leaching and plant uptake but at the same climatic conditions to which they naturally would be exposed (Mader, 1988; Stahr et al, 1994). This method has been derived from the older approaches (Eno, 1960; Runge, 1970). The same time soil climate is measured by thermal elements in different depths and water regime is controlled by measuring with TDR and tensiometers. With this equipment total-N-dynamics and net-N-mineralisation has been determined under different conditions on farmland and fallow throughout South-West Germany (Lorenz, 1992; Rück, 1993; Honisch, 1996; Lehmann, 1996; Billen, 1996; Stasch, 1997; Yilmaz, 1998; Turyabahika, 1999; Mickley, 1999). All this analysis showed that soil and plant management have had a strong influence on the course of mineral-nitrogen, whereas climate (temperature and moisture) has an overriding influence on net-N-mineralisation. The first approach to N availability in the field adding to the mineral N stock in spring the potential mineralisation rate and comparing this with the yield of different crops was rather promising (Reinfelder, 1992). In a second approach N-mineralisation was estimated through Iabaratory incubations with changing temperatures and moistures. This trial resulted in an extremely good parabolic estimation of soil mineralisation in a range from 5 - 35° centigrade (Rück, 1993; Honisch, 1996) Abb. I. However, it was soon clear that this estimation must be repeated for every crop, each soil and each year. With a developed model of N-mineralisation there have been simulations run for different soils and crops in order to check N-mineralisation throughout the vegetation period. In cases without fertilisation and tillage activities the course of N-mineralisation measured and simulated have been almost identical with a rather good absolute accuracy. However, where e.g. fertilizer have been applied sequentially or mechanical weeding activities have been undertaken, the overall N-mineralisation was also rather good estimated, but the course was often mistaken by the simulation not realizing immobilisation stages and priming effects. According to our knowledge a mineralisation rate is a function of quality of organic matter, maisture and temperature. These factors are controlled or predictable under our current knowledge. Other factors like oxygen supply, land preparation practices, agronomic interferences through the vegetation period as well as priming effects are not yet controlled sufficiently (Kuzyakov et al., 2000). There is still some work to be done. However, the idea is that we could have Observation points Controlling continuously mineral-N- and net-N-

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mineralisation in agricultural land giving the possibility of interpolating results of nitrogen mineralisation·for the area between and around the fixed observation points.

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Sustainability of soil functions in agroecosystems in Germany with emphasis on soil as environment for soil biota Stefan Schrader 1 and Gabriele Bro112

Recomrnendations and regulations given globally by the Agenda 21 and locally by the German Federal Law on Soil Conservation (BBodSchG 1998) affect farrning practices in arable land and grassland. Both, the Rio declaration and the German law emphasize sustainable land use in order to maintain and improve soil functions. Soil as a limited natural resource has to be used carefully conserving soil functions and soil fertility for the future. The German Federal Law on Soil Conservation (BBodSchG 1998), which came into force on I'' March 1999, requires sustainable maintenance and/or rehabilitation of soil functions, good farming practise as a preventive principle and duties to ward off danger. In Germany about 50 % ( 17.4 106 ha) of the total area is used as area for crop production; out of this area, about 10 % ( 1. 8 I 06 ha) is used as grassland (Chamen et al. 2000). From this point of view, it is important to be aware of the danger of soil degradation and to reduce the intensity of human impact where possible to protect and support soil quality for the future. Soil organisms improve soil quality, e.g. soil structure and soil organic matter quality, properties which are highly responsible for other soil functions like nutrient availability. Thus soil as environment of soil biota has to be taken into account especially in agroecosystems because of high mechanical and chemical anthropogenic impact. Soil biocoenoses and soil as habitat of organisms are different depending on site conditions such as soil moisture and soil texture. Therefore, sustainable land use has to be applied in a way adequate to the specific site conditions. In Germany a Iot of studies are carried out to improve the management taking into account the specific site conditions. One main issue within research on agricultural fields is the comparison between conventional and conservation tillage. Focussing on the mechanical impact in agroecosystems the application of conservation tillage without ploughing instead of conventional tillage (with ploughing) may be one 1

Institute of Zoology. Technical University. Spielmannstr. 8. D-38092 Braunschweig. Gennany. e-mail: st.schrader@tu-bs.de 'Institute ofLandscape Ecology. University ofMünster. Robert-Koch-Str. 26. D-481-l9 Münster. Gennany. e-mail: brollg@uni-muenster.de

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way to improve soil quality. Conservation tillage mainly supports the conditions for soil biota (biodiversity, individual numbers of soil fauna, microbial activity, respiration rate, biomass etc.) and related processes (decomposition, transport of gas and water incl. soluble nutrients etc.) and properties (nutrient availability, soil structure stability etc.). The enhanced burrowing activity of ecosystem engineers like earthworms producing macropores and nutrient rich cast aggregates and the enhanced feeding activiy of microarthropods stimulating microorganisms and decomposition processes are examples of soil biota activity supported by an extensification of management.

In Germany extensification and abandonment in order to reduce nutrients in the soil and nutrient leaclring are becoming more and more important in connection with changing land use. The intensity of extensification varies on arable land as weil as on grassland. Management practices with reduced impact on soil do not effect soil properties of agriculturalland in the same way, the effects are strongly dependiiig on site conditions like the parent material. After abandonment changes in soil are generally faster on arable land than on grassland. The interaction between agroecosystems and areas of the landscape, where human impact is very low, is another topic of research in Germany, for example the function and effects ofbuffer zones between· those different ecosystems. ·

In view of soil biological assessment a Iot of ecotoxicological test systems are already used in connection with the German Federal Law on Soil· Conservation. Moreover, a soil biological classification of sites without human impact, which can be used as reference sites for contaminated ones, is discussed. Another main issue in orcier to get a better understanding of soil assessment is the identification ofindicators for soil quality. Like in the US and other countfies the discussion on soil quality, including the distinction to soil fertility, is still going on (Patze! et al. 2000). · References BBodSchG (1998). Bundes-Bodenschtitzgesetz. Gesetz zum Schutz des Bodens. Bundesgesetzblatt, Teil I, Nr. 16, 502-510. Chamen, W.C.T., L. Alakukku, R Jorge, S. Pires, C. Sommer, G. Spoor, F. Tijnk, P. )Veisskopf and P. van der Linden (2000). Equipment selection and field practices for the control of subsoil compaction - Worlting Group methodologies and data acquisition. In: J. Arvidsson, J.J.H. Van den Akker and R Horn (eds.). Experiences with the impact and prevention of subsoil compaction in the European Comrnunity. Repon 100, Swedish Univ. Agric. Sei., Uppsala, pp. 207-219. Patze!, N., H. Sticherand D.L. KarJen (2000). Soil fertility- phenomenon and concept. J. Plant Nutr. Soil Sei. 163, 129-142.

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Effect of conservation tillage on soil fauna in sandy soils in NE Brandenburg

JOSCHKO, M. 1, WIRTH, S2 , ROGASIK, H 3 , ROGASIK, J. 4, HÖHN, W. 5, FOX, C. 6, BARKUSKY, D 7 , HIEROLD, W. 8, FRIELINGHAUS, M. 9 & PACHOLSKI, A. 10 Introduction

Conservation tillage is known to favour soil animal communities on a variety of soils. However, for sandy soils with highly variable physico-chemical characteristics under dry climatic conditions, only limited knowledge is available about the influences on soil fauna populations. In Northeastern Brandenburg field trials as weil as on-farm research have been undertaken to assess the impact of conservation tillage on earthworm and enchytraeid populations as compared to conventional tillage (SEYFARTH et al., 1999). At one of these field trials located at Lietzen, special emphasis was given towards assessing the spatial distribution of earthworms, particularly the relationship between earthworm numbers and soil characteristics. The contribution of the earthworms to the ecosystem also included the following functional analyses: X-ray computed tomography analysis of the macropore system and bait-lamina tests of feeding activity - an indicator for decomposition potential.

Material and methods

Following harvest in 1996, conservation tillage (heavy tine cultivator, c. 12 cm) was established in one-half of a 74 ha field betonging to the Komturei Lietzen. The other half continued to be conventionally tilled (plow, 20-25 cm). Within this field, 42 plots (2 m x 15m) were permanently installed in 4 transects following the main slope direction (Fig. 1). The plots were monitored regularly for various soil physical, chemical and biological parameters (SEYFARTH et al. , 1999). The soil is a highly variable sandy loam soil: clay content, 4-14 %; organic carbon (Corg), 0.41 0.95 %; pH 4.2 -7.8. The dominant soil types are luvisols. Earthworms were assessed in spring and autumn each year by handsorting a 50 cm x 50 cm x 20 cm soil cube at each plot. Decomposition was measured at 42 plots in spring 2000 with the bait Iamina test after VON TÖRNE. Soil structure at chosen plots was assessed by means of X-ray

comput~d

tomography (ROGASIK et al., 1996), bulk

density and air permeability measurements in 1997 and 1998 (SEYFARTH et al., 1999).

1.2zALF Institute of Primary Production and Microbial Ecology, D-15374 Müncheberg (e-mail mjoschko@,zalj.de) 3 7 · ZALF

Institute of Soil Landscape Research, D-153 74 Müncheberg; 4 lnstitute of Plant Nutrition and Soi1 Science,

Federal Agricultural Research Centre (FAL), D-38116 Braunschweig-Vö1kenrode; '· '· 8ZALF Research Station Agriculture, D-15374 Müncheberg;

6

Agriculture and Agri-Food Canada, Harrow, Ontario, Canada;

Geography and Geoecology, Technical University, D-38106 Braunschweig

10

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~0 Fig. I: Study site Liefzen

Results Conservation tillage affected positively the mean earthworm density which was significantly ipcreased after 3 Yz years. In the studied sciils, conservation tillage favoured the deep burrowing Lumbricus terrestris; whereas, under conventional tillage the earthworm population was comprised

mainly of Aporrectodea caliginosa. Upon detailed analysis in conservation tillage, earthworm nurnbers were increased only on certain plots (Fig. 2) which were characterized also by high clay contents and increased Corg (Fig.3). 160 140 120

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plot Fig. 2: Earthworm numbers in 2 parallel transects in the middle ofthejield; 1996: initia/ state

under conventiona/ tillage; plot 1-10 conventional tillage, plot 11-20 conservation tillage

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Fig. 3: Soil characteristics in 2 paral/eltranse'cts in the middle ofthe jie/d; data fromfa/1 1996; p/otl-10 conventional, p/otll-20 conservation Ii/Iage

Statistically significant correlations were found between earthworms numbers and clay content (Spearman rank correlation coefficient r,= 0.836***) and between earthworm numbers and Corg (r,= 0.875***) and N, (r, = 0.892***). Decomposition (as determined by bait Iamina test) showed increases under conservation tillage on plots that were characterized by high contents of clay and Corg (Fig. 4 ).

The soil physical analysis revealed no differences between conventional and conservation tillage in respect to vertical macropores I Yz year after start of the experiment.

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Fig. 4: Decomposition rates (feeding activity) under conventionaltillage (/eji) compared to conservation tillage (right)

The results presented give evidence for the importance of spatially detailed analyses in soil ecological studies oftillage effects in soils with highly variable properties.

Cooclusioos •

The effect ofconservation tillage on soil fauna (earthworms) in sandy soils under dry climate conditions is dependent on soil characteristics.



Conservation tillage promotes soil biotic activity in heterogeneaus sandy soils especially on "better'' soils



Information about the spatial distribution of soil biotic activity is crucial for understanding underlying processes and the effects of soil biota on soil functions.

Literature

ROGASIK, H., S. KOSZINSKI & 0. WENDROTH (1996): Auswirkungen' differenzierter Bodenbearbeitung auf Bodengefügeeigenschaften in sandigen und sandig-lehmigen Moränenböden. Mitt. Dtsch. Bodenk. Ges. 79,295-298 SEYFARTH, W. et a1.(1999): Bodenökologische und pflanzenbauliche Effekte konservierende• Bodenbearbeitung auf sandigen Böden: C- und N-Verluste und bodenbiologische Aktivität. ZALFBerichte Nr. 39,9-93

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Using Iandscape heterogeneity and history of land use to derive site typical or equilibrium C contents of arable soils

Günther Springob'' and Jürgen Böttcher'

lntroduction. Material. Methods To secure sustainable agricultural production as weil as the ecological functioning of soils, the German law of soil conservation states that 'site-typical' contents of organic carbon (OC) must be maintained. In this context, the present study deals with the problern of establishing the necessary figures in an environment providing soils with considerably different sets of soil fonning factors acting on them. Here, we focus on two main factors: Cultivation history and climate. The parent material is just sand. We collected samples from several hundreds of Ap horizons, mostly from the Fuhrberg weil field (300 km 2, 25 km north of Hannover). Our basic values representthe average of one field but we also performed a number of transect samplings up to 1600 m length, with samples being taken every 20 or 25 meters. Furthersets of samples (again only sands) were taken along a climatic transect rauging from the coastal areas of the moist northwest of Germany to the dryer areas of the eastem parts of north Germany. The samples related to the climatic gradient only include old arable areas which have been under the plough since at least 80 years, most of them much longer. The Fuhrberg samples also include younger cultivated land which was converted to arable land mainly in the last five decades, after being used as grassland, woodland or heathland in the decades and centuries before (most ofthem as grassland). We measured the OC concentrations ofthe Ap horizons (in average 28 cm depth with a mean density of 1.37 g cm·-') and related these to historical land use, soil type, parent material and soil hydrological conditions, as weil as to climatic factors. Organic carbon was determined by dry combustion (Wösthofl), and the data was carefully controlled by another institute, additionally by a moist oxidation and also by including standard samples. To get an idea about the proportiuns of active and non-active OC (OC.,), we also made measurements on soil microbial biomass (fumigation-extraction), nonhydrolysable C (6 M HCI, Paul et al., 1997), total nitrogen and some other properlies as weil as laboratory incubation experiments (OC, N). Here, OC., is assumed not to be significantly involved in gains or Iosses of OC of soils on a time scale of decades (e.g., if land use changes). This definition probably includes more OC than the 'inert' fraction as defined by of Falloon (2000). Quantitatively, it may be closer to the 'inert' amounts derived by Körschens et al. ( 1998) from the zero plots of long-term field experiments, but the philosophy behind it is different (see below). ''Institut fiir Ökologie&Biologie, TU-Berlin, Salzufer 11-12, 10587 Berlin Institut fiir Bodenkunde, Uni Hannover, Herrenhäuser Str. 2, 30419 Hannover

21

email: sprimnje@tu-berlin.de email: boettcher@ifbk.uni-hannover.de

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Results. Discussion. Conclusions Young arable land in the Fuhrberg area has considerably higher OC contents than old arable areas (Fig. I). In average, the function OC vs age Ievels out at about 1.8% OC in the old arable soils. This is much more than the recommended value of about 0.8% OC which can be extracted from functions provided in Körschens et al. (1998, from long-term experiments). The value of 0.8% would be based on the content of fine textured material. It implies the common finding_ that OC increases with clay. As clay is low in our soils (usually below 5%), OC should also be low (0.8%)but obviously is not, not even in old arable areas . Therefore, we had a closer Iook at the old arable land and could identify three characteristic groups of soils with significantly different OC contents, all of them under plough since > I 00 years: (I) Soils in lower areas from terrace sands which had influence of groundwater in the past but which are free of such influence since about 30 years: 2%

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OC in Ap. (2.1) Well-drained upland areas from glacifluvial sands in the south ofthe Fuhrberg weil field, containing a little more weatherable

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and I or 2 % more clay (absolute) than

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terrace sands: I. 7% OC. (2.2) uplands as before, but from the north ofthe weil field (I. I% OC).

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Annuaf rainfaff (mm] Figure 2: Climatic dependence of OC ciJncentrations in upland soils of the north German pleistocene. Contains only soils which had !Jeen ploughed for more than 80. years

To evaluate the absolute values of the average OC concentrations of the three groups of old arable land, which weconsider tobe close to an equilibrium, the climatic function ofFig. 2 is useful. nie value of the Fuhrberg area perfectly fits into the· relationship and thus is considered 'normal'. Nunetheless, the averages uf the Fuhrberg Weil Field (uld arable land ) are fairly high, and there is a considerable increase towards the northwest. To get information about the decomposability and the current intensity of decomposition of the carbon stocks, we measured the microbial biomass in a number of typical Ap horizons and found that the ratio biomass-C vs. total C ·increases with decreasing OC content. Thus it can be cuncluded that the organic material is not involved in a process of enhanced decomposition, at least not currently. Further, the fraction of nonhydrolysable

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C (alier Paul, 1997) is high in these soils whtch also mdtcates a high resistance to decomposition. The samewas revealed in the incubation experiments. Summarizing the findings, we conclude that there are increasing amounts of non-aclive organic matter present in these sandy soils if we progress into the northwest, and these overlay the normal climatic dependence of OC on rainfall ( e.g. Jenny, 1941) The probable explanation for high amounts of OC"' is the combined impact of increasing tendency of podzolation in the moist northwest with a historical land use based on fertilization by compost from plaggen plus manure. The practice is weil documenteJ for the Fuhrberg area. It involved ]arge areas of heathland producing a kind of litter which is r<.:>tstant to decomposition. Besides that, there may be other reasons, e.g. development of OC under moist conditions (groundwater).

General conclusions (I) The currently discussed 'optimal OC contents' from long-terrn experiments, which are based on the clay contents of soils (e.g. Körschens et al., 1998), are not suitable for areas with higher precipitation, e.g. the northwest of Gerrnany. The definition of site-specific OC concentrations must account for the historical land use. Its impact is fairly !arger than that ofthe variable 'clay'. (2) Sandy soils (90% sand and more) may contain a very !arge proportion of non-active ( or "inert") OC which must be accounted for when defining 'site specific' OC contents ofsoils. (3) Modeling the C tumover in such soils (Böttcher and Springob, 2000) must include a much !arger pool of non-active OC than ever expected for sands.

The complete data and functions of this study as weil as a more elaborated interpretation will be published elsewhere.

Literature Böttcher, J., and G. Springob, 2000: A one-pool-model to describe organic carbon balance ofarable soils. Mitteilungen Deutsche Bodenkundliehe Gesellschaft, this issue. Falloon, P, P. Smith, K. Coleman and S. Marshall, 2000: How important is inert organic matter for predictive soil carbon modelling using the Rotharnsted carbon model? Soil Biol. & Biogeochem. 32; 433-436 Jenny, H., 194 I: The nature and properlies of soils. Körschens, M., A. Weigel and E. Schulz, 1998: Tumover of soil organic matter (SOM) and longterrn balances- tools for evaluating sustainable productivity of soils. Journal of Soil Science and Plant nutrition 161, 409-424 Paul, E. A., R.F. Follet, S.W. Leavitt, A. Halverson, G.A. Peterson and D.J. Lyon 1997 Radiocarbon dating for deterrnination of soil organic matter pool sizes and dynamics. Soil Sc. Soc. Am. J. 61, 1058-1067

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Depth distribution of soil organic matter as a tool to evaluate restoration of critical soil functions Alan J. Franzluebbers

Acknowledgement: Appreciation is extended to Steve Knapp, Devin Berry, and Robert Martin for their valuable assistance.

lntroduction

Soil organic matter sustains many key soil functions by providing the energy, substrates, and biological diversity to support biological activity, which affect: 0 aggregation (important for habitat space, oxygen supply, and preventing · soil erosion), 0 infiltration (important for leaching, runcff, and crop water uptake) 0 decomposition (important for nutrient cycling and detoxification of amendments) Lack of residue cover and exposure of soil to high-intensity rainfall results in: 0 poor aggregation 0 reduced plant water availability 0 erosion 0 off-site impacts of Sedimentation and poor water quality My hypothesis is that degree of soil organic matter stratification with depth can be used as an indicator of "soil quality", because surface organic matter is essential to erosion control, water infiltration, and conservation of nutrients. Stratification ratio overcomes the Iimitation that each environmental region has a uniqua · background Ievei of_soil

Soil Organic C (Stratification ratio of surfaceto~ower

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0 . Region Georgia Mean annual precipitation 1250 mm Mean annual temperature 16.5 °C Soil organic C (0-20 cm) 2.1 kg/m2

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2.6 kg/m 2 6.1 kg/m 2 Environment

Figure 1. Soil organic matter stratification under conventional and no tillage in Georgia, Texas, and Alberta/British Columbia. - indicates significance between tillage manag!)ment within an environment at P<0.001.

----------------------------------------------------------------------------------------------------------------USDA-Agricultural Research Servic, 1420 Experimental Station Road, Watkinsville, GA 30677-2373, USA, E-mail: afranz@arches.uga.edu

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organic matter. For example, soils in cold regionsoften contain organic matter Ievels much higher than in warm regions, irrespective of management. The absolute amount of soil organic matter alone would not be useful across regions of whether a particular management strategy were improving soil quality (Fig. 1). My objective was to quantify the effects of soil disturbance on: D soil organic C depth distribution D soil bulk density and porosity D infiltration rate Materials and methods Two sites under -25 years of (mm) r----------------------------, continuous management were 150 selected near Watkinsville, Georgia, USA. Management systems were long-term 100 conventional tillage (CT) with winter small grains and long-term 50 no tillage (NT) with summer/winter double cropping. Soil under CT 0 j had not been tilled for -14 months JFMAMJJASOND prior to sampling, which resulted in Month a consolidated soil that was free Figure ;:. Long-term mean monthly precipitation from recent disturbance. Seils and potential evapotranspiration recorded at a were Cecil sandy loam (fine, nearby weather station. kaolinitic, thermic Typic Kanhapludults). Long-term mea1 annual temperature is 16.5 °C, precipitation is 1250 mm, and potential evapotranspiration is 874 mm (Fig. 2) Mea1 elevation is 230m. I

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Twenty-four soil cores (1~-cm diam, 12-cm deep) were collected within each long-term management system from an arec=, of approximately 3 m2 in January 2000. Polyvinyl ch!oride tubing (15-cm long) was pushed gently into the soil with a hydrau!ic probe. Half of the soil cores from both long-term management systems were sieved (<8 mm), mixed, and mpacked into cores to create a uniform distribution of organic matter. lntacl soil from long-term CT served to separate recent disturbance effects from stratification effects on water infiltration and other soil ~roperties. Seils were incubated in a glasshouse for 13 weeks. Water was applied to each soil core at a rate cf 28 mm within a 10 secend period. The time required for all water to pass through the soil surface was n~corded. Leachate was collected the following day and ana!yzed f:Jr ammonium, nitrate, and phosphate. Soil

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organic C and N and bulk density were determined at depths of 0-1, 1-3, 3-6, and 6-12 cm at 2, 6, and 13 weeks.

Results and discussion Seil organic C was uniform with depth when tilled ( eilher in the short-term or in the Ieng-term), but highly stratified when soil" under Ieng-term NT remained intact (Fig. 3). Seil organic C under Ieng-term NT was nearly double !hat under Ieng-term CT. Stratification ratios were 1.0 with sieving of both soils, 1.4 when intact under Ieng-term CT, and 5.7 when intact under Ieng-term NT.

Soil Orgaric C (g · kg"1) 0

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Figure 3. Soil organic C depth distribution as affected by Iangterm management (CT or NT) and short-term disturbance (sieved or intact).

Seil bulk density was inversely related to soil Soil BUk Density (Mg· m.:~) organic C (Fig. 4). 09 1.2 1.8 1.5 Recent disturbance by ~~~.6~~~--~~~n~--- I sieving alleviated some compaction of the soil -3 stratificaticn Soil under Ieng-term CT at Ratio (lh'l:6-12 cm) 0-12an 0.9 G CTin1a::t 1.63 Depth~ depths below 1 cm. 0.9 0 CTsi- 1.56 (cm) Disturbance by sieving 0.6 .A. NTintEI 1.46 in the soil under Ieng1.0 -9 V NTsi- 1.35 term NT, however, caused greater soil bulk -12 ..__ _...J__ __.J__ _ _L __ ___J density at the soil · surface and lower bulk density at depths of 3-6 Figure 4. Soil bulk density as affected by long-term management (CT or NT) and short-term disturbance (sieved or and 6-12 cm. The intact). higher organic matter content of the soil under Ieng-term NT helped to alieviate more of the compaction at lower soil depths. Stratification ratios of bulk density were nea· 1, except under intact soil under

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Ieng-term NT Infiltration rate during 125 the 13 weeks of 4 CTintact incubation averaged 18 C CTsieved 100 ~ cm · hr·' with intact and sieved soil under IangInfiltration term CT, 26 cm · hr·' Rale with sieved soil under (cm·hr1) 0 Ieng-term NT, and 68 & '
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Summary and conclusions

Tillage of previously stratified soil: D led to uniform distribution of soil organ1c C D reduced soil bulk density and increase:::l water retention, at least initially Greater total soil organic C content: D reduced soil bulk density by 13% D improved water infiltration by 44% Greater stratification of soil organic C content: D reduced soil bulk density by 10% D improved water infiltration nearly 4-fold Stratification ratio of soil organic C could be used as a simple diagnostic tool to identify land management strategies that ca.n restore critical soil functions.

-100Studying Rhizosphere Priming Effects on Soil Carbon Loss Using NaturaJ13C Weixin Cheng Summary:. Rhizosphere processes strongly influence soil organic carbon gain or loss in a variety of ways. Even though total rhizodeposition may account for more than 40% of the dry matter fixed in net primary production, little effort has been made to link rhizosphere processes with soil organic carbon dynamics. 8oth pulse labeling and continuous labeling methods have limitations and have resulted in conflicting experimental results. This study introduces a natural 13 C tracer method for studying rhizosphere priming effects on soil carbon dynamics. · My results indicate that this method works weil for the particular objectives of study on this topic. Plant species and the timing of investigation are found to be the two important factors influencing the outcome of rhizosphere priming effects on soil carbon loss. Introduction Rhizosphere processes play an important role in carbon sequestriltion and nutrient cycling in terrestrial ecosystems (van Veen et al. 1991). However, little effort has been made to link rhizosphere processes with soil processes such as organic matter decomposition. There is conflicting evidence in the Iiterature on the effect of plant roots on soil carbon loss or gain. Roots have been found to have both stimulatory and inhibitory effects on soil organic matter (SOM) decomposition, as compared with soils without the presence of active rhizosphere under similar environmental conditions. The stimulatory effect has often been referred as "priming effect" or "positive priming effect." Whereas, the inhibitory effect has also been called "negative priming effect." Labaratory experiments under controlled ·conditions have shown that when •:c-Jabeled plant material was decomposed in soil planted with rnaize, ryegras8, wheat, or barley, 14C02 release from the soil was reduced compared to bare soil controls (Reid and Goss 1982; Sparling et al. 1982). The authors proposed that this inhibitory effect of living roots on SOM decomposition was due to competition between the roots and the rhizosphere microflora for substrates. In contrast, a stimulatory effect of living roots on SOM decomposition has been reported in other studies (Heia! and Sauerbeck 1987; Cheng and Coleman 1990). The breakdown of soil aggre_gates by growing roots and the stimulation of the rhizosphere microflora were proposed as mechanisrns that resulted in the increased decomposition of SOM. Furtherrnore, other research has shown that SOM decomposition is dependent upon the length of exposure to living roots. In one two-year study, the presence of plants suppressed the decomposition of 14 newly incorporated C-labeled plant material during the first 200 days but stimulated the 14 mineralization of C in the soil during the latter stage when compared to bare soil (Sallih and Bottner 1988). Studies of rhizosphere processes have been restricted by the Iimitation of existing methods. Carbon dioxide released by a system of living roots and soil has three origins: (I) root respiration, (2) microbial respiration utilizing carbon "from live roots (rhizo-microbial respiration), and (3) microbial respiration using original soil carbon. Total rhizosphere respiration is defmed as the sum of root respiration and rhizo-microbial respiration. Carbon used in total rhizosphere respiration is all derived from living plants. Separating original soil carbon from plant carbon has been accomplished by using isotope techniques. Most reported total rhizosphere respiration and original soil carbon decomposition have been quantified by either continuous 14C labeling (e.g., 14 Merckx et al. 1987) or pulse labeling (e.g:, Cheng et al. 1990). . However, both of these C-

.' . ----------------------------------------------------------------------------------------------------------------Environmental Studies, University ofCalifornia, Santa Cruz, CA 95064, USA

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labeling methods have limitations. Continuous 14 C-labeling requires special facilities that are available at only a few places in the world. Also, the continuous 14C labeling method often requires transplanring of seedlings which may have considerable unlabelled food reserves, therefore, requiring some time for all plant parts to become evenly labeled. Because pulse labeling does not uniformly Iabel all plant C, total plant-derived C cannot be separated from soilderived C in a pulse-labeling experiment. Because of the safety issue due to the use of radioactive materials, most 14 C-labelling experiments have been of short duration. A novel, 13 C natural tracer method for measuring total rhizosphere respiration and soil organic carbon decomposition has recently been developed (Cheng 1996). This new method eliminates some of the major limitations of earlier labeling methods and offers a new opportunity for systematic studies of rhizosphere priming effects. The main objective of this study was to investigate the interactions between plant 13 roots and SOM decomposition using the natural C tracer method. Materials and Methods The 13 C natural tracer method (Cheng 1996) was used to separately measure soil-derived C and plant-derived C in the greenhouse experiment by growing C3 plants (spring wheat and soybean) in soils developed under C4-dominated vegetation (Kansas prairie). Surface layer soil (0-20 cm) was obtained from a tallgrass prairie field at the Konza Prairie Long-Term Ecological Research site. Vegetation at this site is dominated by C4 grasses. The ö13 C value ofthe total soil organic carbon is approximately -14.2%o. The soils were sieved (<2 mm), homogenized, and airdried before use. All plants were grown in PVC plastic containers (15 cm ID, 40 cm long). The experimental manipulations included (I) two plant species (Triticum aestivum and Glycine max), and (2) four times of sequential destructive sampling (vegetative, flowering, grain filling, and maturity). A no-plant control treatment was also included in this experiment.. The principle of the 13 C natural tracer method is based on the difference in 13 C: 12 C ratio (reported in Ö13 C values) between plants with C3 versus C4 photosynthesis pathways. C3 plants such as wheat or soybean, are depleted in 13 C and have a mean Ö13 C of -27%o while C4 plants such as sugar cane or com, have a mean Ö13 C of -12%o. The ÖJJC values ofbelowground carbon roughly reflect the original source of plant carbon. The following equation was used to partition soil-derived C4 carbon from plant-derived C3 carbon: C3 = Ct(Ö.-Ö4 )/(Ö3-o4 ); where Ct=C3+C4 and is the total amount of carbon, C3 is the amount of carbon derived from C3 plants, C4 is the amount of carbon derived from C4 soil, ö. is the ()13C value ofthe Ct carbon, o3 is the oBC value ofthe C3 plant carbon, and 04 is the 1)13C value ofthe C4 soil carbon. Analysis of 13C abundance of all samples was carried out using a continuous flow isotope ratio mass spectrometer coupled with an automated C and N combustion analyzer at the Stable Isotope Facility ofthe University of Califomia-Davis. Water loss in each container was determined gravimetrically using a toploading balance. According to the amount ofwater loss, each containerwas watered with deionized water daily to avoid a soil moisture difference between the planted treatment and the no-plant treatment. All containers were sealed at the base of the plant with low melting point Paraffin (m.p. 42°C) to separate the aboveground atmosphere from the belowground (Cheng 1996) two days before C0 2 trapping at each sampling time using the method ofCheng et al. (2000). The integrity ofthe seal was verified by submerging the PVC container in water and checking for gas leaks. SOM decomposition (soil-derived C loss) and rhizosphere respiration (or root-derived C loss) were determined using a method similar to Cheng et al. (2000). Briefly, C0 2 from the belowground system was trapped for 48 hours in a sand column containing NaOH solution, immediately before

-102Ievel of rhizosphere priming effects on soil carbon release was not closely synchronized with RR rate for the .wheat treatment. · 1•

Soll-dorlved •

Rool-derived 1

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Wheal

Flgnre 3. Accumulative soil-derived and root.
Accumulative soil-derived C02 release from the soybean treatment was 309% ofthat from the no-plant treatment, indicating a milch increased soil carbon decomposition rate with the presence of soybean rhizosphere (Fig.3). "11le rhizosphere priming effects for wheat was also very significant (219% of that from noplant). However the degree of rhizosphere priming effects from diffenrent plant species was also indicated (Fig.3). Soybean rhizosphere priming effect was stronger than wheat, even thought total RR was slightly higher for wheat than for soybean treatment.

My· hypothesis is that the stronger rhizosphere ·effect for soybeans is caused by the higher substrate quality of soybean rhizodeposition due to the possibly higher nitrogen content because it is a ·Jeguine plant. As it has been shown, nitrogen-rieb compounds usually produce stronger priming effects than compounds of Jow or no nitrogen (Dalenberg and Jager 1989). My study demonstrated that the natural 13C tracer method can be used for investigating rhizosphere priming effects, with Ionger experimental duration and more sophisticated experimental treatments due to the elimination of Jabeling procedures. A more thorough · discussion of these results will be presented elsewhere. Acknowledgments: This research was supported by a CSREESINRI grant from the United States Department of Agricultui-e (Award # 98-35107-7013). References Chcng, W., D.A. Sims, Y. Luo, D.W. 1ohnson, 1.T. Ball and 1.S. Coleman. 2000. Carbon budgeting in plant-soil mesocosms under elevated C02: locally missing carbon? Global Change Biology 6, 99-110. Cheng W. 1996. Measuremcnt of rbizosphere respiration and organie matter decomposition using natural 13C. Plant and Soil 183, 263-268. Cheng W. and Coleman D. C. 1990a. Effect oflivmg roots on soil organie matter decomposition. Soil Bio!. Biochem. 22,781Cheng W., Coleman D. C., CanOII C. R., and Hoffinan C. A. 1993. In situ measurement of root respiration and soluble carbon concenllations in the rbizosphere. Soil Bio!. Biochem. 25, 1189-1196. , Dalenherg 1.W. and 1ager G. 1989. Priming effect of some organie additions to 14C-labelled soil. Soil Bio!. Biochem. 21, 443Harris D., Porter L. K. and Paul E. A. 1997 Continuous flow isotope ratio mass spectrometry of carbon dioxide trapped as strontium carbonate. Commw. Soil Sei. Plant Anal. 28;747-757. Helal H. M. and Sauerheck D. R. 1987. Direct and indirect influences ofplant roots on organie matter and phosphorus turnover '' in soil. INTECOL Bulletin 15, 49-58. Merckx R.A., Dijkstra A., den Hartog A., and van Veen 1. A. 1987. Production ofroot-derived materials and associated mierobial growth in soil at different nutrient Ievels. Bio!. Fert. Soils 5, 126-132. , Reid 1. B. and Goss M. 1. 1982. Suppression of decomposition of 14C-Iabelled plant roots in the presenee of living roots of maize and perennial ryegrass. 1. .Soil Seience 33, 387-395. ' · Sallih Z. and Bottner P. 1988. Effect ofwheat roots on mineralization rates ofsoil organie matter. Bio!. Fert. Soils 7, 67-70. Sparling G. S., Cheshire M. V., and Mundie C. M. 1982. Effect ofbarley plants on the deeomposition of 14C-labelled soil organie matter. I. Soil Sei. 33,89-100. . Van Veen 1. A., Liljeroth E., Lekkerkerk L.1. A., and Van de Geijn S. C. 1991. Cwbon fluxes in plant-soil systems at elevated atmospberie CO, Ievels. Ecological Applications 1, 175-181. · · ·

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each destructive sampling. co2 trapping efficiency with this system has been found to be greater than 99%. Thus, preferential sorption of 13C02 vs l:ZC0 2 is eliminated. Blanks were included to correct for handling errors. An aliquot of the NaOH solution was analyzed for total C using a TOC Analyzer. The remainder of the trapping solution was mixed with excess SrCI2 and the 1)13C of the precipitate (SrC0 3) analyzed by mass spectrometry (Harris et al. 1997). Soil-derived C0 2 and plant-derived C~ were separated using the nc method described above. Soil-derived C02 was used as a measure of original SOM decomposition. Plant-derived belowground C0 2 was used as the measure of total rhizosphere respiration. Results and Discussion Using the natural 13 C tracer methods, soil-derived C02 was measured separately from root-derived co2 four times during the going season. Initially, similar soil-derived co2 effiux rates were found from all three treatments (Fig. 1), indicating that there was no rhizosphere priming effect happened at the first sampling time. However, the soil-derived C02 effiux rate from the soybean treatment was more than 4 times of that from the no-plant treatment at the second sampling time and onward. The rate from the wheat treatment was more than three times ofthat from the no-plant treatment at the second sampling time and declined significantly after the second sampling. These results indicated that the dynarnics of rhizosphere priming effects through time changed differently for the two planted treatments. No significant rhizosphere priming effect was found at the first sampling. Substantial rhizosphere priming effects happened later. Many published studies of rhizosphere priming effects bad short experimental duration, therefore, might have been too short to detect any significant rhizosphere priming effects. 180

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Days after planting

Flgure 1. Soil-derived CO.. (mg C pot' 1 day'1) under lhree treatments. Substantial rhizospbere priming effects on soil carbon release are sbown aller the flrSI sampling time for both wheat and soybean trealments, with bigher priming cffects with soybean than wheat

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Days afterplanring

Flgure 2. Total rhizospbere respiration (mg C por 1 day' 1) under wheal and soybean trealments. Wheal rhizosphere respiration started at a high rate and declined afterward. Whereas, soybean rhizospbere respiration started at a low rate and increased to mucb bigher rates later.

The dynarnics ·of root-derived C02 effiux rate (rhizosphere respiration) from the soybean treatment during the growing season was very different from the wheat treatment. Soybean rhizosphere respiration (RR) rate was low at the first sampling time and increased to high Ievels later during the growing season. Whereas, wheat rhizosphere respiration rate was the highest at the first sampling time and declined to much lower Ievels later (Fig.2). The high rate of wheat RR at the beginning did not result in a high Ievel of rhizosphere priming effects, indicating that the

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Effect of photosynthesis cycles on rhizosphere respiration and organic matter decomposiÜon, measured with 13C and 14C KuzvAKovYY & CHENo w.' 1. Introduction

Measurement of C0 2 efflux from soil is ·sensitive enough to detect small and actual changes in C turnover, especially for recently altered ecosystems. However, C0 2 efflux from planted soil is masked with root-derived C0 2 that come from root respiration and microbial respiration of exudates and dead roots. Root-derived C02 is not apart of soil C loss, and must be separated from the total C02 efflux. Continuous and pulse labeling with 13 C or 14C, and ·13 c natural abundance method has been used for separating root-derived C02 from soil-derived C02. Kuzyakov & Domanski (2000) reviewed advantages and limitations of these methods in. details. Rhizosphere respiration can contribute from 19% (Warembourg & Paul, 1977) to 80% (Martin & Merckx, 1992) of the total C0 2 efflux from planted soil. This high variation shows that measurements of total soil C0 2 efflux alone are not sufficient to assess the contribution of root-derived C02 to total C02 efflux from soil. Our first objective was to investigate the relationship between plant photosynthesis and rhizosphere respiration using both the 13 C natural.tracer method and a 14 Cpulse labelling method .. Roots can also affect · soil microbial activities by exuding organic substances easily available for microorganisms. and by altering of soil physical and chemical environrnent. This can Iead to either acceleration or retardation of SOM decomposition in the rhizosphere (Heia! & Sauerbeck, 1986; 1989; Bottner et al., 1988; 1991; Mary et al., 1993; Swiimen et al., 1995; Cheng, 1996; Kuzyakov et al., 2001). The second objective was to assess the effect of prolonged nighttime on roots exudates and their influence on SOM decomposition. Some investigations of C02 efflux from soil under natural conditions have shown diurnal pattems (Baldocchi et al. 1986; Kim & Verma 1992) and have attributeditto diurnal soil.temperature changes. Plant photosynthesis has rarely been considered as an important controlling factor for the diurnal fluctuation of soil C0 2 efflux, even though substrate supply for rhizosphere processes is logically controlled by plant photosynthesis. Our last objective was to investigate the diurnal dynamics ofrootderived C02 and its po~sible dependence on Iight-dark cycles.

2. Materials and methods Clay loamy Haplic Chemozem used in the experiment was taken from the Ah horizon of natural Kansas tallgrass' prairie at the Konza Prairie Long-Term Ecological Research site; Kansas; USA. The soil pH was 7.6, Corg = 2.3%, N, = 0.2%. Vegetation at this site has been dominated by C4 grasses for possibly thousands ofyears. The 8 3C value ofthe soil was -14.85±0.19 (SD). Five germinated seedlings of spring wheat, var. Andy (a typical C3 plant) were grown in each pot contained I kg of soil. Each pot was a PWC container with 76 mm in diameter and 190 mm in height, connected two tilbing for air circulation. The plants were grown at a constant (22±0.5°C) day and night temp~rature with light intensity of 800 j.lffiOI m'2 s' 1• Before the Start of light treatrnents (day 31 51) the plants were grown under 12/12 day/night periods. The soil water content of each container was adjusted daily to 80% ofthe aWC. 1 2

Dep. ofEnvironmental Studies, University ofCalifomia- Santa Cruz, Santa Cruz, CA 95064, USA Institute of Soil Science. and Land Evaluation (31 0), University of Hohenheim, D-70599 Stuttgart; GERMANY

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Two day/night settings were investigated. The first setting (comrnon day/night period) had a daylength of 12 hours and a night-length of 12 hours. The second day/night setting (prolonged night) had a day-length of 12 hours and a prolonged night of 60 hours. Two of these cycles were investigated. To compare COz efflux from soil with and without wheat, a treatment of soil without plants was included. A day before labeling, the top of each pot was sealed airtight. Twice daily fresh air was added to compensate Oz consumed by soil microorganisms and roots. The plants were Iabeted with 14 C0 2 on the 31 ' 1 day after germination. The 14C pulse labeling took place I 0 hours for the beginning of the first period with prolonged nighttime. The labeling procedure is described in details by Cheng et al. (1993). During the experiment, the COz evolved from the soil was trapperl in 20 ml of 0.6 M NaOH solution The NaOH trapwas changed every 6 hours during the observation period. The C0 2 trapperl in NaOH 14 were analyzed for total C content, C activity, and B3 C value. Two methods for the partitioning of the total COz efflux from soil in the root-derived and soil-derived parts were used: 13 C natural abundance method and 14 C pulse labeling. For the partitioning ofthe total C0 2 efflux using 13 C natural abundance method we applied the equation described by Cheng (1996). For the calculation of root-derived COz efflux from soil using 14 C pulse labeling the equation described by Kuzyakov et al. (1999, 2001) was used. The soil-derived COz efflux was calculated as the difference between the total COz efflux and the root-derived C0 2 obtained by the 13 C natural abundance method. The data are presented as means of four replicates ± standard deviation (SD). 3. Results and Discussions The total below-ground C0 2 efflux from planted soil was influenced by _ the manipulation of light (Fig. I). "'.i= 3 One day without light Iead to a ~ -~ decrease of below-gro~nd COz efflux .[ compared to the sml-plant-system ~ 2 :=-=-\:----~·----~"--·-·~--~ ~with normal (12/12) day/night period. ~ ~ This difference increased during the 8 second dark period. The total COz "* 1 • efflux from the soil-plant system with >- I .1 'th t 1 ts common day/night period increased from 2.0 to 3.5 mg C kg· 1 h' 1 during 0 ~\ the seven-day observation period. 1 2 3 • "s s Time (daysafter c Iabeling) . During the same period the COz .

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Ftg. I: Total C0 2 effiux from the so1l (±SO) w1th wheat under d1fferent

eff!ux from t~e sml-pl~nt system With light regimes (t. common night with 12 h, t Iong night with 60 h) and from prolonged mght penod decreased a bare soil (*). The dashed Iines are linear fit of the whole observation from 2.0 to I. 7 mg C kg' 1 h- 1• So, at period, the dotted lines arelinear fit for each prolonged dark treatment. The the end of the seventh day the light phases are shown as raised gray columns. treatment with long nights had only half of the total co2 efflux compared to the treatrnent with common day/night period. These results indicated that total below-ground COz eff!ux was closely coupled with above-ground photosynthesis. The COz efflux from unplanted soil is only about 0.4 mg C kg· 1 h' 1 and was stable during the observation period (Fig. 1). The C0 2 efflux from unplanted soil amounts only 12% and 20% ofthe total C0 2 efflux from the planted soil with common and prolonged night period, respectively.

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The total C02 efflux intensity from both planted treatments had clear djurnal dynamics (Fig. 1). During the first darkness treatment period, the C0 2 efflux from the treatment of prolonged darkness showed a similar diumi!l dynamics as the treatment under the regular day/night condition indicating the existence of an endogenaus control mechanism. The use of 13 C natural abundance 1<•1;=================-·-=··-=--:-::.. -:.-:__:::_-c--::-;-J method allows the separation of the. soil-derived and root-derived COz from the soil planted with wheat. ~-:c 3 Soil-derived COz efflux varied -~ between 5% and 50% and was on ü average 25% of total COz efflux .[ from the planted soil (Fig. 2). ~ 2 Therefore 75% of total COz efflux eS was root-derived. Two Iight-on ~ events on the I" and the 4th day Iead ~ 1 to strong increases of total COz / from soil without plant efflux from soil. These increases Iasted about 12 hours. Then the COz 0 efflux intensity dropped to the 6 1 3 2 previous Ievel. Time (day: after the "~ labeling) The difference between the soil- Fig. 2: Separation of total C0 2 efflux from soil with wheat with prolonged derived C0 2 from the planted and dark period (t.) into soil-derived (+) and root-derived C0 2 (as difference), and unplanted soil corresponds to the c_omparison of soil-derived C02 efflux from bare (*) and planted soiL The additional humus mineralization hght phases are shown as ratsed gray columns.

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(priming effect) caused by roots. During the first 3 days the soil-derived C02 from the planted soil was higher than from the unplanted soil (Fig. 2). So the priming effect was positive and amounted to approximately 0.42 mg C kg- 1 h' 1, or 33 kg C ha- 1 day- . The absence of light caused the reduction of exudation and subsequent decrease-ofthe priming effect. It was negative on the fourth day. The Iighton event during the 3'd day Iead to the switch from retardation to acceleration ofhumus decomposition. To observe the respiration dynamics of the recently assimilated C, the p]ant shoots were Iabeted with C02 one day before the beginning of the prolon~ed night phase. The root-derived 4 COz efflux reached the · maximum 6 hours after the labeling (Fig. 3). The first minimum of 14 C02 efflux was _measured at 24 hours after the labehng. At the end of the second day (ca 36 hours) there was a second peak that was Observed regard)ess the [ighting conditions. There were diurnal dynamics of the rhizosphere respiration of recently assimilated c in the common light conditions as

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Fig. 5: Root-derived C02 efflux from recently assimÜated C measured with "c pulse labeling of the shoots under different light regimes (t. common night with 12 h, +lang night with 60 h). The light phases for prolonged dark period are shown as raised gray columns.

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well as in the absence of light. The total amount of root-derived C was higher from the plants without light compared to plants with light (17.3±2.25% and 20.6±0.61% oftotal assimilated C, respectively). 5. Conclusions Root-derived C02 was the dominant component in the total C02 efflux from planted soil (75%). Root-derived C0 2 was very sensitive to changes in photosynthesis. Therefore photosynthesis strongly controls total soil C0 2 efflux. Any factor that affect photosynthesis, or substrate supply to roots and rhizosphere microorganisms, is an important determinant of root-derived co2 efflux, and total co2 efflux from soils. This result encourages the inclusion of photosynthesis as a crucial controlling factor for total co2 efflux in global studies of c cycling in addition to temperature and other abiotic factors. Despite constant day/night temperature, there was a clear diurnal change in the C0 2 efflux from soil planted with wheat. Naturally, the intensity of root-derived C0 2 follows the diurnal dynamics of photosynthesis. However, root-derived C02 also showed a 24-hour diurnal cycle during the prolonged dark period, indicating that the diurnal cycle was also regulated by plant endogenaus mechanisms. Although light was absent for many days, an average positive priming effect of about 0.22 mg C kg" 1 hour" 1 was observed during the whole pbservation period. This value corresponds to about 17 kg C ha· 1 day" 1 of extra mineralization of SOM. Our study with the simultaneously use oftwo tracer methods, shows that both methods produce similar estimation of root-derived co2 efflux. Acknowledgrnents This research was supported by a CSREES/NRI grant from the United States Department of Agriculture (Award # 9835107-7013) and by the German Research Foundation (DFG) in the form of a research fellowship for Y. Kuzyakov. References Baldocchi DD, Verma SB, Matt DR, Anderson DE 1986. Eddy-correlation measurements of carbon dioxide eftlux from the floor ofa deciduous forest. J. Applied Ecology 23,967-975. Bottner P, Sallih Z, Bi lies G 1988. Root activity and carbon metabolism in soils. Bio!. Fert. Soils 7, 71-78. Bottner P, Cortez J, Sallih Z 1991. Effect of living roots on carbon and nitrogen of the soil microbial biomass. British Ecological Society Special Publication I 0, 201-210. 13 Cheng W 1996. Measurement of rhizosphere respiration and organic matter decomposition using natural C. Plant Soil 183, 263-268. Cheng W, Coleman DC, Carroll CR, Hoffman CA 1993. In situ measurement of root respiration and soluble C concentrations in the rhizosphere. Soil Bio!. Biochem. 25, 1189-1196. Helal HM, Sauerbeck D 1986. Effect of plant roots an carbon metabolism of soil microbial biomass. Z. Pflanzenern. Bodenk. 149, 181-188. Helal HM, Sauerbeck D 1989. Carbon Turnover in the Rhizosphere. Z. Pflanzenern. Bodenk. 152,211-216. Kim J, Verma SB 1992. Soil surface C0 2 flux in a Minnesota peatland. Biogeochemistry 18, 37-51. Kuzyakov Y, Domanski G 2000. Carbon input by plants into the soil. Revew. Z. Pflanzenern. Bodenk. 163, 421-431. Kuzyakov Y, Kretzschmar A, Stahr K 1999. Contribution of Lo/ium perenne rhizodeposition to carbon tumover of pasture soil. Plant Soil 213, 127-136. Kuzyakov Y, Ehrensberger H, Stahr K 200 I. Carbon partitioning and below-ground translocation by Lo/ium perenne. Soil Bio!. Biochem. 33, 61-74. Mary B, Fresneau C, More! JL, Mariotti A 1993. C and N cycling during decomposition of root mucilage, roots and glucose in soil. Soil Bio!. Biochem. 25, 1005-1014. Martin JK, Merckx R 1992. The partioning ofphotosynthetically fixed carbon within the rhizosphere ofmature wheat. Soil Bio!. Biochem. 24, 1147-1156. Swinnen J, V an Veen JA, Merckx R 1995. Root decay and turnover of rhizodeposits estimated by 14 C pulse-labelling in field-grown winter wheat and spring barley. Soil Bio!. Biochem. 27, 211-217. Warembourg FR, Paul EA 1977. Seasonaltransfers of assimilated 14 C in grassland: plant production and turnover, soil and plant respiration. Soil Bio!. Biochem. 9. 295-301.

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FIELD AND LABORATORY STUDIES TO QUANTIFY ACTUAL AND LONG-TERM DENITRIFICATION POTENTIAL IN THE SATURATED ZONE OF HYDROMORPHIC SOlLS OF NORTHWEST GERMANY

Reinhard Weil'; Heinrich Höper"; Ozra Mehranfar 1 INTRODUCTION In the saturated zone of hydromorphi<; soils redox conditions are generally favorable for denitrification which is often caused by the presence of fossil organic carbon and reduced sulfur compounds inthe.subsoil. There is growing concern that continuing nitrate input from agricultural sources might exhaust these fossil pools of reductants which might result in increasing groundwater nitnite Ievels in the future. The aim of our study is to quantify the actual and Iangterm denitrification potential in the saturated zone of various hydromorphic soils differing in texture, ground water Ievel and concentrations of organic carbon and reduced sulfur compounds.

Table I: Experimental soils inLower Saxony, Germany. Site Soil Type Land Use Texture

Sampling Date

GW Depth at Sampling (cm) arable · sand 24.03.00 140 Fuhrberg Gleyic Podzol Freistatt Gleyic Podzol pasture loamy sand 29.03.00 110 Markhausen Gleyic Podzol pasture sand 13.04.00 150 Dinklage* Gleyic Podzol arable sand 09.05.00 145 Oldendorf Gleyic Podzol pasture sand 16.06.00 120 Aher Kämpe* Gleyic Fluvisol pasture clayey silt 29.05.00 160 Bühren* Stagnie Fluvisol arable silty clay 29.05.00 250 Schladen* Gleyic Fluvisol arable silty clay 13.06.00 270 Reinshof Gleyic Fluvisol arable silty clay 09.02.00 130 * Site ofthe long-terin soil monitaring program ofthe Lower Saxony Soil Survey (Kieefisch and Kues, 1997) ·

MATERIALSAND METHODS The experimental soils (Table 1) were sampled between 1 and 4 m depth in 10 or 20 cm intervals. Sampies were analyzed for organic C (eiemental analyzer), total and sulfide-S (Combustion S-analyzer). Denitrification capacity was measured in the Iabaratory as follows. Soil slurries of 50 g fresh soil + 40 ml of a test solution were incubatedanaerobically in 115 ml serumbotdes on a horizontal shaker at 25°C for 24 hours. Salutions contained 30 mg N 1·' imd 1 ml acetylene were added per bottle to block the NP reductase. Gas samples were collected automatically after 1, 8 and 16 hours and were subsequently analyzed for Np, C2H2 and C0 2• In the Oldendorf and Reinshof sites, denitrifier N2 and N20 production was measured with an in situ injection-extraction method for water-saturated soils (Weil & Myrold, 1999, Weil et al., 2000). Briefly, this procedure is based on the "N trac~r and acetylene block techniques to detect gaseaus denitrification products. Test solutions containing 15N labeled or unlabeled N03with and without acetylene were applied to the water-saturated soil. Subsequently, soil solution samples were collected during two days and dissoived denitrification products were measured to quantify N 20 production and total denitrification

1 Institut fiir Bodenwissenschaft, Von-Siebold-Str.4, 37075 Göttingen 'NLfB-Bodentechnologisches Institut Bremen, Friedrich-Mißler-Str. 46/50,28211 Bremen.

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Table 2: Total denitrification potentials (DP) per m depth in the saturated zone calculated from the total supplies ofC.,, and sulfide-S'. Average potential denitrification rate per m depth at 30 years mean annual air temperature determined from Iabaratory incubations (values were corrected to field temperature assuming Q10 = 2). Potential Denitrification Site Depth interval DPc.,, DPsuJfido cm J03 kg N m-1 ha-1 kg N m-1 ha-1 Rate kg N m-1 ha-1 a-1 Gleyic Podzols 27 5 Fuhrberg 160-400 9 16 44 140-300 75 Freistatt 1112 60 150-310 77 Markhausen 18 71 140-400 128 Dinklage 1478 31 1805 Oldendorf 100-160 Fluvisols 191 4724 140-250 1394 Aher Kämpe 18 200-320 18 41 Bühren 141 2743 Schiaden 240-340 1588 11046 110-180 196 1471 Reinshof * DPsuifido = 0.61 *Sulfide-S, DPc.,, = 0.93 * C.,,.. Coefficients are derived from molar ratios of SO;:N, (0.71) and C02 :N2 (1.25) ofautotrophic and heterotrophic denitrification. RESUL TS AND DISCUSSION Groundwater tables, concentrations of C.,, and sulfide-S as weil as Iabaratory rates of denitrification capacities ofthe experimental sites are given in Figures 1 - 9. Groundwater tables during sampling in spring or ear1y summer ranged between 110 and 150 cm depth in the Gleyic Podzols, and between 130 and 270 cm depth in the Fluvisols. C.,, concentrations were highly variable with depth in most of the sites and were generally higher in the Fluvisols than in the Gleyic Podzols. In the Fluvisols maximum values occurred in the vicinity of the groundwater table. Below the groundwater table of the Gleyic Podzols, c.,, concentrations were either increasing (Fuhrberg, Dinklage) or decreasing (Freistatt, Markhausen) with depth. Sulfide-S was positively correlated (P > 0.99) with c.,, (log Sulfide-S (mg kg. 1) = -20.5 + 387.0 * log C0, 8 (%), R' = 0.44, n = 202). In situ rates of (N 2+N 2 0)-production at the Reinshof and Oldendorf sites satisfactorily coincided with the denitrification capacities that were measured in the Iabaratory at 25°C and were corrected to field temperature assuming Q10 = 2 (Figs. 5 and 9). We conclude that denitrification capacity is a realistic estimate of denitrification in the shallow groundwater of these soils on condition that NO; is not limiting. In the following, only the Iabaratory data of denitrification capacity are discussed. Denitrification capacity was positively correlated (P > 0.99) with c.,, (DC (~g N kg 1 d" 1) = 11.8 + 134.6 *Co,,(%), R' = 0.56), sulfide-S (log DC(~g N kg· 1 d" 1) = 0.38 + 0.60 * log sulfide-S (mg kg. 1), R' = 0.35), and C0 , 8 + sulfide-S (DC (~g N kg 1 d" 1) = -25.5 + 373.5 * C.,8 (%) + 92.1 * log sulfide-S (mg kg. 1), R' = 0.56). Total denitrification potentials in the saturated zone were estimated by calculating the equilvalent amount ofNO;-N which would be consumed by denitrifiers in case ofcomplete decompositions of the reductants during heterotrophic or autotrophic denitrification (Table 2). Total denitrification potentials of the c.,, (DPc) and sulfide-S (DP 5 ) pools ranged between 16000 and 196000 kg NO,·-N m· 1 and between 5 and 11046 kg N0 3--N m·\ respectively. Averages of potential rates of denitrification (PDR) as calculated from Iabaratory rates of denitrification capacity ranged between 9 and 1805 kg N ha· 1 a· 1 m· 1• PDR was approx. 0.7% ofDPc+ DP5 (PDR = 0.0068 * (DPc + DP 5 ) + 186.0, R' = 0.47, n = 9). The exhaustion ofreductants over time resulting from a given annual No,·-input to the saturated zone can be roughly estimated from the data

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in Table 2 if it is assumed that. (I) denitrification rates are unaffected by decreasing concentrations of reductants and (2) the complete supply of reductants is avaihible to denitrifiers. At an N0 3"-input of 100 kg N ha·' a·' the time until complete consumption of reductants per m soil would vary between 160 years (Freistatt site) and 2070 years (Reinshofsite). Foramore accurate prediction of the· decrease of reductants over time it is necessary to determine the availability of fossil reductants, the input of recent organic carbon (DOC, roots) and the relationship between the concentration of reductants and denitrification capacity. These aspects are currently being investigated (Mehranfar & Well2000, this issue). In theory, the continuing N0 3·-input from agricultural sources into the ground water during the preceding decades should have affected the vertical distribution of fossil reductants in the saturated zone. Because the N0 3·-concentration ofthe ground water decreases during downward transportation, the consumption of reductants would be highest in the upper part of the saturated zone. A hypothetical hydromorphic soil with an initially constant distribution of organic C would thus develop a depletion in the upper part ofthe saturated zone. This should be detectable in soils with initially low or medium Ievels of fossil organic C. For example, an annual N0 3"-input of I 00 kg N ha·' a·' during 30 years would be equivalent to a loss in Co,g of 0.02% m·'. The two Gleyic Podzols with low Ievels of Co,g in the upper part of the saturated zone show a sharp increase of C0 , . -concentrations approx. I m below the ground water table. The differences between average concentrations in the 140 to 240 cm and 240 to 300 cm layers were 0.05% at the Fuhrberg site and 0.03% at the Dinklage site. This could be the result of C0 ,.-consumption during denitrification ofthe preceding N0 3·-input. A further explanation for this vertical pattem would be microbial oxidation of C0 , . with dissolved oxygen in the upper part of the aquifer. lt is also possible that the actual pattem is identical with the initial Co,g distribution. Differences in the organic matter content could then be the result of different Sedimentation phases. In order to prove the hypothesis of Co,g depletion as a result of denitrification we are planning to compare the C0 , . profiles of reference sites located within the same soil unit but with marked differences in Nfertilizing history. · CONCLUSIONS The experimental soils contained varying supplies of fossil organic C and sulfide-S in the saturated zone. Denitrification capacity was present in all of the sites and denitrification rates were positively correlated with Co,g and sulfide-S concentrations. Because fossil organic C and sulfide-S are irreversibly consumed during microbial denitrification a continuing N03"-input would cause a long-term exhaustion of the available reductants. In consequence of this, increasing N0 3·-1evels might occur in the future. Further research" on the microbial availability of fossil reductants, the input of recent organic carbon and the relationship between concentration of re~ ductants and denitrification capacity is necessary in order to predict the exhaustion of reductants over time reliably. REFERENCES Kleefisch B & Kues 1 (eds.) (1997). Das Bodendauerbeobachtungsprogramm von Niedersachsen. Methodik und Ergebnisse. Arbeitshefte Boden 2, 3-122. Mehranfar 0 & Weil R (2000) Lon~-term measurement ofnitrate reduction and sulfate production in anaerobic.soil slurries for determining the sustainability of denitrification potential in the shallow groundwater ofhydromorphic soils. Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft (this issue). Weil R & Myrold DD (1999) Labaratory evaluation ofa new method for in situ measurement of denitrification in water-saturated soils. Soil Bio!. Biochem. 31: 1109 - 1119 Weil R, Augustin 1 & Meyer K (2000) In situ measurement of denitrification and N20 production in the saturated zone ofthree Eutric Histosals and of a Mollic Gleysol. In: Broll G, Merbach W & Pfeiffer EM (eds) Soil ecological processes in wetlands ofGermany (in press).

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Figures 1 - 9: Groundwater tables ( ...Y_ ), concentrations of c.,g (mg C kg· 1 ....[]... ) and of sulfide-S (mg S kg· 1 ~ ), denitrification capacities corrected to field temperature with Q10 = 2 (J.lg N kg· 1 d· 1 - 0 - ), in situ denitrifications rate (J.lg N kg· 1 d· 1 Oldendorf (n = 3) and Reinshof (n = 4) only, hotizontal bars = standard deviation) .

+

- nz~ Lysimeter Studies - A Tool For Monitoring Trace Gas Fluxes (N 20, CH4) from different Soils under the same Climatic Conditions ~md the same Agricult~ral Management Thomas Kamp •, Hubert Steindl and Jean Charles Munch

Introduction Nitrous oxide (N20) contributes to global warming and is involved in the destruction of stratospheric ozone (Crutzen, 1970). About 70% of the total emitted N20 is derived from soils (Bouwman, 1990) and agriculture contributes to 81% of the anthropogenic N20 emissions (Iserman, 1994). Recently a Iot of work has been done to investigate trace gas fluxes from soils (Eichner, 1990) and to evolve strategies to reduce Iosses to the atmosphere. For example, Mosier er al., (1996) suggested the use of nitrification inhibitors mixed with N fertilizers to mitigate N 20 emissions from agriculture. In soils, N20 mainly originates from microbial nitrification and denitrification (Davidson, 1991). And therefpre the production and consumption of N20 depends on various controlling parameters. The main controllers are aeration, water content, temperature, N availability, organic material and others (Granli and Bjjckman, 1994). Apart from that, soil's propensity for generaring and emitting N20 varied with soil physical characteristics. A strong relationship exists between soil texture and denitrification activity (Groffman and Tiedje, 1989). Due to more capillary pores fine-textured soils (clay soils and silty soils) can maintain a higher water content for a Ionger time .than coarsetextured soils (sandy soils). Clay soils can have a higher potential for sustained N 20 formation than sandy soils (Granli and Bjjckman, 1994). Furthermore, N20 can be reduced to N2 when diffusion is slow due to high water content in finetextured soils (Arah er al., 1991). Fine-textured soils seem to emit more N20 than sandy soils, but this tendency can be masked or reversed by other factors (Granli and Bjjckman, 1994), especially climate and soil management practices. Recently, Kamp er al., (1998) showed in a soil warming experiment on a wheat field and a fallow field that N20 and CH. fluxes varied when soil temperature is manipulated due to global warming. Flux rates of trace gases, nitrous oxide and methane, from different soils are hardly to compare when measured only during short periods or even at one single time. Same of the reasons are the differences in the climatic (precipitation, temperature e.g.) and geomorphological (slope, inclination e.g.) conditions at the natural sites. Moreover the differerices in management practices at the natural locations make camparisans in field experiments difficult. Especially with respect to serious changes in the N20 and CH4 fluxes induced by events like freezing and thawing, drying and rewetting, tillage, or fertilization the preconditions at the sites are hardly to control in field experiments. To compare nitrous oxide and methane fluxes from different soils under the same climatic conditions and the same management practices Iysimeter studies with undisturbed soil monoliths were carried out.

Materials and Methods In spring 1995 three sites in southern Germany were choosen representing typical soils of the FAM (Munich Research Network on Agroecosystems) research farm in Scheyern (approximately 40 km north of Munich in the Bavarian tertiary hills). The research farm area is characterized by a broad variety of soils, mainly different Cambisols, partly Gleysols and Vertisols. Annual mean temperature is about 7.4°C and annual mean precipitation is about 833 mm. The first soil 'Kelheim' (KH) was taken near Regensburg, South Bavaria. Annual mean temperature at the sampling site is 8.0°C and mean annual precipitation is 797 mm .. The soil was described as Humic Cambisol. The second soil, called 'Hohenwart' (HW) was identified as a Cumulic Anthrosol. The sampling site is located approximately 15 km north of the F AM research farm. The third soil, 'Scheyern' (SC) is a Mollic Gleysol and was taken from a field of the research farm. All sites were agriculturally used for at least 50 years. Soil physical and chemical properlies are shown in table I. Four replicates of each soil type were taken as undisturbed round monoliths of 2 m height and I m2 surface using a hydraulic system. Installed at ground Ievel in the GSF Lysimeter Station near Munich the monoliths are surrounded by a I hectare agricultural field to obtain micro-climatic 'conditions and to minimize negative effects (temperature, precipitation, wind e.g.) which might occur with isolated installations. The management of the monoliths and the surrounding field is adapted to the practices of the FAM conventional farming system: maize (1996, 1999), winter wheat (1997) and winter barley (1998). In contrary to the common practices no potatoes were cultivated due to the technical possibilities. For gas flux measurements closed chambers (Hutchinson and Mosier, 1981) were fitted to the monoliths. In the first two years chamber~ of 0.3 m of diameter were used and each monolith was equipt with two of these chambers. Afterwards a new chamber type was designed with 1.13 m of diameter enclosing the total surface of one monolith. With both chamber types extention segments could be used to adapt the chambers' height to the growing plants. The chambers

' GSF- Institute of Soil Ecology, D-85758 Neuherberg ",kamp@gsf.de

- 113were installed for gas measurements only and were removed afterwards. The measurements were carried out once a week. Five gas samples were periodically collected fram the chambers' atmosphere within 60 minutes into evacuated 0.1 I glass bottles using a portable vacuum pump system. The concentration of gases in the samples was analyzed by a gaschromatograph with a 63 Ni electron capture detector (ECD) for nitrous oxide and a flame ionization detector (FID) for methane (Loftfield et al., 1997). The calculations of the gas tluxes are described by Flessa et a/. (1995). Measurements were carried out from January 1996 to July 1999. Due to technical installations measurements were interrupted for short periods in July and September 1996 andin March 1998.

Results and Discussion Regarding the effect of climate on trace gas fluxes it is obvious to obtain detailed and exact informations of the wheather during the investigation period, at least of air and soil lernperatme and of precipitation. Forthis reason extensive measurements were carried out. At the investigation site in Munich the annual mean air temperature is about 8.6°C and annual precipitation is about 860 mm. The warmes! months are July and August with daily mean temperatures of l8°C and maximum temperatures of about 40°C at noon. The coldest months are January and February with daily mean temperatures of -3°C and often daily mean temperatures of -l0°C were reached. Although the annual mean soil temperature of the upper soil horizon (0 to 20 cm) is about 9.8°C freezing down to -20 cm (often more) appeares thraughout the winter months. The investigated site is a summer rain region which means that more than 50% of the annual precipitation is falling from May to August. As a result frequent drying and rewetting cycles occur in summer months. Table I. Parameters of the sudied soils

The cumulated flux rates of nilraus oxide were within a range from 1.2 to !Oll mg N 20-N m· 2 for the investigation period (18.01.1996 to 29.07.1999; Fig. 1). On the other Depth Soil N Gravel Texture pH c hand, -3.1 to -289 mg CH4 -C m· 2 were observed. Calcula(cm) (%) (%) (%) horizon ting the flux rates on an annual base the highest nilraus 0-25 0.73 0.07 0 \oamy sand 6.7 Ap oxide emissions were measured with 2.9 kg N 20-N ha·' a 1 25-80 6.7 Bv 0.16 0.02 0 loamy sand and the highest methane uptakes were measured with -0.82 Cv 80-200 6.9 0.02 0 \oamy sand 0.20 kg CH4 -C ha 1 a 1• Within the investigation period high Hohenwart- Cumulic Anthrosol emissions of nitraus oxide were found in all monoliths (May 96, June 97, June 98, June 99) due to N-fertilization N Gravel Texture Dcplh Soil c pH (%) (cm) horizon (%) (%) '(Ciayton et al., 1994) and tillage (Staley et al., 1990). However, high short term peaks due to freeze-thaw (Christensen 7.2 0-30 1.44 0.14 13.2 loamy sand Ap and Tiedje, 1990) were occasionally observed. Formerly re30-70 13.2 0.98 0.10 loamy sand 6.5 M 70-100 21.7 Bvl 0.04 loamy sand 0.29 5.6 sults measured at the FAM research farm indicate that up to 100-200 0.08 5.8 Bv2 57.3 clay Joam 0.02 50% of the annual N2 0 emissions occurred in winter months due to freeze-thaw cycles (Hantschel et al., 1995; Scheyem - Mollic Gleysol Flessa er al., 1995; Kamp er al., 1998). In contrast, despite Depth Soil N Gravel Texture pH c of occasionally frazen soils the present measurements at the (cm) (%) (%) (%) horizon Iysimeter station in Munich only showed little N20 fluxes. loamy silt 0-38 1.40 0.16 6.0 Ap We calculated approximately 6% of the annual Iosses for 38-90 0.06 Sw 0.35 loamysilt 5.9 the winter period (December to March) whereas in spring 6.0 90-200 0.25 Sd 0.04 \oamy silt (March to June) 31 to 48% andin summer months (June to September) 36% to 54% appeared. Up to now we do not have any idea what causes the different winter results measured at the research farm or the Iysimeter station, respectively. Nevertheless, in accordance with formerly results (Flessa et al., 1995; 1998a; 1998b; Kamp et al., 1998) the highest uptakes of methane were observed in summer months (latter not shown) when soils were dry and aeration was higher than in winter. However, flux rates of both nitrous oxide and methane varied between the four replicates of each soil type. For nitrous oxide variations of 25 to 99% CV and for methane variations of 13 to 40% CV within one soil type were found. The highest variations were found at 'Kelheim' for N20 and for CH4 . Furthermore, KH 1 and KH2 occasionally showed uptake of N2 0 into the system. This finding has not been reported very often (Bouwman, 1990). We assume that these results occurred due to very low flux rates and the detection Iimit of the gaschramatographical system, respectively. On the other hand occasionally we found CH4 emissions fram the soil into the atmosphere at HW 1, showing that the production of methane surpassed the oxidation rate. Usually this is weil known fram saturated soils, e.g. wetlands, rice paddies (Bronson and Mosier, 1991) or mires (Flessa et al., 1998a). Andin fact, often the soil maisture of HW1 was very high, occasionally with saturated conditions in the upper horizon. We assume that there exist a clay accumulation at HW 1 leading to stagnent water. Furthermore, we guess that the little metharre uptake of the other 'Hohen wart' soils is due to temporarily anaerobic conditions as weil which is justified in the high clay content. Nevertheless, differences between the three investigated soils were significant and unequivocal pattem of ernmissans and uptakes have been found (Fig. 1). The sandy and well aereted 'Kelheim' soil emitted approximately 10% of nilraus 1 oxide (0.28±0.28 kg N 20-N ha 1 a 1) of that of the heavy and loamy 'Hohenwart' soil (2.0±0.6 kg N20-N ha 1 a ). Whereas the emissions of nilraus oxide from the 'Scheyern' soil was in a range of 1.5±0.4 kg N20-N ha 1 a 1• On the Kelheim- Humic Cambisol

-114other hand, the uptake of methane into the 'Kelheim' soil was 0.59±0.24 kg CH,-C ha 1 a 1 - approximately seven times higher than the 'Hohenwart' soil (0.13±0.04 kg CH,-C ha 1 a 1). And again, the uptake of the 'Scheyern' soil varied between these two rates (0.32±0.04 kg CH,-C ha 1 a 1). ·

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Figure l. Cumulated flux rates of nitrous oxide and methane of the four soil monoliths 'Kelheim', 'Hoh!!nwart' and 'Scheyem' as calculated from 18.01.1996 to 29.07.1999 (Note different scaling of y-axes).

Table 2. Overall flux rates of nitrous oxide and methane and Global Warming Potential (GWP) of the studied soils, calculated as COrequivalents: after IPCC (1996): N20 = 310 C02, CH 4 = 21 C02 (mean = mean value, stdv. = standard deviation; investigation pewriOO 18.01.1996 to 29.07.1999)

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CH, Eg_Q!~

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1.7

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0.60

-0.41

293.5

-11.5

282

Kelheim 3

0.10

-0.78

49.8

-21.8

28

Kelheim 4

0.42

-0.37

204.6

-10.2

194

Hohenwart I Hohenwart 2

1.88

-0.09

915.8

-2.5

913

1.73

'·0.18

844.3

-5.0

829

Hohenwart 3

2.86

·0.10

1395.5

-2.8

1393

Hohenwart 4

1.44

·0.14

703.6

-3.9

700

Scheyem I

1.89

·0.35

920.3

-9.8

911

Scheyern 2

1.63

·0.32

796.1

-8.9

787

Scheyern 3

0.98

·0.26

478.9

·7.3

472

Scheyern 4

1.62

·0.36

791.5

-10.0

782

N,o

N,O

CH, (N,O+CH,) mean GWP (CQ,-eguivalents kg CQ, ha·' a·'l

stdv.

121

142

961

301

738

187

Bouwman (1990) gave a total ninge of -0.6 to 41.8 kg N 20-N ha 1 a" 1 for mineral soils. Therefore it seems, that the present soils do not emitt a Iot of N 20. However, recently Kaiser (2000) summarized nitrous oxide emissions from 99 ara1 1 ble soils from six Iang-term field experiments in Germany and found a range of 0.5 to 16.8 kg N 20-N ha a (for the years 1992 to 1997), whereas the largest part of the investigated soils emitted 1 to 5 kg N 20-N ha" 1 a" 1• Furthermore, field measurements were performed from 1994 to 1996 injust that field where the 'Scheyern' soil monoliths were taken from. There the annual tlux rates ranged from 3 to 5 kg N 20-N ha 1 a 1 and from -0.7 to -1.0 kg CH 4-C ha" 1 a" 1 (Kamp et al., 1998). Considering the discriminating climate and practices between the research farm and the Iysimeter station the present results correspond very weil with the findings mentioned above. We assume that the higher ernissans of nitrous oxide from 'Hohenwart' and 'Scheyern' in cantrast to 'Kelheim' might also be justified due to higher N contents in the Ap horizons (0.14% N and 0.16% N compared to 0.07% N; Tab. 1). Because all monoliths were fertilized at the same time with the same amounts of N this Ieads to the assumption that nitrous oxide emissions might be caused more by N mineralization than by fertilization. Unfortunately we have less data of nitrate leaching and of nitrate content of soils and plants up to now. Tracerexperiments determined a percolation rate of 1.5 to 2.5 years for the soil monoliths. This means that translocation of N fertilizer in the run out might just be visible in the far future.·Furthermore, sampling of soil probes is possible during tillage only due to the undisturbed character of the monoliths. However, up to now we did not find higher nilrate contents in the leachate of the 'Kelheim' soil

-115compared to the others. In contrary, nilrate concentrations of the Bohenwart' leachate were approximately three times higher than of the 'Kelheim' soil. Moreover, nilrate concentrations from 'Kelheim' were quite the same as from 'Scheyern' (data not shown). In the future missing N data from plants and soils must be worked out to come to aN balance of the total monoliths, and to answer the question if the fertilizer N of 'Kelheim' is immobilized in deeper horizons or reduced to N2 . Recently, Flessa et al., (1998b) compared the flux rates from two arable sites in northern and southern Germany. Although a similar management practice was used (intensive/extensiveN fertilizer, winter wheat) they found differences of 24% for N20 and 30% for CH4 . Flesser et al. suggest that the findings were due to different rainfall (amount and temporal distribution) and due to a different gas diffusion rate of the compared soils. Furthermore, after scrutinizing N20 emissions from 99 sites in Germany, Kaiser (2000) emphazises that there was no significant relationship between annual N20 emissions and the respective N fertilization rate. He Ieads to the conclusion, that the site effect on N20 emission is more important than the effect of N fertilization. Nevertheless, one aim of the investigations was to compare the global warming potential of the studied soils. Therefore we calculated the C0 2 -equivalents of the measured nitrous oxide and methane flux rates using the findings of the IPCC (1996). Following the idea that nitrous oxide corresponds to 310 C0 2 and methane corresponds to 21 C0 2 the atmosphericalload increases in the order 'Kelheim' << 'Scheyern' < Bohenwart' (Tab. 2). This means that the pollution of the atmosphere from Bohenwart' and 'Scheyern' is 8 times and 6 times higher than from 'Kelheim' when cultivated at the same climatic conditions and the same management practices. Up to now we do not have reliable informations concerning the yield of the cultivated crops and the possible pollution of drinking water with nitrate. Therefore we can not give recommendations for management practices in the field which have to take in account a multitude of ecological and economical factors.

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-116-

OPERATIONS FOR PRECISION AGRICULTURE Jutta Rogasik, Silvia Haneklaus, Kerstin Panten, Ute Funder and Ewald Schnug 1

Introduction

To protect the natural resources soil, energy, water, and air when managing agricultural systems requires the responsible use of inputs. This implies the examination of the complex interactions between variation of soil characteristics and crop productivity which can then be transferred into efficient decision making strategies for variable rate fertilizer applications. It was the aim of this contribution to evaluate the multivariate interactions between soil fertility parameters and crop yield and to use this knowledge for maximizing the profitability whilst maintaining agricultural and environmental sustainability.

Experimental data base

The results presented in this report rely on field studies of long term field experiments and on-farm experimentation. Geo-referenced soil samples were taken, geo-coded yield were determined on-line using a flowmeter yield sensor. The data was processed by means of multivariate statistical methods. The locations ofthe experimental sites were: Site (Northings, Eastings)

County

FAO soil classification for dominating soil tvpes:

Müncheberg (52.5 N, 14.14 E) Dedelow (53.21 N, 13.48 E) Bad Lauchslädt (5 1.39 N, 11.87 E) Mariensee (5~.33 N, 9.28 E)

Brandenburg Brandenburg Saxony-Anhalt Lower Saxony

Cambic + Luvic Arenosol, Podzoluvisol Orthic + Calcic Luvisol Haplic Chemozem Luvic Arenosol, Orthic Luvisol

Spatio-temporal variation of soil properties and crop yield

Results from extensive Jong-term field studies carried out within the past 20 years (Kundler et al., 1982; Kundler & Reiher, 1983; Knoop et al., 1985; Schnug et al., 1985, 1992, 1993; Seeboldt, 1985; Lamp & Schnug, 1987; Rogasik, 1988; Förkel & Rogasik, 1991; Rogasik & Smukalski, 1993; Haneklaus et al., 1997) reveal a considerable variation of crop yield within one field which can be higher than that between different years. Generally soil fertility parameters have a stronger impact on crop yield than climatic conditions (Figure I).

1

Institute of Plant Nutrition and Soil Science, Federal Agricultural Research Centre Braunschweig, Bundesallee D-38116 Braunschweig, Germany

50

-117Luvic 50

An~nosol

50

within fields or plots

within years 40

Calcic Luvisol

_variation of ield %

·1

Variation Of ield % wilhin years

within fields or plots

40

I

I

winter rye winter whtat potatoes sogar beet

,., 'n tld nn 1llr 30

I

to I

I

30

2 3

4

20

., l

1 ·

10

Figure 1:

Comparison of variation in yield of cereals and root crops on a Luvic Arenasol (Müncheberg) and a Calcic Luvisol (Dedelow) among years or within fields or plots.

On sandy soils the variation of crop yield of individual years was comparable to the range observed within the field. This variability was caused by differences in soil texture, soil organic matter (SOM), available plant nutrients (N, P, K, Mg, Ca ... ), soil tillage operations and annual climatic conditions. The variability of soil fertility parameterswas higher on sandy soils than on loamy or silty soils. soil organic matter[%] 4

.: ii "j

( g SOM = (0 07 · clay and f.me s.itl)

35 ' 3

l.l

-

SOM=(O.OB SOM

=

+ 0.5 ... 1.1] 987 ) clayandfinesih)+O.S II Körschense!al (\

(0.097- clay and fme s1lt) + 0.3

l ;

2 --=l

1

1,5 --J

,J

l

0,5

0

j

I

-----,-----,--·------r- --- --~----~1

-~--.

12

16

20

24

28

Investigations of causal interrelationships between soil fertility parameters show that it is possible to estimate e.g. the site specific SOM content from the variation of the clay and fine silt content of the soil (Figure 2). These findings may become an important module in precision agriculture for designing variable, site specific management applications.

32

clay and silt content < 0.0063 11m [%]

Figure 2:

Relationship between clay and fine silt content and soil organic matter (SOM) content (Rogasik and Smukalski, 1993).

The knowledge of the small-scale variation of soil fertility parameters, their interrelationships and effect on crop yield provides the basis for the determination of site specific threshold values (Figure 3). Decision making strategies for the improvement of soil fertility and crop productivity

A comparison of required and actual values of soil fertility parameters is necessary in order to increase the efficiency of agronomic management operations. Highest yields were only achieved when SOM and soil P, K, Mg, pH, and Cu werein the optimum ranges (Figure 3). A significant reduction of crop yield can be expected if the actual values of the soil fertility parameters drop significantly below the minimum threshold values. The assessment of such site/crop interactions is an important module for precision agriculture.

-118-_; · K (mg · IOOg

·1 clay + silt content < 0.0063 11m (%1

soil organic matter(%)

pH 6.

range of yield

- - - -

c::J c::::J Mg (mg • IOOg

< 40 dt · ha · 1 40-50dt·ha -I > 60 dt · ha -t border line

-~

P (mg · IOOg -q

Figure 3:

Relationship between soil properties and yield of winter wheat on a sandy soil (Müncheberg).

Application of geo-coded soil information on farm Ievel

Decision making strategies for the variable rate input of fertilizers were elaborated using geo-coded soil information of soil type, nutrient supply and yield productivity. The comparison of the yield map with the clay map (indirectly determined via the rubidium (Rb). content:'Schnug & Haneklaus, 1996b) and the SOM map (indirectly determined via the absorption at 540 nm in the 0.43m HNÜ3 extract: Schnug & Haneklaus, 1996a) reveals that low yield areas were always associated with reduced soi1 fertility (Fig. 4). Consequently the nitrogenrate was adapted with a high er input in low yielding areas and vice versa. The rates were varied ±15% from the mean uniform nitrogen rate.

Figu~e 4: · ·

Rb, SOM, and yield maps as a base for site specific nitrogen fertilization (Mariensee, 1999, winter wheat).

-119-

Abstract

Field studies were carried out in order to investigate the relationship between the spatial variability of important soil fertility parameters such as soil texture, soil organic matter content, available nutrients and crop yield. The knowledge of the spatial variation of soil fertility parameters and their impact on yield can be used to deriving site specific threshold values and consequently variable, site specific management operations. Thus sustainable agricultural production which fully acknowledges environmental demands can be realized and the profitability ~fthe farm optimized. References Förkel, H., J. Rogasik. 1991. Algoritlunus zur Beschreibung der Beziehung zwischen Bodenfruchtbarkeitskennziffern und Ertrag. Arch. Acker- Pfl. Boden. 35: 217-226. Haneklaus, S., l. Rühling, D. Schröder, E. Schnug. 1997. Studies on the variability of soil and crop fertility parameters and yields in different Iandscapes ofNorthem Germany. Precision Agriculture, Vol. II: 785-792. J. V. Stafford (Ed.), BIOS Scientific Publishers Ltd., UK. Knoop, F., J. Lamp, E. Schnug. 1985. Regionale Variabilität von Merkmalen der Bodenfruchtbarkeit I. Modelle zur Erfassung und Darstellung. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 43111: 655-660. Kundler, P., J. Herbrechter, W. Reiher. 1982. Beziehungen zwischen Bodenfruchtbarkeitskennziffern und Erträgen in Produktionsexperimenten mit komplexen Verfahren zur Erhöhung der BodenfruchtbarkeiL Arch. Acker- Pfl. Boden. 26: 323-333. Kundler, P., W. Reiher. 1983. Beitrag zur Aufklärung der Beziehungen zwischen Bodeneigenschaften und Winterweizenerträgen auf Produktionsschlägen durch Versuche ohne Eingriff. Arch. Acker- Pfl. Boden. 27: 151-160. Lamp, J., E. Schnug. 1987. Computergestützte Düngung mit Hilfe digitaler Hof-Bodenkarten. Schriftenr. Agrawiss. Fak. Univ. Kiel. 69: 61-70. Rogasik, J. 1988. Die Ertragshöhe von Winterweizen in Abhängigkeit von Bodenfruchtbarkeitszustand, Vorfruchtstellung und organischer Düngung. Arch. Acker- Pfl. Boden. 32: 731-739. Rogasik, J.; M. Smukalski. 1993. Beziehungen zwischen quantitativen Faktoren der Bodenfruchtbarkeit und Höhe des Pflanzenertrages auf Ackerstandorten sowie deren Modifikation durch ausgewählte Klimaelemente. Arch. Acker- Pfl. Boden. 37: 325-340. Schnug, E.; S. Haneklaus. 1996a. A rapid method for the indirekt detenmination of the organic matter content of soils. Commun. Soil Sei. Plant Anal. 27 (5-8): 1693-1705. Schnug, E.; S. Haneklaus. 1996b. A rapid method for the indirekt detenmination of the clay content by X-ray fluorescence spectroscopic analysis ofrubidium in soils. Commun. Soil Sei. Plant Anal. 27 (5-8): 1707-1719. Schnug, E., J. Lamp, F. Knoop. 1985. Regionale Variabilität von Merkmalen der BodenfruchtbarkeiL 11. Beispiele und praktische Bedeutung. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 43/ll: 679-684. Schnug, E., D. Murphy, E. Evans. 1992. Advanced approaches to local resource management in crop production. Proc. 2nd ESA Congress, Warwiek Univ.: 372-373. Schnug, E., D. Murphy, E. Evans, S. Haneklaus, J. Lamp. 1993. Yield mapping and application ofyield maps to ComputerAided Local Resource Management. Proc. Workshop Soil Specific Crop Management Minneapolis, Minnesota: 87-93. Seeboldt, M. 1985. Die lokale Variabilität von ausgewählten Bodenmerkmalen auf sandigen Böden. Arch. Acker- Pfl. Boden. 29: 69-7 5.

-120-

Bewertung bodenmikrobiologischer Kenngrößen nach langjähriger Beobachtung von Wald~tandorten- Vergleich zu Agrarböden

von Anderson, T.-H. Einleitung Die B.eziehung zwischen Boden-e und mikrobiellem Biomasse-e konnte ursprünglich an umfassenden Analysen von Agrarböden belegt werden. So haben nicht gestörte Böden ein typisches Biomasse-e/Boden-e-Verhältnis, dem sich ein mikrobieller Aktivitätswert - die spezifische Respiration (qe02, e0 2-e-Abgabe pro Biomasse-e-Einheit/Zeit) zuordnen lässt (Anderson und Domsch, 1986, 1989, 1990). Eineüberprüfung dieser anscheinend grundlegenden Beziehung sollte an natürlichen Bodensystenien, wie Waldstandorten, überprüft werden. Diese Analysen zeigten, dass übergeordnet das Boden-pH kontrolliert, wieviel Biomasse-e pro Boden-e sich entwickeln kann (Abb. 1.) Je neutraler der Boden desto mehr ernic pro eorg entsteht und desto niedriger ist die Abgabe an eo2 pro Biomasse-Einheit (Anderson und Do_msch, 1993). Inwieweit weitere Faktoren (Standorteigenschaften, Waldtyp) auf Biomasseentwicklung und Respiration wirken, wurde untersucht. Vergleichend werden hier vier alte Waldstandorte in der Region Braunschweig vorgestellt. Da das Alter der Bestände Einfluss auf die eorg Qualität und damit auf die mikrobielle Biomasseentwicklung haben könnte, wurden nur reife Waldbestände (>75 J) .mit einander verglichen (Anderson und Domsch, 1992). 4.5

4.5 y e 0.4702x- 0.7303

4.0

R2 = 0.7052 0

3.5

!," 0 .5

0

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4.0

6.0

8.0

0.0 2.0

4.0

6.0

8.0

Boden-pH Boden-pH Abb 1. Bestandsaufuahme von Cmi,:C.,8-Werten und qC02 von Waldstandorten in Niedersachsen. Alle Laubwaldbestände, alle Altersstufen. Institut fur Agrarökologie, FAL, Bundesallee 50, 38116 Braunschweig. e-mail:heidi.anderson@fal.de; Internet:http://www.aoe.fal.de

-121-

Material und Methoden

Auswahl der Waldstandorte Mit Hilfe von Forstbetriebskarten des Niedersächsischen Forstplanungsamtes, Wolfenbüttel und den zuständigen Forstämtern bzw. Revierförstereien wurde im Zeitraum 1990 bis einschliesslich jetzt ca 22 alte natürliche Waldregionen Niedersachsens aufgesucht. Laubwaldbestände wurden getrennt von Nadelwaldbeständen untersucht. Die Bodenprobenentnahme erfolgte immer im zeitigen Frühjahr (März-April) vor der Vegetationsperiode und Bildung der Krautschicht, um potentielle Einflussgrößen auf die unterirdische mikrobielle Biomasseentwicklung zu vermeiden. Die Waldbestände einer Region wurden nach den forstamtliehen Abteilungen entsprechend der Beschreibung des Bestandes (Mischwald, Monokultur, Alter, Bodentyp) ausgesucht. 2 Pro Abteilung wurden 5 Bodenproben entnommen (das beprobte Areal betrug um 1000-2500 m ). Die Laubschicht wurde entfernt und der ~-Horizont (0-5cm) vom 0t. Horizont getrennt. Für die Analysen wurden aus den 5 Einzelproben Mischproben gemacht und die Bodenproben bei 4°C fur maximal 12 Wochen gelagert. Das Boden-pH wurde in IM KCI in einem Verhältnis 1 zu 2 (Boden zu Lösung) gemessen.

Bestimmung der mikrobiellen Biomasse Die mikrobielle Biomasse wurde nach der Substratinduzierten Respirationsmethode (SIR) (Anderson und Domsch, 1978) mittels einer Computergesteuerten Infrarot-Gas-Analytik (Heinemeyer et al., 1989) bestimmt. Die Böden wurden vorher auf 2 mm gesiebt und auf ein einheitliches Wasserpotential von ca. -350 kPa eingestellt. Für die Biomassebestimmung wurde 10 bis 25 g (TG) Boden eingesetzt.

Bestimmung des metabolischen Quotienten. qC02 _Die Berechnung des qCOz (Einheit COz-C pro Einheit Biomasse-C pro Stunde) ergibt sich aus der Höhe der Basalatmung (Anderson und Domsch, 1985) zur mikrobiellen Biomasse. Die Basalatmung muss dazu eine konstante COz-Rate erreicht haben. Bei Waldböden wird die Konstanz nach ca. 20 h Stunden erreicht, kalkhaltige Böden brauchen entsprechend länger.

Bestimmung des Cm;c:Cgrg-Verhältnis Nach Entfernung des Karbonat-e mit 10% HCI werden die Bodenproben auf einem Sandbad bei 70°C getrocknet. Der organische C wird über trockene Verbrennung (Leco) bestimmt. Der prozentuale Anteil des mikrobiellen Biomasse-C zum Gesamt-Corg wird als Cm;c.Corg-Verhältnis bezeichnet.

Statistik Die Ergebnisse basieren auf Mittelwerten von mindestens n=3. Zur Bestimmung von Signifikanzen zwischen Flächen wurde entweder Student' s t-test oder one-way ANOV A (SIGMAStat, Jande!Scientific) genutzt.

Ergebnisse Aus Abbildung 1 lässt sich ablesen, dass zu 30% andere Faktoren die Beziehung zwischen pH und dem Cm;c:Corg-Verhältnis beeinflussen. So ist die Art der Bestockung (Mischwald oder Monokultur) mitbestimmend wieviel % Cmic pro Einheit Corg entsteht. Während die Regressionsgleichung in Abb.l fur pH 6.5 aller analysierten Laubwaldbestände ein Cm;c:Corg-Verhältnis von 2.3% angibt, liegt dieser fur Mischwald mit 2.7% höher als fur Monokultur-Buche (Abb. 2) mit 2.3%. Die Unterschiede fur Mischwald und Monokultur zeigen sich auch im sauren Bereich. Ferner gibt es regionale Unterschiede, besonders im sauren Bereich (Abb.2). Von den vier soweit analysierten Waldregionen im Umkreis von ca. 20 km um Braunschweig (Elm, Fürstenau, Meerdorfer Holz, Lechein Holz) zeigt Abb. 2 exemplarisch zwei. So haben Elm (nicht gezeigt) und Lechein Holz im sauren Bereich ein höheres Cm;c: Corg-Verhältnis um I. 0%, Fürstenauer Holz und Meerdorfer Holz dagegen

-;-122-

nur 0.5%. Gründe dafur könnten z.B. eine standorttypisch unterschiedliche Nährstoffverfugbarkeit sein, die ein Teil des pH-Stress kompensiert. Abbildung 2 verdeutlicht auch die höheren qC02Werte (Stressindikator) im neutralen Bereich im Lechein Holz und die damit verbundenen, mit 1.5% vergleichsweise niedrigen Cmic:Corg-Werte unter Monokultur-Buche (Stressstandorte?).

Standort Meerdorf-C:C :=:~i':h:,~~~;:;>i(l:.~E:f.;::;.~;::,~;-::::.~-;~:\~(~',·:r:~~;:··.?:t

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n = 43

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Bu-sauer

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qC0 2 ; 1-19 C02-C/mg Cmic/h

Abb. 2. Einfluss des Standortes auf die mikrobielle Biomasse-Entwicklung(% C.";, in C.,g) und auf die respiratorische Aktivität, qC0 2 . Alter aller Flächen >75 J; n =Anzahl der Flächen; Bu=Buche, Bu!Ei = Mischwald-Buche/Eiche. ** =pO.Ol.

Wie empfindlich die beiden Parameter C:C und qC02 reagieren, zeigt Abb.3, wo auf der Abteilungsebene von Standorten über viele Jahre das Cm;c:Corg-Verhältnis und qC02verfolgt wurde. Als Beispiel wird hier am Meerdorfer Holz ein Standort mit einem pR-Anstieg und ein anderer mit einer pH-Absenkung über Zeit gezeigt. Das Beispiel pR-Anstieg (Abb. 3a) verdeutlicht, dass trotz des geringen pH-Anstieges von nur 0.5 Einheiten, die beiden Parameter C:C und qC0 2 auf die Veränderung positiv reagieren, d.h. eine Zunahme des Cm;c:C.,g-Verhältnisses und eine Abnahme des qC02 kann beobachtet werden. Umgekehrt werden bei dem pH-Abfall (Abb. 3b) die Werte schlechter, das durch eine stetige Abnahme des Cmic::C 0 ,g-Verhältnisses und einer Erhöhung des qC02 erkennbar wird.

Fazit Unter Beachtung der hier vorgestellten Einflussgrößen, die auf die Parameter Cm;c:Corg und qC0 2 wirken, sind diese ganz besonders auf der Schlag- bzw. Abteilungsebene geeignet, eine Zeigerweftfunktion bei Bodenveränderungen einzunehmen. So ist ein hoher qCOrWert bezeichnend fur eine schlechte Ausnutzung des Bodenkohlenstoffs zum Zellaufbau, da zuviel in den Betriebsstoffwechsel der Zellen geht. Diese Umstellung tritt besonders auf, wenn Organismen unter Stress sind.

- 123-

Die vorher an Agrarböden beobachteten Unterschiede im C:C-Verhältnis von Monokultur- zu Fruchtfolge-Böden (2.3% bzw. 2.9% Cmic in C0 ,g) (Anderson und Domsch, 1989) konnten hier an natürlichen terrestrischen Systemen mit fast identischen Cmic.Corg-Werten (2.3% Mono-Buche bzw. 2. 7% Mischwald-Eiche/Buche) nachvollzogen werden. a)

4.0

3.4

4.0

b)

7.5

Meerdorf-Staatsforst Abtlg 1b1

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u"'

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Meerdorf-Staatsforst, Abtlg 109c

3.5

3.5 3.2

3.0

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2.5

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2.6 91

93

94

95

96

Jahre 1991-1999

I DpH

IJC:C

•qC02

I

98

99

6.0

5.5

1.0

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6.5

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1.0

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0.0 91

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94

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95

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5.0 4.5 4.0 96

98

Jahre1991-1998 lopH

IJC:C

•qeo2

I

Abb.J. Einfluss von pH-Wert-Veränderungen auf mikrobielle Biomasse und respiratorische Aktivität. Mit steigendem pH-Wert (a) steigt das C:C-Verhältnis und sinkt der qC0 2 . Mit fallendem pH-Wert (b) sinkt das C:C-Verhältnis, während der qC0 2 ansteigt.

Danksagung Diese Arbeiten entstanden im Rahmen des Verbundprojektes "Veränderungsdynamik von Waldökosystemen " des Forschungszentrums fur W aldökosysteme, Göttingen. Literatur Anderson, J.P.E., Domsch, K.H. 1978. A physiological method for the quantitative measurement of microbial biornass in soils. Soil Bio I. Biochem. I 0, 215-221. Anderson, T.-H., Dornsch, K.H. 1985. Determination ofeco-physiological maintenance carbon requirements ofsoil rnicroorganisrns in a dorrnant state. Fert. Soils I, 81-89. Anderson, T.-H., Domsch, K.H. 1986. Carbon link between rnicrobial biornass and soil organic matter. In: Perspectives in Microbial Ecology (Megusar, F. and M. Gantar, eds.). Proceedings of the 4th. Int. Symposium on Microbial Ecology, 1986, pp. 467-471. Mladinska knijiga, Yugoslavia. Anderson, T.-H., Dornsch, K.H. 1989. Ratios ofmicrobial biomass carbon to total organic carbon in arable soils. Soil Biol. Biochem. 21,471-479. Anderson, T.-H., Dornsch, K.H. 1990. Application ofecophysiological quotients (qC02 and qD) on microbial biomasses from soils of different cropping histories. Soil BioI. Biochem. 22, 251-255. Anderson, T.-H., Dornsch, K.H. 1992. Stoffwechselkoeffizienten mikrobieller Sekundärproduzenten. Berichte des Forschungszentrum fur Waldökosysterne, Göttingen, Reihe B, 31, 154-164. Anderson, T.-H., Dornsch, K.H. 1993. The metabolic quotient for C02 (qC02) as a specific activity parameter to assess the effects of environrnental conditions, such as pH, on the microbial biornass offorest soils. Soil Biol. Biochem. 25, 393-395. Heinerneyer, 0., Insarn, H., Kaiser, E.-A, Valensik, G. 1989. Soil rnicrobial biornass and respiration rneasurernents: an autornated technique based on infra-red gas analysis. Plant and Soil 116, 191-195.

-124-

A one-pool-model to describe organic carbon balance of arable soils J. Böttcher 1 and G. Springob 1•2

lntroduction Organic matter (OM) is an important soil constituent. It influences many soil properties, and OM isasink or source, respectively, in the global carbon cycle. In cultivated soils OM is continuously distributed through the Ap horizon, and the organic carbon (OC) content is an adequate measure of

.

~~~~

Throughout the last decades a number ofmodels were developed to simulate the OC content of Ap horizons. Most of those models are very complex ( e.g. PARTON et al. 1987, FRANKO 1997). "However, adequate ca/ibration and validation of those models require rather detailed data records from Iang-term field experiments, which are usually not available" (PULLEMAN et al. 2000). For prognoses of site and land use-specific OC contents of arable sandy soils, and OC changes due to changing boundary conditions (land use practices, climate change, ... ), we developed a simpler one-pool-model (OPM). · To prove ifOPM is a reasonable model, a test ofOPM, and a parameterization for a catchment in northem Germany as weil as a case study calculation are presented here.

TheModel OPM is based on the assumption that one active OC pool is sufficient to model the overall OC balance of Ap horizons. The goveming differential equation is: dC

-

dt

= c; -a(c, +C) i

c =-

with

'

(1), (2),

z

3

C = OC content [g C dm' ], i = OC input [g C dm'2 a· 1], z = depth of Ap horizon [dm], c; = OC input concentration [g C dm'3 a' 1], a = overall decay constant [a- 1], t =time [a]. An approach similar to eq. (1) was already used by JENNY et al. (1949). But note that the input concentration c; relates the OC input to the depth ofthe Ap horizon. So, OC contents are strictly calculated by the OPM. Integration of eq. (I) yields: C

= c•• + (c0 - c•• k"'

c, with Ceq = - - C ; , a 3 Ceq = steady state OC content [g C dm" ], 3 Co = initial OC content [g C dm" ].

(3), C;

thus,

The decay constant a can be easily derived from measured

a= C +c eq

Ceq

(4a, b),

'

and known c; (eq. 4b).

Testing the model ·To test OPM's capability to correctly simulate the time course ofOC contents of arable soils after changes ofland use practices, data ofthe Ultuna long-term experiment (KIRCHMANN et al. 1 Institute ofSoil Science, University ofHannover, Herrenhäuser Str. 2, D-30419 Hannover, Gennany, boettcher@ifbk.uni-hannover.de '·Institute ofEcology and Biology, Technical University ofBerlin, Salzufer 11-12, D-10587 Berlin, Gerrnany,

sprimnje@lin~.zrz.tu-berlin.de

-125-

1994) were used. Those data on OC contents in Ap horizons were scaled to the units used throughout this text. Fits ofOPM to the experimental data are shown in Fig. I. A good agreement between measured and calculated data is ohvious.

40 35

I ~



"•

•...

= 30 ~ ••

-1 "C

sludge

manure straw + min. N

••

straw min. N noN noN, no crop

u

~

c~

25

= 0 CJ

u 20 0

15 10 0

10

20

30

40

Time [a)

Fig. 1 Fit of OPM to data of different treatments of the Ultuna long-term soil organic matter experiment (KIRCHMANN et al. 1994). To test whether OPM is a reasonahle OC model we compared OPM's fit to the Ultuna data with a fit ofthe more complex model ICPM of ANDREN and KÄlTERER (1997). To assess the goodness offit ofthe models we chose Akaike's Information Criterion (AIC, WEBSTER and McBRAlNEY 1989). AI C considers the sum of squares as weil as the number of measured values and the nurober ofparameters estimated. The model for which AIC is least should he chosen to describe the given set of experimental data. For the Ultuna data in six out of seven cases (treatments) the AIC for OPM is even somewhat smaller than that for the more complex ICBM, in one case AIC is quite the same for both models. That means OPM is at least as reasonahle as a more complex model in simulating OC contents of Ap horizons. Parameterization The OPM was parameterized for arahle sandy soils (Podzols and Podzolic Gley Soils) in the Fuhrherger Feld in northern Germany. The Fuhrherger Feld is a catchment area ofahout 300 km2, 30 km northeast ofHannover. Throughout the last years extensive research efforts on OC contents and halances of arahle soils were conducted in this area. According to actualland use and land use history OC contents ofmore than 400 Ap horizons were measured (SPRINGOB and BöTICHER 2000). From this data, a set of 173 OC contents of arahle sites were taken which, with a very high prohahility, represent Ceq values. Furthermore, Ceq values measured along two transects of250 m and about I 000 m length at intervals of 5 m or 20m, respectively, were used for the parameterization. Mean annual OC input hy plant residues was calculated from yield Ievels.

-126-

The spatial variability ofthe calculated decay constants is shown in Fig. 2. Obviously, the variability of a is scale dependent. This is proven by geostatistical evaluations (variograms) that revealed spatial correlations ranging up to 200 m. Therefore, only transect or areal measurements, respectively, at scales distinctly greater than the range of spatial correlations, rnay reveal spatially independent a values. However, the variability of a at the catchment scale is considerably high (CV "' 36%) with a mean of 0.046 a·•.

0.10.

0.08 0.06

~

" 0.04 0.02

$

Case Study 0.00 In a case study calculation the temperature >10km' 1000m 250m dependence of OC contents in sandy arable soils Area or tramed length, resp. was simulated. The simulation was based on the mean a value given above, anä rate modifYing factors for c; and a. These rate modifYing factors Fig. 2: Spatial variability ofthe decay conwere based on Q10 • According toNORDMEYER stant a at different scales. (1985) Qw = 2.8 was chosen for the OC decay, and for the OC input concentration a Q10 = 2 was adopted (KIRSCHBAUM 1995). The results are depicted in Fig. 3. Within the range ofprobable temperature changes (BENGTSSON 1994) the modeled OC content agrees weil with data given by BOUL et al. (1990) for soils of different temperature regions ofthe world. Conclusions 40~--------------------------------, From the results ofthe test ofthe OPM, the ~ ~ parameterization and the case u 30 ~ study we conclude that • OPM is a flexible, .ic reasonable, and easily 8 20 parameterized OC model, g • .decay constants of arable sandy soils vary 10 considerably within a -modeled I catchment, and the • .6 after BOUL et al. (1990) 1 "' variability is scale 0+---r-~---r--~--~~r-~--~--~ dependent, 4 6 10 12 16 8 18 2 14 20 • OPM perforrns weil in Mean temperature l0 CJ modelling temperatureinduced OC changes. Fig. 3: Temperature dependence of the OC collfent of Ap horiRecent results of SPRINGOB zon:S. and BöTICHER (2000) indicate that the sandy soils under study contain more 'inert' or 'non-active' OC than previously expected. It is very probably necessary to consider non-active OC in OPM. This is possible without altering our model philosophy, but it will change the absolute values ofthe decay constant (becomes higher) which should refer to the active OC.

i

j

!~. ..... f

-127-

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-128-

EFFECTS OF DIFFERENT FERTILIZER COMBINATIONS ON SOlL ORGANIC .MATTER COMPOSITION - RESUL TS FROM LONG-TERM FIELD EXPERIMENTS Ruth H. Ellerbrock, A. Höhn, Horst H. Gerke

Introduction Annual input rates, mineralization rate, and composition of soil organic matter (SOM) is affected by management practices. Composition means kind and quantity of functional groups like caboxylic and hydroxylic groups within SOM. These compounds are known to be closely related, for instance, to the sorption capacity of soil for plant nutrients or heavy metals. In addition the SOM content and the composition depend on clay mineral content. The composition of SOM can be characterized by FT-JR spectroscopy. The objective of this study is to analyse the effects of different application rates and fertilizer combinations on SOM composition for sandy and loamy soils. Soils from long-term field experiments were used since significant changes in SOM are only expected, for constant management periods of more than 30 years. Materials and Methods The long-term experiments are located at Bad Lauchstädt (BL), Müncheberg (MB) and Groß Kreutz (GK). Hot water was used to extract the easily and sodium pyrophosphate solution for the slowly decomposable parts of SOM (Ellerbrock ei al. 1999). The samples were taken in a depth of 0 - 25 cm. The site characteristics are given in table I. The experiments are described in detail by Körschens et al. (1990).

Table I: Site characteristics Bad Lauchstädt (BL)

Müncheberg (MB)

Groß Kreutz (GK)

Starting year

1902

1963

1967

FAO (1990).

Haplic Chemozem

Podzoluvisol to Afenosol

.Albic Luvisol I Luvisol Arenosol

Precipitation*

490mm

527mm

532mm

Temperature*

8.6°C

8.2°C

8.9°C

Clay content

21.1%

5.0%

5.0%

Silt content

67.7%

21.0%

22.0%

Sand content

21.2%

74.0%

73.0%

5.9

5.6

5.8

PH

crop rotation at aJJ sites: potatoes, winter wheat, sugar beet, summer barley; • mean annual vaJues;

Zentrum fllr Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung ZALF e.V.; Eberswalderstr. 84, D-15374 MOneheberg

-129-

The soil samples were air-dried, ground to 2mm. Soil properlies like pH, cation exchange capacity (CEC) and organic carbon content are given at table 3. The clay content varies between 5 and 20 g kg·' and the organic carbon content is between 0.5 to 2. g kg·'. For soil organic matter isolation sodium pyrophosphate solution (pHIO) and hot-water were selected to avoid artifacts (Ellerbrock et al. 1999a,b). The obtained extracts were studied with FT-IR spectroscopy using the KBr-technique. Results and Discussion

In accordance with Körschens and Müller ( 1996) the C0 , . content of the studied loamy and sandy soil increases with fertilizer input. The highest organic carbon content was found for the FYM+N fertilization and the lowest for the soil of the control plot for both experiments (Table 3). The difference in the C0 ,. contents due to the fertilization regime is lower for sandy than for the loamy soil. This can be explained by the fact that the fertilizer application rate is two times lower at sandy soil than at the loamy soil. Bad Lauchslädt (BL) - - Control N

A(%]1

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~ 8

Figure l: FT-IR spectra ofthe hot water (A) and the sodium pyrophosphate extracts (B) ofthe differently fertilized soils.

-130I

The clay content ofthe soils may have an additional effect on the C0 , . content (Table 2). According to Stevenson (1982) the ability of SOM to form organo-mineral complexes increases with the clay content. These complexes protect the organic material against mineralization resulting in higher C0 , . contents. Therefore the C0 , . content of the studied soils, corresponds with the fertilizer application rate as weil as with the clay content. For the sandy soil at Müncheberg, the fertilizer regime had no significant effect on Co,g content. This may be a result of the relatively low fertilizer application rate at this site. content [g kg- 1] and CEC [mmol, kg' 1] ofthe different fertilized plots Table 2: C.~ -· Bad Lauchstädt Müncheberg Groß Kreutz Fertilizer CEC CEC CEC Co,.* Co, Co, 209.6 4.3 32.5 4.2 33.9 Control 16.6 19.3 208.7 4.69 32.0 5.2 N 36.4 219.4 FYM 4.63 31.5 5.5 24.1 40.0 FYM+N 27.0 223.8 35.6 6.8 46.2 4.9 *M. Körschens, Bad Lauchstädt, 1999, personal communication

The absorption intensity of the C=O band in the FT-IR spectra of the hot water extracts (Fig 1A) from the loam increased in the same sequence as the C0 ,. content. For the sandy soil samples the sequence absorption intensity ofthe C=O band in the FT-IR spectra was Control < N < FYM+N < FYM. Additionally the spectra of the extracts from the sandy soils (MB, GK) aredifferent to the one from the loam (Fig. 1). The clay content ofthe soils may have an additional effect on the SOM composition. According to Stevenson (1982) the ability of SOM to form organo-mineral complexes increases with the clay content. These complexes protect the organic material against mineralization and against the extraction by hot water resulting in different FT-IR spectra. Therefore the composition ofhot water extractable SOM ofthe studied soils, corresponds with the clay content. The FT-IR spectra of the sodium pyrophosphate extracts show a comparable sequence for all samples, but the spectra ofthe extracts form the soils with high fertilizer input (BL, GK) aredifferent to those from the sand with low fertilizer input (MB) (Fig. IB). Conclusions Co,g content and CEC depend on soil clay content as weil as on fertilizer amount and combination. The FT-IR spectra of the hot water and sodium pyrophosphate extracts show that FYM and FYM+N resulted always in the highest absorptions intensity ofthe C=O band. The relative effect of this is comparable in all soils studied. The FT-IR spectra of the hot water extracts from the sand samples (MB, GK) are different to those from the loam (BL). The higher clay content at the loam reduces the SOM extraction rate with hot water. The general pattems ofthe FT-IR spectra from the the sodium pyrophosphate extracts of the soils with high FYM input (GK, BL} are more similar than those of the same soil type. The higher FYM input resulted in more intense 0-H and C=O absorption bands. Acknowledgments This study was financially supported by the German Federal Ministry of Agriculture and the Brandenburg State Ministry ofFood, Agriculture and Forestry. We thank Prof. Dr. Körschens (UfZ Halle Leipzig) for courtesy of soil samples and helpful discussions; Mrs. Mäder and Mr. Rath for analyzing CEC and SOM composition. References

-131-

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-132-

Impacts of Former Landuse Practices (Forest, G.rassland) on Nitrogen Mineralization Parameters in Sandy Arable Soils S. Heumann 1, J. Böttcher' und G. Springobu

lntroduction Nitrogen (N) mineralization from 'old' soil organic matter needs tobe quantified in order to simulate N dynamics in arable soils! The study area, the drinking water catchment Fuhrberg weil field close to Hannover, has about 12000 ha ofsan~y arable soils with varying past landuse. Our point of concem isthat many ofthese soils have organic matter contents far above values that are assumed for soils in equilibrium with today's agricultural management. Some ofthe organic N probably being present in excess still originates from former use ofthe areas as grassland with higher groundwater Ievels than today. This may result in a significant surplus N mineralization within the next decades. Other soils still may contain organic substances for example from forest that - because they are almost 'inert'- mightnot contribute significantly to N mineralization.

Objectives I. What are the impacts of former landuse practices (including .year of first cropping) on N mineralizationfrom 'old but active' soil organic matter? 2. Js it possible to derive N mineralization rates of this fraction of slowly decomposable soil organic N (N,ioHJ from other, easier measurable soil. characteristics (regionalization purposes)? 3. ls it possible to transfer we/1-known parameters of slowly decomposable soil organic N - once derivedfrom loess soils- to the investigated sandy soils?

Material and Methods • Soils: -90 sandy arable soils from glacial valley sand (end moraines were merely old arable land) - mainly Podzols and Gleyic Podzols - 8 reference loess soils from west ofHannover • Sampliog: - autumn and winter of 1998 and 1999; Ap-horizons • Loogterm Iab iocubatioo: - field-moist soil incubated at 35°C for 200 - 300 days - repeated leaching of mineralized N (N0 3- and NH4-N) with 0,02 M CaCh • Parametrization: - a simultaneous two-fraction first-order kinetic equation (e.g. Kersebaum, 1989) was fitted to curves of cumulative N mineralization: .. (. t ) -_ N fast (1 N mm

e-k fast

1)

+ N slow (1 - e -ks/ow

I)

Nrast: Easily decomposable N in residues N,Iow : Slowly decomposable, 'old' organic N krast , kslow : rate coefficients Institute ofS~il Science, University ofHannover, and Berlin, Germany; heumann@i(bk uni-hannover. de

1

Institute ofEcology, Technical University of

-133-

• Landuse categories: - old arable land and forrner grassland or forest - forrner grassland further grouped into soils with scarce or significant groundwater influence - categories differed widely in soil properties:

---

u

5

Corg [%]

4 3 2 1



lo.

I

I'

I

lo. lo.

I

0 40

10 -l

Fig.l: Properries of different

landuse categories.

I

Ntotl%]

0,0 25

I I

Old Former Former Former arable grass- forest wet land land grassland

I

0,1

15

lo.

I I•

0,2

20

i •

lo.

0,3

lo.

30 20 -l

0,4

1

Cloy(%(

10

-

~



I •

' •I

Old Former Former Former arable grass- forest wet land land grassland

Results 1. Impacts ofform er landuse practices? Impacts on plain Nstow mineralization parametersarenot yet clear Mineralization from 'old', slowly decomposable soil N (Nslow) could be seperated from easily decomposable N (Nrast) after fitting the kinetic model to cumulative N mineralization curves. Derived values for N,1ow (Fig.2) were often higher than Ntoto since many curves were linear even after more than 200 days. Values for k.1ow werein generat also highly variable (except forrner forest sites), and usually a Iot smaller than in 'better' soils (0,0058 d' 1 after Nordmeyer & Richter, 1985). 7000

-r~

lo.

sooo [mg kg-1] 4000 3000 2000

"'

••

. "r-0,008

0,006 0,004

[d-1~

..."'



• ••

0,002

1000

Fig.2: Derived N,t0 w

0,000

0 Old Former Former Former arable grass- forest wet land land grassland

Old Former Former Former arable grass- forest wet land land grassland

But there were strong impacts of former landuse on decomposability ofsoil organic N!

Nstow

parameters for different landuse categories.

mineralization rates and

Average daily N,1"" mineralization rates of the first 100 days of Iab incubation were calculated using the derived N,J"" and k,1"'' values. Rates were highest in forrner wet grassland soils (partly 3 times higher than in old arable land) where cropping started within the last two decades (Fig.3). Lowest mineralization rates Uust 20% of the average old arable land) were found in forrner forest sites cropped for less than 20 years. However they seemed to catch up after increased periods of cropping.

-134-

....

0,9

1:,

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0,8

":'CD .X

...

0,7

CD



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•• •

Old cropland Fonner grassland Fonner forest Fonner wet grassland

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0,5

0

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•...... •... ...t t

Fig.3: Average daily N.tow mineralization rates for different landuse categories.

1900 1920 1940 1960 1980 2000

cropped since at least this year

Decomposability- expressedas ,Nsiow mineralization rates per Ntot' (not shown) · of former forest sites was extremely low, too. lt showed similiar pattems as 'daily rates per kg of soil' (compare Fig.3). Former grassland usually showed higher decomposability ofsoil organic N than the other soils. But here decomposability was high almost regardless of groundwater influence and year of first cropping.

2. Deriv.ation ofN51ow mineralization rates from soil properties? There was no correlation for all these soils together between any measured property and mineralization rates (r' < 0,45). But within landuse categories there was:

Former forest soils 1 N810w d- = 0,225 + 1,128 N101- - 0,0096 CJN•

Former wet grassland (soils high in reducable iron excluded) 1

N510w d-

g ~

~ ~

~

0,7 , - - - - - - - - - - - - , [mg N kg-1 d"1) 0,6

~

0,5

u

s u ~ ~

i e ~

=- 0,00478 + 0,105 corg••• + 0,015 clay"•

0,6 . - - - - - - - - - - - , [mg N kg"1 d"1] .6.

OJ

u



0,4 0,3

1"=0,66

.:0,1 -1----r-...:....,--i--~-~--l -0,1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5

From multiple regresslon

0,2



;

r' = 0,85

0,1 +-~-~-~-~-~---~ 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7

From multiple regresslon I

Fig.4: Derivation of N,1ow mineralization rates by multiple regression for two landuse catagories.

Nsiow

-135-

3. Transfer of N, 1uw parameters from loess soils to these sandy soils? A direct transfer is not possible, because - on an average - reference loess soils usually showed 2 or even 5 (former forest soils) times higher N,Jow mineralization rates per% total soil N. Table 1: N.oow mineralization rates per % total soil N in sandy soils - in relation to reference loess soils.

cropped Reference · Old Fonner Fonner Fonner wet since loess soils cropland grassland forest grassland

1780 1901 1961 1975 1987 1991" 1995

100

41 67 63 43

53 39 21

43 64 52 63 46

Conclusions • We found strong impacts of former Iaudose on N, 10,. mineralization rates and decomposability of soil organic N! These effects might be modified by year of first cropping. - In former forest sites relatively inert N was found. Mineralization rates were generally low and mainly depending on total soil N and the C/N of soil organic matter. lts decomposability seemed to be improved by increased periods of cropping - probably due to more favourable conditions for microorganisms and a gradual replacement by decay products of crop residues. -In contrast, former grassland soils showed highest rates. Excess N mineralization will still exist in these soils until equilibrium is reached (compare also: Springoh & ßöllcher, 2000). Only rates in former wet soils (without soils high in reduceable iron) could be derived from total soil C and clay content. - There were no such correlations for old arable land or the other grassland soils - maybe due to unknown details in past or recent landuse (e.g. composts, organic and green manures).

• Known N, 10w-mineralization rates from loess soils can't be directly tranferred, since these were usually 2 or even 5 times higher than in the investigated sandy soils. N simulation models have to take into account this difference!

References Kersebaum, K.-C. (1989): Die Simulation der Stickstoffdynamik von Ackerböden. Dissertation, Universität Hannover. Nordmeyer, H., & J. Richter (1985): Incubation experiments on nitrogen mineralisation in loess and sandy soils. Plant and Soil 83: 433-445. Springob, G., & J. Böttcher (2000): oral presentation, this conference.

Acknowledgements We would like to thank Elke Eichmann-Prusch and Ulrike Piper for their technical assistence and Jutta Könnecke for her help in selecting the sites. This work was funded in part by a schotarship from Deutsche Bundesstiftung Umwelt.

-136-

UNDERST ANDING SOlL FUNCTIONS IN AGRO-ECOSYSTEMS: A CALL FOR A CONCEPTUAL DISCUSSION Sandro Luis Schlindwein

1

Introduction The idea ofthe existence of soil functions is weil accepted. Fqr centuries, soil have supported agriculture, cattle raising, urban structures and other human activities, froin which we have formed our common understanding ofwhat soil functions are. So, soil functions are the result, at least in part, of an utilitarian view of soils: But, do we all agree on what soil functions are and how and why they are defined and established in agro-ecosystems? Are they constant or they change among different ecological systems and from time to time? These apparently simple questions in no way have simple answers, although very often they have been answered in very simple terms, as the generat ur.derstanding of soil functions indicates. The generat understanding ofsoil functions evolved with the appearance ofsoil science during the second half ofthe 19'h Century. Since then, we have experienced additions of new functions like accumutator, transformer, buffer, filter, and source ofplant nutrients (KUNTZE et al., 1988). Most ofthese functions are associated to the recognition ofthe roJe and participation of soil

in the global geochernical cycles. Specifically in relation to agro-e.cosystems, the identification of soil functions has been related to the widespread idea that in this and other ecological systems the soil plays a key rote in maintaining their productivity. This idea reveals againan utilitarian perspective of soil functions definition. Furthermore, all these functions have been related to the presence and attributes of specific soil co~ponents. The description ofthese components, impr~ved with the development ofsoil science, have further contributed to the identification ofnew soil functions. However, the point on which I will focus my discussion is that soil itselfhas no implicit functions. Furthermore what we commonly recognize as soil functions very often is, in fuct, a behavior resulting from the set and arrangement of its components (some ofthe soil functions appointed by SAUERBECK, 1994 are a good example ofthe weak distinction between functions and behavior that can be found in the literature). Therefore, my objective is to argue that soil functions should be defined by the system of relaiionships in. which it takes part, and not by the simple presence of some soil components. The discussion, however, will not be directed against the generat idea of soil functions. lnstead, it will be addressed toward a new understanding ofwhat soil

1

Federal University ofSanta Catarina, Faculty of Agronomy (CCA), Department ofRural Engineering, CP 476,

88040-900 Florian6polis (SC)- Brasil (sschlind@mboxl.ufsc.br)

-137-

functions are, in order to better understand how they emerge in agro-ecosysterns, and why they are so important.

Soil science and soil functions Pedology in a greater extent is still a descriptive science, a science based on form, rather than processes. The identification of soil horizons, minerals, and other soil components, l!Jld their detailed description are good examples ofthis approach. Even the increasing study ofsome processes occurring in soils, like surface and Iransport phenomena, are strongly linked to the description of their components. Furtherrnore, since its advent, soil science has been splittered in a Iot of fields in accordance with the traditional and succesful disciplines ofphysics, chemistry, and biology, among others. As a result, the study of soil as a whole was abandoned and replaced by the study of its disciplines. The scientific efforts in soil science lost their relation with the soil as a whole and became more and more related to its parts. Therefore, scientific knowledge on soil, and also on soil functions, have been constructed on the basis ofthis fragmentation. Research on some ofthe "natural soil functions" (as we shall see later) has been very successful on the basis ofthis sharp distinction of parts, and some pedologists still believe that the success of soil science depends on the rnaintenance ofthis fragmentation. A closer Iook on the matter, reveals that some ofthe "classic" soil functions are closely related to the dassie soil disciplines and that they were derived from this disciplines: since the object of our interest (the soil) can be better described with this disciplinary approach we should be able to better pointout its functions (an important objective ofsoil disciplines). From this point ofview, soil functions are directly related to properlies and characteristics of its well described and known components: functions depending on form. The origins ofthe understanding ofsoil functions as described above can be found in the analytical reasoning of classic science. Under this viewpoint, soil is simply reduced to the sum ofits components, and once we know these components, we will know the whole object. In other words, the knowledge on soil as well as on other natural bodies results from its reduction to an object composed of well defmed parts. All the soil characteristics, properties, and behaviors are then related to these parts, and the identification of soil functions results from the identification of soil parts, a task 'successfully' undertaken by classic soil science.

From the object to the system (the organization) However. the view ofsoil as an isolated object composed ofwell defined parts, must be replaced by another one in which soil is understood as an organization, that is, a system resulting

-138-

from the particular relations existing among its components (MATURANA & VARELA, 19??). In this alternative approach, the importance ofthe parts or components is transferred to the relations existing between them. The components are now merely constitutive parts ofthis organization and their simple presence is not a warranty ofthe existence of a soil. Moreover, it is only due to this organization and its invariance over timethat we recognize a determined soil (type) in an agroecosystem. Therefore, the view of soil as a set of components (an object) should be replaced by one in which soil is a system ofrelations among its components. In a system we arenot interested only in the components but also in the system's structure, which includes its relationships. Now,

fun~tions

are related to structure (components + relations) and not to form (components). ' This systemic approach on soil has deep implications on how we should understand soil functions, since it recovers the understanding of soil as a whole. But e:-ren under this broad meaning, functions do not emerge from an isolated soil. Soil functions are not intril}sic to it; they only emerge if soil is taking part in systemic relations with its surroundings, as in the case of an agro-ecosystem. Therefore, soil functions are typically emergent properties. This is the ultimate reason why with exactly the same components, soil can have so different functions. According the systemic relations in which soil takes part, new ~ctions can arise and complement or even Substitute older ones. So, soil functions are not related to the soil itself but to the human interests which define them.

Redefining "soil functions"? The federal soil protection law ofGermany (das "Bundes-Bodenschutzgesetz") recognizes .

'

and defines in its § 2 three soil functions or three major groups of soil functions: I. natural functions: are those related to the recognition of soil as a life basis for humans, animals, plants, and soil organisrns; as apart of natural cycles which includes water and nutrients, and also as environment for several p~ocesses due to its characteristics offilter, buffer and transformer; 2. historical functions: the soil as an archive of natural and cultural history; 3. utilization functions: functions related to the utilization of soil for buildings and recreation, agriculture and forest, transit and other economic and public utilizations. Despile the fact that the boundaries between these functions are not so sharp, and that they · are

inter-relat~d,

the definitions of these functions largely confirm the generat characteristics of the

understanding of soil functions appointed early, since they are clearly related to the soil components, and defined from an utilitarian perspective. lt is noteworthy that even the idea of"soil protection" arises from the assumption that soil functions exist. An interesting exception, however, is the inclusion ofhistorical functions in this German .soil protection law. They reveal a trial to identifY functions related to aspects other than soil components. Soil can only achieve historical functions if it

-139-

takes part in relations in which we recognize historical meaning. Here, soil functions clearly do not depend on soil components, and the idea of soil as a whole is recovered. From the recognition ofthe soil as an organization (a system), soil functions can only emerge from the relations in which soil participates in an agro-ecosystem and achieves some signification to us. Therefore, functions are related do the signification of soil for fulfilling human interests. If we think, for instance, of agro-ecosystems we should understand soil functions from the present meaning of agriculture, which is not restricted to the production of goods, but which certainly also includes environmental concerns. Therefore, I suggest that a frrst commitment between the weil accepted idea of soil functions and the efforts toward a new understanding ofthem, could be the distinction oftwo types of functions: a) Component functions: the set of"classic" functions related to the soil components (from which behavior arises) as already discussed, and b) Relationship functions: the set offunctions which arise from the relationship between the soil and other elements in the system that acquire some significations to us (like an agro-ecosystem). In this type of functions we would include "functions" like fertility, understood in a broader sense, not restricted to plant nutrients. I conclude by reinforcing that soil functions should not be sought in the soil components as it normally has been done, but in the systemic relations in which soil participates. A new approach on the understanding of soil functions should necessarily irnply the renounce of sirnplification, which reduces the soil to its parts (or components), and the (re)introduction of complexity, giving us a new opportunity to (re)consider the soil as a whole. Much more than sustaining soil functions, this would Iead to sustaining the relevant human relationships in which soil takes part in an agro-ecosystem, therefore allowing the emergence ofnew (rnay be very different) functions.

Acknowledgment I am grateful to Prof. A.C. Fantini for irnproving the english version ofthe manuscript.

Literature KUNTZE,H., G. ROESCHMANN & G. SCHWERDTFEGER. Bodenkunde. Stuttgart: Ulmer, 1988. 568p. MATURANA,H.R. & VARELA,F.J. Der Baum der Erkenntnis. Die biologischen Wurzeln des menschlichen Erkennens. Goldmann Verlag, 19??. 280p. SAUERBECK,D.R. Soil management, soil functions and soil fertility. Z. Pjlanzenernähr. Bodenk., 157: 243-248, 1994.

-140-

Phytoremediation by using Phragmites australis, Ainus glutinosa and Robinia

pseudoacacia for wet chemical residues (PAH, Phenols, other hydrocarbons) 1

1.

Tischer, S., 1 Hübner, Th./ Kuschk, P., 2 Geyer, W., 2 Stottmeister, U.

Introduction

At the beginning of the 90's many production plants were closed down. As a result of the release of mineral oil hydrocarbons (MOH), phenols and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH), which are often contained in !arge amounts in tar and oil slugdes, the soils are often highly polluted. Because ofthe !arge number of contaminated areas, conventional methods to remediate these material are to expensive (GARTNER, 1994). The aim of the investigations are deveJopment ofnew "low cost" technologies for conditioning and long-term remediation of sludge residues and contaminated soils,

known from the coalchemistry and

petrolchemistry, by macrophytes. Initial investigations has take the form of Iab-scale experiments in the greenhouse with pots similar to earlier methods (HÜBNER et al., 1999).

2.

Equip.ment and Testmaterials

Mitscherlieh pots were used for the experiments. Each pot contained 6.5 kg of soil (chernozem, Ah- horizon), 5 kg of which was contarninated with 20 vol. % bitumen or tar from a waste site at the beginning ofthe decontarnination experiment. The contarninated soil was covered by a 5 cm layer of uncontarninated soil. As a result of the experiment, it was possible to examine the soil!bitumen mixture with regards to the reduction in the content of pollutants.'The soil'used was contaminated with crude oil based bitumen (distillate bitumen).

Phragmites australis, Ainus glutinosa arid Robinia pseudoacacia were cropped in the prepared pots. 1 Martin Luther University Halle, Institute for Soil Science and Plant Nutrition, Weidenplan 14, 06108 Halle I Germany, phone: ++49(345)5522540, fax:++49(345)5527116, E-mail: tischer@landw.uni-halle.de

2 Centre of Environmental Research Leipzig-Halle, Permoser Str.I8, 04318 Leipzig I Germany, phone:++49(341 )2352821, fax: ++49(341 )2352492,E-mail:kuschk@san.ufz.de

-141-

3.

Results

After ending the experiment, significant differences could be seen regarding the mineral oil hydrocarbons content (MOH) at the beginning between planted and non- planted samples and between different plant species. At the sampling after 16 weeks, the MOH content ofbitumen

had decreased in the cropped pots more than in the non cropped pots.

Degradation of tar.....aldu. (cropped and uncropped)

Degradation of bltuman ln contamlnated soll (cropped and uncropped)

~ 100,0

c

80,0

r--;::=-;:::t··------------------! Ii 40.0•-~-k....___ .. so.o

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~ 20,0

"

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16

8

-

bitumen uncropped

-

-Phragmites australis

16

8

-kaofeampllng

-ka of eampllng

I - t a r uncropped

-

-Phragmiles australis

Fig. 1: Change ofhydrocarbon content during the first growth- period measured as IR-HC (DIN 38409, H18) In the treatment with Phragmites australis the MOH content had decreased by more than 43

%. The non cropped pot for comparison had showed no variation of MOH content. After the frrst vegetation period could not determined a reduction of hydrocarbons in the treatment contarninated with tar. The experiments with Ainus glutinosa had showed the bitumen content what decreased by more than 64 % in comparison with beginning of the vegetation time. Without plants the content ofpolluti9n (MOH) was constant. No reduction was determined. Because ofthe weil rooted pots in the tar contarninated treatments, the MOH content decreased about 10 %. After 16 weeks of growth the MOH content decreased about 51 % in the Mitscherlieh pots cropped with Robinia pseudoacacia. In the non cropped pots the reduction was only 10 %. In comparison between the cropped and non cropped treatments the decontarnination ratio was 40 % higher in the cropped pots than in the pots without Robinia pseudoacacia. Of special interest was the high reduction of hydrocarbons in the tar treatment. The analysed samples

had showed decreased MOH content by about 40 %.

-142-

For determination of microbial activity two enzyrnactivities were measured. Glucosldaseactivlty ( 119 saUgeninlg) of Phragmillls australis, Robinia pseudoacacla, Ainus glutlnosa

'I

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Fig. 2: Influence of plants in hydrocarbon

1~1

contaminatio~

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soll (bitumen and tar) on

glucosidase-activity during the first growth- period (r =- 0,93)

Catalaseactivlty of Phragmillls australls, Roblnia pseudoacacla, Ainus

16,0 14,0 12,0 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0 0,0

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Fig. 3: Intluence of plants in hydrocarbon contamination soil (bitumen) on catalase-activity during the first growth- period (r = - 0,62)

In all treatments ß-glucosidase (HOFFMANN et al., 1965~ mod.) and catalase (BECK, 1971) decreased clearly by contamination ofbitumen and tar (ß-glucosidase: r=- 0,93; catalase r =0,62). Variants with plants showed higher activities than uncropped pots. The ß-

- 143-

glucosidaseactivity was sensitiver than catalase. The order of contaminated soils with bitumen and tar for enzymactivities was for the glucosidaseactivity after 8 weeks: Robinia > Ainus > Phragmites and for catalase: Ainus> Phragmites > Robinia.

4.

Summary

In order to further the development of a process for wet chemical residues like waste rrom the carbo - chemical and petrol - chemical industries by means of planting on these sites, the Stimulation of microbial remediation by using of Phragmiles australis, Ainus glutinosa, Robinia pseudoacacia was studied in pots. In the subsoil zone, which contained many roots, a

reduction of up to 64 % in the hydrocarbon content could be determined. With increasing "biostimulation" a decrease ofpollution can be achieved and thus also a reduction pollutants leaching out.

5.

References

BECK, T. (1971): Die Messung der Katalaseaktivität von Böden. Z. Pflanzenern. u. Bodenkunde 130, 68-81 GARTNER, B. (1994): Die von der Kohleveredlung in Ostdeutschland ausgelösten Altlasten. Energieanwendung

43

(8),

285-328,

Leipzig-Stuttgart:

Deutscher

Verlag

fiir

Grundstoffindustrie HOFFMANN, G., M. DEDEKEN (1965): Eine Methode zur kolorimetrischen Bestimmung der ß-Glucosidaseaktivität im Boden. Z. Pflanzenern. und Bodenkunde I 08, 195-20 I HÜBNER,

T:,

S.

TISCHER

(1999):

Pflanzenunterstützte

Sanierung

von

Kohlenwasserstoffen belasteten Industrieflächen. VDLUF A-Schriftenreihe 52, 469-472

Thanks: The project was sponsored by Environmental Research Centre (UFZ) Leipzig· Halle GmbH.

mit

-144-

'' Fate of nonylphenol in soils amerided with organic municipal wastes Düring, R.-A., S. Krahe, X. Zhang, and S. Gäth

Background

Nonylphenol (NP) is of environmental concern due to its aquatic toxicity and potential to bind to t~e estrogen receptor (i. e. Soto et al., 1991; Jobling and Sumpter, 1993). lt is widely distributed in aquatic and. terrestrial ecosystems and was found in different foodstuff and ,in atmospheric samples (Günther et al., 1999, Dachs et al., 1999; van Ry ·et al., 2000). Furthermore, NP may burden the agroecosystem when derived from additives/surfactants in widely used pesticides (Mc Leese et al. •. 1980). Pesticides, however, were determined frequently in sewage treatment plants due to common agricultural practice (Frede et al., 1998). lncreasing agricultural utilization of sewage sludge may introduce the substance into the food chain: 4-nonylphenol as intermediate breakdown product of widely used surfactants can reach high concentrations in this organic municipal waste (Giger et al., 1984). Data on the environmental behavior of this substance are rare. Fundamental is the investigation of sorption of NP onto soils. Moreover, the occurrence of NP in the atmosphere may be an important ecosystem health issue in urban areas and areas with agricultural utilization of sewage sludge. Partition between soil and water was examined with agricultural soils covering wide ranges of sorption-relevant parameters. Low solubility of NP and wall effects were handlad by means of a radio analytical approach including synthesis of a uniform ring 14C-Iabeled 4-nonylphenol isomer mixture. Sorption kinetics and sorption isotherms were determined using different incubation times and five different concentration Ieveis. Head space solid phase microextraction experim'ents served for assessing the potential role of sewage sludge as a source of NP to the soil-near atmosphere. Department of Agricultural Ecology and Natural Resources Management, Division of Waste Management and Environmental Research, Justus-Liebig-University, D-35392 Giessen, Heinrich-Butt-Ring 26-32, Germany e-mail: Rolf-Aiexander.Duering@agrar.uni-giessen.de

-145-

Results Fast initial sorption followed by fluctuating concentrations in the water phase till the end of the experiment of 43 h was observed with the shake flask method. Much slower sorption rates were found in unshaken soil, supporting that sorption of organic pollutants is limited by diffusion.

160 shaken

140 120

.-------·---------------· ~-·--·

100 80

.s

~

!'

60

~

/.

.~.J . .~==~::::::::==:=---·

40 20

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I --.a.- Soil C, 11 ,6g kg·' C

'/

0~~~--~~--~~--~r.--~--.-~--.

0

20

40

60

80

100 120

5.000

time [min]

10.000

15.000

3 days

9 days

Fig. 1: Time dependent partition of NP between soil and water phase under different experimental conditions Approximately linear sorption isotherms - typical for organic pollutants - were obtained using five different concentration Ievels up to nearly water solubility of NP. 160.000 140.000

~; 120.000 ~

• ·• ••

0.. 100.000

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80.000

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60.000

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40.000 20.000

...

.··· 'I'

'I'· 'I'

'I'

• •

Soil A, 27 g kg·' C



Soil C, 11,6 g kg·' C

'I'

Soil D, 5,6 g kg·' C

Soil B, 16,7 g kg·' C

0 0

1.000

500 14

1.500

2.000

2.500

C-NP in solution [CPM mL-'l

Fig. 2: Sorption isotherms for NP in live different soils

3.000

3.500

-146-

Partition to the solidphasewas correlated to soil organic matter resulting in Kod--values given in table 1. Tab. 1: Statistics on the partition coefficients Koc [g L- 1]

...

'

1

The resulting logK0 c-value of 3.95 g L- indicates high affinity to soil organic matter. lsomer-specific volatilization of NP out of sewage sludge could be observed under different temperatures. Volatilization of NP was highly dependent on the temperature. A steam-distillation effect releasing NP from sewage sludge and transferring from sludge treated land to the atmosphere may contribute to a contamination of the soilnear atmosphere.

-·-•

200

o;

___ y =_4E_-Qqx3,6014 ~ = 0,9953- - -

E.150

c..

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..t-100

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a. a. 50

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0~~~~~~~------~---15

35

.

55

75.

0

temperature [ C]

Fig. 3: Temperature dependent relase of 4-NP from sewage sludge, quantified after sorption onto a SPME-fibre

Conclusions The radio analytical approach provides data at trace Ieveis which should be useful for modeling the environmental fate of NP. Soil-water distribution coefficients (Kd in a range of 42.9 to 210.4) were linearly co"rrelated with soil organic carbon resulting in a logK0 c of 3.95. However, a considerable intercept may be due to other parameters than solid organic matter like soil acidity, dissolved organic matter in soil, and volatilization. Volatilization tests also under moderate Iamperatures showed !hat sewage sludge application onto land may contribute to a contamination of the local and regional atmosphere with NP. Special regard should be Iaken to possibly different environmental behavior of the differently branched isomers of nonylphenol. Further investigation on availability for plants via systemic and gase~us uptake is needed.

-147-

Literature Dachs, J., Van Ry, D.A., Eisenreich, S.J. (1999): Occurrence of estrogenic nonylphenols in the urban and coastal atmosphere of the lower Hudson River estuary. Environ. Sei. Technol. 33: 2676-2679. Frede, H.-G., Fischer, P., and Bach, M. (1998): Reduction of herbicidecontamination in flowing waters. Z. Pflanzen ernähr. Bodenkunde 161, 395-400. Giger, W., P. H. Brunner und C. Schaffner (1984): 4-nonylphenol in sewage sludge: accumulation of toxic metabolites fron nonionic surfactants. Science, 225: 623-625. Günther, K., V. Heinke, B. Thiele, H. Prast, S. Eder, A. Schwantner (1999): Xenoöstrogene in der Umwelt: Gehalt von Nonylphenolen in handelsüblichen Lebensmitteln; Posterbeitrag ANAKON 1999,04.07-04.10.1999, Konstanz, Germany. Jobling, S. and J. P. Sumpter (1993): Detergent components in sewage effluent are weakly cestrogenie to fish: an in vitro study using rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) hepatocytes. Aquatic Toxicol, 27: 361-372. Soto, A. M., H. Justicia, J. W. Wray und C. Sonnenschein (1991 ): p-Nonylphenol: an estrogenic xenobiotic released from "modified" polystyrene. Environ Health Persp, 92: 167173. Van Ry, D.A., Dachs, J., Gigliotti, G.L., Brunciak, P.A., Nelson, E.D., Eisenreich, S.J. (2000): Atmospheric seasonal trends and environmental fate of alkylphenols in the lower Hudson River estuary. Environ. Sei. Technol., 34: 2410-2417. This work is supported by the German Federal Ministry of Food, Agriculture and Forestry, project No. 96HS050 and the Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG), project No. Ga 538/4-1.

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Verwertung von Abfällen in und auf Böden aus Sicht des Bodenschutzes Stefan GiÜh und Äolf-A. D~ring 1. Einführung · ·· ·

Jährlich fallen in der Bundesrepublik Deutschland ca. 3-5 Mio. t Klärschlamm und - mit steigender Tendenz - ca. 4 Mio. t Kompost an (Kehres, 1996). Gemäß dem geltenden Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz (KrW-/~bfG, 1994) sollten Bioabfälle vorrangig stofflich verwertet werden. Der Landwirtschaftk9mmt damit neben den_vielfältig~n anderen.auch die Aufgabe der Abfallverwertung zu. · · Nach einer in Hessen durchgeführten· Umfrage befürworten 76 % der Bevölkerung den Einsatz von Kompost in der Landwirtschaft .. Dagegen sirid 62 % dafür, den Klärschlammeinsatz zu untersagen. Das bedeutet, aus Sichtdes Konsumenten genießt de'r Kompost e,in·hohes, der Klärschlamm ein geringes Vertrauen. Die Befragung unter Landwirten ergab, dass nur 2 von 72. Landwirten (98 %) für einen Einsatz von- Bioabfällen in der Landwirtschaft sind. Dies~ geringe Akzeptanz gibt Änlass, einmal über die aktuellen ·Handbedingungen der Bioabfallverwertung nachzudenken und Verbesserungen v~rzuschlagen. · · 2. Grundlagen und Problemfelder der Bioabfallverwertung Die nachhaltige Bioabfallverwertung setzt voraus, dass genügend landwirtschaftlich genutzte Flächen zur Verfügung stehen (vgl. GÄTH et al., 1998) und gemäß §2 BBodSchG (1998) eine Verschlechterung der Filter-, Puffer und Transformatorfunktionen des Bodens im Zuge einer Anreicherung von (Schad)stoffen im Boden ausgeschlossen ist. Die stoffliche, landbauliche Verwertung organischer Siedlungsabfälle (Bio- und Grüngutkompost, Klärschlamm) als sogenannte Sekundärrohstoffdünger wird geregelt durch die Bioabfall- (BioAbfV, 1998) und die Klärschlammverordnung (AbfKiärV, 1992). ln beiden Verordnungen sind zulässige Aufwandmengen, königswasserlösliche Gesamtgehalte für ausgewählte Schadstqffe im Sekundärrohstoffdünger und Boden sowie Aufbringungsverbote festgelegt. Der Kenntnisstand über den Nutzen von Sekundärrohstoffdüngern ist insgesamt als hoch einzustufen. ln vielfältigen Arbeiten konnte gezeigt werden, dass der Einsatz von Sekundärrohstoffdüngem zu einer Förderung verschiedener Bodenfunktionen führt. 2.1 Problemfeld: Frachtenregelung Kontrovers diskutiert werden die Folgen der Bioabfallverwertung aus der Sicht organischer .S · wie anorganischer Schadstoffe. Die Konzentrationen liegen im Kompost wie Klärschlamm im Regelfall innerhalb der gesetzlich zulässigen Grenzwerte (vgl. AbfKiärV, 1992; BioAbfV, 1998). Wirtschaftsdünger- und auch mineralische P-Dünger - enthalten Schwermetalle, die wie beim Cu und Zn die Konzentrationen in den Bioabfällen überschreiten. Justus-Liebig-Universität- Institut für Landeskultur Heinrich-Suff-Ring 26-32, D-35392 Gießen Stefan.A.Gaeth@agrar.uni-giessen.de http://www.agrar.uni-giessen.de/Landeskultur/abfallwirtschaft

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Zur Bewertung der Belastung der Böden ist neben der Konzentration die Fracht von entscheidender Bedeutung. Nach AbfKiärV (1992) dürfen in 3 Jahren 5 Tonnen KlärschlammTrockenmasse (TrM) je Hektar ausgebracht werden. Die BioAbfV (1998) sieht eine maximale Aufwandmenge von jährlich 10 t TrM/ha vor. ln diesem Fall werden über die Bioabfälle vergleichsweise hohe Schadstofffrachten in den Boden eingetragen. Allerdings sind auch bei der Gülle - vor allem Schweinegülle fütterungsbedingt hohe Kupfer- und Zinkfrachten zu verzeichnen. Verglichen mit den Zufuhren werden über das Haupterntegut unbedeutende Mengen von der Fläche entzogen, so dass es bei kontinuierlicher Applikation zur schleichenden Anreicherung von z. B. Metallen im Boden kommt. Im Gegensatz zu sogenannten Flächenbilanzen stellen Gesamtfrachtvergleiche für Deutschland, bezogen auf die landwirtschaftlich genutzte Fläche, nur einen generellen Vergleich verschiedener Belastungspfade dar (FRICKE & HÖHL, 2000, WILCKE & DÖHLER, 1995). Dabei zeigt sich beispielhaft für das Cadmium, dass der atmosphärische Eintrag gefolgt vom Eintrag über Wirtschaftsdünger aufgrund des Mengenanfalls am größten ist. Derartige Vergleiche liefern allerdings keinen Eindruck über die .,wahre" Belastung eines mit Bioabfällen bzw. Wirtschaftsdüngern gedüngten Bodens. Ford,eilJni:!:

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2.2 Problemfeld: ökologisch relevante Schadstofffraktion ln den betreffenden Regelwerken und Verordnungen werden die_, Grenzwerte für Schwermetalle stets in Form des königswasserlöslichen Gesamtgehaltes angegeben. Dieser Wert stellt die Summe gelöster, sorptiv gebundener sowie im Kristallverband vorliegender Metalle dar; eine Aussage zur Verfügbarkeil der einzelnen Metalle erlaubt der Gesamtgehalt nicht (Liebe et al., 1998). Im 1 M NH 4 N03 -Extrakt, der nach BBodSchV (1999) auch für die Bewertung verfügbarer Fraktionen herangezogen wird, sind im Klärschlamm maximal 0,5 bis 1,5% des Gesamtgehaltes der Elemente Zink, Kupfer und Cadmium nachweisbar. Im Kompost liegen die Anteile tendenziell höher, erreichen beim Kupfer maximal nahezu 5 %. Dieses Beispiel macht deutlich, dass nur ein geringer Anteil in verfügbarer Form vorliegt. Aufgrund des stets anhaftenden Boden-/Sedimentmaterials im Kompost wie Klärschlamm spiegeln die Gesamtgehalte häufig den geologisch/pedologischen Hintergrund wider.

Forderung: ; ·S:!: ·,·: Gesamtgehalte allein sind nicht geeignet, die ökologisch-relevanteo Stofffraktionep,' in~Bic) 7•• abfällen und anderen Dünge- und Pflanzenbehandlungsmitteln zu bewerteth>Aus,diesem, Grunde sind die verfügbaren Anteile mittels geeigneter Extraktlonsveifatiren· zusätzlich ·zu erfassen.

-150-

2.3 Problemfeld: Klassifikation der Filtereigenschaften der Böden . Um der Anreicherungsgefahr vorzubeugen, hat der Ge~etzgeber in den AbfKiäry (1992), BioAbfV (1998) und 'der BBodSchV (1999) Grenz- bzw. Vorsorgewerte für den kö~igswas­ serlöslichen Schwermetallgesamtgehalt der Obei'böden definiert. Die BBodSchV (1999) und die BioAbfV (1998) differenzieren dabei zwischen den Hauptbodenarten Ton, Lehm und Sand, wobei für Zn und Cd pH-abhängige Sonderregelungen bestehen. Die Gesamtgehalte stehen dabei erwartungsgemäß nur selten in einem engen Zusammenhang zu den mo6ilen, was~erlöslichen Fraktionen, wie es beispi~lsweise von LIEBE et al. (1997) für verschiedene Böden Nordrhein-Westfalens gezeigt werden konnte. Für die Bewertung des Verhaltens der Schwermetalle in Böden können verschiedene. Modellansätze herangezogen werden, deren Grundlage im Labor- oder Feldmaßstab gemessene Sorptionsisothermem· bilden, die die Verteilung zwischen der mobilen/gelösten'i und der immobilen/sorbierten SchV::ermetallfraktion im Boden unter definierte~ Gleichgewichtsbedi'ngungen charakterisieren. r;:>as unterschiedliche Sorptionsvermögen führt zu verschiedenen Cd-Konzentrationen der Bodenlösung beim Erreichen des bestehenden Grenzwertes' der 1 AbfKiärV (1992) von 1,5 mg kg- • Bei sorptionsschwachen Böden kor)lmt. es erst bei sehr hohen Zugabekonzentrationen zum Anstieg der Cd-Gehalte in der Boderifestphase. Daraus folgt, dass die Gesamtgehalte, die zur Festlegung von Grenzwerten dienen, nur eine unzureichende Abschätzung der gelösten und/oder als austauschbar geltenden Schwermetallfraktionel') erl~uben, die in letzter Konsequenz für die Pflanzenaufnahme und die Belastung-des Sickerwassers bzw. die Kontamination des. Grundwassers von Bedeutung sinq ... Vor diesem Hintergr~nd wurden von Gäth & Schug (2000) und Ingwersen et al. (1999) verschiedene Konzepte vorgeschlagen, die die Kapazitäten des Filters Boden auf der Basis der Sorptionsisothermen beschreiben und zur Ableitung von Bodenfunktionskarten führen. Ein Auswertungsverfahren ist dabei die Ableitung der Grenzsorptionskapazität (Abbildung).

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I

skonzentration

4 2 6 5 Cd-Konzettratim in der ~ösung [IJg/L] ·' .

7

'. Grenzkonzentration nach WHO

Abbildung: Ableitung der Grenzsorptionskapazität (vgl. Gäth & Schug, 2000)

8

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Bei diesem Verfahren wird die Filterkapazität aus der aktuellen Konzentration der Bodenlösung und dem Trinkwasser-Grenzwert nach W.HO aus abgeleiteten Sorptionsisothermen (vgl. Gäth & Schug, 2000) standortbezogen berechnet. Dieses Verfahren erlaubt zum Beispiel eine bessere Bewertung vulkanisch geprägter Böden (Basalt, Granit), deren Ni-Gesamtgehalte häufig über dem Grenzwert liegen.

3. Schlussfolgerungen Bei der Verwertung von Abfällen auf und in den Boden besteht generell die Gefahr, dass (Schad)stoffe sich im Boden anreichern. Die bestehenden Verordnungen werden dieser Anreicherungsgefahr nur unzureichend gerecht. - Vielmehr nehmen sie eine Anreicherung in Kauf. Böden sind keine Deponie, so dass Frachten bezogene Regelungen unter Einbeziehung sämtlicher Dünge- und Pflanzenbehandlungsmittel getroffen werden müssen. Böden, die mit Metallen angereichert sind, müssen bewirtschaftet werden, damit es nicht im Zuge einer Versauerung zur Mobilisierung der Metalle kommt. Ferner ist zu berücksichtigen, dass nicht alle umweltrelevanten Schadstoffe in den Produkten zur Qualitätskontrolle herangezogen werden, obwohl ihr Vorkommen nachgewiesen ist oder ihr Nachweis angenommen werden kann. Literatur

AbfKiärV (KLÄRSCHLAMMVERORDNUNG), 1992: BGBL, 1992, Teil I, 912-935. BBodSchV, 1999: Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung. 62 S. inkl. Anhang. BEISECKER, R., S. GÄTH & H.-G. FREDE, 1998: Landbauliche Verwertung von organischen Abfällen im Spannungsfeld von Bodenschutz und Kreislaufwirtschaft -Zeitschrift I. Kulturtechnik u. Landentw., 39(2), 54-59. BioAbfV (Bioablallverordnung), 1998: Verordnung über die Verwertung von Bioabfällen auf landwirtschaftlich, forstwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Böden, Bundesgesetzblatt. BOLAND, H. & K. STAHR, 1997: Befragungsergebnisse zum Einsatz von Bioabfällen in der Landwirtschalt (unveröffentlicht). FRICKE, M. & H.-U. HÖHL, 2000: Schadstoffeintrag in Böden - Kompost im Spannungsfeld des Bodenschutzes. - Müll und Abfall, 350-355. GÄTH, S. & B. SCHUG, 2000: Regionalisierung der Filter- und Verlagerungseigenschaften von Böden gegenüber Schwermetallen am Beispiel des Cadmiums. -Bodenschutz, 1, 6-10. GÄTH, S., 1998: Verhalten ausgewählter Schwermetalle im Boden nach langjähriger Anwendung von Müllkompost als Grundlage für die Entwicklung einer nachhaltigen Verwertung von Bioabfällen. - Z. f. Kulturtechnik und Landentwicklung 39, 75-80. GÄTH, S.; Schug, B. & Düring, R. A., 1999: Szenarien zur Bioabfallverwertung. Ansätze zur nachhaltigen Kreislaufwirtschalt im ländlichen Raum. Z. I. Kulturtechnik &. Landentw., 40, 240-245. INGWERSEN, J.; STRECK, T. & RICHTER, J., 1998: Verfahren zur regionalen Bewertung der Cadmiumeinträge in die Böden des Abwasserverregnungsgebietes Braunschweig. Bodenökologie und Bodengenese (26), 152-163. Kehres, B. (1996): Stand der Kompostierung sowie Qualität und Vermarktung von Kompost. ln: Wiemer, K. und M. Kern (Hrsg.): Biologische Abfallbehandlung 111. M.I.C. Baeza Verlag Witzenhausen, S. 103-109 Krw/-AbfG (KREISLAUFWIRTSCHAFTS- UND ABFALLGESETZ, 1994: BGBL, I, 2705. LIEBE, F., G. WELP & G.W. BRÜMMER, 1997: Mobilität anorganischer Schadstoffe in Böden NordrheinWestfalens. Materialien zur Altlastensanierung und zum Bodenschutz, Band 2, Landesumweltamt NordrheinWestfalen (LUA), 338 S. WILCKE, W. und H. DÖHLER, 1995: Schwermetalle in der Landwirtschaft. KTBL-Arbeitspapier, 217,98 S.

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Long-terni ~easure~ent of.~itrate reduction' and Sulfate production'in anaerobic söil slurries for determining the sustainability cif denitrification potential in the shallow groundwater of hydromorphic soils 'Ozra Mehranfar' and Reinhard Weil' Introduction In the saturated zone ofhydromorphic soils redox conditions are generally favourable for denitrification which is often caused by ihe presence offossil organic carbon and reduced sulphur compounds in the subsoil. There is growi~g concem that continuing nitrate input from· agricultural sources might exhaust these fossil pools of reductants which mighi' result in increasing groundwater nitrate Ievels in the future. Objective Quantify the sustainabiiity of d~nitrification potential in the s~turated zone of various hydromorphic soils differing in texture, ground water Ievel and concentrations of organic carbon and reduced sülphur'compound~: . . .. . .. '. . Approach Identify and quantify potential reductants (C 0 ,,, Sulphide-S) of microbial denitrification. Determine tl).e available fraction ofthe total amount ofreductants. Monitor the long-term consumptiqn of reductants during denitrifying conditions (unlimited nitrate supply, anae~obiosis). . · · · Material and Methods Soils: The project includes 14 hydromorphic sites in Northern Germany with groundwater Ievels between I 00 and 270 cm. Here, results from two sites are presehted(Table I).

·Tab! 1: Experimental Soils Site

Texture

Soil Type

Texture

Groundwater Ievei during winter (cm)

Reinshot

Clay Loam

Gleyic Fluvisol

Clay Loam

100

Oldendorf

Oldendorf

Gleyic Podzol

Medium Sand

.7,5

Quantification of reductants: Soils are analysed for C.",, total and sulphide S. To determine mi<;robial available sulphide a procedure cif S04-formation during aerobic incubation is tested, where sulphate is measured in soil extrac'ts (100 g soil + i2s ml O.
1

Institut für Bodenwissenschaft, Von-Siebold-Str.4, 37075 Göttingen

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Long-term incubation experiments to exhaust denitrification potential: Anaerobic incubation of soil slurries in the presence of nitrate (25 g soil + 50 ml KNO,-solution. I 00 mg NIL): nitrate analysis with subsequent renewal of nitrate solution after 8 (7). 15 ( 19) and 27 weeks. During the final sampling intervals, sulphate was also measured. Results and discussion Quantification ofreductants (Figures I and 2): High C,",-levels in all samples ofboth sites indicate accumulation of fossil organic matter. ln the Gleyic Podzol. sulphide and total S contents follow the pattern of organic C. In the Gleyic Fluvisol, su!phide is close to detection in the upper samples, whereas high concentrations are found in the lower samples. Sulphate production in the G!eyic Podzol was close to sulphide and total-S values, indicating that all ofthe sulphide is microbial available. ln the Gleyic Fluvisol, sulphate production alier 17 weeks was much lower than total and su!phide S contents, perhaps because oxidation ofthe !arge sulphide poolwas not yet complete and/or because microbial availability was only partial. Long-term incubation experiments to exhaust denitrification potential: The rate of nitrate reduction decreased with time in al! samples (Figures 3 and 4), indicating a continuous depletion of reductants. Sulphate production during the final sampling intervals proves that sulphide oxidation, presumable caused by autotrophic denitrification, took place in all samples of the Gleyic Podzol andin the deeper samples ofthe Gleyic Fluvisol. This pattern coincides with the sulphide profiles ofthe sites (Figures I and 2). Except for the deepest sample ofthe Gleyic Fluvisol. sulphate production was in generat agreement with nitrate reduction.

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7000 .-----------------------------------~ 14000 -Sulfid-S mg/Kg

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12000

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8000

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100-120

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120-140



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140-160



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160-180

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180-200

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DEPTH(cm)

Fig. 1. Aerobic lncubation for Sulfate Production of Sampies from a Gleyic Fluvisol

-154-

-Sulfid-~ mg/kg. ·

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750

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1000

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500

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0

0 100-120

120-'140

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140-160

DEPTH(cm)

Fig. 2. Aerobic lncubation for Sulfate Production af Sampies from a Gleyic Podzol

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3

3

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• N03-N Red. (0-8 Weeks)

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100-120

120-140

140-160

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BN03-N Red. (9-15Weeks) • N03-N Red. (16-27 Weeks)

D S04-S Prod. (16-27 Weeks)

180-200

DEPTH(cm)

Fig, 3. Rates of Nitrate Reduction and Sulfate Production du ring anae.robic lncubation of slurry Sam.ples from a Gleyic Fluvisol

-1550,35 . - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - , .. ...

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0 S04-S Prod. (8-19 Weeks)

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120-140

140-160

DEPTH(cm)

Fig. 4. Rates of Nitrate Reduction and Sulfate Production du ring anaerobic lncubation of slurry Sampies from a Gleyic Podzol

Conclusions

Denitrification in the saturated zone ofthe experimental soils was presumably caused by the presence offossil organic C and sulfide-S. The long-term anaerobic incubation experiments with added nitrate directly proved that permanent nitrate leaching Ieads to a gradual exhaustion ofthe denitrification potential. This is probably a result of continuing consumption of the fossil reductants. which may be proved by measuring the concentrations of organic C and sulfide-S at the end ofthe incubation experiments. Sulfate production was equivalent to nitrate reduction, indicating that autotrophic denitrifiers were dominating the denitrification process.

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Soil Erosion Control in Saxony W. Schmidt, 0. Nitzschc, B. Zimmerling, and St. Krück'

Introduction In Saxony more than 60 % of the arable land (correspondingly 450.000 ha) is endangered and regularly aftlicted by water erosion. This is due to the hilly Iandscape frequently combined with loess soils which have a silt content of 70 to 80% (Saxonian loess hill country) and are predominantly used as cropland. The northem part of Saxony has an even Iandscape with sandy soils. Here 20% ofthe arable land (correspondingly 150.000 ha) is afflicted by wind erosion. Yield measurements demonstrate, that there is an evident soil degradation caused by water erosion. For example for sugar beet, especially in years with an irregular rainfall distribution, there are yield decreases of up to 40 % comparing yields of the upper eroded part of a slope to the yields further down. These yield differences are equally found for wheat and for barley. This demonstrates the necessity for soil protection measures to reduce or to prevent further soil degradation caused by water and wind erosion. · To reduce or to prevent on- and off-site damages (e. g. water pollution) caused by water erosion extensive soil protection measures in whole regions or watersheds are a necessity. Water erosion on arable land is a result of inhibited water infiltration through soil siltation. Soil sealing is caused by raindrops hitting the soil surface with a great enough force to destroy soil aggregates. Dispersed surface clods and aggregates formathin sealing soil layer, which inhibits water infiltration in a very efficient way [1]. On sloped arable land, inhibited infiltration by soil sealing causes surface water runoff, connected with on- and off-site-damages through soil erosion. The best way to decrease or to prevent surface runoff on arable land, is to prevent soil sealing and crusting. In the following we want to show, that conservation tillage combined with mulch seeding into crop residues (e. g. straw) and/or mulch residues of catch crops (e. g. mustard) is one of the most efficient strategies against siltation on arable land. Conservation tillage has an influence on a number of soil physical and hydrological parameters. In consequence in most cases this is combined with a drastic reduction of surface runoff and of water erosion on arable land.

2

Soil tillage systems in Germany

Cultivation of annual crops (e. g. wheat, barley, oil-seed rape, sugar beet, com) in Germany is presently achieved with three different tillage systems [2]: Soil tillage with the mouldboard plough, defined as conventional tillage. It is characterised by a soil-tuming action to a depth of 30 cm. This is highly effective in burying and thereby killing annual and perennial weeds and volunteer crops. Ploughing produces a clean surface, which facilitates precision seeding with common seeding machines. Soil tillage without mouldboard plough, defined as conservation tillage. This includes shallow tillage methods without the soil tuming action of the plough. Different tillage implements are used, Iike cultivators, (rotary) harrows, disks, normally in union with mulch seeding of different crops (for example com, sugar beet, oil-seed rape, wheat, barley). ' Sächsische Landesanstalt tur Landwirtschaft, Fachbereich Bodenkultur und Pflanzenbau, Gustav-Kühn-Str. 8, 04159 Leipzig, E-Mail: Walter-Aiexander.Schmidt@leipzig.ltl.smul.sachsen.de

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No-tillage systems or direct seeding. Except for nutrient injection and seeding, soil is usually not disturbed between harvesting. and planting under no-till systems. The main tillage method practised in Germany presently is ploughing. This is done to kill annual and perennial weeds as weil as volunteer crops and/or to incorporate organic residues and manure into the soil. Another reason is the preparation of an even and clean surface, which facilitates precision seeding [2]. On account of ecological (see below) and economical reasons there is an increa5e in conservation tillage methods. Direct seedi,ng is practised to some crops (e. g. wheat after oil-seed rape). Due to unsolved problems, such as straw management, weed controi and seeding, it is still rl!l'ely_prac.tised.

3

Co~servation tillage and water er~sion

Results presented, ·in· table r·· and figure I demonstrate, ·that surface runofT · is increased after conventional iilhige'. This is due to an uncovered surface after the protective cover of mulch or crop residues are incorporate'ct into the soil by. the plough. In consequence raindrops have a direct destructive impact on soil aggregates on the surface during heavy rain showers. '.fhis induces soil sealing and crusting. In addition, permanent ploughing directiy and indirectly promotes excessive pan formation and subsoil compaction and interrupts macropores produced by earthworms or plant roots. All this inhibits water infiltration [2]. Reduced or prevented water infiltration then Ieads to water runofT and soil erosion on slciped land.. · · Table I: Water infiltration, rlm:off, and soilloss after conventional and conservation tillage during two subsequent (dry ;md wet) heavy rainfall events in. an i~terval of one hour. (Rl)in simulator experiments, plot size: .44m 2, rainfall intensity: 0.7 mm*min" 1, duration: 60 min) · · Rainsimulation (dry) Texture Silty loam

Loam

Mulch

Tillage Conventiomli

Infiltration Runoff [% of rainfall]

Rain simulation (wet)

Soilloss • Jt*ha. 1]

Infiltration Runoff [% ofr~infall]

Soilloss . [t*ha. 1] •

55.4

. 44.6

82.80

32.9

67.1

.45)0.

Conservation 11

92.1

7.9

0.20

70.9

29.1

1.20

Conventional

94.0

6.0

0.10

63.8

36.2

0.70

Conservation 21

99.9

0.1

0.0

97.4

2.6

0.02

coverag~:

I) 60 %, 2) I0%

I

:.

On the other hand conservation tillage combined with mulch seeding ensures high infiltration rates and therewith reduces direct water runoff and in the consequence soil' erosion in a sequence of . heavy rainfall events on different soils (Table I). This positive effect is due to ,the mulch layer (Table 2), which restrains the force of the raindrops hitting the soil surface, thereby protecting the soil aggregates. Also, conservation tillage results in an increase in the content Of soil organic matter and biological activity in the top 5 to 10 c·m·of soil. This has a·positive effect on the soil aggregate _stability (Table 2). Increased earthworm activity provides for further stability.'Due to the ingestion of mineral and organic matter, organomineral complexes are formed and deposited on the soil surface by the earthworms [3].

-159-

Table 2: Mulch cover, soil organic matter, aggregate stability [4], infiltrationrate and soil loss by water runoff after conventional tillage, conservation tillage (8 years) and direct seeding (8 years). (Rain simulator experiment, plot size: I m', rainfall intensity: 0.7 mm*min- 1, duration: 60 min, texture silty loam) (see also figure I) Conventional tillage

Conservation tillage

Direct seeding

I

30 2.6 43.1 70.9 137.5

70 2.5 48.7 92.4 33.7

Mulchcover [%] Soil organic matter[%]

2.0 30.1 49.4 317.6

Aggregate stability[%] Infiltration rate [%] [g*m-2] Soilloss

Macropores or biopores, constructed by anectic earthworms or left by dead roots, are crucial for the rapid drainage of rain water into the soil during heavy rainfalL The continuity of these pores from the soil surface into the subsoil is essential for effective infiltration [5]. Ploughing regularly destroys the macropores down to ploughing depth, so that at any given time only newly constructed pores are available. On the other hand the soil stratification and the macropores are conserved when tillage is realised with conservation tillage methods.

700

= ..·e

600

.§.

400

~

1--tlt- plough

500

:::::

= =

= . "'"' -t= "'

300 200 100 0 -~~o~~~N~~-~~o~~~N~~ ----NNNMMM~~~~~~~

time [min]

Figure I:

Course of surface runoff on arable land (texture silty loam) after conventional tillage and conservation tillage (8 years). (Rain simulator experiment, plot size: I m', rainfall intensity: 0.7 mm*min- 1, duration: 60 min) (see also table 2)

4 Conservation tillage in Saxony

Due to the fact, that vast areas are endangered by water erosion (60% ofthe arable land, equivalent to 450.000 ha) it is required that conservation tillage and mulch seeding with its promoting effect on infiltration and positive effects for erosion control be implemented on a broad scale. Mulch seeding techniques are therefore promoted by the agricultural extension services and are financially supported through the program for environmental farming methods (Programm Umweltgerechte Landwirtschaft) by the Saxonian state. After five years duration of the environmental farming program 1998/99 the mulch seeded area amounted nearly 80.000 ha and covered 10.9% of the arable land in Saxony (Table 3). Presently

-160-

_conservation tillage methods are applied to various crops on ca. 30% of the·arable land in Saxony · in single years. Durable conservation tillage with mulch seeding in the colirse of a complete crop rotation is presently practised on single farms, with each farm covering a maximum of 3.000 ha. Table 3: Development ofthe mulch seeded area due to the program for environmental farming methods in Saxony.from 1993/94 till 1998/99

Year

Arable land [ha) 4.146

1993/1994

Proportion of total arable·land in Saxony

[%) 0.6

1994/1995

27.096

3.8

1995/1996

44.585

. 6.1

1996/1997

54.188

7.5

1,99711998

74.721

1'0.3

1998/1999

79.084

10.9

0

5 Summary Waterand wind erosion is a majorproblern in Saxony. Results of field experiments with a rainfall simulator demonstrate, that conservation tillage systems combined with mulch seeding are the best soil protection strategies against water erosion. This is due to the proteelive cover of mulch or crop residues which remain on the soil surface of unploughed· arable land. Conservation tillage results in an increase in the content of soil organic matter and biological activity of soil. All this reduces or prevents soil sealing and crusting, which inhibits water infiltration and induces surface runoff and soil erosion. Mulch or crop residues also effectively protect the soil surface against wind erosion. For these reasons, conservation tillage and mulch seeding to all crops are recommended as effective methods against soil erosion by the agricultural extension service in Saxony and will be more and more practised on arable.land. To promote the use of soil protection measures a financial support is affered in Saxony to all faimers.who work with interci:opping and mulch seeding. In 1999 payments for mulch seeding were applied to i 'I % ofthe arable land in Saxon'y (correspondingly 80.000 ha). I,;

Literature I. West; L. T., Chiang, S. C. and Norton, L. D. ( 1992) The Morphology of Surface Crusts, in M.E. Sumner and B.A. Siewart (eds.), Soi/ Crusting- Chemica/ and Physica/ Processes, Lewis Publishers, Boca Raton Fla., pp. 73-92: 2.

Ehlers, W. and Claupein, W._(l994) Approaches toward.conservation tillage in Germany, in M.R. Carter (eds.), Conservation Ti/lage in Temperate Agroecosystems, Lewis Publishers, pp. 141-165.

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:5. Beisecker, R.".' (1994) Einfluss 'langjährig unterschiedlicher Bodenbearbeitungssysteme' auf das · Bodengeflige,' die Wasserinfiltration und die Stoffverlagerung eines Löß- und eines Sandbodens; in H,-R. Bork, H ..-G. Frede, M. Renger, F. Alaily, C. Roth and G. Wessolek (eds.), 'Bodenökologie und Bodengenese, TU Berlin, Berlin, Heft 12., pp. 1-195. '

- 161-

Soillndicator Systems- the basis for soil conservation decisions

Piorr, Hans-Peter; Frielinghaus, Monika; Müller, Lothar; Center for Agricultural Landscape and Landuse Research (ZALF) e.mail: frielinghaus@zalf.de

Although soil degradation is recognised as a widespread problem, the geographic distribution and the total area of affected soil regions are not wellknown. Slow, insidious changes in soil quality are less dramatic than highly publicised environmental or climatic disasters and are thus seldom recognised as a truly serious issue requiring immediate attention (OECD, 1998). The inextricable connection of the pedosphere to the lithosphere, biosphere, atmosphere, and hydrosphere suggest an altered soil state may have noticeable long-range impacts on other systems. Measures to prevent or abate soil degradation should be developed in relation to the size of the impacted area and degree of soil darnage (Frielinghaus et al., 1999). For the purpese of optimising soil functionality, an assessment of soil-modifying processes is needed. These processes include but arenot limited to wind and water erosion, atmospheric deposition, pesticide/herbicide application and other crop management practices. Soilloss, compaction and acidification as weil as a change in soil structure, organic matter and chemical content may result (Acton et al., 1993) (Figure 1) , . . . - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - , lndication of soil quality to realize soil function Sustainable crop production Environmental sustainability

Dimensions of quality

Soil quality Data Bases • Ecological Regions Ecological Areas Soil Landscapes Soil lnventories

SOIL-MODIFYING PROCESSES

Acidification

~-

lndication of Soil Quality Changes

Structure

)

The DRIVING FORCES-PRESSURE-STATE-IMPACTS-RESPONSE framewerk (DPSIR framework) ofthe OECD (1994, 1998) uses recommendations for sustainable land use management as a foundation for assessing the type and extent of land use factors which influence the most important soil-modifying processes

Fig.2: The DPSIR Framewerk applied to soil Primary Protection Development of a national/ regional soil protection policy

Secondary Protection Reform of agricultural programms Specific regulations or directives

Land developinent Agricultural production Natural' events Water stress

Emission to air, water and soil Soilloss Urban expansion

I

lndirect Water pollution Loss of biodiversity

-163-

ln north-eastern Germany, soil erosion and compaction, the most significant soil degradation processes, have been linked to agricultural management practices. Controlling soil erosion and compaction requires recognising the indicators signalling soil state and degradation risks. The type of indicators relevant to the impact of agricultural production practices on soil quality are discussed in this paper. Different groups of indicators are necessary for assessing the impact of soil erosion and compaction on soil quality. The first group of indicators provide the basis for estimating the potential soil erosion and soil compaction risk. These processes are interconnected; decreases in infiltration capacity and soil structure stability from soil compaction Iead to an increased potential water erosion risk. The second group assist in assessing the decreased soil quality state and the heightened risk of erosion or compaction over the long-term A third group of indicators which more directly measure the effects of land management practices with respect to erosion or compaction is needed. Proxy indicators include erosion rills or gullies and emission zones as weil as real soil cover as a factor of plant or plant residues. These indicators help assess the soil state and the potential threat to an altered soil quality for the purposes of reducing the erosion and compaction risk (Table 1).

action risks

;::)T,'~Y,l~~~j~~. ~~~"~.~.~,~~~~: risk for water erosion

soil texture, inclination

state of soil/ degradation rate pressure by land use

soil horizon depth of A,B,M compared with normal proflies soil cover with plant er plant residues

response control

soil cover with plant er plant residues

state of soil/ risk for soil compaction

soil texture, humus content, soil moisture

state of soil/ degradation rate pressure by land use

bulk density

substrate and inclinanon cypes er the Mesoscale Agricultural Mapping (1983) Seil Mapping Method KA4 (1994) expert matrix (indirectly}, remote sensing (indirectly), field method (directly) expert matrix (indirectly), remote sensing (indirectly), field method (directly)

example soil compaction

response control

axial Ioad, wheel contact area, contact area pressure, number of trafficked operation.s plant development, reduction of loading by technical parameters change

substrate types of the Mesoscale Agricultural Mapping (1983), soil substrate definition in the KA4 (1994) DIN method, penetrometer computer program for assessment of land management and machine types remote sensing, change of management (computer program)

STATE lndication The relief classes and the soil substratetype classes of the MMK (Mesoscale Agricultural Soil Mapping 1:25.000) provide the basis for indicating water erosion risk

-164-

in north-eastern Germany (Lieberotti et al., 1983), The five risk classes (low to very high) of this soil,.map are comparable with those of the USLE (Wischmeier.at al., 1978) and the ABAG (Schwertman et al., 1990). .· • · . The results of a compression and shear strength test create the basis for the five compaction risk classes of different soil substrates. The classification was deriveci from measurements of root development. The dominating influential factor was the soil substrate, which had differing textures in the tests (Petelkau et al., 2000). While soils with a higher clay concentration experienced little compaction, sandy soils with lower clay and silt concentrations were extremely condensed. Different data bases and soil maps are available for the classificatio'l of the soils. The basis for the indication,of potential soil compaction are the soil substratetype classes of the MMK (Mesoscale Agriculturai Soil Mapping 1:25.009), such as the five classes of soil erodibility (low to very high). (Lieberoth.et al., 1983) · Precise assessment of regional characteri.stics provides information about preferential erosion paths like "thalwegs". Other evaluation criteria are created by combining the erosion a~d compaction risks for the same region. ·

PRESSURE lndication Degree of soil cover also lends for easy application in research analyses and receives general acceptance by land users and decision-makers as an important indicator of erosion risk. This indicator addresses the questions: 1. how much soil cover is necessary to reduce soilloss by erosion for a high-risk area or what is the "critical value" of minimum soil cover; 2: how much cover can be realised dependent on soil quality change by long-term erosion; 3. how much cover can be realised dependent on crop type, crop.rotation, tillage and management practices in different regions. Based on this analysis, it is possible at first to analyse the rate of soil degradation by soilloss, whic;h significantly impacts plant development (Frielinghaus et al., 1998). The next step is the analysis of land use pressure resulting from the, less than minimal spatial and temporal soil cover (Frielinghaus et al., 2000 b). The third is the possibility to determine the success of response by appropriate measures to increase the spatial and temporal soil cover. Three different components must be evaluated: the total axial Ioads, the respective contact pressures for each crop and the nuinb.er of wheelings for each process (e.g. from soil tillage, planting, harvest) and the total number for crop rotation practices. Table 4 shows the tolerable maximum bearirig capacity as determined by the meas;ured bulk density for each compaction risk class dependent on available water content (AWC) (Petelkau et al., 2000). A higher contact pressure than the bearing capacity Ieads to decreased plant development and yields. Response The results of the assess·ment may determine the response level.required: in a balanced situation (Level1), "Best Management Pradices" may help ensure sustainability is maintained; slightly disproportional (Level 2) results suggest additional Special agricultural management techniques may be needed, While significant differences (Level 3) may indicate the need for additional land use management adjustments or chimges in technical ma.nagement. · References available with" the authors

•'! ....

-165-

Soil erosion and soil fertility in a loess region of SW Germany by TERHORST, B.

I. Introduction The aim ofthe investigation is to study how the evolution ofthe Iandscape and geomorphologically controlled processes influence the present day soil distribution and topography and therefore influence soil erosion and soil fertility. The investigations were carried out in a loess region near Heilbronn in an agricultural area. The mean annual precipitation rate is 730mm and the mean temperature is 9°C. The Iandscape is formed by dry valleys and flat-topped ridges which are aligned in East-West direction. A case study ofthe characteristic dry valley "Bortenvalley" is presented in this paper.

2. Methods On the base of soil mapping, transects (catenas) and drillings, the Bortenvalley was studied in detail. To prove the distribution ofnutrients in the landscape, soil profiles were selected for sampling according to their Iandscape position (classification: flat ridges, slopes, foot of the slope, valley bottom). Sampies were taken in the uppermost Ap-horizon between 10- 20cm depth. Special emphasis was placed on the analysation of organic matter (wet combustion!Lichterfelder), Phosporus and Potassium (Cal-method, P: Spectralfotometer; K: AAS) as these nutrients are marker for erosional processes and fertilisation (cf. PEINEMANN & BRUNOTTE 1982).

3. Results of field analyses In general, Luvisols are the mature Holocene soils for the ridges and slopes of the study area, whereas the intemal construction of the Bortenvalley shows relictic soils in form of Gleyic Chemozems (F AO 1990) and their degradation stages in the valley bottoms. The Chemozems are buried and preserved by Holocene colluvial layers since human deforestation and farmland use has taken place in the catchment area. The Luvisols are truncated as different erosional stages of Bt-horizons show on flat slopes and ridges. Former Luvisols have been eroded completely in !arge parts ofthe area and the most strongly eroded surface is represented by Calcaric Regosols found on steeper 1

Dr. Birgit Terhorst, Hölderlinstr. 12, D-72074 Tübingen

-166-

ridges and slopes (TERHORST 2000). About 40 - 50% of the mapped area has lost almest the complete Holocene soil. A comparison of erosional areas with nearly complete Luvisols under forest vegetation allows to estimate that at least 1.1m of the Holocene soils are lacking now in farmlands. The redepostion of soil sediments from slopes into the valley bottoms led to a levelling ofthe topography, which had been deeper and steeper before human acitvity began. Today smooth slope gradients do not underline extensive erosional events in the catchment area, but we have to expect slow or creeping soil erosion (QUIST 1984). The question is whether we can still trace soil erosion and its influence on soil fertility.

4: Results of P-, K- and C-analyses

The figures one to three present the statistical means of all sampled profiles· in the catchment area, classified by their geomorphological position. To compare different soil profiles, the statistical means were calculated on the base of the assumption that flat ridges are either not or slightly affected by erosional processes. Therefore they represent 100% ofthe specific nutrient. The balance of Humus contents shows an average loss between 23,9 % and 26,1 % on the slopes and an increase of 18,4% in the valley bottom (Fig. 1). The calculation ofP shows reduced values in alllandscape positions, varying between 19% and 13 % (Fig. 2). Pis the only nutrient

whic~ i~

characterised by a complete negative balance. The calculation ofthe Potassium balance results in Iosses between 20,9% and 27,6% on the slopes in comparisön to Ap-horizons on flat ridges. A temporarely high accumulation is expressed in the eilhariced values ofthe valley bottoms with 53,3% (Fig.3).

Fig. 1 Statiscal means of Humus contens of Ap-horizons

Ridge

Upper Slope Lower Slope Valley Bottom 0,0

0,5

1..0

1,5

2,0·

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

-167-

Ridge

Upper Slope Lower Slope Valley Bottom

,I! 0

10

20

30

50

40

60

Fig. 2 Statiscal means of Phosphorus contens of Ap-horizons

Ridge Upper Slope Lower Slope Valley Bottom 0

5

10

15

20

25

30

35

40

Fig. 3 Statiscal means of Potassium contens of Ap-horizons

5. Discussion of the distribution of nutrients in the catchment area In general, soil profiles on the slopes are characterised by reduced contents of nutrients, whereas the accumulation of nutrients in the valley bottoms is very weil expressed. The contents of Humus and Kare highly cerrelative to Iandscape position, but the P-contents are more variable. The P-balance indicates totallosses for the catchment area. On the one hand, P can be transported by run-offwater from the valley or is solulable to the groundwater, respectively interflow water. On the other hand,

it must be proved, if P can move vertically into deeper soil horizons. Table 1 gives an overview over the relationship between P and K contents in Ap-horizons and the underlying horizons. The Kcontents show an average relation between Ap- and underlying horizon of 4:1, whereas the relation

-168-

of P-contents has been calculated to 25:1. This means that the differences between uppermost horizons and deeper horizons are very pronounced as far ·as P-contents are concemed. The result proofs that P is almost not a_vailable in deeper soil horizons. Addionally, it is very interesting to Iook at the P-contents in deeper layers, whjch ·have been influenced by strong hydromorphic processes. P-contents between 60 and 133 o/~ (in comparison to Ap-horizons of flat ridges) were found in a depth o~ 3,2 to 3,8m. This facts ·un~erlines t.he assumption that the process of solution and Iransportalion by water is mostly important. forthe nutrient P: Sampie No:

'

1 2 3 4 5 6

Relation, total

: P mg/kg, cal · · K mg/kg, cal ··' Ap-horizon Subseil Ap-horizon Subseil

48,78 .48,37 . 70,Q4 84,38 75,13 67,98 25:1

1,28 3,56 2,62 1,89 6,07 .4,4

4,41 5,69 5,47 6,47 6,6 6,86

22,68 14,62 23,1 19,34 25,52 ., 56,54 4 :1

Table 1: Differences in P and·K of Ap-horizons and subsoils

6. Conclusion

·

The results of the analyses give evidence of present-day soil erosion, Erosional processes are sustainably influenced by past and present topograp)l.y and of course, as a complex, system, they are controlling the distribution of.nutrients and fertilizer in the landscape:.

.

Humus, Phosphorus. and Potassium portray erosional processes ~d are suitable as tracer elements in the catchment area. The calculation of nutrient balances could show that the content of nutrients on the flat ridges is good, whereas nutrients on the slopes clearly have beeil reduced. However, the accumulation ofnutrients in the valleys can result in an over-supply. Furthermore the balances give evidence oftotallosses ofnutrients for the catchment area.

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·•.

,

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-169-

Soil quality changes due to land use in a Kastanozem- Phaeozem soilscape of Semiarid Chaco Lorenz, Guido 1; Bonelli, Cesar Luis 1; Roldan, Sergio 1; Araya, Clara2 y Rondano, K~rina 2

The Gran Chaco is a phytogeographical unit of South America, geomorphologically representing an extensive plain at about 200m above sea Ievel, with a semiarid to subhumid climate and a corresponding vegetation of xerophytic woods and savannahs. In Santiaga del Estero province, which forms part of this unit, a slight climatic change during the last two decades to more humid conditions and certain subsidy politics have provoked the extension of agricultural crops, reducing the area under natural vegetation. These Iransformations of natural to agricultural systems cause the well-known biological changes in soil organic matter balance, which unleashes also other physical and chemical degradation processes. It is supposed, that this sequence of processes will alter individual soil- and Iandscape functionality. So, the objective of this study was (i) to quantify land use changes in time at Iandscape scale, (ii) to analyse soil quality as a function ofland use history and reliefposition, and (iii) to assess soil quality changes at Iandscape scale; Materials and methods

The study area is localised in the Plain of Santa Fe (approximately 62°00"W and 27°30"S), a loessical, levelly undulated plain which is characterised by N-S oriented depressions, which Iead and drain into a !arger, W-E directed basin in the southern part, where lagoons and saline areas with Solonchaks are formed. Under the given semiarid conditions, the N-S valleys in the upper plain represent ecologically favoured areas, due to additional water reception, so that these zones also were the first to be invaded by agricultural systems. Such a sub-catchment formed the mayor study unit of this investigation. The typical soil catena in this Iandscape is formed by Siltic Kastanozems (ISSS Warking Group RB, 1998; Torriorthentic Haplustolls, Soil Survey Staff, 1998) on the upper plane and upper slopes, and more developed Siltic, Luvic and Pachic Phaeozems (ISSS Warking Group RB, 1998; Typic Haplustolls, Soil Survey Staff, 1998) on the foot- and toeslopes. lt has to be remarked the occurrence of colluvial soils in the centre of the major depressions, reflected in the classification by adjectives such as "cumulic" or "pachic". The studies were realised at two nested Ievels: the watershed, which considers the Iandscape functionality and represents the extrapolation unit, and the catena which reflects the smallest functional element of the landscape. The methodological approach consisted in (i) the spatial analysis of land use at regional scale, (ii) the detennination of chemical and physical soil quality parameters in catena elements, considering the effect of land use history by comparison of adjacent soils under natural vegetation and under recent (about 7 years) and old (about 20 years) cultivated Iands. Land use history was determined by analysis and comparison of remote sensing material of three moments between 1975 and 1997, classified with unsupervised cluster methods (IDRISI32 19 , MULTISPEC 19) and corrected by interpretation of historical aerial photographs and in situ controls. As soil quality parameters, there are presented here only chemical and physical ones, such as total soil organic matter (Schlichting et al. 1995), associated and particulate organic matter (Cambardella and Elliott, 1992), organic (Saunders y 'Facultad de Ciencias Farestales, Universidad Nacional de Santiaga del Estera, Av. Belgrana (S) 1912,4200 Santiaga del Estera. Argentina. e-mail: glarenz2000@yahaa.cam 2 Facultad de Agranamia y Agroindustrias, Universidad Nacianal de Santiaga del Estera, Argentina

-170Williams, 1955, in Page, 1982) and available phosphorou;; (Olsen et al, 1954, in Page, 1982), aggregate stability according to Kernper and Rosenau (Klute, 1986) and pore volume and pore-size distribution by the soil water characteristic (Klute, 1986). All considerations on element balances are referred to quantities per square meter in the whole soil volume up to Im or in equivalent masses of A-horizons with a maximum depth of25cm. · Results and discussion The analysis of remote sensing material showed, that in 1975 a 90% of land was covered by natural vegetation, consisting in savannahs in

Corg [g/m2]

3500

I

assodated OM c:::J particulate OM

c::EJ

· 3 000

~t

slopes and depressions (34%), and forests (56%) oil the upper plane and upper slopes. Until the year 1997, the cultiv~ted area gniw up to 36%,

2500

' ~

2000

mainly by conversion of savimnah units, which were reduced'to a 9%, whereas·the foresied area remained

nearly

emphasised,

constant.

that

the

It

has

cultivated

to

be

area

is

concentrated on the down-, foot- and toeslopes, ~nd

1-500 1000 I

500

disrupting elements which could break a

I

0

natural

vegetation

ranged

from

7500

to

j

I

j

"

'

:

.

1

t

\

L

nat. rec old nat rec old upper plane backslope

supposed overland flow of water. Soil organic matter reserves in soils under

i"

i

.,

that practically do not exist structural

~~

nat old footslope

relief x land use fig. I Fractions of soil organic matter in A horizons of the soils (quantities reffered to equivalent masses up·to · 25cm depth)

11 000glm 2 (up to Im), quantities which can be considered typical for these soil classes and which

partic ulate org'anic C [g 1 m2)

are similar to values reported by Aguilar and Heil

3000 ,...----,----,-,----.-----.---,

(1988) for semiarid Iandscapes of the northern

• upper. plane e backslope e footslope

=

Y a + b • e(-k * t)

hemisphere. Downwards in the catena, there was observed an increase of total reserves, which may

2000

be explained by .:nore favourable moisture



conditions in the down- and footslopes and by colluvial processes in the toeslope position. Land use

p~ovoked,

in general, l!- clear reduction

of soil organic matt~r in the A-horizons (fig. I). hi a more.differentiated view,. there can be seen, that the associated, transformed portion of organic matter did not show marked differences, whereas the

particulate

1000

organic

matter

diminished

0

L--~~~~--~--~--~

0

5

10

15

20

25

time of land use [years]

fig. 2 'Decrease of particulate organic carbon with time of land use in A-horizons of soils in different relief positions (quatitities reffered to equivalent masses up to 25cm depth)

significantly as affected by land use history in all relief positions (fig. I). This result corresponds tothat of

-171Cambardella and Elliott (1992, 1994), who encountered the particulate organic matteras a fraction sensible to land use changes. ln a continuous time scale, this particulate organic matter change could be described by a exponential decrease in time (fig. 2), corresponding to the classical form of break-down of soil organic matter reserves after land use change (Henderson, 1995). The particulate organic matter is considered affecting the macro-aggregation of soils and as a more active fraction respect to microbiological Iransformations (Cambardella and Elliott, 1992, Tisdall and Oades, 1982), so its reduction could lower both, physical resistance and biological activity.

Porg [g/m2]

The organic P reserves in topsoils showed a distribution quite differenttothat of organic carbon (fig. 3). We observed

60 50

~

40

rt

301-

I I ~

a decrease of organic P downwards the catena under natural vegetation, whereas there was encountered an increase in the same direction under cultivation. This may indicate the translocation of P in the landscape, possibly resulting from the application of vegetation fires as a management tool for

m'" ~~~

20 .

the savannah units. 10

Respect to land use, there could not be observed a clear influence in the P-fractions. Nevertheless, considering total

0 ~~~~~~~~~~~~

quantities of organic P of about 35g/m 2 in the A-horizon, Iogether with a low C/P relation of about I 00 and high values of available P of about 10g/m 2, we may expect generally a good availability of this nutrient, not being a

reliefx land use

fig. 3 Quantities of organic phosporous in A-horizons in function of land use and relief ( reffered to equivalent masses) stable aggregates [g/g]

Iimitation for site quality.

1 .0

The structural stability of soils, expressed by the proportion

O.B

r'

~

of stable aggregates against wet-sieving disruption, was significantly reduced by land use (fig. 4), being the changes

.----.----.--,r-r--.----.--,r-r--.--.--,

0.6

rt

rt rf

linear in time. Decrease of structural stability was lesser in the footslope than in the upper relief positions, which may be explained by the texture gradient between the group of

Kastanozems

and

the

geochemically

more

0.4

0.2

altered

Phaeozems. Different to our hypothesis, the particulate organic matter could only explain a 25% of the variation of aggregate stability in time. Strongly related with the soil structure, the volume of macro-·

0.0 L....,':-:±-~'-SC:H-J-::-:'7-"::-::'':--':'fl.-1-1~~~ upper plane

footslope

relief x land use

fig. 4 Aggregate stability in A-horizons of the different soils

pores in the soil reflected also degradation processes, being reduced from about 12 to 25% under natural

-172-

vegetation to values below I 0%, which Iet suppose a corresponding decrease in infiltration capacity of the soils. Summary and conclusions the land use change from natural to agricultural systems in semiarid Chaco resulted in significant negative alter~ti6n~ of chemical and physical soil quality parameters, which could..be described by linear or non-li.near f~nctio~s in time; •

based on this, the knowledge of land use history aiid soil distri.bution in the whole study area will p~rmit to assess or simulate soil quality at Iandscape scale; conside~ing

the climatic conditions and the geomorphic

~nd

structural design of the landscape, it is

supposed that the more severe consequence of land use consists in the deerease of physical functionality ofsoils, whieh eould conduee to an inerease ofwater exportout ofthe eatehment area by overland flow, and a corresponding deerease of produclive use of water resourees. Literature Aguilar, R., Heil, R.D. 1988. Soil organic carbon, nitrogen and phosphorous quantities in n.orthem' Gieat Plains rangeland. Soil Sei. Soc. Am. J. g, 1076-1081. Cambardella, C.A., Elliot, E.F. 1992. Particulate organic matter changes across a grassland eultivation · sequence. Soil Sei. Soe. Am. J.56, 777-783. Cambardella, C.A., Elliot, E.T. 1994. Carbon and nitrogen dynamies.of soil organic matter fractions from cultivated grassland so~ls. Soil Sei. Soe. Am. J. 58, 123-130. · . Henderson, G.S. 1995, Soil organie matter: A link between forest management and productivity. in: MeFee, W.W., Kelly, J.M. (ed.): Carbon forms and funetions in forest soils. Soil Science Society of America, · · lne., 594 pp, Madison, Wiseonsin, USA. ISSS Working Group RB. 1998. World reference base for soil resourees. World Soil Resources Report 84, 88 pp., FAO, ISRIC, ISSS, Ro~e. Klute, A. (ed.) 1986. Methods ofsoil analysis. Part 1: Physieal and mineralogieal methods. Agronomy ~ ASA, ASSA, lnc., Publisher, 1188p., Madison, Wisconsin, USA. Olsen, S.R, Cole, C.V., Watanabe, F.S., Dean, LA. 1954. Estimation ofavailable phosphorous in soils by extraction with sodium bicarbonate. US Dep. of Agric. Circ. 939. Page, A.L., Miller, R.H., Keeney, D.R. (ed.) 1982. Methods of soil analysis. Part 2: Chemical and microbiological properties. Agronomy 9, ASA, SSSA, 1159 p., Madison, Wisconsin, USA. Saunders, W.M.H:, Williams, E.G. 1955. Observations on the determination oftotal organic ph<;>sphorus in . soil. J. Soil Sei.§, 254-267. · · Schlichting, E.,'Biume, H.-P., Stahr, K. 1995. Bodenkundliches Praktikum. Pareys Studientexte 81, 295pp., Blackwell Wissenschafts-Verlag, Berlin. Soil Survey Staff 1998. Keys to Soil Taxonomy. 8th edition, 327 pp., United States Department of Agriculture, Natural Resources Conservation Service, Washington. Tisdall, J.M., Oades, J.M. 1982. Organic matter and water-stable aggregates in soils. J. Soil Sei. 33, 141~163.

Acknowledgements This·study was funded by the "C6nsejo de Investigaciones Cientificas y Tecno16gicas" of the Universidad Nacional de Santiago del Estero I Argentina, and by the grantBIO 802/0C-AR ofthe program FONCyT of the "Agencia Nacional de Promoci6n Cientifica y Tecnol6gica, Argentina". · · ·

-173-

Spatial variability of aggregate stability on a field scale Christine Jöckel, Nicola Fohrer, Hans-Georg Frede

Introduction In many laboratory experiments the processes of surface sealing and the genesis of crusts were analysed. Physical and chemical soil properlies related to surface sealing such as texture, soil organic matter (SOM), aggregate size, aggregate stability amongst others have been determined. These studies were based on a !arge variety of different soils (FüHRER et al. 1999; Rom et al. 1995). In this study the predisposition for surface sealing on a single field ( 1,04 ha) was investigated. The spatial distribution for aggregate stability (AST) as a suitable indicator of the susceptibility to sealing (Fox & LE BISSONNAIS 1998) is presented here.

Materials & Methods The experiment was set up on a maize field featuring loess soil in Rauischolzhausen north of Giessen, Germany,. The annual precipitation is about 650 mm and the annual temperature is 9

oc

by average. Only the soil surface (0-0.5 cm) of the loamy silt was investigated. In this study an unbalanced nested sampling scheme was designed. 64 sampling points were distributed on a 144m x 72 m grid. Soil samples were taken immediately after sowing in May 1999 to investigate the AST on the recently tilled soil surface. AST was determined under standardized soil moisture conditions with rainfall experiments with an intensity of 30 mm h .J for 20 minutes. For the different aggregate fractions (> 16 mm; I 016 mm; 8-10 mm; 5,6-8 mm; 3-5,6 mm) were placed on sieves with mesh size half the mean diameter of the aggregate fraction. AST wasexpressedas fraction of aggregates remaining on the sieves and their initial weight. In addition grain size distribution (DIN 19863) and soil organic matter (SOM) were determined. The S-ratio as a parameter for the susceptibility to

S = SOM[%}

erosion was calculated (PIER! 1989):

TU[%}

SOM

= Soil Organic Matter

'Department of Agricultural Ecology and Natural Resources Management Justus Liebig Universiy, 35392 Giessen, Heinrich-Buff-Ring 26-32, phone: +490641/9937377 fax: +49/0641/9937389 e-mail: Christine.Pfahls@agrar.uni-giessen.de

(I)

TU = Clay % + Silt %

-174-

Spatial variabiJity has been analyzed with standard geostatistical tools (DEUTSCH & JOURNAL 1992; WEBSTER & OLIVER 1990). Omnidirectional variograms were calculated in this analysis using pairs separated by lags up to I 00 m with V ARIOW_IN 2.1. The structure of spatial variance for AST was derived by modeling the theoretical

variogr~m.

In order to characterize the degree

of spatial dependency the ratio of nugget to sill expressed as a percentage value was calculated: According to CAMBARDELLA et al. (1994) values smaller than 25% specify a strong spatial relationship, ratios between 25 % and 75 % indicate a moderate spatial dependency and values !arger than 75 % show no spatial relationship.

Results Descriptive statistics, variogram properties and correlations are shown in table I. Spherical variograms could be modeled for , . all aggregate classes except for the smallest fraction . (35,6 mm). In this case a linear semivariogram was fitted (Fig. 1). As a general trend: •

the range of the AST varied between 14 m and 28 m for all aggregate fractions !arger 5.6 mm and more stable aggregates show a lower maximum of sill



the nugget variance decreases for aggregates > 8 mm



the ratio nuggetlsill decreases with aggregate size for aggregates < 16 mm



the variograms with !arge nugget variances show !arger sills and also higher ranges



the spatial dependency for the modeled variograms is good to moderate.

Tab. I: Descriptive statistics, variagram properties and correlations of AST for all aggregate fractions under investigation. statistics mean

cv

•(%]

AST>t6

Variogram properties Nugget

Sill

[%]

range [m]

93,6

3,7

17,6

3,6

10,2

ASTI().t6

75,7

6,7

14,4

19,2

6,5

ASTs.to

31,9

26,0

28,8

30,4

39,3 28,2

nuggetl sill

.correl~tions

S-ratio

TU

n.c.

n.c.

n.c.

n.c.

o:290**

n.c.

0,221*

0,231*

n.c.

0,254*

0,322**

-0,258*

0,223* 0,258** I I linear at P-:: 0,05, ** significant corrclation at P < 0,01·

-0.269*

model

SOM

26

spherical

74

spherical

44

spherical

12

spherical

[%]

ASTs.6-s

11,7

48,2

14,4

3,8

ASTn6

25,5

24,0

I

32,5

n.c. = no correlations found, * significant

~orrelation

I

1

- 175-

TllhiJ

TllhiJ

100

100

80

80

60

60

40

40

20

20

0 0

20

0

40

60

80

100

0

20

40

lhl

60

80

100

60

80

100

lhl

Tilhl)

Tllhl)

t

100 80 60 40 20 0 0

20

40

60

80

100

lhl

~l 0

20

40



lhl

Tilhll

80 60 40

20 0 0

20

60

40

80

100

lhl



The spatial distribution of SOM shows a significant correlation to the spatial pattem of AST for fractions < 10 mm.



The spatial pattem of AST is correlated significantly to the spatial distribution of the S-ratio for all aggregates < 16 mm.



The finematerial (TU) is negatively correlated to the AST of the small aggregate fractions

(< 5,6 mm).

-176-

Conclusion AST on a field scale is spatial correlated and shows a range of approximately 20 m for'different aggregate size classes. A moderate spatial relationship was observed. The variance of AST decreases with aggregate size for point measurements (FüHRER 1995). This is reflected by a decreasing nugget variance with aggregate size on a field scale. AST of the aggregate fractions < 5,6 mm is significantly influenced by the amount of fine material. The spatial ?eterogenity of both parameters indicates varyi~g AST on the field. The correlation of AST pattems, S-ratio distribution and the fine material indicates a spatial variability of the susceptibility for sealing on a field scale.

Literature · CAMBARDELLA, G., MÖORMAN, T.B., NOVAK, J.M., PARKIN, T.B., KARLEN, D.L., TURCO, R.F. & KONOPKA, A.E. (1994): Field-scale variability of soil properties in Central Iowa soils.Soil Sei. Soc. Am. J., 58: 1051-1511; Madison, WI. DEUTSCH, C.V. & JOURNEL, A.G. (1992): GSLffi: Geostatistcal software library and users guide.- 340 p.; Oxford University Press (New York). DEUTSCHES lNSI1ITUT FÜR NORMUNG (DIN) (1973): Physikalische Laboruntersuchungen. Bestimmung der Korngrößenzusammensetzung.- DIN 19683, BI. I & 2; Berlin (Beuth). FüHRER, N., BERKENHAGEN, J., HECKER, J.M. & RUDOLPH, A. (1999): Changing soil and surface conditions during rainfalL' Single rainstorrnlsubsequent rainsorrns.- Catena, 37: 355-375; Amsterdam. Fox, D.M., & LE BISSONAIS, Y. (1998): Process-based analysis of aggregate stability effects on sealing, infiltration, and interrill erosion.- Soil Sei. Soc. Am. J., 62: 717-724; Madison, Wl. . PIER!, C. (1989): Ministere de Ia Cooperatuib/Cirad, Paris. RoTH, C., HELMING, K. & FüHRER, N. (1994): Surface sealing and runoff generationon soils generived from loess and Pleistocene deposits.- Z. Pflanzenern. Bodenkde., 155: 209216; Weinheim (VCH). WEBSTER,'R:. & OLIVER, M.A.'(l990):'Statistical methods'in soil an~fland resource survey.- 3'16 p.; Oxford Universtiy Press. , (· ~

, I ., '

1: •

.;

:i~

·;r;

- 177-

The pedo-ecological consequences of the Mennonite land-use-system in the lowlands of Bolivia (Department of Santa Cruz) MARKUSSEN, M. & G. GEROLD'

Introduction

The investigation was launched within the framework of a co-operation agreement between the Georg-August-University Göttingen and the University Mayor de San Andres in La Paz I Bolivia. Being integrated in the project of the German Technical Cooperation (GTZ GmbH) "Sustainable use of the natural resources in the department of Santa Cruz", which is executed from a German Consulting Company (Institut fiir Projektplanung, Stuttgart) the present topics are linked closely to the aims of the GTZ-project through the characterisation of the chemical and physical changes of the soil by traditional and modern land-use-systems in the lowlands ofBolivia.

Objectives Intention of this study was the agrarian-ecological valuation of the soil quality and the landuse-potential as weil as the registration of the soil-degradation from surfaces, which are agricultural intensively used, by means of afalse-time-series. The investigation site is located in the Mennonite-colonies Riva Palacios and EI Dorado (Gnadenhoff) (18°08,09' Sand 63°02,50' W] close to Santa Cruz de Ia Sierra. Since 29 years local Mennonites are practising an intensive form of agriculture without any periods of fallow, with high frequentation of heavy machines, with high input of pesticides and without any form of fertilization. The main agricultural products are soybean and sorghum. The soils are classified as Typic Haplustalfs (F AO: Haplic Luvisol). First, this investigation describes the land use of the Mennonites, in particular their colonisation, their clearing methods and forms of cultivation and tillage (MARKUSSEN 2000). Status of Research In the seventies most of the investigations in the new colonisation area of Santa Cruz described the impacts of economic development. The aim was to check the land use potential for defining new agricultural growing areas. At the same time the first analyses about soil degradation were initiated. DERPSCH (1975) composed a wide study about the eolian erosion in this area. MOLL researched in 1981 the ecological problems in the region of Santa Cruz and classified this region as a "ecological high-risk-area ". Gerold delivered numerously pedoecological investigations in southem bolivia regarding land use problems, soil erosion and degradation(GEROLD 1981,1983,1986,1991 a,b,c). Publications from Ross et al. 1999 and Riezebos & Loerts 1998 show the actuality of the world wide changes of land use and their consequences. A Iot of recent researches attend to separate parameters and their changes, e.g. regarding the cation exange capacity (SAIKH et al. 1998), the organic matter (KOUTIKA et al. 1999) respectively the soil microbiological parameters as indicators of soil quality (WICK, KüHNE & VLEK 1998).

• Diplom-Geograph Michael Markussen and Prof. Dr. Gerhard Gerold Institute of Geography, Department of Landscape Ecology, Georg-August-University of Göttingen, Goldschmidtstr. 5, D-37077 Göttingen, e-Mail: mmarkus@gwdg.de

-178-

Results and discussion The analyses have shown that the chemical composition of the natural soils in the forests without human impacts is very good with high nutrient contents in the topsoil as weil as in the subsoil (Fig Ia and b). High availabilities of the nutrients magnesium, calcium, sodium, potassium and especially phosphor are given (Fig. 2a and b, Fig. 3a and b, Fig. 5). But indicated by human impact and changes in land use a strong Iransformation of the soil quality has occurred. First of all, a significant increase of the nutrient concentrations (total contents, CEC, plant available calcium and magnesium) has tobe stated in the first year ofthe false-time-series, which is caused by the clearance through burning and a resulting release of nutrients (Foto 1). With beginning of the intensified land use the concentrations decrease. These declines are obvious e.g. for soil organic carbon and nitrogen, cation exchange capacity, calcium, magnesium and further parameters (MARKUSSEN 2000, KARSTEN 2000). According to these results a decreasing gradient in temporal progression can be determined as follows: 1 year after clearing > forest > 5 years of land use > 15 years > 29 years > 25 years. Land degradation is particularly expressed through the parameters soil organic carbon and nitrogen (Fig. I a and b). The topsoil under the forest shows a content of organic matter of 2,8 %, after 29 years of land use the contents have decreased to 1,1 % (nitrogen: diminution from 0,19 [forest] to 0,09% [29 years]). The only parameter showing no significant differences caused by enduring land use is available phosphor (Fig. 2a). The deterioration ofthe chemical soil properties is intensified by the fact that the Mennonites do not use any fertilisers because of their religious beliefs. ' The nutrient availability of these soils is such good, that the Mennonites can use the fields up to 29 years without integrating any kind of fallow. There are no areas with second vegetation in the colonies (Foto 2). Distinct changes of the physical properties can also be detected due to the conversion from forest to agrarian surface. As a result of dominating mechaJ,lical cultivation techniques with steel tired tractors, the deterioration can obviously be determined showing higher densities (forest: I ,23 g/cm', after 29 years of land use: 1,43 g/cm'). Consequences are a lower porosity and reduction of air capacity and a deterioration of the water balance in the soil.

Amelioration strategies To avoid further soil degradation, different strategies could be pursued: .... adoption of a direct-tillage-system .,j.. sensible crop rotatlon .,j.. protection against wind erosion in form ofprotective tracts .,j.. agricultural advices and training .,j.. adoption of irrigation and fertilising, exception of agrarian areas from tillage or cultivation. The development or realisation of such guidelines could contribute to maintenance or even growth ofthe food production and above all a sustainable land use in the lowlands ofBolivia.

- 179-

~

! length of land use

length rilland uae

Fig. 1a and b: Content of organic matter and nitrogen dependent on the length of land use

1

&~"

.21 ,.

~~ i u .a : 3

length of land use

Fig. 2a and b: Availability of phosphor and cation exchange capacity dependent on the length of land use

i ::1

lO

length rilland use

length of land uae

Fig. 3a and b: Availability of calcium and magnesium dependent an the length of land use

~-

Jj ---

Ir.,.•.••·

~___,_I·~

~---~J

length rilland use

Fig. 4: Gorrelation between content of organic matter and nitrogen

Foto 1: aerial view ofthe cleared woodland with enrichments and residues in the soil through the fire

Fig. 5:

Exchangeable calcium and magnesium dependent on the length of land use

Foto 2: /abranza diagonal: typical fonn of cultivation ofthe mennonites

-180-

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-181-

Protecting wetland soils in the North-eastern German lowlands 'L. Müller, M. Frielinghaus, A. Behrendt, U. Schindler

l.

Introduction

Soils of river lowlands and fens are sensitive to impacts by agricultural land uses. Their mineral composition and structure are relatively variable. Estimating the risk potential for soils and surrounding media requires inforrnation on soil processes and appropriate indicators. The aim of this study was to recognize the driving forces and the state of soil development as a basis for protection measures.

2.

Study areas and methods

Soils of river lowlands and fens cover about 15-20 % of the North-eastern German lowlands and are preferred sites for agriculture. Cultivated lowland sites have been monitared over several years. We analyzed soil data and determined associations between the water regime and type ofland use. Alluvial clay soil processes have been studied in the Oderbruch area and processes of peat soils (Histosols) in the Rhin-Havelluch (Mueller et al., 1994, Behrendt, 1995). Both regions are located at a distance of about 70 km from Berlin. Morphological and functional criteria of soil structure were applied. Site and regional water balances were estimated using Iysimeters and hydrograph recordings.

3. 3.1.

Soil development processes River lowland clay soils

Within the extensive lowlands of the Eibe and Oder Rivers, gley soils (FAO:Gleysols) of clayey and loamy texture are dominant. The land is Ievel and has low drainage gradients. Land drainage has intensified during the 20th century and resulted in deeper water tables and soil structural changes (Table I, Mueller et al., 2000). Three marked states of soil development were typical: Shallow drainage practices were typical in the 19th century and during the first half of the 20th century. Medium-deep drainage practices were typical in the 20th century. Deep drainage practices have been practiced mainly since the 1970s. This status is typical for the region and plays a significant role in plans for water table control. Permanent water supply by river seepage and available control systems (pumping stations, ditches, weirs) are preconditions for achieving higher water tables by control measures.

· Lothar Müller, Monika Frielinghaus, Axel Behrendt, Uwe Schindler Centre for Agricultural Landscape and Land Use Research (ZALF) D-15374 Müncheberg, Germany, E-Mail: lmueller@zalfde

-182Table 1: Values of some soil state variables of alluvial clay soils of different drainage states (Ciay content 40-50 %, arable land use) State variable Watertable Organic soil matter

Unit m below surface g/100 g

Porosity (PV)

cmj/100 cmj

Field capacity (in- situ)

cmj/100 cmj

Air volume at field capacity

cmj/100 cmj

Capillary rise at rate of3 mm/d

cm

Depth

A_p UB I UB2 Ap UB I UB2 Ap UBI UB2 Ap UB 1 UB2 UB

>

Values of drainae;e states 1 Shallow 2 Medium-deep 3 Deep 0.7-1.2 1.2-1.7 < 0.7 2-4 3-7 2-3 2-4 2-3 2-3 3-6 2-4 2-4 52-56 52-56 51-55 56-63 48-53 48-53 61-67 54-63 54-63. 40-PV 36-45 35-43 46-PV 36-46 35-45 54-PV 50-PV 46-55 0-12 7-20 7-20 0-7 4-10 5-12 0-4 0-8 3-15 20-45 15-40 15-25

'lAp=Ap-Horizon 0-30 cm, UBI=subsoil I 30-55 cm, UBZ= subsoil2 55-80 cm The water tabJe-dependent in-situ field capacity is an important soil state indicator, while parameters, which were derived from the soil desorption curve, are less reliable and have a lesser importance at groundwater influenced sites. Conductivity parameters are also less reliable due to extreme random variability. Table I shows changes in the subsoil and in the topsoil. All parameters in Table I decrease with decreasing water table. This is associated with macromorphological features of the subsoil structure (Heim and Mueller, 1988). Speed and reversibility ofthe expected soil structure formation shou!d be studied: 3.2.

Peat soils

Agriculturally induced" soil changes in peat soils include structure development and mineralization of organic matter. These changes may be characterized by soil physical parameters of soil, water, and air composition (Table 2). Accelerated soil development Ieads to marked changes in the topsoil as reduced water holding capacity and decreased saturated conductivity. The unit water content as determined according to Ohde (in Schmidt, 1989) is a simple and proper measure of peat soil water holding capacity. In most agricultural used fen soils, the unit water contents are lower than the threshold value of 1.8, indicating inten~ive peat degradation (Schmidt, 1989). At cultivated Histosols, the peat layer thickness is continuously reduced through mineralization and subsidence processes. Peat thickness Iosses of 1. 5-2 cm/year und er arable land use and 0.4-0.8 cm/year under grassland land use are typical for the North-eastern German Jowlands. Despite the degraded state, Histosals provide high yields of grass and thus remain fertile sites. 4.

Measures of soil protection

Land drainage and consecutive soil cultivation have been recognized as driving forces of soil development and degradation. Water management, type of land use and soil management are crucial factors in maintaining or rehabilitating the functions of fens and Jowland clay soils.

- 183-

Table 3 shows the current framework conditions of water management in extensive lowland areas of the region. Annual precipitation rates of 450 to 550 mm and potential evapotranspiration rates of 600-700 mm can Iead to soil degradation by drought. Table 2:

Values of physical soil state variables of peat soils at different development states

State variable

Unit

Organic soil matter Porosity (PV) Field capacitv in- situ Saturated hydraulic conductivity

g,'IOO g cmj/100 cmj

Capillary rise at rate of 3 mrn/d

cm

t)

cm 3/IOO cm3 rn/d

Depth

11

A A A A

UB

Values of states I Slightly 2 Severely degraded degraded 60-95 30-70 70-95 45-70 65-PV 40-PV 0.5-2 0.001-1 30-50

10-40

··-

A = Topsoil 0-20 cm, UB = Subsoil 20-80 cm

River lowland clay soils require water table management, and arable land use is a good management practice for the cultivated, flood-protected areas. The location of Settlements within these areas subject to some degree of flood risk suggests flood protection is the basic precondition for Iandscape and soil protection. Table 3: Water balance of two extensive lowlands (Mueller et al., 2000, mod.) Oderbruch

Rhinluch

River lowland 70 Fluvic Gleysols Arable 0.8-2.0 470 325 795 450 345 80 560

Peatland, fen 23 Histosols, shallow underlain by sand Grassland 0.5- 1.0 533 437 ) 970 534 ) 436 62 l) 861

Lowland name Type of lowland Size [Tsd ha] Soils Land use Water table depth [m] Precipitation [mrn/a] Recharge [mrn/a] Budget [mrn/a] Evapotranspiration [mrn/a] Discharge [mrn/a] Crop yield [dt/ha dry matter] Coefficient of Iranspiration [I H20/kg dry matter] 11 Dietrich

et al., 1996,

z)

-----

Schmidt, 1989

Sustainable water recharge rates which depend on the type and distribution ofland uses in the entire catchment are the basic precondition of soil protection by sustainable land use. Although high water tables and permanent grassland sward may not halt the peat soil mineralization completely, they are the best known agricultural management practices for peat soils. Deep drainage and arable use of peatlands are not acceptable practices from an ecological perspective. The re-establishment of wetlands, with a sink-function of peatlands but without agricultural benefit, would require extreme high water recharge rates, and thus is

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only feasible in a few areas. Summary In the North-eastem German lowlands wetland soils cover about 20% of the area. Most of them are fens or river lowlands and agriculturally used. These sites are fertile but sensitive. Soil protection requires knowledge on soil processes. Clayey river lowland soils and peat soils are susceptible against land drainage. Lowland clay soils may change their structure properties distinctively. Changes of soil structure are indicated by soil physical parameters. Crucial parameters for estimating the soil development status of river lowland and peat soils include springtime water table Ievel, soil moisture · content and in-situ field capacity, organic matter content or peat thickness. Peat loss rates vary under different land use between about 0.5 cm/year for low- input" grassland and more than 2 cm for intensive arable ploughland use. In order to protect the soils monitoring and controlling of the driving forces of soil development are necessary. Good agricultural practice and management of the soil water regime are crucial meims of soil protection. Arable use (plough land) of peat soils and land drainage of lowland soils without water table control are not good agricultural practices. Soil protection measures have to be planned and should be monetary supported. In river lowlands flood protection is a basic precondition of sustainable land use and soil protection. References Behrendt, A., 1995. Moorkundliehe Untersuchungen an nordostdeutschen Niedermooren unter Berueck;sichtigung des Torfschwundes, ein Beitrag zur Moorerhaltung. Diss. Humboldt-Universitaet zu Berlin, 170 p. Dietrich, 0., Dannowski, R., Quast, J., Tauschke, R., 1996. Untersuchungen zum Wasserhaus-halt nordostdeutscher Niedermoore am Beispiel der Friedlaender Grossen Wiese und des Oberen Rhinluchs. ZALF-Bericht Nr. 25, 59 p. Heim, H., Mueller, L. 1988. Field sturlies on the structure ofalluvial clay soils as precondition for the determination of drainage situation. Archives of Agronomy and Soil Science, Berlin 32, 3, 141- 151 (in Öerman, Eng!. summary) Mueller, L., Frielinghaus, M., Schindler, U., Behrendt, A. und W. Schrnidt. 2000. Bodenschutz auf Standorten der Flussniederungen und Niedermoore. Arch. AckerPflanzenbau Bodenkd., 45, 239-262 Schmidt, W., 1989. Untersuchungen zur Bestimmung des Verformungsverhaltens von Torfen und Mudden und der dafuer massgeblichen Bodenkennwerte. Habil-Schrift Berlin, 75 pp.

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Soil water and nitrate dynamics at different land use and management systems in northeastern Germany V. Schind/er'. L. Müller' and F. Eulenstein 2,

Summary Soil water content and tension measurements down to 5 m depths, soil water samplings and deep drillings were used to investigate the effect of land use (arable, grass, forest) and arable management (integrated, ecological, low input) on discharge and nilrate and phosphorus leaching in the pleistocene region of north-eastern Germany. The lowest nitrogen leaching rates were found at the grass fallow and pine forest sites (I to 2 kglha). Nitrogen input only occurred as a result of atmospheric deposition. At the grass fallow sites, the nilrate concentrations varied between 5 and 10 mg/1. The range of annual nitrogen loss was 0.4 to 4.8 kglha. At pine forest much higher nitrate concentrations (22 mg/1) were measured than at grass fallow. However, due to reduced deep seepage rates at the pine forest, the nitrogen loss was not higher than at the grass fallow. At the various arable sites the nilrate concentrations varied as dependent on arable management treatments between 50 and 200 mg/1. The effect of agricultural management treatments on the nilrate dynamics was small. The average annual nitrogen leaching ranged between 23.6 kglha for the integrated and 20.4 kglha for the ecological arable management treatments during the three-year period from 1996 to 1998. The ecological management treatment produced the lowest yields, but did not have a noticeably lower nitrogen leaching. Irrigation had a noticeable effect on yield and nitrogen intake, but the nitrogen leaching did not significantly differ from the ecological management. However, the nitrate concentrations exceeded the 50 mg/1 Ihreshold value for drinking water at all arable sites.

1. Introduction Since the beginning of last century the nitrate concentrations in drinking water increased permanently in Germany. On1y a few percentage of wells and open waters contained 20 to 50 mg NOil in 19 I 5. As a result of high Ievels of agrochemical application at agricultural sites at the last decades, this amount increased to about 30 percent till the mid of the 901h (Meissner, 1999). Previous studies gave conflicting results concerning the impact land management systems have on solute lasses. According to Haas et al. (1998), ecological farming approaches reduces solute Iosses and, in particular, should be practised in sensitive ground water protection regions. According to Körschens ( 1999), sustainable agriculture requires a combination of organic and inorganic fertilizers for high yields and reduced solute leaching. However, the knowledge about nitrate leaching dynamics for different crops and management practics in interaction with soil properlies and weather conditions is not yet sufficient.

2. Field experiments Land use, tested management treatments, and soil information of the experimental fie1ds are shown in Table I. Deep seepage and solute leaching were analysed based on daily tension 1

Institute of Soil Landscape Research, Center for Agricultural Landscape and Land Use Research, Möncheberg Institute of Land Use Systems and Landscape Ecology, Center for Agricultural Landscape and Land Use Research. Müncheberg

2

-186-

and water content measurements and monthly soil water samplings below the hydraulic shed down to 5 m (Schindler and Müller, 1998) at sites I to 3 and deep drillings (Eulenstein and Drechsler, 1992) down to 4.2 m at sites 4 to 7.

Table 1. Site characteristics No

Site

Land use

Manage-

Soil

Method

Remarks

sand with loamy layer at 80 cm depth sand

SMand 4DDat each plot SM

16 plots experimental field

ment

I

IMF Müncheberg

arable rotation

2

Worin, Hardenbergschlag

arable rotation

integrated ecological extensive integrated ecological

2 plots farmland according to scientific advice Müncheberg, Hy grass grass fallow sand with loamy SM 3 I plot Fallow without layer at 60 cm depth fertilization Obersdorf, grass fallow loam 4 grass DD fallow, 5 years Fuchsberge since arable use Hoppegarten grass grass fallow sand DD 5 fallow since 1945 DD pine forest, 60 Müncheberg, Wald forest sand 6 · years old 7 Müncheberg arable integrated sand DD arable site, rotation experimental field SM: Soil hydrological measurement DD: Deep drilling Nov.l995, 100 drillings at sites 4 to 7, !Om*!Om grid

Table 2 gives an overview about the fertilizer inputs and yields. At the Müncheberg site (3) no fertilizer was applied to the grass fallow. The grass was cut twice a year and left on the site.

Table 2. Average annual management data, IMF Müncheberg (I) and Worin (2), 1993 to 1998 p Management treatment Yield I Ntotnl kgN/ha kgP/ha mm GE/ha IO: Integrated without irrigation 112 24 0 67 ' IB: Integrated with irrigation 126 24 78 76 00: Ecological without irrigation 45 2 0 36 EO: Low input without irrigation 86 24 0 64 ' Worin: integrated 68 35 I' Worin: ecological 9 20 I: irrigation rate per year; GE: grain unit, I GE corresponds with I dt/ha gram

3. Results and Discussions 3.1 Deep seepage dynamics Grass fallow produced the highest deep seepage rates. At the arable sites, the average annual deep seepage varied between 158 mm (Worin site) and 195mm (Müncheberg site). Differences of deep seepage rates between the arable management treatments were small. 3.2 Nitrate concentrations and nitrate leaching Nitrate concentrations at all Müncheberg (I) and Worin (2) treatments decreased until 1995, after which they levelled-off (Fig. 2). The initial nitrate dynamics were.a conseqtience of the

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previous agricultural activities on the sites. Since 1995 at the Müncheberg site and 1996 at the Worin site, the nitrate concentrations of the seepage water demonstrated the effect of the investigated management treatments. As the results of deep seepage and nitrate concentrations, the annual nitrate leaching rates varicd between 16 and 45 kg N/ha, at the Müncheberg site (I). The lowest nitrate concentrations and also leaching rates were observed at the ecological treatment where the nitrate concentrations varied between approximately 50 and 82 mg/1. The highest nitrate concentrations (106 - 129 mg/1) were analysed at the integrated treatment without irrigation, where the nitrogen inputwas nearly twice as high as at the ecologica! treatment. The most ferti1izer was applied at the integrated treatment with irrigation. However, this treatment had nitrate concentrations approximately similar to the ecologica1 treatment, between 83 and 102 mg/1. The average annual difference was only 6 kg N/ha. In all treatments, the nitrate concentrations consistently exceeded the 50 mg/1 thresho1d value (Bundesgesetzblatt, 1990) for drinking water. At the arab1e Worin site (2), the nilrate concentration va1ues, which started at about 241 mg/1 at the ecological treatment and 172 mg/1 at the integrated one, decreased continual!y over time. By 1998, the concentrations at both treatments had decreased to approximately 130 mg/1. Differences between the ecological and the integrated treatment were not distinguishable. Müncheberg site :m

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Figure 2: Nitrate concentrations and nilrate leaching at the soil hydrological plots At the grass fallow Müncheberg site (3), nitrate concentrations between 5 and 10 mg N03/l were measured. After 150 mm of an irrigation experiment in November 1997, dilution effects were observed and the nitrate concentrations approached zero at the beginning of 1998.

Deep drillings The pore water contains relatively low mean nitrogen Ioads for all treatments But as in most cases of arable land use, the threshold va!ue of nitrate concentration of drinking water (50 mg/1) was exceeded. Only site 7 and the unfertilised grass and forest sites had nitrate

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concentration measurements less than 50 mg/1. At the forest site (6), the average nitrate concentration was 22 mg/1, twice the value measured at the grass fallow. At the arable Mücheberg site(l), the nitrate concentrations varied between 87 mg/1 at the ecological and II 0 mg/1 at the low input treatment. There was an acceptable coincidence between deep drilling results and the soil hydrological measurements. 3. Conclusions The lowest nitrogen leaching rates were found at the grass fallow and pine forest sites (I to 2 kg/ha). Nitrogen input only occurred as a result of atmospheric deposition. At the grass fallow sites, the nitrate concentrations varied between 5 and 10 mg/1. The range of annual nitrogen loss was 0.4 to 4:8 kg/ha. At pine forest much higher nitrate concentrations (22 mg/1) were measured than at grass fallow. However, due to reduced deep seepage rates at the pine forest, the nÜrogen loss was not high er than at the grass fallow. At these sites, nitrogen input was only a result of atmospheric deposition. The effect of the investigated agricultural management treatments (integrated. ecological and low input) on the nitrate dynamics was small. The average annual nitrogen leaching ranged between 23.6 kg/ha for the integrated and 20.4 kg!ha for the ecological arable management treatments during the three-year period from 1996 to 1998. The ecological management treatment produced the lowest yields, but did not have a noticeably lower nitrogen leaching. Irrigation had a noticeable effect on yield and nitrogen intake. but the nitrogen leaching did not significantly differ from the ecological management treatment. However, the nitrate concentrations exceeded the 50 mg/1 threshold value for drinking water at all management treatment sites. Due to low deep seepage rates, nitrate surpluses of 15 to 25 kglha led to nitrate concentrations of about 100 mg/1, suggesting that seepage water nitrate concentrations < 50 mg/1 are not realistic for sustainable agriculture practices on sandy and weak loamy arable sites in northeastern Germany. Acknowledgement The authors tharik Brigitte Krüger and Wilfried Höhn from the Research station Müncheberg and Dr. Angelika Wurbs from the Institute ofLand Use Systemsand Landscape Ecology for preparation ofthe management data from IMF Müncheberg and Worin sites.

References Eulenstein. F., Drechsler H. 1992. Ursachen. Differenzierung und Steuerung der Nitratkonzentration im Grundwasser überwiegend agrarisch genutzter Wassereinzugsgebiete. Dissertation am FB Agrarwiss. der G.-A- Universität Göttingen (Sammelband). pp. 269. Haas. G., Berg M .. Köpke U. 1997. Grundwasserschonende Landnutzung. Schriftenreihe · Institut für Organischen Landbau. Verlag Dr. Köster Berlin. pp. 156. Körschens. M. 1999. Gute fachliche Praxis bei der Versorgung der Böden mit organischer Substanz. Mitt.Deutsche Bodenkd. Ges. Bd 91. H 1. 63-66. Meissner. R. 1999. Stand und Entwicklung der Nitratbelastung des Grundwassers in Deutschland. 8. Lysimetertagung. ·stoffflüsse und ihre regionale Bedeutung für die Landwirtschaft. BAL Gumpenstein vom 13.- 14. April 1999. 15-18. Schindler. U., Müller. L. 1998. Methods for the quantification of soil drainage rates in the north-east German lowlands. Proceedings of the 7th International Drainage Symposium. March 8-11. Orlando. Fl. 613-620.

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Capillary rise in low moor soils Kai Schwärze!, Gerd Wessolek, Heiner Stoffregen and Manfred Renger 1

1 Introduction • A methodology to determine water flow in peat soils is presented. • Results of capillary fluxes are shown. 2 Experimental Set-up • Water balance and the soil hydraulic functions were determined by easy installable groundwater Iysimeters. • The Iysimeters are installed under natural conditions (Bohl et al. 1996). • By additionally providing the Iysimeters with TDR-probes, automatic tensiometers and an automatic groundwater Ievel control, lateral fluxes (the real evaporation and capillary water uptake) can be monitored and quantified for various groundwater Ievels (Fig.l ). Perforiertes Rohr Perforiertes Rohr Solarzellen

Anzeigen des Wasserverbrauch

Differenzdrucksteuerrnodul

GOK

Figure 1: Schematic jigure of lhe experimental selup in lhe fleld (TDR-probes and auloma/ic tensiomelers are not drawn) Zulauf= intake with scalc: Ablauf= drain with scale: Diffcrcnzdrucksteuermodul = System for mcasurcmcnt of pressure difference between Iysimeter and rcference state: GOK = soil surJ~\cc: GWOal Oi = groundwatcr Ievei outside/ inside

The groundwater Ievel in the Iysimeter and the reference groundwater stand pipe were automatically measured by a manometer system. A decline (caused by evaporation) or a rise (caused by rainfall) of the groundwater Ievel in the Iysimeter relative to the reference state was automatically equalized by pumps. The drain and intake of water and the change of water content in the unsatureted zonewas balanced. There are two possibilities for the reference groundwater standpipe. First, the reference pipe is open at the bottom: The groundwater equalization between Iysimeter and reference state is in relation to the groundwater Ievei of the environment. Second, the reference groundwater standpipe is closed at the bottom. Forthis case it"s possible to determine the water balance for different groundwater Ievei.

1

FG Standenkunde und Bodenschutz der TU Berlin: email: Kai.Schwaerzei@TU-Berlin.de

-190-

• • •

A Iysimeter without vegetation was used to measure the soil-hydraulic functions (hydraulic conductivity and water retention). Both were also determined in the Iab for a higher range of water content and water suctions. Using the Iab functions, the capillary rise was numerically calculated for multi-layerprofiles. The calculations are based on Richards-equation.

THESITE • Rhinluch (60 km ofthe northwest ofBerlin) • Eutrophie Histosol (Soil development stage "Erd-Niedermoor" and "Mulm-Niedermoor") • The upper peat layers are strongly decomposed. The matrix is amorph. • In the deeper layers dominated sedge (carex) and reed · (phragmites) peat. The degree of decomposition decreases with the increase of depth. • The underlying of the peat body are glacifluviatil sediments (mostly fine sands) and partly limnic sediments (calcic mud, detritus mud). • Annual precipation (1951-80): 526 mm • Climatic water balance during the summer (1993-98): - 250 mm

RESULTS The hydraulic conductivity for a strongly decomposed peat is shown in Figure 2. The Iab and field data are consistent.

o Field instantaneus

0 Field: tensions-infiltrometer•)

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Figure 2: Hydraulic conductivity for a strongly decomposed peat layer (topsoil); jield and Iab results (*)Punze! et al. 1996; (**)Plagge 1991 The capillary rise from the groundwater to the underside of root zone was calculated using a numerical model at different boundary conditions for multi-layer-profiles. The relation between water suction and flow rate for different groundwater Ievels is presented in Figure 3. The flow rate is strongly dependent on water suctions at the underside of root zone and on groundwater depth. The flow rates increase at high water suctions at the under~ide of root zone, especially when shallow groundwater Ievels occur. Flow rates decrease with falling groundwater Ievels and is strongly reduced for groundwater Ievel deeper than 60 cm. Consequently, the root zone dries up and the aeration of peat body increases.

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Figure 3: The calculated capillary rise and water suction atthe underside ofroot zonefor different depths ofthe groundwater Ievel below the root zone; soil devevlopment stage.· Erd-Niedermoor Figure 4 presents the measured capillary uptake rates for different groundwater Ievels. Also potential evapotranspiration controls capillary flux from the groundwater. The highest values were reached whenever high evapotranspiration rates demand and water contents near saturation in the root zone occur. The field data show a relatively great variation, which is caused by the non-steadystate character of the flow below the root zone, since periods with low and high evapotranspiration alternate. 10

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Figure 4: Capil/ary rise and potential evapotranspiration Mean groundwater Ievel at 25 cm (white) and at 45 cm (black). Mean valuesfor 4 and 7 days. An example of the measured and calculated water balance parameters for various groundwater Ievels is presented in table I.

Table I. Measured and ca/culated water balances parameters at different groundwater Ievels (59 days). Results of Iysimeter measurement. Vegetation phalaris arundinacea. Groundwater Ievel 20 cm 40 cm 60 cm

measured calculated ETI real Capillary rise ETI real Cap_illary rise

225 226 174

189 163 126

204 211 174

183 105 80

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There are some deviations between calculated and measured water fluxes. Calculated capillary rise is underestimated in relation to the measured ones. This is caused by the uncertainties of the root zone thickness. Additionaly, many hydraulic functions for various peat substrates with different degrees of decomposition and various underlying substrates (detritus mud, calcic mud and fine sand layers) were measured in the Iab. These functions were combinated to site specific multi-layer profiles for which capillary fluxes were calculated. Figure 5 demonstrates the effect of different substrate combination on capillary rise. Surprisingly, the influence is relatively small, great differences occur only in periods with high water suction in the root zone. capillary rise mm d" 4.0

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2

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Figure 5: Jnjluence of substrafe type on the capil/ary uptake in low moor soils for various water suction at the underside of the root zone. Distance between the underside of the root zone and the water table = 50 cm (Soildevelopment stage: Erd-Niedermoor); 1 = peat over jine sand; 2 = peat over calcic mud; 3 = peat over detritus mud) Summary • The easy installabte groundwater Iysimeter permit a good estimation of water balance and hydraulic functions. • The capillary flow rate in low moor soils is independent of the groundwater table when the groundwater Ievel is higher than 60 cm below the soil surface. • The capillary rise is dependent on evapotranspiration demand and rainfalL • The influence of different underlying soil layers of capillary rise is relatively small.

Literature Bohl, H., Facklam, M., Marschall, S. & Renger, M.: Methodik zur Ermittlung der Wasserhaushaltskomponenten unter Verwendung einfach zu installierender Grundwasserlysimeter und TDR. Z. f Kulturtechnik 37 ( 1996) Plagge, R.: Bestimmung der ungesättigten hydraulischen Leitfähigkeit im Boden. Dissertation TU-Berlin (1991) Punze!, J., Plagge, R. & Renger, M.: Entwicklung eines aufschlusslosen Sondenverfahrens fiir·den Feldeinsatz,zur Bestimmung der hydraulischen Leitfähigkeit im gesättigten und angrenzenden ungesättigten Bereich. DFGAbschlußbericht (1995)

We thank the Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) for financial support.

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Symposium 3: Evaluation of Soils and Land Management and Associated Risks within Landscapes How can we transfer important point information to Iarger scales (first and second order catchments)?

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Temporal Variation of Hydraulic Properties in the Ap-Horizon of a Cultivated Loess Soil Horst H. Gerke 1

Introduction While spatial variability has recently received a Iot of attention, the temporal variation of soil physical properlies is mostly assumed to be negligible. However, soil pore volume, pore size distribution, and pore structure and connectivity are obviously changing throughout the season. Temporal variation can be expected not only in swelling soils but also as a result of soil cultivation, soil organisms activities, and plant root systems the development, especially within the plough layer. The objective of this work was to experimentally determine the temporal variations of soil hydraulic properlies and to analyze correlations with cultivation measures and crop development for later improvement of water flow and solute Iransport models. Material and Methods Undisturbed soil samples of 250 cm 3 volume were collected from I - 6 cm, 8 - 13 cm, and 15 20 cm depths of the Ap-horizon of a loess soil at five different times during a one-year period. The cores were taken randomly from 240 regular grid-cells at a 7 m x 7 m area in 5 - 15 replicates. Sampling tlmes were during cultivation of sugar beets, after tillage and seed bed preparation, and during winter wheat. Desorption water retention was measured using standard plate apparatus in the low suction range and pressure chambers in the range between 0.1 and 1.5 MPa. The unsaturated hydraulic conductvity was determined using the throughflow method at 30, 50, and 70 cm of applied suction. Data were fitted to the van Genuchten/Mualem hydraulic functions. Results and Discussion The results show, that porosity increased not only after tillage but also in the spring during the growth of winter wheat crop. After tillage, the pore size distribution (here retention functions in Fig. I) showed reduced proportians of fine pores, while the medium-size pores increased during winter wheat growth. During the one-year period, hydraulic conductivity values (Fig. 2) were differing more than one order of magnitude. Changes in the shape of the hydraulic conductivity function near saturation are reflecting effects of soil structure destruction by tillage and structure re-establishement following root system development. Conclusions Temporal changes of soil hydraulic properlies of a loess soil were found also for the range of capillary pore-sizes. The increase in unsaturated hydraulic conductivity and capillary water retention during spring indicates the importance of soil biological activities for variations in physical properties. Wether short-distance spatial variability even at this relatively homogeneaus loess soil may have affected the results requires further investigations. The retention data in the range of !arge capillary pores could not weil be explained by uni-modal hydraulic functions although overcapillary macropores were excluded. The temporal variation of soil hydraulic properlies may affect calculations of water flow and solute Iransport in cultivated soils.

1

Deparlmcnt of Soil Landscape Research, Center for Agricultural Landscape and Land Usc Research (ZALF), Müncheherg, Eberswalder Strasse 84, D-15374 Münchcherg. Gcrmany (hgcrke@zalf.de)

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Figure I: Average soil water retention of the Ap-horizon of a Loess-soil at 5 times during a oneyear period.

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-Matric Potential Head, cm

Figure 2: Unsaturated hydraulic conductivity at 3 applied suctions of the Ap-horizon of a Loesssoil at 5 times during a one-year period. Symbols represent the mean and error bars the error of the mean (s/n°· 5).

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Landnutzungsplanung aufverschiedenen SkalenebenenErfahrungen mit dem SOTER-Ansatz in Westafrika

L. Herrmann, F. Graef, U.Weller, M. Igue und k. Stahr

Landnutzungsplanung als Aufgabe in Westafrika In vielen Ländern Westafrikas liegt das Bevölkerungswachstum bei ca. 3% pro Jahr. Der ständig wachsenden Bevölkerung stehen beschränkte Flächenressourcen zur Verfügung. Dies betrifft insbesondere die Saheistaalen mit großen Flächenanteilen an Wüste und Halbwüste und die Küstenregionen Westafrikas mit den höchsten Bevölkerungsdichten (Herrmann et al. 2000) und dem ständigen Flächenbedarf der wachsenden urbanen Zentren. Mittlerweile sind die in diesen Regionen überwiegend subsistenzorientierten Anbausysteme an ihre Grenzen gelangt. Notwendige Brachezeiten für die Regeneration der landwirtschaftlichen Flächen können nicht mehr eingehalten werden und es werden Grenzstandorte für unangepaßte Nutzungen herangezogen (Wezel & Graef2000). Auf der anderen Seite stehen aufgrundmangelnder Infrastruktur aber kaum Betriebsmittel (z.B. Dünger) zur Verfügung oder sie sind nicht bezahlbar. In dieser Situation ist es wichtig, die Potentiale der zur Verfugung stehenden Flächen optimal zu nutzen. Für eine sinnvolle LandnutzungsplanUng ist ein gute Datenbasis die Voraussetzung. Zur Entwicklung einer solchen Datenbasis müssen effektive Kartiertechniken eingesetzt werden, da schnelle Ergebnisse gefordert sind. Ein Ansatz (SOTER: Global and national soils and terrain digital databases) zu Kartierung und Aufbau der Datenstruktur.wurde am International Soil and Reference Information Centre (ISRIC) auf Anregung und mit Unterstützung von UN-Institutionen entwickelt (van Engelen 1993). Mittlerweile liegen SOTER-basierte Karten ftir mehrere Regionen der Erde vor. Ebenso sind Datenbankstrukturen und Auswerteprogramme bei ISRIC abrufbar. Erfahrungen mit diesem Ansatz in Westafrika sollen im Folgenden vorgestellt werden. Der SOTER-Ansatz SOTER ist ein Kunstwort und setzt sich aus den Anfangsbuchstaben der englischen Wörter SOil und TERrain zusammen, di~ die zentralen Begriffe des Ansatzes widerspiegeln. Der Ansatz wurde für eine Anwendung bei der Auflösung I : 1.000.000 entwickelt. Er ist hierarchisch gegliedert, wobei die Kartierung von Landschaftseinheiten die Geometrieinformationen liefert und Bodenprofile die Punktinformationen, auf denen die Landeignungsbewertung durchgeführt werden kann. Sinnvollerweise werden die geometrischen Informationen in ein Geographisches Informationssystem (GIS) eingegeben und die punktbezogenen Bodendaten in eine Datenbank (DBMS). Durch Interaktion dieser beiden Komponenten unter Einfthrung von Bewertungsalgorithmen können Landbewertungskarten entwickelt werden. · ' Nach dem originären Ansatz (van Engelen 1993) stellt die oberste hierarchische Ebene die Terrain Unit (TU) dar. Sie wird aufgrund von Physiographie und Lithologie ausgesondert. Eine TU kann eine oder mehrere Terrain Components (TC) enthalten. TCs werden durch die Oberflächenform, Hangneigung, Mikrorelief und Textur des Ausgangsgesteins bestimmt. Auf dieser Ebene werden nicht nur die Geometrieinformationen erhoben, sondern auch die Eigenschaften (z.B. Hangneigung) quantitativ erfaßt und in das DBMS eingegeben. TCs können eine oder mehrere Soil Components (SC) enthalten, die jeweils durch ein Referenzprofil gekennzeichnet werden. Die praktis.che Anwendung in Niger und Benin Die Ableitung der TUs und TCs geschieht in erster Näherung durch die Verschneidung bereits Institut für Bodenkunde und Standortslehre (31 0), UniversitätHohenheim, 70593 Stuttgart Kontakt: herrmann@luni-hohenheim.de, URL: www.uni-hohenbeim.dei-atlas308

-197-

vorliegender Karten und Informationen (Luft-/Satellitenbilder). Dabei muß insbesondere in Entwicklungsländern davon ausgegangen werden, daß die Menge und Qualität vorhandener Materialien sehr unterschiedlich ist. So beruhte die Entwicklung der Konzeptkarten im semiariden Südwestniger auf einer bereits existierenden physiographischen und der geologischen Karte und sehr wesentlich auf Landsat TM Satellitenszenen (Abb. I). Letztere waren nicht nur essentielles Hilfsmittel flir die Ableitung der Geometrieinformationen, sondern unterstützten auch die Auswahl der Kartiertransekte. Topographische Karten spielten eine untergeordnete Rolle. Aufgrund der anderen naturräumlichen Ausstattung mit höherer Vegetationsbedeckung im subhumiden Südbenin, war der Einsatz von Fernerkundungsdaten hier nicht möglich, sondern topographische, geologische und Bodenkarten kamen zum Einsatz. Zur Bodendatenerhebung wurde eine randomisierte Beprobung gewählt. Im Grundgebirge Zentralbenins kamen wiederum Transektkartierungen zum Einsatz. Abbildung I: Schematischer Ansatz zur Entwicklung der SOTER-Karten in Westafrika fallstudie Niger Physiographische Karte (PNUD) Geologische Karte

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Verschneidung

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Satellitenszenen

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fallstudie Benin Topographische Karte Bodenkarte

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Ben in: randomisierte Beprobung

Da für kleine Staaten wie Benin eine Auflösung von I : 1.000.000, wie im originären SOTERAnsatz vorgesehen, wenig Sinn macht, wurde eine Auflösung von 1 : 200.000 angestrebt. Dies erscheint unter dem Aspekt der Landbewertung und Landnutzungsplanung auch für zukünftige nationale Anwendungen sinnvoll. Denn nur wenige Flächenstaaten verfügen über Verwaltungsstrukturen, die einen Maßstab von 1 : 1.000.000 sinnvoll erscheinen lassen. Zudem sollten die ausgewiesenen Landschaftseinheiten eine relative Homogenität hinsichtlich bewirtschaftungsrelevanter Parameter (z.B. Hangneigung) zeigen, um für Bewertungsverfahren sinnvoll nutzbar zu sein. Dies wird mit sinkender Kartenauflösung immer unwahrscheinlicher. Die Arbeiten in Südbenin zeigten schon sehr früh, daß Änderungen in der SOTER-Datenstruktur vorgenommen werden müssen, wenn Landbewertung und Landnutzungsplanungen das Ziel sind. Daher schlugen Weller und Stahr (1995) eine Erweiterung vor. Sie führten zur Beschreibung der

-198SCs ein Profile ~et (PS) ein. Dadurch können SC~ durch beliebig viele Bodenprofile beschrieben und insbesondere auch Literaturdaten mit in die Auswertung einbezogen werden. Vergleicht man die Kriterien: die in den verschiedenen Arbeitsgebieten für die Ausweisung der SOTER-Einheiten genutzt wurden, so bietet sich folgendes Bild (Tabelle 1).

I: Kri Tabelle - ----. -----

für- die A --- ------Südbenin

-----

---o

Oberflächenform

Terrain Unit

'nh,.

SOTER-K · drei R' --- - ---- ----- -------------- ----- --Zentralbenin

Oberflächenform

------- Westafrik: -Südwestniger Oberflächenform,

Hangneigung Terrain Component

Oberflächenform, Hydromorphie, Geologie, Hangneigung, Lithologie

Lithologie

Hangneigung, Oberflächf;nform, Lithologie, Geologie, Hydromorphie

Die Oberflächenform ist auf TU-Niveau entscheidend, nur in Südwestniger kommt Hangneigung als zusätzliches Kriterium hinzu. Im Gegensatz dazu divergieren die Ansätze auf dem TC-Niveau. Während in Zentralbenin die Lithologie das einzige Kriterium ist, ist wiederum die Oberflächenform in Südbenin entscheidend und die Hangneigung in Südwestniger. Dies zeigt, daß die Anzahl der verwendeten Kriterien limitiert ist, daß aber insbesondere in Abhängigkeit von der realen Geländebeschaffenheit individuelle Lösungen angestrebt werden müssen. Dies wirft die Frage auf, wie die SOTER-Struktur für Westafrika aufgebaut sein sollte, wenn eine flächendeckende, länderübergreifende und konsistente Anwendung angestrebt wird. Wir schlagen auf der Basis unserer Erfahrung in Niger und Benin daher folgende Struktur vor (Abb. 2): Abbildung 2: Erweiterte SOTER-Struktur für den Einsatz in Westafrika Kriterien

SOTER-Einheit

Geologie Lithologie großräumige Geomorphologie

Geomorphologie Relief

Geomorphologie Lithologie Relief Hydromorphie

Terrain component

Seil profile

Dieser Ansatz beinhaltet die Einführung einer weiteren hierarchischen Ebene (Geostructural Unit), wie sie schon ftir eine sinnvolle Legendengestaltung in Südwestniger notwendig war (Graef 1999), die Beschränkung auf eine überschaubare Anzahl von Kriterien für. die Ausweisung der Karteneinheiten und die Einftihrung des schon von Weller und Stahr (1995) vorgeschlagenen Profile Sets.

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Bewertung Der SOTER-Ansatz hat sich als ein Werkzeug für Landbewertung und Landnutzungsplanungen in Westafrika bewährt. Für einen konsistenten regionalen Einsatz sind aber Veränderungen an der Struktur notwendig. Auch für SOTER gilt, daß die Einsetzbarkeil mit der zugrundeliegenden Datenmenge und -qualität steigt. Ein großer Vorteil der SOTER-Datenstruktur ist die immanente Möglichkeit des Skalenwechsels. Weitere Vorteile sind die inzwischen größere Anzahl von vorliegenden Studien und die Verfügbarkeil grundlegender Programmlösungen. Eine Reihe eigener Anwendungen sind im Internetunder www.uni-hohenhcim.de/--atlas30R einsehbar. Medien F. Graef (1999): Evaluation of agrieultural potentials in semi-arid SW -Niger- A soil and terrain (NiSOTER) study. Hohenheimer Bodenkundliehe Hefte 54. 217p. Herrmann, L., K. Vennemann, K. Stahr, M. von Oppen (2000): Atlas of natural and agronomic resources in Niger and Benin. www.uni-hohcnhcim.de/···atlas308 oder als CD im Eigenverlag. Van Engelen, V. ( 1993): Global and national soils and terraindigital databases (SOTER). Procedures manual. ISRIC. Wageningen. Weller, U., K. Stahr (1995): Eine Standortskarte für Südbenin- Erfassung von Geländeeigenschaften und Bodenparmetern. Mittig. Dt. Bodenkundl. Ges. 76: 1221-1224. Wetze!, A., F. Graef (2000): Recommendations for fallow vegetation management in south-west Niger. in: Herrmannet al. (eds.) Atlas ofnatural and agronomic resources in Niger and Benin. W\V\V.uni-hohl:nhcim.dc/c--at\as308.

-200-

Rooting and available water capacity of soils as regulators of ecological soil functions· Stephan Sauer & Tamas Harrach I lntroduction In middle europe the great variability of the root distribution within the rooting zone of agricultural soils is mainly basedondifferent physical properties ofsoil. This causes a similar great range ofthe available water capacity, which regulates several soil functions such as the production function, the regulation function or the biotope function. 2 Areas under investigation The experiments of different research projects all took place on Sampie areas, which were integrated in conventional managed farmland. Most ofthe results were obtained in the northem part ofHessen, hill country near Bad Wildungen, with an average annual rainfall of 640 mm and an average annual temperature of 8.1 °C. The second area Erda is located near Giessen with an average annual rainfall of740 mm and an average annual temperature of7.5 °C. 8oth areas are lieing at the eastem part ofthe' Rhenish Massiv on an average altitude of 300m. The dominating rocks are slate, greywacke and chert in Erda as weil as limestone, slate and sandstone in Bad Wildungen. Parent material of the soils are periglacial slope deposits with different portions ofloess. Typical soils are regosols, rendzic leptosols and cambisols as weil as calcic luvisols and cumulic anthrosols. 2 The available water capacity of the root room regulates soil functions 2.1 Production function 8oth on grassland (fig. I) and on arable land there is a close relation between the dry matter yield and the available water capacity in the root room (awc,). The reason for a low yield is insufficient available soil water, an awc, of more than 250 mm doesn't cause increasing yields. On grassland an unfertilized site shows a low yield inspite of a high awc,. On a gleysol additional water (capillary rise) led to a higher yield in the dry summer 1993. The awc, depends on the rooting of a soil. Thus the root length has also an distinguished influence on the dry matter yield (fig. 2). Again the unfertilized site with only one cut shows a low yield inspite of a root length ofalmost 8 km/m2 .

-201~----

caplllary rise

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zero fertilization, one cut

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200

250

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4

available water capacity in the root room (mm) figure I: Yield and available water capacity of six grassland sites in Bad Wildungen (data: SAUER 1996)

6

10

8

root length (km;m2) Figure 2: Dry matter yield and root length of six grassland sites in Bad Wildungen (data: SAUER 1996)

2.2 Regulation function Examples for the soil function of regulation are the formation of groundwater and the retention of nitrate, which both are closely connected with the awc,. The lower the awc, the higher the percolation and thus the formation of groundwater (fig. 3). On arable land the reason for two exceptions with a very high amount of percolation water is additive water (slope water). A low awc, indicates high amounts of percolation water and thus rises the danger of nitrogen leaching (fig. 4). On arable land we realize a close relation between the percolation and nitrogen leaching: The higher the percolation, the higher the N-leaching. On grassland the N-leaching is less than 4 kg. The intensity of grassland 1

management with fertilization rates of I 00 to 200 kg N•ha-'·a- and only cut grass swards doesn't show any effect on the concentration of nitrogen in soil water. 300

40

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arable land

& grassland

250

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150

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250

300

available water capacity in the root room (mm)

Figure 3: Percolation and availabk water capacity of grassland and arable land during winter 1992/93 (data: SALER & PETER 1997)

0

50

• • ......... • 100

...... 150

200

250

percolation (mm)

Figure 4: Nitrogen leaching and percolation on grassland and arable land during winter 1992/1993 (data: SAUER & PETER 1997)

-202-

2.3 Biotope function The awc, also influences the species diversity. An example are the weed communities of annual fallows (SAUERet al.l992). About 90 vegetational uptakes were assessed referring to KAULE (1991), who used nine Ievels to describe species protection. Important characteristics of the highest Ievel of nine are complete and rare weed communities as weil as the presence of site adapted and rare plants. These weed communities are extremely worth protecting, while communities assessed with two or three are typical for intensively managed arable land. It is evident, that weed communities, which are of vital importance for species protection and diversity (high values), grow more frequent on soils with an awc, of less than 90 mm than on soils with a middle or high and very high awc, (fig. 6).

2.4 Summary Fig. 6 abstracts the,influence ofthe awc, on several soil functions respectively soil potentials: The high er the awc,, the higher the yield potential, the lower the percolation and the nitrogen leaching and thus the higher the retention of nitrate and last but not least the lower the species diversity.

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available water Capacity in the pot.entlal root room y1eld

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<50 50-90 90-140 140-200 >200

50-90 mm low

90-140 mm medium 140-200 mm

high

> 200 mm

8 5 6 7 assessment according to KAULE

very high

Figure 5: Assessment of annual fallows for species protection depending on the available water capacity in the rooting zone (SAUERet al. 1992)

Figure 6: Influence ofthe available water capacity on several soil functions

3 Regionalization of the available water capacity The following flow chart (fig. 7) demonstrates our strategy to regionalize the available water capacity in the rootroom. Primarily we need some point information concerning the depth of the rootroom respectively the depth of the effective rootroom (RENGER & STREBEL 1982). The rooting depth can be estimated in soil profiles and measured with the profile wall method (BöHM 1979). The effective rootroom is not assessable, although there are a Iot oftables. which derive the effective rootroom from the soi1 texture (e.g. AG BODEN 1994). In addition to the conventional soil mapping we use various methods of bioindication to upscale the available water capacity in the rootroom. such as plant appraisal (before harvest). remote·sensing) ..

automa~_ed

yield mapping by combines and remote sensing (e.g. airborne

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A german speciality isthegerman soil appraisal (Bodenschätzung), which was carried out since \934 by officially appointed land evaluators according to a relatively simple evaluation scheme. The result is a soil number (a value between 7 and I 00), which is typically for a delimited area and available for the agricultural area gerrnany-wide. On arable land we find a good relation between this soil number and the awc, (PETER et al. 1999). Thus we can use the soil number and the appendant area to regionalize the derived awc, (SAUER \999).

regionalization

point information awc in the rootroom awc in the effective rootroom (estimating not tolerable)

o

o

o

spatial information conventional soil mapping bioindication - plant appraisal - automated yield mapping - remote sensing german soil appraisal

Figure 7: Regionalization ofthe available water capacity in the rootroom

4 Conclusion The rootability and the avai1able water capacity in the rootroom regulate several soil functions. Thus the regionalization of the available water capacity in the rootroom enables us to derive maps of different soil functions as basis for land use concepts. The declaration of areas of priority for nature protection, agricultural use or water and soil protection is possible.

5 Literature AG BODEN (1994): Bodenkundliehe Kartieran1eitung, 4. Aufl., Hannover. BöHM, W. (1979): Methods ofstudying root systems (ecological studies vol. 33). Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York u. Tokyo. KAULE, G. (1991 ): Arten- und Biotopschutz. Ulmer-Verlag, Stuttgart. PETER, M., S. SAUER & S. SIEBERT (1999): Die Bodenschätzung als großmaßstäbliche Datenbasis ftir Bodenschutzplanungen. Bodenschutz 2/99, 62-68. RENGER, M. & 0. STREBEL (1982): Beregnungsbedürftigkeit der landwirtschaftlichen Nutzpflanzen in Niedersachsen. Geol. Jb. Reihe F, H. 13, Bundesanstalt f. Geowiss. U. Rohstoffe, Hannover. SAUER, S. (1999): Nutzung der Bodenschätzung zur Erstellung von Bodenfunktionskarten, dargestellt am Beispiel der nutzbaren Feldkapazität. Mitt. Dtsch. Bdkl. Ges. 91, I 076-1079. SAUER, S., U. STEINRÜCKEN & T. HARRACH (1992): Die Bewertung stillgelegter und genutzter Ackerflächen für Belange des Naturschutzes im Lahn-Dill-Bergland. Verh. Ges. f. Ökologie 21, 447-451. SAUER, S. & M. PETER (1997):. Einfluß von Standorteigenschaften und Nutzung auf den Stickstoffaustrag landwirtschaftlich genutzter Böden in einer Mittelgebirgslandschaft Nordhessens, in: Felix-Henningsen, P. & H.-R. Wegener (Hrsg.): Festschrift für Prof. Dr. Tamas Harrach zum 60. Geburtstag am 23. Juni 1997, Boden und Landschaft Bd. 17, I 03-120.

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· Use of EROSION-3D for a farm in the unconsolidated rock region of Brandenburg

von

DETLEF DEUMLICH

& LIDIA VÖLKER'

INTRODUCTION:

Several soil erosion and diffuse pollution models have been modified and combined with GIS software during the past decade to take advantage ofthese new capabilities. The GIS is used to compile and organise the input data and to visualise the results of models. EROSION-3D, a process-oriented GIS-connected model developed by J. SCHMIDT et al. (1996) in Saxony, was chosenout to simulate the effects of different m119agement practices on the sediment yields and to predict the erosion effects for a farm in the unconsolidated rock region in the Uckermark (northeastem part ofthe Federal State Brandenburg, Germany). The model was developed with the intention: •

be easy to use with as few input parameters as possible



be compatible to existing GIS



be based predominantly on physical principles



operate on an event basis



give valid results without calibrat~on for each specific application

The basic assumptionisthat the erosive impact ofraindrops and overland flow is proportional to the inherent momentum flux exerted by the flow and the falling drops. Detachment of particles occurs when the effects ofboth types of erosion exceed the soil specific resistance to erosion (Schmidt 1998, Schmidt et al. 1999).

MATERIALSAND METHODS: ·

EROSION-3D offers the possibility to compute results for an entire watershed based on regular grids. EROSION-3D was applied on slopes ofmore than.1500 km 2 in Saxony (solid rock region). Currently, the systemwas tested near PRENZLAU in Brandenburg for site conditions in an unconsolidated rock region with many glacial ponds (kettles with intemal drainage areas).

• Center for Agricultural Landscape and Land Use Research MOneheberg (ZALF) e.V .; Eberswalder Str. 84; D-15374 MOneheberg Tel.: +49 33432 82329, Fax: +49 33432 82280 e-mail: ddeumlich@zalf.de

-205-

The modelwas used to analyse erosion within watersheds and to calculate the effects of different erosion prevention measures. Scenarios can be presented for on- and offsite effects of different management combinations on matter transport. Output-parameters are: Related to the watershed (E3D) or the slope

Related to the cross-section of a selected grid

(E2D)

• • •

element (E3D) or the slope element (E2D)

Rate of erosion per unit area or width



Runoff

Rate of deposition per unit area or width



Sediment discharge

Net erosionrate per unit area or width



Sediment concentration



Clay-, silt-, sand -fractions of the Iransported sediment

Characteristics o(the investigated watershed and {arm: Size ofthe investigated watershed: 3760 ha Size ofthe farm: ~

S:

7,1 km

W~E:

5,5 km

LengthN Width

-2000 ha

Soil types:

Histosols, Luvisols and Stagnosals on loamy glacial materials

Slope steepness association group:

flat with moderately inclined sections

Rainfall factor in the region:

47 N/h/y

Precipitation depth:

497 mm/y

A conventional tillage with ploughing and a conservation tillage scenario with surface mulch in some crops were studied for the whole farm area to compare the onsite effects (neterosion in the grids) and the offsite effects (the sediment yield at the watershed outlet) in May and August. The same rain erosivity for the simulated events was used. As example a 20-year-frequency rainstarm with an erosivity of 45 N/h/y was selected. The vegetation in 1999 and a digital elevation model (DEM25) is based.

RESULTS:

The following assumption was used to generate the result only for the sediment input from the farm area: All areas outside were given the same value as that of grass. This assumption partially reduces the total sediment transport at the watershed outlet. This explains why the data were used directly at the point where the small river flows out ofthe farm area. Conservation tillage practices have a positive effect on the environment compared with conventional tillage. Sediment transport by erosion may be reduced to a much greater extent in

-206-

early (May) than in later crop stages, or when residues are mixed in the upper few centimeters of topsoil as in post-har11est conditions (August) (Fig. 1). Figure 2 and 3 shows the distributed net erosionrate for the whole farm area. The so called "Thalwege" (pathways with concentrated flow) and the fields with a lower ground cover by plants shows beside the higher inclined regions greater erosion rates. Protection measures are to orient at first in this special regions. A change of crops, the integration ofundeueeds or mulch and grassed waterways with possible barriers can better the situation and resulting they reduce the erosion rate at the field and the sediment yield at the watershed outlet. For good simulation results it is important to work out high quality model input data (soil parameters, DEM (depending Fig. 1: Comporison oferosion rates effected by different tillage

from the resolution of official DEMs)). Informationsources now include soil maps of

August

different scales and with various profile data. In addition, the different resolution of the

M•y

grid influences the results. The 0.1

0,3

0.2

0,4

O.l

0,6

Net erosion ft/h•l

best results found were provided from small scale

calculations, on grids of 10 by 10m2 to 25 by 25m 2 •

CONCLUSIONS: E3D is also applicable for heterogeneaus sites in the young moraine region. It gives realistic simulation results. Furthervalidation ofthe model on slopes andin the entire watershed is necessary. For it a system of nested erosion measurements in the investigated region is installed. The calculated portion of clay and silt allows further estimation of particle bound materials like phosphorus or pesticids.

References: Schmidt, J.; M. von Wemer; A. Michael (1996): EROSION 2D- Ein Computermodell zur Simulation der Bodenerosion durch Wasser. Si!chs. Landesanstalt f. Landw., Dresden Schmidt, J. (1998): Erosion 2D/3D. Wien er Mitteilungen, Wasser-Abwasser-Gewässer, Wien, Band ·151, p. 3-11 Schmidt, J., v.Wemer, M. Michael, A. (1999): Application ofthe EROSION 3D model to the CATSOP watershed, The Netherlands. Catena 37, p. 449- 456

-207-

Fig. 2

Results for net erosion (May)

( conventlonal tlllage)

I conservatlon tillage)

neteroslon[t/he]

~0 ~0.001-0.1

("']] 0.1 -0.6 1!1!!1111 0.6-1 -1-2

-2-3 -3-6 -5-10 -10-20 -20-160

__j

Fig.3

Results for net erosion (August)

( conventlonal tillage)

( conservation tillage)

Acknowledgement: I would like to express my gratitude to Prof. J. Schmidt and Dr. M. v. Wemer for providing the model

-208-

Chloride and Dye Tracer Transport in a Differently Tilled Heavy Clay Soil S. Koszinski 11 , V. Quisenberr/1, H. Rog"asik 11 , 0 .Wendroth 11 and K Seidel))

Introduction Field scale water flow is influenced by soil structure, initial soil water content and rainfall rate. Soil small scale variability further complicates the description offlow and Iransport processes. To evaluate and predict Iransport and flow-relevant features and properties, their spatial structure of variance has to be explored for interpolation and extrapolation in modeling at different scales. Our aim was to quantify effects of tillage and surfa9e induced cbanges in flow patterns and to describe the influence of different tracer application mode on flow patterns in a differently tilled weil structured heavy clay soil. Site and Soil The study was conducted at a long-term set-aside grass field in the River Oder-Basin (Golzow, East Brandenburg, Germany). The soil surface was bare for about two years. The Gley soil has floodplain dynamics (FAO-classification: Eutric Fluvisol; US Soil Taxonomy: Fluvent Entisol). Holocene sediments.(composite angular blocky,-strongly structured clay down to about 40 cm soil depth and sand) cover the parent material (Weichselian boulder till). Chloridebackground was 12.5 ppm for the 0-10 cm soil depth, 20 ppm for I 0-40 cm soil depth and 15 ppm in the underlying sand. Soil texturalJ2ro12erties for the Golzow site Soil depth [cm]

Sand

Silt

~lay

Bulk density [g /cm3]

Total Soil textural classes Carbon German USDA '[g/IOOg] [g/IOOg] [g/IOOg] content Classification [g/IOOg] surface 28.6 23.6 47.8 1.35 3.2 Tl 1 Clay 20.1 23.1 56.8 3.2 Tl 1 5 1.35 Clay TII 12 20.4 21.4 58.2 1.45 3.2 Clay 20 20.5 21.1 Tf 1 Clay 58.4 1.52 3.2 TII !.52 3.0 33 8.6 23.9 67.5 Clay 0.7 Sl4 2 42 67.4 17.4 15.2 1.63 Sandy loam 50 87.1 11.4 1.5 1.66 0.5 Su2 3 Sand 4.7 60 95.3 0 1.66 0 Ss 4 Sand 1 loamy clay 2 strongly 1oamy sand 3 weakly silty sand 4 pure sand

Tracer application, soil preparation and soil sampling A tracer of KCJ· and Brilliant Blue (F1ury et al., 1994) tagged water (60 mol m· 3 and 4 kg m· 3 , respective1y) was used on three different p1ots: i) two sprink1ed plots (undisturbed and disturbed soil surface) and ii) one flooded p1ot. In 1996 two p1ots were different1y "tilled": an "undisturbed" plot without any treatments (except few p1ants were cut carefully at the surface), and a "disturbed" plot with a manually simulated seedbed with crumb1ed aggregates (2 cm size maximum) down to 8 cm soi1 depth were 1 ZALF, Institute for Soil Landscape Research, Eberswalder Str. 84, 15 374 Muencheberg, Germany, corresponding author: skoszinski @zalf.de

2 Clemson University, Dept. Of Crop and Environmental Science, Soils and Land Resources Faculty, South Carolina, USA

-209-

selected. The soil in the latter case was removed by hand and a vacuum cleaner, homogenized and refilled with a horizontally leveled surface. The size of these plots was the same as the rainfall applicator with 1.2 x 1.2 m2 . The tracerwas spread out by 144 syringe needles with an application rate of 14.4 mm h" 1 for 2 hours. No ponding was observed during the irrigation. In 1997 a third plotwas "flooded" with 25 L of solution within a plastic ring of0.75 m2 and 10 cm height. The solution infiltrated completely into the soil within II minutes resulting in an application rate of 185 mm h· 1• The distance between the sampling plate and the soil surface provided an image of the microrelief. Soil sampling started about 18 hours after the end of irrigation on each of the plots. Sampies for soil texture, bulk density and initial soil water content were taken close to the plots before irrigation. A meta! plate with 144 holes on a 12 x 12 grid with a 3 cm- sampling distance was placed in the center of each plot. Meta! sticks vertically aligned the sampling plate to prevent horizontal shift of sampling positions with increasing sampling depth. Soil cores of I cm diameter and I cm height were sampled at all 144 positionsindifferent soil depths for analyzing Chloride concentration on each point. The observed dye patterns were described qualitatively.

Data analysis First, data were analyzed by basic statistics: average, standard deviation and coefficient of variation. The recovery rate was deterrnined as the percentage of the recovered Chloride (calculated as the sum of Chloride for volume cells vertically beneath each sampling point, considering average bulk density of respective sampling layers) of the applied total amount of Chlorideper sampling area (9000 mg). To determine the "uniformity" of flow patterns, the cumulative fraction of Chloride (measured at each sampling point per depth, ranked in descending order) was plotted as function of the fraction of sampling points (Quisenberry et al., 1994). For geostatistical analysis, frequency distributions and semivariograms were calculated and classes of spatial variability were defined according to Cambardella et al. ( 1994). Results and discussion Chloride (Cl") distributions within the differently treated plots reflected spatially varying patterns of flow paths through the soil. In all plots, except the 3 cm-soil depth of the disturbed, the coefficient of variation was >20%. Whereas the total amount of c1· in both undisturbed plots (sprinkled and flooded) was nearly similar throughout the profile, the coefficient ofvariation was smaller in the tlooded plot. The lowest recovery of Cl" occured in the undisturbed sprinkled plot (47% recoveryrate versus 62 and 84% for the undisturbed flooded and disturbed sprinkled plot, respectively). The dye was recognized only at the 3cm-soil depth and in few places down to 20cm-soil depth in the disturbed plot. In the undisturbed plots dye was present in all depths sampled, but the stained area was low in the sprinkled plot. Most dye was related to visible macropores, fissures and cracks. Dye-stained places were often related to highest Cl" concentrations, but significant amounts of c1· were also found in zones not stained. In the flooded plot nearly all features of soil stniCture were stained in all soil depths and a Iot of dye was observed in the sand layer. Dye and Chloride distributions indicated that ponding led to a more "uniform" flow than sprinkling. In the flooded plot, more than 58% of the area contributed to 90% of the c1· in all depths. A homogeneaus c1· distribution is manifested in the first two layers of the sprinkled undisturbed and the 3cm-soil depth of the disturbed plot, where 90% of of the area contained 90% of Cl". In the same plot, c1· was distributed heterogeneously at 32 cm depth, with only 28% of the area contributing to 90% of the c1· (Fig. I).

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u

u u u 0 ' 0.2

0.4

0.6

0.8

~

a ~

~ ~

~

~

u

~

u

0

M

~

~

~

u

• c <0

~

-

~

0

=

~

0.2

u

0.4

0.6

V llcm U 20cm U32cm U 42cm

0.8

~ ~

~

u

u

.~o

FOcm



FScm

u

• · c

u

;

0.2

0.4

0.6

F 12cm F20cm F33cm F42cm

0.8

Fraction of area sampled

Fig. 1: Cumulative fraction ofChloride as function of the fraction of sampling points. The I: I line reflects uniform flow conditions, i.e. the entire cross sectional area participates in Chloride transport (Quisenberry et al. 1994). Table 1: Semivariogram parameters for log-transformed c1· concentrations of different treatments and classes of s12atial variabilit~ according to Cambardella et al. ( 1994) Variable

Average

Total

Model type

Nugget

Sill

Range

Nugget/ Sillratio

spherieal -spherieal spherieal spherieal spherieal spherieal spherieal spherieal spherieal spherical sphericai spherical sphcrieal

0.001 0.04 0.07 0.16 0.1 0.33 0.02 0.005 0.5 0.3 0.05 0.05 0.02 0.05 0.001 0

0.05 0.05 0.13 0.73 1.51 0.67 0.30 0.01 2.19 2.07 1.63 0.45 1.08 2.66 3.38 2.59

26.0 42.0 15.0 15.0 13.0 27.0 25.0 28.7 20.0 9.0 8.0 20.0 10.0 13.0 15.0 17.0

20.0 72.0 54.2 22.1 6.6 49.7 6.6 50.0 22.8 14.5 3.1 11.1 1.9 1.9 0.03 0

variance

[%) elevation

FOern F5ern F 12ern F20ern F33ern F42ern D3ern D I lern D 20crn D 32ern U 3ern U I lern U20ern U 32crn U42ern

1.02 5.43 4.06 3.09 2.94 3.21 3.73 6.23 2.76 1.68 1.03 4.42 3.02 2.46 2.08 1.84

0.05 0.05 0.13 0.73 1.51 0.67 0.30 0.01 2.19 2.07 1.63 0.45 1.08 2.66 3.38 2.59

spherical

spherical sphcrical

Class of spatial varibility

s R M

s s M

s M

s s s s s s s s

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Those "uniform" patterns were also reflected in random (R) or moderate (M) classes of spatial variability. A strongly structured variability (S) was detected in all other cases (Table I), always reflecting a much smaller variance across short distances compared to the variance across the entire domain considered. The Cl- concentrations were autocorrelated across ranges !arger than the sampling distance, but smaller than the complete sampling area. Justin case ofthe Cl-distribution at the surface (F Ocm) ofthe flooded plot the variationwas nearly random (nugget variance similar to the total variance) and the range covered the Iongest sampling distance (Table I). While the distribution of Cl- from one sampling depth to the next may change locally, tlow was more pronounced in some zones. No relation appeared between soil surface microrelief' and Cldistribution in the upper soillayers of the flooded plot. However, the highest Cl- concentrations in the 32 and 42 cm-soil depths occured at those locations, where surface microrelief depressions existed. The spatial autocorrelation ranges of the Cl- concentrations in those depths and surface elevation were nearly identical.

Conclusions Flood irrigation resulted in deeper, more extensive and "uniform" solute distribution than did sprinkling. Undisturbed soil surface conditions led to deeper displacement of solutes than the crumbled disturbed soil surface, independently from application rate. Most flow paths were related to soil structural features like wormholes, burrows, fissures, cracks, horizon boundaries (Perillo et al. 1999) and surface microrelief. Spatial variability of Chloride distribution was strongly structured under unsaturated tlow conditions within our sampling area. Similar results were obtained by Wendroth et al. ( 1999) for the field scale, where a marked spatial heterogeneity of soil water pressure head was observed, except under wet conditions near saturation. In our plots, under ponded conditions more structural features were involved and established as flow paths near the soil surface, resulting in a more moderate or random spatial structure of variation. Following Deeks et al. ( 1999) we identified preferential flow in the sprinkled plots (no ponding) and macropore/bypass flow for the flooded plot. Further information on pore size ranges and flow parameters could improve those field experiments to be used within models for describing bimodal solute transport.

References Cambardella, C.A., T.B. Moorman, J.M. Novak, T. B. Parkin, D.L. Karlen, R.F. Turco & A.E. Konopka ( 1994): Field-scale variability of soil properlies in Centrat lowa Soils.-Soil Sei. Soc. Am. J. 58, 1501-1511. Deeks, L.K., A.G. Williams, J.F. Dowd & D. Scholetield ( 1999): Quantitication of pore size distribution and the movement of solutes through isolated soil blocks.- Geoderma 90, 65-86. Flury, M., H. Flühler, W.A. Jury & J. Leuenherger (1994): Susceptibility of soils to preferential tlow of water: a tield study.-Water Resour. Res. 30, 7, 1945-1954. Perillo, C.A., S.C. Gupta, E.A. Nater & J.F. Moncrief ( 1999): Prevalence and initiation of preferential tlow paths in a sandy loam with argillic horizon.- Geoderma 89, 307-331. Quisenberry, V.L., RE. Phillips & J.M. Zeleznik (1994): Spatia1 distribution ofwatcr and chloride macropore tlow in a weil structured soil.- Soil Sei. Soc. Am. J. 58, 1294-1300. Wendroth, 0., W. Pohl, S. Koszinski, H.·Rogasik, C.J. Ritsema & D.R. Nietsen (1999): Spatio-temporal patterns and covariance structures of soil water status in two Northeast-German tield sites.- Journal of Hydrology 215, 3858. Acknow1edgements The authors appreciate ·the assistance of Mrs. Onasch in tield work, Mrs. Griegolcit, Mrs. Scholz and Mrs. Hypscher in Iabaratory work and data ana1ysis. We thank the technicians of the Centrat Labaratory of the ZALF for Chloride analysis.

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Assessment of morphological properties based on calculation of internal and external heterogeneity H. Rogasikl), 0. Wendrothl): E. Borgi), S. Koszinskill,

~nd I. Onaschl)

1. lntroduction Soil structural properties vary with respect to scale and sampling resolution. The objective of this study is to identify scale-dependent quasihomogeneaus morjJhological basic units of soil structures which can be related to functional· properties. This task is relevant also for ·upscaling and downscaling purposes in Iandscape research. 2. Material and Methods Procerlure Soil structural morphology is.assessed by grid based, narrow spaced irivestigations (Miehlich, 1976; Rogasik et al., 1997). Volume elements are aggregated stepwise ·(Eq. [1]) from pixel data sets within the considered soil core. Then for these subunits of different size the so-called extemal and internal heterogenity are calculated (Rogasik et al., 1998). lt concems standard deviation ·ofvolume elements within the object, the external heterogeneity EH (Eq. [2]) and standard deviation ofpixels within volume elements, the intemal heterogeneity IH (Eq. [3]). ·n m LPVj LPpi j=l i=l Pv Po=-[1] m

n· Pp, Pv, Po: n

EH

SDp

n

Number ofpixels within a volume element Number ofvolume elements within the reference object Parameter of pixels, of volume elements and of reference object

m:

~(Pvj-Po) 21 J=l

2

[2]

n

m 2 L(Ppi-Pv) i=l m

n

~SDpj

IH

= .E!__ n

[3]

A downscaling procedure with stepwise dividing of the reference object into increasingly smaller subunits from the volume elements down to pixel sizes, shows the external heterogeneity EH to increase and the internal heterogeneity IH to decrease. · Assumptions for identifying quasihomogeneaus basic units are - Pixel size must be half of size of objects, which should be identified -Variation at local scale must be smaller than overall variation in the domain Investigated soils In plexiglass cylinders with 785 cm' vo!uine (height and inner diameter: 100 mm) differently structured soils (Tab. 1) are CAT-scanned with a slice thickness of 1 mm; · The investigated reference objects - computationally inscribed largest. possible parallelepipeds within the soil cylinder (Rogasik et al., 1999)- and their subunits dift:er in size,.mar~edly. Pixel size: 0.25 x 0.25 x 1 mm Reference object: 70 x 70 x 90 mm Pixels. per reference object: 7 056 000 Centre for Agricultural Landscape and Land Use Research, Institute of Soil Landscape Research, Müncheberg, Germany 2) German Aerospace Center, German Remote Sensing Data Center, Neustrelitz, Germany I)

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3. Results 3.1. Relationship between external and internal heterogeneity For the differently textured and structured soils (Tab. 1) the relationship between the parameters EH and IH can be described by a circle function y = a + b*(r2 - x2) 112 (Fig. Ia, 2a). Table I. ProEerties of investisated soils Soil Hori- Sampling Partide size distribution Textura! Water Organic depth sand zon silt clay class content. matter ss-l cm % % ß!.SDA~ s 1 Ck 75-85 3.3 82.5 silt loam 0.152 0.06 14.2 0.223 150-160 80.7 S2 3.1 16.2 0.10 S3 20-30 2.4 82.1 0.230 1.7 Ap 15.5 82.0 0.230 S4 2.6 15.4 1.8 S5 8.3 52.6 4.2 39.1 silty clay loam 0.310 S6 7.5 56.9 0.300 3.3 35.6 0.059 12.0 S7 15-25 84.0 4.0 loamy sand 1.6 0.062 S8 80.8 15.1 4.1 1.5

Bulk densi~i'

scm 1.412 1.380 1.214 1.409 1.081 1.22 1.541 1.622

For the most heterogeneous, weil structured silty clay loam S 5 (Fig. Ja) the increase of EH with increasing resolution is reflected by an s-shaped curve (Fig. I b). The low EH value at lowest resolution is the result of the very small differentiation between the largest subunits. At highest resolutions the curve of external heterogeneity is characterized by an asymptotic course. This is an evidence for the identification process of quasihomogeneous basic units. For the most homogeneous silt loam subsoil S 2 (Fig. 3b) the parameters EH and IH have a lower magnitude compared to structured soils. The increase of external heterogeneity with increasing resolution is reflected by a parabolic shape, but without a marked asymptotic shape at the pixel size resolution (Fig. 2b ). 3.2. Course of identification of quasihomogeneaus basic units The parameter EH and cumulative IH decrease indicate quasihomogeneous basic units, if their difference, which decreases with highest resolutions, approaches zero. EH- cumulative IH decrease ~ 0 [4] For the eight differently structured soils these differentiations can be weil described by power functions (Tab. 2). The most marked differentiationsexist between the silty clay loam S 5 (Fig. 1c) and the silt loam subsoil S 2 (Fig. 2c). The relationship between EH and cumulative IH decrease characterizes soil structural differentiations. The more detailed the segregation structure of soil is, the higher is the slope of power functions. The rank order ofthe eight soils is: S 5 > S 6 > S 3 > S 4 >S I > S 8 > S 7 > S 2. Table 2: Parameters of power functions for the relationship between EH and cumulative IH decrease Soils Power functions R2 Slope Intercept s1 0.992 1.82 -2.25 0.992 1.45 -1.37 S2 S3 0.999 1.99 -2.87 S4 0.997 1.96 -2.66 0.995 2.28 -3.64 S5 S6 0.997 2.06 -3.09 0.997 S7 1.52 -1.40 0.999 1.64 -1.62 S8

Silty clay loam, S 5

Sßt Ioom, S 2

30 '\-I.OI(r'-r)0 350

700

600

y = o.99 (r>- r>"- 10.91 R1 =0.99

500

a- ...

(a)

..

250

""~300

(a)

~

,

~

150

•-t6.57

R1 -0.99

100

200

50

100

50 100 150 200 250 300 350 IH (HIJ]

0 100 200 300 400 500 600 700 1H (IRJ]

400T----------------------------,



100

10000

I 000000

I 0000000•

·l~l~J 100

10000

uioooo~

1ooooooo

Number ofvolume elements per reference cube

Number ofvohnne elements per rderence cube

..

~

3.5 3.0 2.5

1l

(c)

.:: 2.0 1.5 =ee 0.51.0 "

.l!

0.0

0.5

1.0

1.5 2.0 log,.EH(IIIJ]

2.5

-3.0

3.5

Fig. I: Relationship between internal and external heterogeneity depending on discretization stages for the silty clay loam

log1o y= l.451oglo

0.0

RJ

:1-

1.37

= 0.992

-0.5 0.0

0.5

1.0

1.5 2.0 log1o EH [lRJ)

2.5

3.0

3.5

Fig. 2: Relationship between internal and external heterogeneity depending on discretization stages for the silt loam

I N

:;;: I

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(a)

(b)

Fig. 3: Representative X-ray images from a horizontal slice ofa weil structured silty clay loam (a) and a homogeneaus silt loam (b) 4. Summary and Conclusions Based on narrow spaced investigations of soil core samples and following aggregation and disaggregation procedures, it is possible to characterize their morphology. The parameters EH and IH indicate the regularities of the morphology of soil core samples. They allow to identify spatial patterns and to characterize fractal structures. The Ievel and the shape of the EH-curve characterize the narrow spaced heterogeneity of the soil core samples. The relationship between EH and cumulative IH decrease, characterized by a power function, allows to assess the soil structural state. The characterization of quasihomogeneaus subunits or structural elements in their spatial distribution can contribute to the elucidation of transport processes. References Miehlich, G. 1976. Homogenität, Inhomogenität und Gleichheit von Bodenkörpem Z. Pflanzenernähr. Bodenk. 139: 597-609.Rogasik, H., E. Borg, S. Koszinski und W. PohL 1997. Aufklärung skaleninvarianter Gesetzmäßigkeiten in der Morphologie von Strukturen. Mitteilgn. Dtsch. BodenkundL Ges. 85: 147-150. Rogasik, H., E. Borg, S. Koszinski, W. Pohl und L Onasch. 1998. Skaleninvariante Beurteilung der Morphologie von Strukturen. S.129-150. In: Roweck & Widmoser [Hrsg.]: Ansätze zur Quantifizierung von feldskaligen Wasser- und Stoffilüssen, Schriftenreihe des Institutes fur Wasserwirtschaft und Landschaftsökologie der CAU Kiel, Heft 27. Rogasik, H., J.W. Crawford, 0. Wendroth, I.M. Young, M Joschko & K Ritz. 1999. Discrimination of soil phases by dual energy X-ray tomography. Soil Sei. Soc. Am. 1. 63: 741-751.

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Estimating the yi~ld potential - a method to evalu.ate soil.productivity Thomas Vorderbrügge*

Introduction As a result of the public discussion on soil protectjon and different aspects of sustainable land use the demand for soil data is continously increasing. A vailability of and access to the data now have increasing priority in soil science studies. To meet this need the Geological Survey ofthe Federal State of Hesse is Setting up a Soil lnformati~n System (HAGEMEISTER et.al. 1998, ULMER ET AL. 1999). The most important responsibilities derived from soil protection policies and regional planning activities are as follows: • mapping and monitaring solis • reducing the amount of land needed • limiting contamination of soils by pollutants •

m~intaining

soil structure and its productivity.

In Germany, ~ith its great limd r~quirem~nt for settl~·inent, tniffic, and industrial areas, land is often . . ' . ·taken out of ~griculturaLuseto meet the demand. Sustainable land use-therefore·dependson information upon soil qualitiy, soil func.tions, and soil produ~tivity (BRI~ 1997). To evaluate the soil productivity for agricultural and forestry soils the Soil Survey ofHesse developed amethod for estimating the soil based yield potential (HARRACHET AL., 1987, VORDERBRÜGGE 1997). As in most cases the available water storage capacity is the· mainly limiting factor for plant growth (PIERCE ET AL .. 1983)

and therfore the hessian method uses the "Capacity of the Plant Available Water in the

Rootin.g Zone" to determine the yield potential. To quantify this parameter the depth to obstacle .for roots, the availatlle water capacity, the influence of groundwater (depth of the ground water table) and the influence of carbonate are needed. Factars limiting the d~pth of the root zone are: • toxic layers which can res~lt from low pH-values or high salt content • lowox as a result of the precence of a permanent groundwater table • hard bedrock • a layer which is impermeable for roots as a result of pedogenesis (HARRACH & VORDERBRÜGGE, 1997). By way of example the rating of the yield potential including definition, development and results have been presented for an area in middle respectivly south Hesse at a scale of 1:50.000.

'Dr. Thomas Vorderbrügge; Hessian Agency for the Environment and Geology, Post-Office Box 3209, Germany65\)22 Wiesbaden; e-mail:t.vprderbruegge@hlug.de

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Method for estimating the yield potential of soils 1. Estimating the classes of plant available water capacity 1.1 estimating the capacity of the plant available water (cpaw) for each horizon (in relation to textural classes, organic matter content, bulk density) of the representative mapping unit (VORDERBRÜGGE 1999) down to a maximum depth of 2m

1.2 estimating the depth of the rooting zone (rz) limiting factors for subsoil rooting are f.e.: toxic layers, lowox as a result of the presence of a permanent groundwater table, hard bedrock, root impermeable layers as result of pedogenesis

1.3 calculating the plant available water capacity in the rooting zone cpawrz is the product of cpaw and depth of the rooting zone

1.4 rating of the cpawrz in five nominal classes very small (0 - 50 mm) up to very high (> 200 mm)

2. Estimating the influence of the ground water Estimating the influence of ground water as a function of the depth of the ground water table in three ranges: a) without influence = ground water Ievel deeper than 130 cm below surface, b) influence slightly till medium= ground water Ievel between 60 cm and 130 cm below surface, c) influence intense till very intense = ground water Ievel between 60 cm depth and surface Ievel.

3. Estimating the pH-buffering by carbonates The pH-buffering of the different geological subtrates is only signed through a special signature as it is no parameter for rating the soil based yield potential, but an important indicator for site specific information on forestry land use.

4. Rating the soil based yield potential The yield potential is determined for three types of land use: crop cultivation, grassland and

forestry. The land use dependancy of the soil based yield potential is evaluated by the influence of the depth of the ground water table. For example results slightly till medium influence of ground water in a better rating of yield potential for grassland than for crop cultivation (same Ievel of cpawrz). More examples can be looked up in table 1.

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Table 1: Rating of the Soil based Yield Potential in Hesse for different Types of Land Use

midle

very intense

I I I I

50mm

Crop Cultivation

2

2-3

2

Grassland

: 2 : 1 Forestry ----,-------,-------1-=---=:---:-:------1 2 2- 3 I Crop Cultivation 1 1 90mm

2

I I I

3-4

I I I

2-3

Grassland

2

:

2-3

:

. I

Forestry

----,-------,-------1-=---=:---:-:------1 3

1 I I I I I

90-140mm

3-4 4

3-4

1 I I I I I

2

2-3 2-3

--4---i--4--5--i--2---~

140- 200mm

4

:

4-5

:

I I I

4-5

I I I

3

Crop Cultivation

Grassland Forestry Crop Cultivation Grassland

Forestry 3 --5---i---5---;--2---1 Crop Cultivation 4

>200mm

~

5

5

5

5

I I I I I

Grassland 3 •

Forestry

Conclusion Sustaining the productivity of soils is one of the most important challenges of soil research and soil conservation policy. The Federal State of Hesse developed a method for estimating and displaying the soil yield potential at a scale of 1:50.000. This scale is eminently suited for landplanning decisions.

Literature BRINKMANN, R. (1997): Land quality indicators: aspects of land use, land, soil and plant nutrients. In: Land quality indicators and their use in sustainable agriculture and rural development. Proceedings of the workshop organized by FAO Agricultural Department, S. 95 - 104: Rome 1996 HAGEMEISTER, A, TH. VORDERBRÜGGE. & P. MEIER, (1998): The Soil Information System- a Tool for Soil Conservation and Sustainable Land.Use. In: Land-Information Systems- Develpoments

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for planning the sustainable use of land resources. European Soil Bureau - Research Report No. 4, ed. by H. J. Heineke, W. Eckelmann, A. Thomasson, R. J. A. Jones, L. Montanarella & B. Buckley; p.435 -454. HARRACH, T., B. KEIL & TH.VORDERBRÜGGE, (1987): The lnfluence of Soil Structure on Rooting, Nutrient Uptake and Yield Formation. Methology in Soil-K Research; Reprint from: Proc. 20th Colloqu. lnt. Potash Institute, Bern; 303-320. HARRACH, T., & TH.VORDERBRÜGGE, (1991): Die Wurzelentwicklung von Kulturpflanzen in Beziehung zum Bodentyp und Bodengefüge. Berichte über Landwirtschaft Sonderheft 204: Bodennutzung und Bodenfruchtbarkeit, Bd. 2, 69-82. PIERCE, F.J., W.E. LARSON, R.H. DOWDY & W.A.P. GRAHAM, (1983): Prdoductivity of Soils: Assessing long-term changes due to erosion. Journal of Soil and Water Conservation, 39- 44. ULMER, D., K. fRIEDRICH & S. ULMER, (1999): Das Hessische Erdinformationssystem (HEISS)Elektronische Datenverarbeitung in einem Geologischen Landesdienst Geologie in Hessen, Band 3, 35 S .. VORDERBRÜGGE, TH., (1997): Das Ertragspotential der Böden -Eine Methode im Fachinformationssystem Boden/Bodenschutz. In: Boden und Landschaft, Band 17, S. 165- 184; Festschrift zum 60. Geburtstag von Prof. Dr. T. Harrach; Hrsg.: Inst. für Bodenkunde Giessen VORDERBRÜGGE, TH., (1999): Die Bodenflächendaten 1 :50 000 Hessen, Methodische Ableitungen und Anwendungen. Mittig. Dtsch. Bodenkundl. Ges., 91/(II), 1143- 1147.

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Soil Surface Cover lndication and Management for Soil Erosion Control Monika Frielinghaus, Barbara Winnige and Heike Schäfer, Centre for Agricultural Landscape and Land Use Research (ZALF), Institute of Soil Landscape Research, Müncheberg, Germany,

Problems The exposure of agriculturalland to wind and rainfall results in soilloss and damage. Landscapes with an optimal soil cover, such as forested areas, may have a lower soil erosion risk than agrarian areas. The actual erosion risk is a factor of the intensity of agrarian use and the type of crop production manage·ment. A closed vegetation cover protects the soil surface from wind and raindrop splash forces. Plant roots help retain soil particles and reduce the soil transport Ioad. The extent of soil cover material, greenplant mass or crop residues, can be influenced by the farmer's management and soil tillage practices. The degree of soil cover is a highly effective indicator for assessing .the erosion risk. This indicator addresses the questions: 1. how much soil cover is necessary to reduce the threat of erosion for a high-risk area; 2. how much cover can be.realized dependent on crop type, crop rotation, tillage and management practices. Based on this amilysis, appropriate preventive measures can be determined. Method Forthis purpose, farmers require an exact assessment of the actual erosion risk for crop fields (Table.1 ). Table 1: Steps to estimate the state of soil and the potential risk of soil erosion

Afterdetermination of the potential erosion risk, the indication of land use influence is the most important step for the farmers. The first method is an indirect method. The risk of soil erosion associated with all crops and crop rotations can be estimated based on 5 criteria caused the soil cover (Frielinghaus et al., 1999). The secend method of direct estimating of the cover rateswas adapted from a similar approach applied in Canada for an approx.1500 ha area with different field crops (Winnige et. al., 1998). ln this method, one hundred regular sampling points are designated by a 15 m string is marked at 15 cm intervals. The green plantorplant

-221-

residue parts >0.3 cm observed at the marked intervals are recorded. The total number of plants observed at the marked locations determine the soil cover rate (%).Subsequently, recommendations for soil conservation and land use management practices can be provided.

Results 1.What degree of soil cover is necessary to reduce the 'threat of erosion for a highrisk area? Difterences in seillass of potential high-risk areas may be a factor of the degree of soil surface cover. The temporal and spatial distribution of the plant or residue soil cover are decisive for protection of the soil surface. About 2 t.ha- 1 dry matter, or more than 30 and up to 50 % plant surface cover , is eftective for initial soil protection eftorts. The results from 10 years of continual measurements on plots (sandy soils, plots parameters: 48 m L x 9 m W; 7 % slope) show the significant correlation between soil cover and soilloss. (Table 2). Table 2::Soilloss and runoft dependent on soil surface cover (selected results of a lang term experimental plot station) rain

rain intensity

Green fallow

Corn into wheat stubble/ zero tillage

Corn into frozen catch crops (mulch seeding)

>70%

>60%

>80%

Corn after conventional

plough tillage >30 bis< 60%

soil cover date

mm

I30 :mmh·

Soilloss kgl plot

runofT II plot.

Soilloss kgl plot

runofT II plot.

Soiiloss kgi plot

runofT

Soilloss

I/plot

kgiplot

runofT I/plot

03.05.1996 08.06.1996 29.06.1996 21.05.1997 12.-14.06.1997 23.06.1997 29.06.1997 17.07.1997 18.-20.07.1997 30.05.1998 06.06.1998 07.06.1998 08.06.1999 30.06.1999 06.07.1999

24 38 39 10 25 25 7 27 61 23 16 16 II 8 II

ca. 10 70 64 I 2 8 8 14 83 10 ca. 10 ca. 10 13 15 II

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

14 9 8

2 6 2 I 0 0 0 0 2 4 0 I 0 0 0

93 162 146 9 16 0 0 50 141 162 43 119 25 10 10

2 27 18 0 I 0 0 I 2 46 2 17 0 0 0

12 !55 143 5 30 25 15 82 140 162 43 119 10 8 8

6 490 283 57 80 15 4 62 38 308 195 96 2 I I

70 > 162 > 162 162 162 162 46 > 250 > 250 > 162 > 162 > 162 100 100 100

2

10 5 8 44 119 97 0 22 2 10 7

i -

-

The minimum of greenplant cover (%) or dry matter of plant residues to reduce soil lass definitely content Table 3 Table 3: Cerrelation between rate of cover, runoft and soilloss. Soil cover %

I

Plant residues t I ha dry matter

o

I

o

< 20 < 30

I I

0,5 1 ··:• ""

Approx. 70 > 90

I I

4 8

Runoff %ofrain 45 40 35 7; 5~~"'-slf"~$·3.0~<[~

< 30 < 30

Soilloss % 100 25

8

·."''":3'' <1 < 1

2. What degree of cover can be realized dependent on crop type, crop rotation, tillage and management practices?

-

-222-

The following 5 criteria play a decisive role in the rate of plant soil coverage : time to establish soil cover after planting, distribution of soil covermaterial as a factor of the .plant morphology and the type of planting, time span of soil cover du ring the summer and winter, time lapse without soil cover dependent on the technical management system, type of soil tillage and seedbed preparation practices. The typical intensive agrarian crop production (conventional system) involves numerous soil till operations to remove the residues of the first harvest before the seeding the secend crop (Brunotte et al, 1999). Areas susceptible to highly erosive rainfall or wind velocity face an increased risk during periods without a protective soil cover. The greatest erosion risk occurs after seedbed preparation, which is characterized by the lowest degree of soil surface roughness. Crop selection, improved crop rotations, and a change in soil tillage practices are established techniques for increasing the soil cover. Different erosion prevention measures have been accepted by farmers. The most effeCtive system is soil conservation tillage (non-ploughing till systems) (Hurni et al., 1992; Schwertmannetal., 1989) ln this method, soil-loosening replaces ploughing operations allowing for the retention of plarit residue material on the soil surface. Mulch seeding, or seeding the subsequent crop into the mulched remains of the initial crop without seedbed preparation, provides especially interesting results (Frielinghaus et al., 1997). Research findings from initial farm experiments should be presented to encourage and support adoption of these conservation techniques. The first experiments were undertaken on winter wheat farm fields in areas with a high wind erosion risk during winter and spring seasons (Table 4). Table 4: Soil cover with residues and residues/green matter of winter wheat farm areas (first crop: corn) Numberof field

5 6 32 42 47 48 100 130 171

Number of operations before wheat planting 3 2 3 3 2 2 2 2 2

Date of planting (1997)

Soil coverXl1997

Plant residues t/ha dry matter

Soil cover IV 1998

Plant residues t/ha dry matter

07.10. 02.10. 09.10. 22.10. 30.09. 01.10. 24.10. 09.10. 24.10.

45-97% 6-23% 54-82% 58-78% 46-84% 45-82% 43-80% 71-88% 35-67%

4,6- 10,2 0,7-2,3 6,3 5,0 5,6 4,8 6,4 6,6 5,5

.42-86% 22-34% 37-79% 49-79% 54- 73•% 48-74% 43-90% 53-98% 24-68%

3,8 1,6 6,5 1,9 3,1 2,7 3,8 4,3 1,9

I

The secend experiments were conducted on sugar beet farm fields with a risk of water erosion during the early summeras a consequence of high soil erodibility and intensive rain events. The results show a higher degree of soil cover for all variants of conservation tillage than for conventional tillage. The variants with the greatest degree of soil cover were those without seedbed preparation before mulch seeding. The estimates of the winter wheat soil cover show the effect of winter wheat planting on the residues of the first crop without ploughing operations (Table 4), The residue cover after planting will be until spring time with minimal change. Altho'ugh the variability of the results is very high, the majority of the findings suggest soil cover may be sufficient for the start of soil protection efforts (> 30-50 %).

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The planting of winter wheat in the remains of a harvested bean crop resulted in 26 % soil cover; winter wheat after summer barley, 44 %; winter wheat after sunflowers, 31 %; beans after winter wheat, 29 %; and sunflowers after winter wheat, 30% soil cover. The results of the sugar beet experiments show enough residue material of different cash crops in the end of the winter. The soil cover decreases dependent to different intensity of seed bed preparation (with and without) bevor planting of sugar beets. Crop seeding without preliminary soil tillage (zero tillage or direct seeding) results in the most effective soil cover. A well-developed winter grain crop provides optimal soil cover and a subsequent reduction in soil lass. lt is uncertain whether similar results may be achieved with the cultivation of corn or other major crops. This type of crop cultivation is not recommended for soil and climate conditions in Germany.

Conclusions The current low acceptance of erosion control management suggests sustainable land use and soil functionality arenot ensured. A regional soil indicator system may be the best method for increasing acceptance of erosion control techniques. Like the concept of "criticalload inputs" for chemical pollutants, this system would allow for quantifying the soil state and condition to support decisions concerning the Ievei of soil protection. The assessment of the land use influence on soil in terms of the soil Ioad capacity is the most important step. ln a balanced Situation, Best Management Practices may help ensure sustainability is maintained; slightly disproportional results suggest additional special agricultural management techniques may be needed, while significant differences may indicate the need for additional changes in land use or tillage practices. The indicator system is ideal for addressing problems of water and wind erosion. The degree of soil cover is the best indicator for assessing the status of recent erosion control measures and determining possibilities for an adequate soil cover. Best management practice includes crop rotation with a high degree of well-eavered crops; special agricultural management may be achieved by conservation tillage; and forestry or grassland use may be a recommended land use for areas with a high erosion risk. References Brunotte, J.; Winnige, B.; Frielinghaus, M.; Sommer, C., 1999. Der BodenbedeckungsgradSchlüssel für gute fachliche Praxis im Hinblick auf das Problem Bodenabtrag in der pflanzlichen Produktion. Bodenschutz.$. Jhg., 2. Pp. 57-61 Frielinghaus, M.; Höflich, G.; Joschko, M.; Rogasik, H.; Schäfer, H., 1997. Possibilities of conservation tillage on sandy soils-analysis of a long-tem experiment. Archives of Agronomy and Soil Science Vo. 41, pp.383-402 Frielinghaus, Mo.; Petelkau, H.; Deumlich, D.; Funk, R.; Müller, L.; Winnige, B., 1999. Soil lndicator System to Minimize the Risk of Soil Degradation in Northeastern Germany. 10. ISCO Conference West-Lafayette, USA (in print) Hurni, H.; Tato, K. (Edit.). 1992. Erosion, Gonservalion and small-scale farming. Walsworth Publishing Company, Marceline, Missouri Schwertmann, U.; Rickson, R.J. & Auerswald, K. (Editors), 1989. Soil erosion protection measures in Europe. Soil Technology Series 1:, Brussels and Luxembourg, 216 p. Winnige, B.; Corzelius, U.; Frielinghaus, M.,1998. Indikation der aktuellen Erosionsgefährdung mit Hilfe der Bodenbedeckung. Mitt. DBG., 88, 569-572

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A combined GIS- and field- based procedure of erosion risk assessment- a case study in the Peene river catchment (Germany) Winnige, B.; Frielinghaus, M. ZALF Müncheberg, Institut fiir-Bodenlandschaftsforschung, 15374 Müncheberg, Eberswalder Str. 84, bWinnige@zalf.de

Introduction The potential and real water erosion risk in rural areas is mitinly concentrated on agricuiturai fields. In Mecklenburg-Westem Pomerania approximately 53% of agricultural land is at risk to water erosion. One of the major contributing factors is inappropriate land uses with respt?ct to the site conditions. Visible and invisible soil damages result' from !arge amciunts of anmial soil loss and I]Utrient t~ansport. In •' addition, th~ surrounding enviroment is also negatively i~pacted (off-site · · .. damages). Consequently the . potential and . real w~ter erosion risks shot.ild be estimated . for deterrnining appropriate soil management and erosion preventiori measures before critical soil states are reached. A:GIS- and field-based procedure ofmedium- and !arge scale erosion risk assessment was developed and tested in a case study area, the Peene river catchment. · The Peene river catchment is located in the pleistocene Iandscape of north-eastem Germany within the peatland of the Peene River .Valley,- one of the most important nature reserves. Th~ ~atchment has predmrunantly agriculturalland use, largety comprised of comrnercial fruit production. The water erosiori risk, as weil as the on- and the offsite damage, are very high. In addition,the -risk of peat body shrinkage is high due to immissions . The step-by-step indication of soil-erosion risk and erosion paths in the Peene river catchment are presented·. The methods of indication steps and results in, the catchment

Step 1: The first step was to designate the present soil state, so the indication of potential erosion risk. The basis is the soil substrate type and the inclination type of the mesoscale agricultural map (scale I : 25.000), which are combined. The result is a risk map with five steps of potential water erosion risk (very low-very high) for the catchment. · The next is the precise assessment ofthe potential erosion risk for each field in'the experimental area. The basis for the assessment is the soil type and inclination type of soil assessment maps (scale I : 10.000). H~r.e as weil the factors are cpmbined to create five categories of erosion risk: The map is shown in Figure 1. Step 2: ·. The ~econd step in the evaluation is the. d~ümnination of potential üdways. A talway is a preferred runoff and erosion path which may be idenified. by the land surface morphology. The deterinination oftalways is made on the basis of digitialized inclination maps and models. A GIS analysis of relief structures was created based on the models. The result is a perspective of potentiallinear erosion paths without an indication of the Ievel of erosion risk.

-225-

F\:tertial \Mlter erosion risk

CJWthOLt CJver'flow

-~Lm

-hig'l

-veryt"isj'l

/V l
Feucttgebiet DOrtschaft CJSee CJWald

Fig. I : Potential water erosion risk in the experimental area "Kittendorfer Peene" After the potential erosion risk has been indicated- which is relatively stable due to the site factors, the next step is the indication of the erosion risk due to current land use.

Step 3: For this purpose, the crops have to be identified on each field and the degree to which erosion is prevented has to be estimated. The soil protection effect is based on the parameter of soil cover with plants and residues. The evaluation criteria are time span to establish soil cover, distribution of soil cover, and time period of soil cover during summer and winter. The crops are then classified as providing sufficient, poor and insufficient soil protection (Fig. 2).

evaluatlon ol 8011 prot&etion

[3sutflclenlly

._.,

. . unsufflctently

-

wetland btotope

llllll!l

place

~Iake

•rorest water way "Kittendor1er Peene·

Fig. 2: Evaluation ofland use /soil cover

-226-

Real water erosion risk

EJ""""' EJ verylow llllllllbw

-rredium

•"{11

~ ~·"

WdiS'IdUotop

llke"SddwrndlerSee"

NWSerwrtj1<1tten:laferPeene"

o-

Step 4: The real water erosion risk for each field can be by estimated combining the factors of potential erosion risk and the protection effect of crops. The result for the experimental area is illustrated in Figure 3.

Fig. 3: Real water erosion risk in the experimental area "Kittendorfer Peene"

Step 5 (specia/ steps for the catchment with high risk of offsite damages): For the areas designated as high and very high erosion risk, a direct field-mapping investigation will be conducted within the experimental catchment. · Within this investigation, the erosion systems and paths will be assessed and mapped. The basis used is a mapping method developed by the DVWK. This field-mapping process has to be done at the end of winter or after high and intensive rainfalL The various forms of erosion, soilloss, soil transport, soil accumulation, and emission and immission zones in the neighbouring ecotopes, e.g. water areas, biotopes etc., are mapped. The result is a largescale map of types and spatial distribution of erosion damages. After long-term repeated mapping, the area prone to erosion can be reliably allocated. Next, the potential darnage of erosion for open waters is mapped. This is indicated by the occurrence or nonoccurrence of buffer strips. The mapping of strips includes the Butterstrip assessment of width, length of strip and ~~om.n=Y~~." """" [ill@ 5-<10m, notdenselyro.~ered the quality of buffer ,."iilllllo..l-llld 11111111 >10m,denselyro.~eroo strips, especially ~ =~end biot(1) density of soil rfillil!lforesl vegetation. The water wat "KittenOOrfer Peere~ result is a map with Ofieid four quality classes of buffer strips Fig. 4: Buffer strips to protect water way "Kittendorfer Peene"(extract) (Fig. 4)

il

-227-

Finally, all the calculated risk and field mapping information (step 1-5) is combined in a large-scale map. As a result of this analysis, recommendations for land use changes in the catchment may be created (Fig. 5).

c::J Level

1 I Complex 1

11111!111 Level 2 I Complex 2

-

-

wetland blotope

IIIIJ

place

5m:J

Iake

-

lorest

Level 3 I Complex 3

/ · ' water way ~Klttendortar Peene~

Fig. 5: Changed land use systems and management Conclusion ~ The step-by-step indication enabled a graduated assessment of present state and Ioad capacity of soils, as weil as the regional-specific pressure of agricultural management. ~ The analysis of the on- and off-site paths and sediment transport in the catchment indicated exact response possibilities. => Ievel I: priority of response by farmers with Best Management Practice => Ievel 2: priority of response by farmers with Best Management Practice and special practices (e.g. conservation tillage, mulching) or introducing a change in land use => Ievel 3: priority of response by farmers, introduction of water and natural control services with special practices such as the creation of buffer strips ~ The farmers, advisers, agencies and specialists have accepted this indicator response system as a helpful consulting tool. Literature: FRIELINGHAUS, M.; DEUMLICH, 0.; FUNK, R.; HELMING K., WINNIGl:, B. U.A. (1999): Bodenerosion. Beiträge zum Bodenschutz in Mecklenburg-Vorpommem. Hrsg. Geologisches Landesamt Mecklenburg-Vorpommem. Schwerin. 80 S. FRIELINGHAUS, Mo.; WINNIGE, B.; ScHAFER, H.; BRUNOITE, J. (2000): The use of an indicator system for crop residue management and soil erosion control. 15th Conference of the International Soil Tillage Research Organization, 2-7 July 2000, Texas, USA. CD-ROM.

-228-

Flächenbezogene Bodeninformationen zur standortdifferenzierten Bewirtschaftung -Ableitung und Verbreitung der Bodengruppe Düngungfiir die Bundesländer Brandenburg und Mecklenburg-Vorpommern Autoren: J. Thiere*, J. Kiesel**, D. Deumlich* unter Mitwirkung von L Völker*, M. LentzWorobjew** und L. Laacke***

Zielstellung Für die standortdifferenzierte Bewirtschaftung und Behandlung landwirtschaftlicher Nutzflächen kann die Bodengruppe Düngung als Kriterium zur Entscheidungstindung genutzt wer~en. Es soll der Algorithmus vorgestellt werden, nachdem aus den seit 1980 für die Neuen Bundesländer flächendeckend vorliegenden Ergebnissen der Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK) die Bodengruppen abgeleitet werden. Dazu werden die in der MMK enthaltenen aggregierten Daten (Fiächentypen für Substratund Hydromorphieverhältnisse) verwendet. Nachdem vorliegenden Algorithmus kann jeder Kartierungseinheit der MMK (Standortregionaltypen) eine Bodengruppe Düngung zugeordnet werden. ·Auf dieser Grundlage werden Flächennachweise und Übersichtskarten zur regionalen Verteilung der Bodengruppe Düngung für die folgenden Bezugseinheiten bereitgestellt: administrative Einheiten (Gemeinde - Kreis - Land) Wassereinzugsgebiete Naturräume Für eine schlagbezogene Ermittlung der Bodengruppe Düngung sind difi: methodischen Voraussetzungen gegeben. Methodisches Vorgehen Wesentliche Inhalte der MMK und Hierarchie und Verknüpfung der standortliehen Einheiten sind in der Abb. I dargestellt. Das Kernstück der inhaltlichen Dokumentation der MMK ist das Bodenforminventar. Die Flächenanteile der Bodenformen sind nach Fünftein abgeschätzt oder als kleinflächige Begleiter angegeben. Von dem Bodenformeninventar werden nach den vorgegeben Kriterien als aggregierte Einheiten Substratund Hydromorphieflächent:ven abgeleitet [vgl. Legende der Substratflächentypen (SFT) und Kriterien der Hydromorphieflächentypen (HFT)]. In der MMK werden 99 SFT und 15 HFT unterschieden. Ihre Verknüpfung zur Bodengruppe Düngung ist in der Tabelle Bodengruppe-Düngung nach Kombinationen der Substrat- und ·Hydromorphie-Flächentypen der MMK dargestellt. Ergebnis - Übersicht I. Übersichtskarten mit der Bodengruppe Düngung bezogen auf MMK-Konturen für: Land Brandenburg - Region Uckermark - Bamim - Land Mecklenburg-Vorpommem jeweils in 2 Varianten: A Bodengruppe nach Substratverhältnissen (SFT) B Bodengruppe nach Substrat- wid Hydromorphieverhältnissen (SFTIHFT) 2. Flächennachweise für Bodengruppe Düngung bezogen auf unterschiedliche Bezugseinheiten.

Institut fiir Bodenlandschaftsforschung, ZALF e.V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 •• Institut fiir Landschaftssystemanalyse, ZALF e. V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 ••• Forschungsstation Landwirtschaft, AG Eberswalde, ZALF e. V., 16225 Eberswalde, Schwappachweg 2

-229Flicbenanteil Bodengruppe Düngung Land Mecklenburg-Vorpommem

Flicbenanteil Bodengruppe Düngung Land Brandenburg

100%

1()()qf,

z

80%1

....:180%

40%

+

I!!:! :,:i:i!;::!::liii;!:l!l%,ili!i:i;:il!,;;!;!l

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30

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.BG6 EIBG5 .BG4 I!IBG3 DBG2 DBGI

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z

...:I 60%

40%

EIBG5 I!IBG4 li!IBG3 DBG2 DBGI

..

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I

I!IBG6

0%

Flächenanteil Bodengruppe Düngung in Landkreisen Land Brandenburg 100%

z

...:I

80%

IIIBG6 EIBG 5 I!IBG4

60%

BBG3 DBG2 40%

DBG I

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0% .§

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Institut für Bodenlandschaftsforschung, ZALF e.V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 •• Institut für Landschaftssystemanalyse, ZALF e. V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 ••• Forschungsstation Landwirtschaft, AG Eberswalde, ZALF e. V., 16225 Eberswalde, Schwappachweg 2

~dengruppe Düngung- Vergleichsdaten fiir ausgewAhlte Gemeinden der Planungsregion Uckermark-Barnim Land Brandenburg

Gem_schl

Gemeinden Name

12060008 Altenhof 12073040 Beutel 12073584 Vietmannsdorf 12060160 Melchow 12060240 Spechthausen 12073524 Schönow 12073172 F riedriclisthal 12073036 Bertikow 12073004 Altkünkendorf 12073264 Günterberg 12060040 Brodowin 12073072 Bölkendorf 12060148 Lunow 12060248 Stolzenhagen 12073652 Zützen 12073556 Stolpe/Oder 12073636 Wollschow 12060180 Parlow-Glambeck 12060060 Eichhorst

Sortierung: I. Stelle steigender Domimmztripel · 2. Stelle steigender Vergleichsindex

Vergleichsstufen (VST)- Bodengruppe Düngung o/o LN) 0 l 2 3 4 5 100,0 57 8 40,8 40 6 0,0 5,3 2,4 0,0 0,8 1,7 21,4

5,5 15,3 0,0 4,9 6,9 12,3 0,0 0,0

0,0 57 18,9 59,4 100,0 41,6 47,4 0,0 7,0 0,0 11,2 0,4 29,2 28,1 24,0 10,8 12,0 29,7 0,0

0,0 00 0,0 00 0,0 12,6 0,0 100,0 53,9 52,0 13,6 39,6 20,4 26,8 25,5 27,9 35,8 31,2 0,0

0,0 0,0 0,0 00 0,0 0,0 0,0 0;0 10,9 22,1 46,4 54,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

Abkürzungen: DT Dominanztripel DG Dominanzgrad IND Index IK Indexklasse

0,0 00 0,0 0,0 0,0 0,0 6,5 0,0

.o,o 0,0 0,0 0,0 30,6 45,1 37,1 54,2 0,0 0,0 0,0

0,0 36 5 40,3 00 0,0 40,5 43,6 0,0 27,3 24,1 7,4 0,4 4,5 0,0 8,5 0,1 39,9 39,1 100,0

HK BK KG FfV

DT

DG

IND

IK

HK

BK

0051 051 101152 154 2253 253 302 320 412 412 421 421 520 521 5-

4 2 2 2 4 2 2 4 2 2 2 2 I 2 I 2 I I 4

0 38 44 12. 20 54 58 40 57 58 43 49 43 52 53 57 57 58 100

0 2 2 0 0 3 3 2 3 3 2 3 2 3 3 3 3 3

0

0

0

5 5

5 5

5 5

I 0

0 0 4 4 0 3 3 2 3 3 3 4 4

1 0

5

Hauptkontrast Begleitkontrast Kontrastgruppe Flächentyp nach Vergleichsstufen

Anteil der Bodengruppe Düngung nach Substrat- und Hydromorphieverhliltnissen der MMK • Institut fiir Bodenlandschaftsforschung, ZALF e.V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 •• Institut fiir Landschaftssystemanalyse, ZALF e. V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 ••• Forschungsstation Landwirtschaft, AG Eberswalde, ZALF e.V., 16225 Eberswalde, Schwappachweg 2

5 5 0 4 4 3 2 4 4 3 3 4 4 0

5 5 0

KG

5 5 0 4 4 3 I 4 4 4 4 4 4 0

I N

""0I

-231Anteil der Bodengruppe Düngung nach Substrat- und Hydromorphieverhältnissen der MMK der

~änder

Brandenburg und Mecklenburg-Vorpommern

~odengruppe

Püngung 1.1

1.2 1.3

2.1 2.2 2.3 3.1 3.2 3.3 4.1 4.2 4.3 5.1 5.2 5.3 6.1 6.2 6.3 .I anbydromorph .2 grundwasserbeeinflußt und/ oder staunässebestimmt .3 stark grundwasserbeeinflußt

Brandenburg 16 5

10 28 3 5 II

2

%LN Mecklenburg-Vorpommern 8

1 5 24 3

I 28 7



2

0 <1


14

16

55% 12%

64% 14%

33%

22%


3 2

Schlussfolgerungen Die Bodengruppe Düngung ist ein geeignetes und bewährtes Hilfsmittel fiir Entscheidungen zur Vorbereitung und Realisierung einer standortgerechten Bestandesfiihrung. Durch ihre Ableitung aus Inhalten bodenkundlieber Kartierungseinheiten und die Einbeziehung in deren hierarchische Ordnung ist die maßstabsübergreifende Anwendung der Bodengruppe möglich. Für eine standortangepasste Durchfiihrung von acker- und pflanzenbauliehen Maßnahmen kann die Bodengruppe als schlag- und teilschlagbezogene Information bereitgestellt werden.

Institut fiir Bodenlandschaftsforschung, ZALF e. V., 15374 Müncheberg, EbersWalder Straße 84 •• Institut fiir Landschaftssystemanalyse, ZALF e. V., 15374 Müncheberg, Eberswalder Straße 84 ••• Forschunl!sstation Landwirtschaft, AG Eberswalde, ZALF e. V., 16225 Eberswalde, Schwappachweg 2

I N

'-"

N

I

-233-

Water Absorption by Soil Aggregates using a Mini-Infiltrometer Jailani Husain

1 ,

Horst H. Gerke 2, and Reinhard F. Hüttl 3

Introduction Measurements of water infiltration are often problematic for determining the hydraulic conductivity of aggregated, macroporous, and otherwise heterogeneaus field soils. Assuming a twodomain concept may allow to separately quantify preferential water infiltration and flow through macropores or the inter-aggregate pore system and the soil matrix or the intra-aggregate pore system. The objective of this study was to experimentally determine the hydraulic conductivity and sorptivity of soil aggregates from two different soils in order to estimate the contribution of the soil matrix domain to the overall infiltration.

Materials and Methods We used a miniatme tension infiltrometer as suggested by Leeds-Harrison et al. (1994) and applied 4 water tensions (Tab. I) through circular porous tips (filled with sponges) of 1.25, 2.0, and 2.5 mm radius. The water absorption rate was measured by noting the horizontal movement of the meniscus in a calibrated tube at defined times. Table I. Ex12erimental Information Soil textur Depth Number of Soil Type Cm SamEies 20 Loam 4 Oxisol Gleysol

Aggregate Size, cm 4-7

Tip (Disk) Radius, mm 2.5

Applied Water Tensions, cm 0,2,4,6

8

I-3

1.25

0,3,6,9

Clay

25

Clay

25

7

3- 5

2.0

0,3,6,9

Clay

25

4

3-5

2.5

0, 3,6,9

Soil aggregates of I - 7 cm edge lengths and polyedrical shapes were taken from an Oxisol located at the experimental station at Manado (LPTI), Indonesia, and from a Gleysol located in the river Oder valley near Golzow, Germany. Tension-saturated hydraulic conductivity (LeedsHarrison and Youngs, 1997) was estimated from the average linear slope of steady water absorption versus applied tensions (Eq. I). Sorptivity was estimated according to Leeds-Harrison et al. (1994) (Eq. 2).

K,, =

S=

lQ

I dh 4r

Q(B, -81 )

4br

(I)

(2)

Unsaturated hydraulic conductivity values (Eq. 3) were estimated according to Reynolds and Elrick (i991) by assuming the Gardner (1958) hydraulic conductivity function and using piecewise slopes between pressure steps extrapolated towards saturation for evaluating values of a (Eq. 4).

1

Soil Science Department, Faculty of Agriculture, Sam Ratulangi University, Manado- 95115, Indonesia. DAADFellow. Present address: ZALF, Department of Soil Landscape Research, Eberswalder Straße 84, D-15374 Müncheberg, Germany (jhusain@zalf.de). 2 Centre for Agricultural Landscape and Land Use Research (ZALF) e.V., Department of Soil Landscape Research, Eberswalder Straße 84, D-15374 Müncheberg, Germany. 3 Department of Soil Protection and Recultivation, Brandenburg University ofTechnology at Cottbus, P.O.Box 101344, D-030 13 Cottbus, Germany.

-234-

o.25a,_,Q, K.l._r

r(l + 0.25a,_,nr)(Q, I Q, )"· '<",-",-J

a K = Hydraulic Conductivity [LT 1] 3 1 Q = Steady state flow rate [L T ] h = Pressure head [L] S = Sorptivity [eT 1] x= 1,·2,3;y=x+l

=

...,

(3)

ln(Q, I Q,) .

.

(h, -h,)

(4)

8; =Initial water content [L3L. 3] 8-'= Sat. water content [CL- 3] r = Tip radius [L]

ts = Tension-saturated h=0.55

a = Sorptive number (Philip, 1983) or the slope of Gardner ( 1958) K(h) exponential function [L. 1] Results and Discussions Table 2 shows that aggregate sorptivity values at 0 cm tension are ranging between 0.27 ·and 0.44 mm/s 0 ·5 for the Oxisol and between 0.59 and 1.90 mm!s 05 for the Gleysol. Mean sorptivity values of the Gleysol are about 4-times higher than those of the Oxisol aggregates although the Qvalues of the Oxisol are higher. One reason for this is that the sorptivity. was determined for different values of (8s- 8; ), which are 0.43 for Gleysol and 0.35 for Oxisol aggregates. Under these conditions, the clayey Gleysol aggregates are able to absorb more. Wi_lter than those of the loamy Oxisol. The tension-saturated hydraulic conductivity is ranging from 453.6 to 1036.8 cm/day for the Oxisol and from 17.55 to 660.3 cm/day for the Gleysol (Tab. 2). The mean saturated hydraulic conductivity values are !arger for the Oxisol, however, more variable for the Gleysol (Tab. 2). The relatively !arge range of the Gleysol-conductivity values also indicate the existence of microscale spatial variability in pore sizes of the secondary peds (clods) used here. Table 2. Hydraulic conductivity and sorptivity obtained with the miniatme tension infiltrometer Oxisol Gleysol 2.0 mm tip radius 2.5 mm tip radius S Krs Ks S Krs Ks mm/s 05 cm/day cm/day mm/s 0·5 cm/day cm/day 4 4 4 7 7 7 Sampie 0.27 453.6 672.89 0.11 17.55 42.01 Minimum 0.44 1036.8 1801.35 1.90 660.30 5123.31 Maximum 0.35 615.6 1066.21 1.15 113.23 521.35 Arith. Mean 1033.05 80.15 313.29 612.0 Geo. Mean 282.0 501.18 0.44 226.87 1768.80 Stand. Dev. 0.08 The flow rates as a function of time for 0 cm applied tension in Figure I show that the Oxisol attains steady flow rates I to 2 order of magnitude higher than the Gleysol. Besides, the steady flow is reached faster for the Oxisol. Two Gleysol samples (I and 3), however, show nontypical infiltration patterns. This may due to the inner aggregate spatial variability. The steady flow rates for the Oxisol for three applied heads (Fig. 2) are I -3 orders of magnitude liigher than those of the Gleysol. A comparison of the hydraulic conductivities (Fig. 3) shows that the tension saturated values, deterrilined from two different heads (I and 3 cm), correspond better with the K(h)-values determined using the double membrane apparatus than those obtained with the piecewise evaluation

-235-

method. The hydraulic conductivity calculated using the piecewise method is higher at 1.5 cm and lower at 7.5 cm applied tension than the values obtained with the double membrane apparatus.

1000001------------------------------------------------------------------,

10000

~·············

1000

~.

%

22

10 ~

-+- Gleysol 2

--6-- Gleysol 3

~ Oxisol

-+- Oxisol 2

7"1!r Oxisol 3

1

-+- Gleysol 4 -e- Oxisol 4

~

oi



---- Gleysol 1

100

-----------

10

----------

0

ü:

7

0 Time, min

Figure 1.

Flow rate as a function of time under 0 cm water tension into Oxisol and Gleysol using 0,25 cm tip radius

This finding may partially be explained by difference in the spatial patterns of the wetting fronts, namely 1-D for double membrane apparatus and 3-0 for miniature tension infiltrometer or caused by the mini-infiltration measurements at different initial aggregate water contents for consecutive applied tensions.

-236-

-----------~/ .-/

1000

A Leeds-Harrison and You~gs (1 997) • Reynolds and Elrick (1991) • Double membrane

~---------------

---------//~~/

100

10

'

f

-'

;;< "'

1--~~-~--~--~--~--~--~--~-~----l- 0,1

-10

-9

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

Pressure head, h (cm)

Figure 3. Hydraulic conductivity as a function of pressure head obtained using the miniature tension infiltrometer (r = 2.5 mm) and the double membrane apparatus for Gleysol

Conclusions The mini-infiltrometer method is used for determining hydraulic properlies of naturallystructured soil aggregates and clods. For the undisturbed samples used here, a tension-saturated zone may be relatively small or non-existent. The tension-saturated hydraulic conductivity determined using the miniature tension infiltrorneter seems to correspond with the hydraulic conductivity obtained with the double membrane apparatus (reference) at -1 cm of water. Piecewise evaluated unsaturated hydraulic conductivities are not comparable with the refe~ence values. The sorptivity of the Gleysol aggregates seems to be higher than that of the Oxisol. The saturated hydraulic conductivity of the Oxisol is higher, however, more variable than that of the Gleysol. This work may contribute to improve the description pf the water infiltration in structured soils. Acknowledgement: The fellowship of the first author granted by the German Academic Exchange Service (DAAD) is gratefully acknowledged. References Leeds-Harrison, P.B., Youngs, E.G. and Uddin, B., 1994. A device for determining the sorptivity of aggregates. European J. Soil Sei., 45: 269-272. Leeds-Harrison, P.B., Youngs, E.G., 1997. Estimating the hydraulic conductivity of aggregates conditioned by different tillage treatments from sorption measurements. Soil and Tillage · Res., 41: 141-147. Reynolds, W.D., and Elrick, D.E., 1991. Determination of hydraulic conductivity using a tension infiltrometer. Soil Sei. Soc. Am. J., 55:633-639

-237-

Informationstheoretische Bewertung von Korrelationskoeffizienten V. Schweikle "l

EINLEITUNG

Die Veränderung einer Zielgröße y bedingt durch eine oder mehrere Einflussgrößen Xn wird

y = f(xn)

durch eine Regressionsgleichung

dargestellt, wobei die Xn jede

beliebige Form und beliebig verknüpft sein können. ln der Regel wird y nicht vollständig von den gemessenen Einflussgrößen x bestimmt, d.h. es kann unbekannte Einflussgrößen geben. Dies führt dazu, dass bei zu wenigen gemessenen Einflussgrößen die Zielgröße um einen Mittelwert streut. Je kleiner diese Streuung, umso besser die Prognose von Einflussauf Zielgröße. Die Qualität der Beziehung zwischen Einflussgrößen und Zielgröße wird durch das Bestimmtheilsmaß B =

r"'

(r = Korrelationskoeffizient) dargestellt. Fraglich ist nun, wel-

chen Informationsgehalt B hat.

METHODIK

Shannon und Weaver (1976) berechnen den Informationsgehalt von Wahrscheinlichkeilen folgendermaßen mit wobei

H = -k [B · log2 B + (1-B) log2 (1-B)]

B

= =

k

=

Informationsgehalt einer Regression; hier k = 1 und

log 2

=

Logarithmus zur Basis 2

H

Informationsgehalt einer Wahrscheinlichkeit in 1/1 Bestimmtheilsmaß: Wahrscheinlichkeit in 1/1

ist.

Unterstellt wird, dass eine Zielgröße y von Einflussgrößen Xn mit der Wahrscheinlichkeit B abhängt.

') Wilflinger Str. 46/3, 72355 Schömberg

-238ERGEBNIS ln Abb. 1 ist die Beziehung zwischen dem Informationsgehalt und dem Bestimmungsmaß dargestellt. 1,0

1

J,

0,9

!I /: /i V

0,8

. 0,7

.... -.

....

Si

c:

0,6

.Q

I ....

I

0.5

~

:X:

~

"äi

0,4

~

§ '§

~Si

0,3

J'

0,2

0,1

0

V

I

I I I

I

)V

I

L,...--A 0,5

0,6

--

0,7

0,9

0,8

Besttmmtheltsmaß B 1n 111

Abb. 1 Beziehung zwischen dem Informationsgehalt H einer Regression zwischen Ziel- und Einflussgrößen und dem Bestimmtheitsmaß. (Shannon and Weaver, 1976, verändert).

1.0

-239DISKUSSION

Der Informationsgehalt einer Prognose sinkt schon bei einem Bestimmtheilsmaß von 0,95 auf 75 und bei 0,90 auf 50 %. Z.B. sind Bestimmtheilsmaße bei Prognosen von Bodeneigenschaften auf die VorbelastungNerverdichtung eines Bodens (DVWK 1995, 1997 und 1998; Horn et al., 1991; Kühner, 1997; Leber!, 1983 und Nissen, 199?) so niedrig, dass Prognosen nur vage Schätzungen sind. Das gilt natürlich für alle Modelle, die auf Bestimmtheilsmaßen "; 0,95 fußen. Jede direkte Messung wäre wesentlich besser.

Zukünftig müssten also für die oben angesprochenen bodenmechanischen Arbeiten die .richtigen" Einflussgrößen bezogen auf die Zielgröße (ist es überhaupt die richtige?) gefunden werden und/oder einfache und schnelle, direkte Messungen entwickelt werden.

LITERATUR

DVWK-Merkblätter zur Wasserwirtschaft. Gefügestabilität ackerbaulich genutzter Mineralböden. Teil I (1995) Mechanische Belastbarkeit, Band 234. Teil II (1997) Auflastabhängige Veränderung von bodenphysikalischen Kennwerten, Band 235 Teil 111 (Entwurf vom November 1998) Ermittlung von Richtwerten zum Schutz des Unterbodens usw..... Horn, R., M. Leber! und N. Burger (1991): Vorhersage der mechanischen Belastbarkeit von Böden als Pflanzenstandort auf Grundlage von Labor und in situ-Messungen. Bayr. Staatsministerium für Landesentwicklung und Umweltfragen. München. Kühner; S. (1997): Simultane Messung von Spannungen und Bodenbewegungen bei statischen und dynamischen Belastungen zur Abschätzung der dadurch induzierten Bodenbelastungen. Dissertation, Schriftenreihe des Instituts für Pflanzenernährung und Bodenkunde der Universität. Band 39. Kiel. Leber!, M. (1989): Beurteilung und Vorhersage der mechanischen Belastbarkeit von Ackerböden. Bayreuther Bodenkundl. Berichte. Band 12. Nissen, B. (im Druck): Vorhersage der mechanischen Belastbarkeit repräsentativer Ackerböden der BRD. Dissertation, Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde der Universität. Kiel. Shannon, C. E. und W. Weaver (1976): Mathematische Grundlagen der Informationstheorie. Oldenbourg.

Münch~n.

-240-

INVESTIGA TION OF AMIDOHYDROLASES ACTIVITY IN SOME EGYPTIAN SOlLS INSIDE THE PLASTIC TUNNELS *El-Kammah, M.A.M.

INTRODUCTION Most of the biochemical reactions involved in the soii-N cycle are catalyzed by enzymes, and the primary source of soil enzymes is believed to be microorganisms (Skujins, 1978). This interest has stemmed from the realizatiori that soil microbilil biomass is a source and sink for plant nutrients and energy and an active participant in nutrient cycling because it plays a critical roJe in mediating residue decomposition and organic matter turnover (McGill et. al., 1986). Several amidohydrolases are present in soils. All are involved in hydrolysis and mineralization of native and added organic nitrogen to soils and play an important roJe in supplying-N to plants (Tabatabai, 1994). Among these,. L-asparaginase, (L-asparagine amidohydrolase, EC 3.5.1.1); Lglutaminase (L-glutamine amidohydrolase, EC 3.5.1.2); amidase (acylamide amidohydrolase, EC 3.5.1.4) and urease (urea amidohydrolase, EC 3.5.1.5), which are specific and act on C-N bonds than other peptide bonds in linear amidel', are the most important. Cucumber crop is one·ofthe main vegetable warm requiring crops in Egypt. It can't be cultivated during the winter season in the open conditions in Kafr El-Sheikh as weil as most other areas of Egypt because of cold. Walk-In plastic tunnels can provide a: warm environment required for cucumber plants growth. On the light ofthe above mentioned informations, the objectives ofthis study were to (I) determine the activity of these selected soil amidohydrolases, (2) estimate the soil microbial biomass-C and -N, (3) determine the soil chemical characterization, (4) study the soluble salts upward movement and their accuniulation in the soil profile, (5) register the vibrations and fluctuations of climatological parameters throughout the growing winter season months under. differential Walk-In plastic tunnels ages and soil profiles depths in comparison with normal conditions.

• Associate professor, Soil Science Department, Faculty of Agriculture, Kafr ElSheikh, Tanta University, Egypt

-241-

MATERIALSAND METHODS

The experiments were carried out during winter season of 1999 and 2000 years at Sakha Protective Agricultural Station, Plastic Constructions, Kafr EI-Sheikh Govemorate, Ministry of Agriculture, Egypt. This location comprised 45 differential Walk-In plastic tunnels ages constructed since 17, 15, 10, 6 and 3 years ago. Total volumetric capacity of each plastic tunnel was 1745 m3 of air and its area 525 m2 cultivated with cucumber which undergone the local recommended agricultural practices. Drip irrigation and tile drainage systems were used in this location. During the growing winter season, daily and monthly fluctuations of air and soil temperatures inside and outside plastic tunnels were registered six times at three heights for air temperature and at five soil profile depths for soil temperature. Relative humidity was recorded two times per day. Two parts of representative composite soil samples inside and outside Walk-In plastic tunnels were collected monthly from different successive soillayers (15 cm thickness) deep to 75 cm. The first part was air dried, crushed and finely ground to pass through 2 mm sieve for studying the soil chemical characterization and the soluble salts movement as reported by Page (1982), Tan (1993) and Sheldrick and Wang (1993). The second partwas undisturbed gently crumbled by hand, passed through 6.35 mm-sieve and taken directly as freshly field moist soil samples without subjecting the samples to changes in temperature or moisture content for estimating soil amidohydrolases activity and soil microbial biomass-C and -N. Soil microbial biomass-C and -N have been measured using the classical CHChfumigation extraction method as described by Voroney and Winter (1993). Field-moist soil subsamples were fumigated under vaccum in a closed desiccator in the dark at 25°C for 24 hours and extracted with 0.5 M K2S04 . Organic-C and organic-N plus free and exchangeable NH4+ dissolved in the K2 S04 extracts were determined by standard wet chemistry techniques, e.g. organic-C by dichromate digestion (Jenkinson and Powlson, 1976) and organic-N plus free and exchangeable-NH/ by semimicro-Kjeldahl digestion for 4 hours at 360°C (Bremner and Mulvaney, 1982). Extraction efficiencies of 0.25 and 0.18 were used to convert soluble-C and -N in biomass-C and -N. The methods, employed for assay of L-asparaginase, L-glutaminase, amidase and urease under optimum conditions, are based on determination of the NH\-N released when soil sample is incubated with tris (hydroxymethyl) aminomethane buffer, L-asparagine monohydrate [NH 2COCH 2CH(NH 2)COOH.H 20], L-glutamine [NH 2COCH 2CH 2CH(NH 2)COOH], formamide [HCONH 2] or urea [NH 2CONH2] and toluene at 37°C for 2 hours as reported by Frankenherger and Tabatabai (1991 a,b and 1980) and Tabatabai and Bremner (1972), respectively. The NH/-N released is determined by treatment the incubated soil samples with 2.5 M of KCI containing (100 ppm) Ag2 S04 or (0.005 M) uranyl acetate U0 2(C 2H30 2) 2 .2H 20 to stop enzyme activity) and steam distillation of an aliquot of the resulting soil suspensions with MgO for 4 min (Keeney and Nelson, 1982). In these methods the enzymes are assayed at optimum buffer pH and substrate concentration (Tabatabai, 1994 ). All the obtained results were calculated on oven dry weight basis. RESUL TS AND DISCUSSION

The obtained results could be summarized as follow: 1-

Climatological fluctuations:

Walk-In plastic tunnels had a higher daily and monthly maximum and minimum air and soil temperatures as weil as relative humidity than those obtained in natural conditions

-242-

during growing winter season months. Meanwhile, the differences in maximum temperatures were higher than those obtained in minimum temperl!tures inside and outside the tunnels. Monthly air and soil temperatures throughout the growing winter ni.onths were markedly decreased then sharply increased up to May 2000. However, relative humidity had the opposite trend. Generally, soil temperature was increased with soil profile depth under both inside and outside tunnels. This increment was more pronowiced inside plastic tunneis. On the other hand, soil profile surface layer under plastic tunnels reserved higher temperature than other soil profile depths. ~oil chemical characterization and accumulation of soluble salts: The magnitude values of soil chemical parameters i.e. electrical conductivity EC dS m" 1; total soluble salts TSS%, osmotic pressure KPa and ionic strength mmoles L" 1 in cultivated soils under plastic tunnels at any soil profile depth were higher than those obtained in natural conditions at the same depth and decreased with soil profile depths. Under Walk-In plastic tunnels, these parameters were sharply decreased in the subsurface layers then gradually declined with soil profiles depths. Meanwhile, their decrements were gradual in open conditions. The obtained data reveal that, soluble salts upward movements and their accumulations were vigorously increased in the upper layers of soil profile under plastic tunnels in comparison with open conditions. These results could be interpreted in general that the upper layers of soil profiles under tunnels had a higher soil temperature in comparison with natural conditions. Sodium adsorption ratio SAR and soluble sodium percentage SSP% under plastic tunnels were decreased with soil profile depths, meanwhile their values had the opposite trend in open conditions. However, Mg Mole fraction (Mg/Ca+Mg) inside the tunnels was increased with depths, but it decreased outside tunnels. All chemical properties were increased with tunnels ages, with exception of SAR and SSP%, which had the opposite trend.

2.

3.

Soil amidohydrolases and microbial activity: From the analytical obtained data, it could be concluded that, soil amidohydrolases activity as (ug N~ +_N released.g- 1soil.hour· 1) had the following descending order: Amidase >> L-glutaminase > urease >> L-asparaginase under both Walk-In plastic tunnels and natural conditions. Soil amidohydrolases activity and microbial biomass-C and -N (MB-C and -N) in cultivated soils under tunnels were greater than those obtained in natural conditions. Overall average of magnitude values of soil MB-C in cultivated soils inside and outside tunnels (740 )lg MB-C.g- 1 soil) was greater than of MB-N (123.58 )lg MB-N.g" 1 soil) but microbial biomass C:Nm ratio was almost constant during the growing winter season (5.984). Soil amidohydrolases activity and soil MB-C and -N were vigorously declined with soil profiles depths inside and outside the tunnels during the grown season months, which is associated with a decrease in organic-C, total-N and C:Ns ratio as well as with an increase ofCaC03 content with soil profiles depths. It can be noticed that, soil amidohydrolases activity and soil MB-C and -N were increased with tunn"els ages with exception of soil urease, which had the opposite trend. Throughout the growing season, the monthly changes of soil amidohydrolases activity and soil MB-C and -N were sharply decreased then gradually and markedly increased up to April 2000. The lowest values were recorded in January, while the highest

-243-

values were registered in April, whieh were positively eorrelated with the monthly fluetuations of air and soil temperatures and negatively eorrelated with relative humidity inside and outside Walk-In plastie tunnels.

REFERENCES Bremner, J.M. and C.S. Mulvaney (1982). Nitrogen-total. Pages 595-624. In AL. Page, Ed. Methods of Soil Analysis. Part 2. Chemieal and Mierobiologieal Properties. 2"d ed. Ameriean Soeiety of Agronomy, Madison, Wiseonsin, USA Frankenberger, W.T.Jr. and M.A. Tabatabai ( 1980). Amidase aetivity in soils: I. Methods of assay. Soil Sei. Soe. Am. j., 44: 282-287. Frankenberger, W.T.Jr. and M.A. Tabatabai (199la). L-Asparaginase aetivity of soils. Bio!. Fert. Soils, 11: 6-12. Frankenberger, W.T.Jr. and M.A. Tabatabai (1991 b). L-Glutaminase aetivity of soils. Soil Bio!. Bioehem., 23: 869-874. Jenkinson, D.S. and D.S. Powlson (1976). The effeets of bioeidal treatment on metabolism in soil. 5. A Method for Measuring Soil Biomass. Soil Bio!. Bioehem., 8: 167-177. Keeney, D.R. and D.W. Nelson (1982). Nitrogen-Inorganie Forrns. Pages 643-698. In AL. Page, Ed. Methods of Soil Analysis. Part 2. Chemieal and Mierobiologieal Properties. 2"d ed. Ameriean Soeiety of Agronomy, Madison, Wiseonsin, USA MeGill, W.B.; K.R. Cannon; J.A Robertson and F.D. Cook ( 1986). Dynami es of soil mierobial biomass and water-soluble organie-C in Breton L after 50 years of eropping to two rotations. Can. J. Soil Sei., 66: 1-19. Page, AL. (Ed.) (1982). Methods of Soil Analysis. Part 2: Chemieal and Mierobiologieal Properties. 2"d ed. Ameriean Soeiety of Agronomy, Madison, Wiseonsin, USA Sheldriek, B.H. and C. Wang (1993). Partide size distribution. Pages 499-511. In M.R. Carter (Ed.). Soil Sampling and Methods of Analysis. Canadian Soeiety of Soil Seienee, Lewis Publishers, London, Tokyo. Skujins, J. (1978). History of abiontie soil enzyme researeh. Pages 1-49. In R.G. Bums (Ed.). Soil Enzymes. Aeademie Press, New York. Tabatabai, M.A. (1994). Soil enzymes. Pages 775-833. In R.W. Weaver; S. Angle; P. Bottomley; D. Bezdieek; S. Smith; A. Tabatabai. and A Wollum (Eds.) Methods of Soil Analysis. Part 2: Mierobiologieal and Bioehemieal Properties. Soil Seienee Soeiety of Ameriea, Madison Wiseonsin, USA Tabatabai, M.A. and J.M. Bremner ( 1972). Assay of urease aetivity soils. Soil Bio!. Bioehem., 4: 479-487. Tan, K.H. (1993). Prineiples of Soil Chemistry. 2"d ed. Mareel Dekken Ine., New York. Voroney, R.P. and J.P. Winter (1993). Soil mierobial biomass C and N. Pages 277: 286. In M.R. Carter (Ed.) Soil Sampling and Method of Analysis. Canadian Soeiety of Soil Seienee, Lewis Publishers, London, Tokyo.

-244-

Effects of Tetracycline on the Soil Microflora determined with Microtiter Plates and Respiration Measurement Heinz-Christian Fründ, Andreas Schlösser, Heiner Westendarp

Introduction Agricultural soils recetvmg organic manure may contain considerable amounts of antibiotics leading to elevated degrees of antibiotic resistance (Huysman et al. 1993). A general rise of antibiotic resistance in the environment is undesirable because it increases the risk of therapyresistance in veterinary and human medicine. Tetracyclinesare still the most common antibiolies in animal busbandry (Winckler & Grafe 2000). Environmental concentrations have been estimated to range up to 22 g m·3 in pig manure and 0.9 mg kg- in soil. Degradation oftetracyclines is slow; they have been found to persist in ~lurry under 1

various treatments for more than I SO days (Winckler pers.com.). In search of a simple tool for monitaring antibiotic impacts in the soil we tested MPN-diluting in microtiter plates and the measurement of soil respiration in a ·Sapromat-like apparatus.

Material and Methods a) Respiratory response after soil amelioration with slurrv and tetracycline Sampies of agricultural topseil were amended with S: pig slurry, ·sT: pig slurry + tetracycline, W: water, WT: water + tetracycline. Soil samples are from the Ap (0-1 0 cm) of an arab1e cambiso1 (brown earth) of the soi1 monitoring programme of Lower Saxony (BDF 0222nd incubation with L). They are stored at -30°C and are kept Awater at 6°C for at least 20 days prior to 1st incubation with / slurry experimentation. Texture is sandy 1oam, 'lliii:ii!ll 6weeks . pH 6.2, carbon content I. 7 %. For the water@ll at 20"C 'l[iJ slurry +tel. experiments the soil was mixed with 20 g ofpig s1urry (liquid manure) per 150 g of water soil with or without the addition of 20 mg Tetracycline-HCI (S, ST). In a contro1 the /slull)'". 6 weeks slurry soilsample Q· '@I at 20"C 1m s1urry was rep1aced by water (W, WT; experiment A). After mixing the samples slurry +tel bad a water content of ca. 100 % WHC. •. __\ JZ/,\1 water 0 2-consumption of the treatments was slurry Q 6 we~ks 't'§'il[l monitored in dup1icate aliquots of ca. 3 g +tel. · at 20 C ~ -.~.- slurry in a sapromat-1ike respiromeier (Scheu 1992) up to 140 hours at 20°C. In ~ slurry +tel. experiment B the treatment of samples Fig. I. Design of experiment B was repeated after 6 weeks (F ig. I).

a

. / \

8

-~

·

iLJ

Fachhochschule Osnabrück (University of Applied Sciences), Fachbereich Agrarwissenschaften, Studiengang Bodenwissenschaften, D-49009 Osnabrück, Germany, e-mail: H-C.Fruend@fu-osnabrueckde

-245-

b) Microbial densities with and without tetracyclinein amended soils 5 g of soil samples incubated for 7 days at 20°C with slurry resp. water +/- Tetracycline-HCI were mixed with 20 ml poly-phosphate buffer (0.5 %) by shaking for 30 minutes. Solid particles were allowed to settle and a dilution series with yeast extract from the cleared upper phase was filled into the wells of BIOLOG-MT-Plates. BIOLOG-MTcontrol Plates contain a tetrazolium dye serving as indicator for microbial gü .2~ growth. Colour development was recorded with a ~~ spectrophotometer after 2, 3 .. 7 days. Tetracycline-resistance was g;; assessed by comparison of wells that received Tetracycline with those that did not. For range-fmding in experiment A the microtiter g plates were filled as shown in fig 2. In experiment B (I ' 1 _:::__::__.:-__::_.::::__:_:::_:_ __ 10 ~g mt, o.oos·IJ9 mt incubation) the 12 columns of MT-plates contained serial soil decreasing concentratlon dilutions in 0.5% yeast extract from 5*10 4 to 7.8*10' 11 in 1:5 steps. of tetracycllne in wells Row I is control (yeast extr. only), rows 2.. 8 are replicates of the Fig. 2. Filling of MT -plates in dilution series. For each soil incubation one plate was set up with experiment A to fmd the range of and without I 0 11g m1' 1 tetracycline-HCI respectively. inhibitory tetracycline concentrations

.·s: 0>~

-.~~_:__::____:::_1

~

1 ·- ·-

Results Respiratory response The respiratory response ofthe amended soil in experiment Ais shown in fig. 3. The growth ofthe soil microflora in response to slurry addition is clearly inhibited by the presence of tetracycline. Since there is no microbial growth after the incubation with water, tetracycline shows no inhibitory effect in the water-treatrnent. The respiratory response after the frrst incubation in experiment B is very similar to that in experiment A. After the second incubation in experirnent B the inhibitory effect of tetracycline on microbial growth was less pronounced. lt was virtually missing if the soil was already exposed to

tetracycline

6

weeks before (Tab. 1).

All

incubations

with

tetracycline

show

a

high er

"k

..

"

ö

~ c

respiration

in

the

stationary phase than

.."': 0

e

!Y

~

ffiJ T

., :

~~::::;;:;;;

,

wr

0:

those with slurry or water "mean This

alone

(tab.l:

respiration"). may

indicate

stress metabolism.

10

20

30

40

50

60

70

60

time [h)

Fig. 3. Respiratory response of topsoil samples after the addition of slurry (S), slurry + 0.15 % tetracvcline (ST), water (W). water + 0.15 % tetracycline (WT)

-.246-. Tab. 1. Characteristic figures of soil respiration experime!]ts. Mean respiration: mean of 02consumption in stationary phase (:> 60 h after incubation) Mean respiration [JJ.g Oz g-1 h-1 WT w ST.. 1.2

14.9

!38

Time to reach peakrespiration ST s ·lag ST-S l%ofSl lhl lhl 22 15 45%

Exp. B; ! 51 incub.

2.2

19.3

16.8

25

15

70%

Exp. B; 2"" incub. of

1.1

9.8

7.7

24

21

14%

6.3

11.1

10.6

21

19

10%

5.8

11.5

10.9

22

22

0%

Incubation Exp.A

1.4

s

I preincubation W Exp. B; 2"" incub. of

I preincubation S Exp. B; 2"" incub. of

Ipreincubation ST Microbial densities Colour development in BIOLOG-MT plates at varying soil dilutions and tetracycline-concentrations (experiment A) is documented in fig. 4. A higher resistance against tetracycline after incubation with this antibiotic can be suspected in water-incubated samples at soil dilutioi:J E-3 (I o-

3

)

and

1

tetracycline-concentrations 0.2 and 0.5 !!g mr and in slurry-incubated samples at soil dilution E-4 and tetracycline-concentration 10 !!g mrl Consequently the secend experiment after slurry incubation was conducted with a selective tetracycline concentration of I 0 !!g mrl

3,5. 3.5. 4. W:Water

S: Slurry

4

I

~ 2,~

0 0

2

1,5

1 0,5 0

E

'7

o w

mw '7

~

":' ~

mw

'? <'? "f

w

d d Soll dllutlon

ci

WT: Water + Tetracycline

ST: Slurry + Tetracycline

4

~ 0 0

3,~

2,;

~ 2,5

0 0

2

1,5

1 0,5 0

1

2

111Tet5 DTet 1

·~

II Tei 0.5

0,~

a~

m~ c:i

~

d

:z

~

-c:

J

II Tei 10

...-

.-

t5 uJ uJ

d

Soll dllutlon

"'d

N

N

M

"f

w ww ww "' d "'0 r
DTet 0.2

Fig. 4. Colour development after 72 h at varying soil dilutions and tel. ..concentrations in BIOLOG MT-plates (exp. A). Tet IO .. Tet 0.2 = tetracycline concentration in microtiter wells [llg mr 1]

SoUdilution

Fig. 5 shows the development of positive wells in MT -plates of experiment B. Positive wells are defined as having an 00585 of0.8 or higher.

-247Most probable numbers of colour forming different

microorganisms soil

in

substrates

the were

calculated from the readings at time

139 h and are shown in tab. 2. Preincubation with slurry containing ~

~

ro

oo

a

rn



~

w

tetracycline did not reduce the overall microbial population compared to the

tlmeafterplatei!letup

Fig. 5. Nwnber of positive wells in successive readings of BIOLOG MT -plates with dilution series of soil samples set up with yeast extract with (+n or without I 0 11g mr' tetracycline-HCI. Pretreat.ment of soils (W, S, ST) is explained in fig. I.

the frequency of tetracycline resistant

Tab. 2. MPN-calculated colour forming units (log CFU) in soil samples of experiment B (I" incubation) und resulting degrees of resistance against tetracycline

antibiotic. This is in accordance with

MT- plate with .. Soil incu- 0.5% yeast bation extract Water Slurry Slurry+Tet

6.0 7.1 7.4

0.5% yeast extract + Tetracycl.

Degree of resistance (CFU+Tet) CFU.Tet

5.4 6.3

preincubation with slurry alone. But

bacteria was higher by one order of magnitude in the soil exposed to this

Huysman et al. (1993) which found a

15 % degree of resistance in sulfite reducing clostridia in the plough layer of a mannred field. Our MPN microtiter assay is not specific for

1.9% 8.0%

certain

groups

of

microbia.

It's

simplicity makes it useful for general surveying purposes.

Conclusions };>

Amounts of Chloro-Tetracycline in the range of predicted environmental concentrations have a significant inhibitory impact on the growth ofmicroorganisms in the soil.

};>

The application of pig slurry containing tetracycline results in an elevated degree of tetracycline-resistance in the soil microflora.

};>

Tetracycline-effects are still observable 6 weeks after application to the soil.

};>

MPN counts with microtiter plates offer an easy way to assess antibiotic resistance in the soil with only minimal demand on Iabor and equipment.

References Huysman F, van Renterghem B, Verstraete W, 1993: Antibiotic resistant sulphitc-reducing clostridia in soil and groundwater as indicator ofmanuring practices.- Water, Air, and Soil Pollution 69: 243-255. Scheu S, 1992: Automated measurement of the respiratory response of soil microcompartrnents: active microbial biomass in earthworm faeccs. - Soil Biol. Biochem. 24: lll3-lll8 Winckler C, Grafe A, 2000: Ursachen der Schadstoffeinbringung in Wirtschaftsdünger - welche Rolle spielt der Tierarzneimitteleinsatz? l. Bodentage "Schadstoffeinträge in Böden" Gemeinschaftstagung ATVDVWK und BVB, 8/9. Mai 2000, Hannover, 4 pp.

-248-

CHANGES OF BASIC INDICATORS OF CHERNOZEM FERTILITY IN THE STEPPE ZONE OF THE ALTAI REGION UNDER THE INFLUENCE OF LONG FARMING USE

Lidia M. Burlakova, Gennady G. Morkovkin

Chernozems of the arable Iands in. the steppe zone of the Altai Region are subjected to degradation. Constant organic matter deficiency in most of agricenosis reduces humus formation. Reduction of chernozem fertility, caused by intensive anthropogenic impact is observed; ability of soil self-regulation and keeping the basic components of fertility at a stable Ievel is lost. Degradation processes that develop in chernozems have progressive character, and their further development may result not only in catastrophic drop of soil fertility. During I 00 years of farming use more than half of soil humus content was lost, the rate ofthe Iosses is especially high at the present stage. Among numerous factors of human influence on the environment the strongest is the Iands development. Introduction of soils in farming, arable, use dramatically changes functions of ecological systems; this occurs, first of all, due to substitution of natural phytocenosis by artificial agricenosises. The distinctive feature of agricenosis compared to natural ones is their lower ability to self-regulation, due to removing part of biomass with the harvested crop. The purpose of the research is to evaluate the degradation degrees in chernozems under long farming use in arable Iands in the steppe zone ofthe Altai Region. The object ofthe given research is chernozems ofthe steppe zone ofthe Altai Region. Chernozems are the most fertile soils that represent the majority of arable Iands in the Altai Region. Rational use of the natural wealth and the development of ways to increase these soils fertility is impossible without their deep research from the point of view of zone aspect (Burlakova, 1984). Research data by L.M. Burlakova (1985, 1996), G.P. Belko, L.M. Burlakova, D.E. Vikulov (1985), D.E. Vikulov, V.A. Kozlov (1985) identify of the significant decrease · of the humus content and humus potential in basic soils of the Altai Region. This is caused by water and wind soil erosion, also by mineralization, and humus use to grow crops .with insufficient organic and mineral fertilizer application. As far as degradation processes evaluation criterion is concerned, degradation intensity evaluation was used, that is determined by rates of soil properlies changes, and values of negative changes in degraded soils during.certain time period. We analyzed chernozem fertility Iransformation for I 00 years of intensive farming use, as weil as for the recent 20-25 years (data of 1993).

Altai State Agricultural University, Department of Soil Science and Agrichemistry, Krasnoarmeiskiy prospekt 98, Barnaul, 656099, Russia, Phone 3852-3~0587, fax 3852-380600

-249Chemozems of semi-humid wooded steppe at present are characterized by average and thin humus horizon. At the same time leached average capacity and average loamy chernozems (Ch1) have capacity tluctuation Iimits of 47.9-52.5 cm, that it is more than in the same kind of ordinary chemozems (Ch) (45.1 - 47.8). By Dr. Burlakova's (1984), the capacity of ordinary chernozems in the 60's was close, or a little bit higher than the humus horizon capacity of leached chernozems. Consequently, it is possible to assume that ordinary chemozems have a lower degree of resistance to intluence of external unfavorable ecological conditions (ploughing, aeration, and active mineralization of organic matter, etc). The insignificant variation Ievel of this attribute at present (5.8 - 14.9 %) in comparison with variation for leached chernozems of the given zone in the 60's (14 - 44 %) can demonstrate equalization of distinctions in humus horizon capacity for the specified period of time; the same regularity is observed also for ordinary chernozems. Comparison of changes in humus horizons capacity of investigated soils (Table I) allows to conclude, that ordinary average capacity and average loamy chernozems were to the greatest extent subjected to degradation influence, and that is obvious by the humus horizon capacity decrease. According to the change of humus horizon capacity, thin, leached and ordinary chernozems were subjected to the first degradation degree. According to soil mass Iosses ordinary average capacity and average loamy chernozems can be characterized as average degraded (2"d degradation degree). By L.M. Burlakova and Y.A. Polyakov (2000), the 2"d degradation degree means serious destruction processes, when it is necessary to put a question on the special way of soil use and economic activity.

Table I: Change of humus horizon capacity and soil mass loss of wooded steppe chernozems during 27 years (data of 1967 by L.M. Burlakova (1984))

Soil

Humus horizon

Change of humus capacity and

capacity, cm

degradation degree

Soil mass loss I

1967

1993

cm

% of 1967

Degrad.

...

degree

tons/ha

tons/ha

Degrad.

per year

degree

lav.loam

37

34,8

-2,2

- 5,9

I

242

9

I

Ch 21owloam

48

47,9

-0,1

-0,2

0

II

0,4

0

Ch2av.loam

50

50,2

+ 0,2

+ 0,4

0

0

0

0

Chtav loam

37

34,9

- 2,1

- 5,7

I

627

23

I

Ch2avloam

52

46,5

-5,5

- 10,6

I

1166

43

2

Ch

!

I I

I I

Ch',"·lorun- Chernozem leached low capacity average loam Ch 121 owlo•m- Chernozem leached average capacity low loam

-250According to the humus content in the top horizon leached and ordinary chernozems in the surveyed 'area belong to slightly and low humus ones. The analysis of humus content change of the present day soils, and the comparison with the data provided by L.M. Burlakova (1984), and particularly by I.P. Vydrin and Z.I. Rostovsky (1899), makes it obvious, that the humus content has considerably decreased (Table 2).

Table 2: Change of humus content in A horizon of temperate arid wooded steppe soils during I 00 years of intensive farming use

Soil

Decrease of humus content

Humus content, %

I

1894- 1967

1967- 1993

1894- 1993 I

. 1894

1967

1993

%

1894

year

Ch

6,3

5,11

4,18

1,19

18,9

Ch

7,8

5,03

3,85

2,77

35,5

%

of %

per

of o/oper

%

% ofi

%

% 1967

year

1894

!

0,016

0,93

18,2

0,034

2,12

33,7

!

0,038

1,18

23,5

0,044

3,95

so,6

I

The greatest reduction of the humus content is observed in ordinary chernozems. During I 00 years of their agricultural use half of the humus percentage in the top horizon was lost. Average annual humus content reduction till 1967 was: in leached chernozems- 0.016 %; in ordinary chernozems- 0.038 %; after 1967 the annual drop of the humus content was 0.034 and 0.044 % in leached and ordinary chernozems accordingly. Leached chernozems reveal higher resistance to unfavorable, !Tom the viewpoint of influence on the potential fertility Ievel, anthropogenic impact. At the same time, increase of degradation processes intensity is observed at the present stage. All the above-stated causes great concern of the progressing Iransformation of chernozem properties, dramatic reduction of soil fertility. Comparison of organic substances that enter the soil with the plant residue and organic fertilizers and their mineralization on the average for 1986-1992 has shown that there is the negative humus balance in soils. The organic matter balance without deficiency is possible provided all the available organic fertilizers are applied, and 50 % of grain crops straw is ploughed into the soil. Thus, to improve soil fertility and soil hydro-physical properties, it is necessary to take measures on soil fertility recovery. lt is reasonable to replace half of clean fallows by green-manured fallows (Melilotus, Onobrychis) alongside with plowing the whole raised greenmatter into the soil and application of halfthe yield of grain crops straw. These measures will allow dramatically reduce humus deficiency in soils. To summarize, it is possible tq conclude that the process of chernozem formation in the steppe zone of the Altai Region is subjected to transformation. Constant organic matter deficiency in most of agricenosis reduces humus formation. Reduction of chernozem fertility, caused by intensive anthropogenic impact is

I

-251observed; ability to soil self-regulation and keeping the basic components of fertility at a stable Ievel is lost. Degradation processes that develop in chernozems, are of progressing character; and such development can result not only in catastrophic drop of soil fertility, but also in loss of this soil type in its modern classification definition. In most cases the change of humus horizon capacity corresponds to the I" degradation degree, the soil mass Iosses correspond to the I" and 2"d degradation degrees. The main process of chernozem formation - humus deposits, has undergone considerable changes. During I 00 years of agricultural use the soils lost more than half of humus content, the loss rate is especially high at the present stage.

References:

Belko, G.P., Burlakova, L.M and Vikulov, D.E. (1984): Agricultural Development in the Altai Region and Protection of Soil and Land Resources, in Environment Protection in the Altai Region. Rubtsovsk, p. 9698.

Burlakova, L.M (1984): Fertility of the Altai Chernozems in Agricenosis System. Nauka Publishers, Novosibirsk, p. 198.

Burlakova, L.M (1985): lssues of Soil Fertility Recovery, in Environment Protection in the Altai Region. Barnaul, p. 41-44.

Burlakova, L.M (1996): Antropogenic Transformation of Chernozems in the Altai Region, in 2"d Soil Science Society Congress Proceedings, Vol. 2. St. Petersburg, p. 23-24.

Burlakova, L.M, Polyakov, Y.A. (2000): On Measures to Prevent Land Degradation Process in the Altai Region, in lncreasing Agricultural Complex Sustainability in the Altai Region. ASAU, Barnaul, p. 76-80.

Vikulov, D.E., Kozlov, V.A. (1985): On Humus Dynamics in Arable Lands of Soil Zones in the Altai Region, in Environment Protection in the Altai Region. Barnaul, p. 45-46.

Vydrin, I.P., Rostovskiy, Z.l (1899): Materials on Soil Research in the Altai District, Barnaul, p. 171.

Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93, 253- 298

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Referate Tagung der AG "Bodenschätzung & Bodenbewertung" 26. bis 27. September 2000 in Halle/Saale

Band 93

2000

(2000)

-254-

Die Zukunft der Bodenschätzung Elmar Engel*

I.

Zweck der Bodenschätzung

1. Steuerlich Die Besteuerung der Nutzung von Grund und Boden ist eine der ältesten Steuerarten überhaupt. Schon im 17. und 18. Jahrhundertwurde in verschiedenen Ländern des Deutschen Reichs versucht diese Besteuerung zu <;>bjektivieren, indem die Bodenqualität (der Bodenertrag) neben der Flächengröße als Bemessungsgrundlage mit herangezogen wurde. Die Bodenschätzung auf der Basis des Bodenschätzungsgesetzes von 1934 stellt den Endpunkt dieser Entwicklung dar. Eine eingehendere Ermittlung der Bodengüte, die gleichzeitig und flächendeckend für ein großes Land wie Deutschland eingeführt und bis heute gepflegt worden ist, ist mir nicht bekannt. Es gibt allerdings auch in anderen Länder Bemessungsgrundlagen für Grundbesitzabgaben (wie z. B. die Revenu catastral in Frankreich). Diesen liegt aber nicht eine der Bodenschätzung vergleichbare Beschreibung der Böden zugrunde.

Diese Beschreibung der Böden anhand von Millionen von Aufgrabungen bzw. Bohrungen erfolgte und erfolgt auch heute noch nach einem einheitlichen System, das sich an den durch Rechtsverordnung bekannt gegebenen - und vom Schätzungsbeirat eingestuften- ca. 4000 Musterstücken orientiert. Moderne technische Hilfsmittel, wie pc·s und GPS werden heute von der für die Bodenschätzung zuständigen Finanzverwaltung bei den Schätzungsarbeiten im Gelände und bei der Aufbereitung der Schätzungsdaten eingesetzt.

2. Aussersteuerlich Erst der Einsatz dieser Geräte und der damit verbundene Aufbau von entsprechenden Datenbeständen in digitaler Form hat der Bodenschätzung im Bereich der Bodennutzung und des Bodenschutzes neuen Schub verliehen. Dies wurde besonders deutlich bei der Tagung der Arbeitsgruppe "Bodenschätzung und Bodenbewertung" im Herbst 1998 in Frankfurt/Main. Die große Zahl von Tagungsteilnehmern aus dem nichtsteuerliehen Bereich war ein deutlicher Beleg dafür. Mittlerweile scheint es eine Selbstverständlichkeit zu sein, die Daten der Bodenschätzung bei der Ermittlung von erosionsgefährdeten Böden (siehe z. B. Internet- Adresse: eros_them.html) oder bei ähnlichen Fragestellungen zu nutzen.

• Bundesfinanzministerium BMF, Bonn

-255-

II.

Zukünftige Durchführung der Bodenschätzung Angesichts der gestiegenen aussersteuerlichen Bedeutung der Bodenschätzung stellt sich die Frage, ob die Bodenschätzungsarbeiten zukünftig weiterhin von der Finanzverwaltung oder auch von anderen Institutionen durchgeführt werden sollen. Für eine Änderung in der Zuständigkeit spricht die relativ stiefmütterliche Behandlung, die die Bodenschätzung hinsichtlich der personellen und organisatorischen Ausstattung bei den Finanzbehörden derzeit erfährt. Die Begründung dafür liegt in der Tatsache, dass ein mehr naturwissenschaftlich ausgerichtetes Element wie die Bodenschätzung nun mal ein Fremdkörper innerhalb eines Finanzamts ist.

Trotzdem bleibt die Bodenschätzung das Instrument zur ertragsabhängigen Besteuerung von landwirtschaftlichen Flächen. Mit der Bodenschätzung werden Besteuerungsgrundlagen geschaffen. D.h., mit Hilfe der Bodenschätzung legt der Staat fest, in welchem Umfang er den einzelnen Steuerpflichtigen bei bestimmten Steuern belasten will. Dies ist eine typische Aufgabe der Finanzverwaltung. Die Finanzverwaltung kann sich deshalb nicht aus der Bodenschätzung zurückziehen. Bereits ein Gutachten des Reichsfinanzhofs (RFH) aus dem Jahr 1940 (RStBI. 1940 S. 337) kommt folgerichtig zu dem Ergebnis, dass das Bodenschätzungsgesetz ein Steuergesetz ist. Diese Feststellung des RFH hat bis heute ihre Gültigkeit behalten.

Es stellt sich allerdings die Frage, ob das Bodenschätzungsgesetz aus dem Jahre 1934 und die damit zusammenhängenden Rechtsvorschriften, wie z.B. die Durchführungsbestimmungen oder die Offenlegungsverordnung, heute noch zeitgemäß sind.

111.

Überarbeitungsbedarf der Rechtsgrundlagen Nach meiner Auffassung ist die wesentliche Rechtsgrundlage- das Bodenschätzungsgesetz (BodSchätzG) vom 16. Oktober 1934 (RGBI. I S. 1050)- aus folgenden Gründen zu überarbeiten bzw. neu zu fassen:

1.

Legaldefinition der Ertragsmesszahl Aus dem Gesetz heraus ist das für die Besteuerung maßgebliche Resultat der Bodenschätzung nicht erkennbar. Durch die Aufnahme einer Legaldefinition der "Ertragsmesszahl" (EMZ) kann die notwendige gesetzliche Basis für diesen Rechtsbegriff geschaffen werden. Der konkrete Anlass hierfür ergibt sich aus der anstehenden Änderung des Be-

-256wertungsgesetzes (s. Beschluss der Finanzministerkonferenz (FMK) vom 5. Mai 2000), nach der u. a. die Ertragsmesszahl die Grundlage für die Bewertung der landwirtschaftlich genutzten Flächen unmittelbar darstellen soll. Darüber hinaus würde die Bezugnahme bereits geltender steuerlicher (z.B. §55 Abs. 2 Nr. 1 EStG und§ 142 Abs. 2 Nr. 1a ·· BewG) und auch nichtsteuerlicher Regelungen (z.B. § 3 StiiiG, § 6 FELEG, § 3 AusglleistG und§ 5 FIErwV) auf die EMZ auf eine rechtlich fundierte Basis gestellt.

2.

Weitere Überarbeitung des Bodenschätzungsgesetzes Der Wortlaut des BodSchätzG muss unter rechtsstaatliehen Gesichtspunkten überarbeitet werden, um die für ein Steuergesetz erforderliche Bestimmtheit zu erhalten. Das geltende BodSchätzG wurde noch auf der Basis des Ermächtigungsgesetzes vom 24. März 1933 (RGBI. I S. 141) unmittelbar durch die Reichsregierung erlassen. Mittlerweile ist es durch folgende Gesetze geändert worden: -

das Reichsnährstands-Abwicklungsgesetz vom 23. Februar 1961 (BGBI. I S. 119),

-

das Bewertungsänderungsgesetz vom 13. August 1965 (BGBI. I S. 851),

-

die Finanzgerichtsordnung vom 6. Oktober 1965 (BGBI. I S. 1477) und

-

das Einführungsgesetz zur Abgabenordnung.vom 14. Dezember 1976 (BGBI. I S. 3341).

Trotz dieser bereits durchgeführten Anpassungen weist das BodSchätzG aber auch heute noch erhebliche Mängel auf: -

Es enthält Weisungen, die die Verwaltungshoheit der Länder beeinträchtigen (§§ 3, 6, 7, 14 und 16 BodSchätzG) und

-

eine Vielzahl von Verweisen auf vorkonstitutionelle Institutionen (z. B. "Landesbauernführer), die i.war beispielsweise durch das Reichsnährstands-Abwicklungsgesetz formal aufgehoben wurden, aber dennoch durch ihren Verbleib im Gesetzestext immer hervorruf~n.

wieder eine negative Außenwirkung

Dies gilt auch für andere veralteten

Regelungen zur Bodenschätzung, die bisher in nicht ausreichendem Umfang der aktuellen Verfassungswirklichkeit angepasst wurden.

Diese Mängel sollten bei nächster Gelegenheit beseitigt werden. Zusätzlich könnte aber noch durch eine entsprechende Klarstellung des Gesetzeszwecks in § 1 BodSchätzG gewährleistet werden, dass die Lieferung von Parametern der Bodenschätzung für nichtsteuerlichen Zwecke gesetzlich besser

abg~sichert

wird. Damit könnten die Bodenschät-

zungsdaten beispielsweise den im Bundes-Bodenschutzgesetz vom 17. März 1998 '

(BGBI. I S. 502) in§ 19 Abs. 2 und§ 21

Ab~.

4 vorgesehenen

.

Bodeninformation~syste-

-257-

men leichter zuganglich gemacht werden (vgl. a. das Umweltgutachten 2000, BT-Drs. 14/3363).

Im Rahmen einer Neufassung des BodSchätzG könnten darüber hinaus die wichtigsten Vorschriften für die Bodenschätzung im Gesetz selbst zusammen gefasst werden. Hierzu zählen inbesondere: die Durchführungsbestimmungen zum Bodenschätzungsgesetz (BodSchätzDB) vom 12. Februar 1935 (RGBI. I S. 198) und die Verordnung über die Offenlegung der Ergebnisse der Bodenschätzung (BodSchätzOffVO) vom 31. Januar 1936 (RGBI. I S. 120).

Durch diese Zusammenfassung und der damit verbundenen Bereinigung ergäbe sich eine Erhöhung der Transparenz und eine erhebliche Vereinfachung für den Anwender.

Über die angesprochenen Änderungen hinaus sollten die Bodenschätzungsvorschriften im materiell-rechtlichen Bereich unangetastet bleiben, da die Kontinuität der Bodenschätzung zu wahren ist. Eingriffe in den materiell-rechtlichen Gehalt der Bodenschätzung stünden einer Vergleichbarkeit der Nachschätzungsergebnisse mit der bereits vorliegenden flächendeckenden Datenbasis entgegen und würden außerdem eine kostenmäßig nicht zu rechtfertigende allgemeine Neuschätzung der Böden bedingen.

IV.

Ausblick

Solange die Ertragsfähigkeit (Qualität) der Böden für die Besteuerung landwirtschaftlicher Flächen von Bedeutung ist, wird man auf die Bodenschätzung nicht verzichten. Die Zukunft der Bodenschätzung innerhalb der Finanzverwaltung ist allerdings dann gefährdet, wenn landwirtschaftliche Flächen überhaupt nicht mehr den Realsteuern unterworfen werden oder wenn bei der Besteuerung auf das Merkmal "Bodenqualität" verzichtet wird, was allerdings einem Schritt zurück in mittelalterliche Verhältnisse gleichkäme.

Sollte ein derartiges Szenario zur Realität werden, wird man überlegen müssen, ob der Erhalt und die Pflege der Bodenschätzung dann in andere Hände übergehen müssen. Auch privatwirtschaftliche Lösungen sind dabei denkbar. Eine nicht zu verantwortende volkswirtschaftliche Verschwendung wäre es jedenfalls, die Bodenschätzung einzustellen und die vorhandenen Daten nicht mehr zu aktualisieren.

-258-

Methodische Ansätze der Bodenbewertung auf rekultivierten Bergbauflächen Tamas Harrach

Bodenbewertung Die Bewertung des Bodens als Standort landwirtschilf'tlicher Produktion ist grundsätzlich eine agrarökonomische Aufgabe, die jedoch nur interdisziplinär bewerkstelligt werden kann (HARRACH 1987). Teilaufgaben der Bodenbewertung sind: a)

die Ermittlung des Ertragspotentials des Bodens bzw. des Standortes

b)

die Ermittlung der zur Realisierung des Ertragspotentials notwendigen Aufwendungen, vor allem der standortspezifischen Bewirtschaftungserschwernisse wie Hangneigung, Vernässung, zu hoher Tongehalt usw.

Die

Bodens~hätzung

nach dem 1934 erlassenen Gesetz über die Schätzung des Kulturbodens ist eine

vereinfachte B~denbewertung auf empirischer Grundlage, die sich in der Praxis im Großen und Ganzen bewährt hat. Besondere Probleme der Bodenbewertung auf Rekultivierungstlächen I.

In der Regel herrscht eine große Heterogenität der Böden vor; zu ihrer Inventur sind besondere flächendifferenzierende Untersuchungsmethoden erforderlich.

2.

In den meisten jungen, noch wenig entwickelten Böden haben sich manche diagnostische Merkmale, die sowohl flir die bodenkundliehe Kartierung als auch bei der amtlichen Bodenschätzung bedeutsam sind, noch nicht in typischer Weise ausgeprägt (z. 8. das Humusprofil oder Hydromorphiemerkmale). Dies erschwert die Bodenbeurteilung nur anhand des Pürckhauer-Bohrstocks.

3.

Junge Böden entwickeln sich gewöhnlich rasch weiter. Dies betrifft vor allem den Humusgehalt, die biologische Aktivität, die Garefähigkeit, den Kulturzustand, d.h. Bodeneigenschaften, die weniger die Ertragsfähigkeit, sondern stärker den Bewirtschaftungsaufwand beeinflussen. Diesbezügliche Bodenqualitätsmängel sind von vorrübergehender Natur mit abnehmender Tendenz.

4.

AufRekultivierungsflächen sind starke Bodenverdichtungen mit erheblicher Beeinträchtigung der Durchwurzelbarkeit und Begrenzung des Ertragspotentials weit verbreitet. Eine korrekte Beurteilung des Verdichtungsgrades und der Lockerungsbedürftigkeit ist mit dem Pürckhauer-BohrInstitut für Bodenkunde und Bodenerhaltung der Justus-Liebig-Universität Giessen, HeinrichSuff-Ring 26-32. D-35392 Giessen ; e-mail: Tamas.Harrach@agrar.uni-giessen.de

-259-

stock nicht möglich. In Profilgruben dagegen läßt sich die Packungsdichte unter besonderer Berücksichtigung der Wurzelverteilung einfach und sicher feststellen (HARRACH & VORDERBRÜGGE 1991, TENHOLTERN et al.1996, D!N 19682-10 (1998), TENHOLTERN 2000). 5.

Nicht selten existieren erhebliche Interessengegensätze zwischen Verursacher und Entschädigungsberechtigten bezüglich der Bodenqualität aufrekultivierten Flächen. Nur eine zuverlässige Bodenbewertung kann zu Gerechtigkeit führen.

Ermittlung des Ertragspotentials Der bei optimalem Bewirtschaftungsaufwand erzielbare Höchstertrg nach Maßgabe guter fachlicher Praxis entspricht dem Ertragspotential, dessen absolute Höhe nicht nur vom Boden und Klima, sondern auch von der jeweiligen ökonomischen, technischen und agrarpolitischen Situation abhängt. Zur vergleichenden Bewertung von Böden eignet sich jedoch auch die relative Höhe des Ertragspotentials. So haben sich auch in der amtlichen Bodenschätzung die Relativzahlen ohne Zweifel bewährt. Unter den gegebenen ökonomischen, technischen und klimatischen Bedingungen Mitteleuropas wird das Ertragspotential (Ertragsfähigkeit) des Bodens so gut wie ausschließlich durch seine Wasserversorgung bestimmt. Mit gewissen Einschränkungen kann die nutzbare Wasserkapaität des Wurzelraumes (nFKWe bzw. nFKdB) als Maß ftir das relative Ertragspotential angesehen werden (HARRACH 1987). Die Einschränkungen betreffen a)

das Klima: das genannte Maß ist nur unter vergleichbaren klimatischen Bedingungen direkt anwendbar; es kennzeichnet das Ertragspotential in Gebieten mit negativer klimatischer Wasserbilanz während der Vegetationszeit und mit Niederschlagsüberschuß in anderen Jahreszeiten (Auffüllen der Speicherkapazität, das z. B. in Schwarzerdegebieten nicht in jedem Jahr erfolgt)

b) c)

den Grundwasseranschluß: dieser erhöht verhältnismäßig selten das Ertragspotential die Düngung: unter den gegenwärtigen ökonomischen Bedingungen begrenzt ein etwaiger Nährstoffmangel nicht das Ertragspotential (höchstens den Ertrag), da er durch Düngung behoben werden kann

d)

Nutzungsbeschränkungen durch behördliche Auflagen.

Die allgemeine Wertschätzung, die der amtlichen Bodenschätzung zuteil wird, läßt sich mit Ertragsstatistiken untermauern, die eine positive Beziehung zwischen den Bodenzahlen und den Erträgen belegen. Andererseits lassen sich auch zwischen den Bodenzahlen und der nutzbaren Wasserspeicherkapazität der Böden (nFKdB) Korrelationen nachweisen ( HARRACH 1987. SAUER 1998. PETER et al. 1999).

Aufgrund letztgenannter Beziehung kann das Ertragspotential von rekultivierten Böden aus ihrer nutzbaren Wasserkapazität (nFKdB) abgeleitet werden. Dazu wird zunächst in einem klimatisch

-260-

einheitlichen Gebiet die statistische Beziehung zwischen Bodenzahl und nFKdB ftir gewachsene Böden in Form von Regressionskurven ermittelt. Dann wird die nFKdB auf rekultivierten Flächen flächendifferenzierend bestimmt. Dies kann nur in Profilgruben und unter Berücksichtigung flächendeckender Ertragsbonituren sorgfältig geschehen. Als Profilgrubentransekte haben sich offene Drängräben bewährt. Anhand der o.g. Regressionskurve kann ermittelt werden, welche Bodenzahl der jeweiligen nFKdB entspricht. Diese Bodenzahl, die nicht nach dem Ackerschätzungsrahmen bestimmt wird, bezeichnen wir als Ersatzbodenzahl oder Aquivalent-Bodenzahl. Sie gibt das Ertragspotential des Bodens als Relativzahl an. In der Endbewertung des Bodens muß noch berücksichtigt werden, daß zur Realisierung des Ertragspotentials auf rekultivierten Flächen in der Regel höhere Bewirtschaftungsaufwendungen notwendig sind als auf gewachsenen, sog. unverritzten Böden.

Flächendifferenzierende Untersuchungen Die große Heterogenit~t der Böden und die mangelnde Eignung des Pürckhauer-Bohrstocks zu ihrer Beurteilung zwinge~ zu alternativen Untersuchungsmethoden. Hierzu bieten sich zwei jahreszeitlich bedingte methodische Ansätze an: a)

Während der Abtrocknungsphase im Frühjahr lassen sich aufnicht oder unvollständig bedeckten Ackerflächen wichtige Qualitätsmängel des Bodens auf der Bodenoberfläche visuell direkt erkennen.

b)

Vor der Ernte zeichnet der Kulturpflanzenbestand-besonders nach längeren TrockenperiodenUnterschiede in der Ertragsfähigkeit gut nach. Die Pflanzen reagieren sehr deutlich auf unterschiedliche Wasserversorgung, so auch aufunzureichende Durchwurzelbarkeit des Unterbodens infolge Schadverdichtung. Daher ist der Kulturpflanzenbestand ein hervorragender Indikator der Bodenqualität

Bonitur des Bodenzustandes und des Pflanzenbestandes im Frühjahr Bei einer systematischen Begehung der Flächen im Frühjahr während der Abtrocknungsphase lassen sich u.a. folgende Erscheinungen gut beobachten 1,1nd kartenmäßig erfassen: Vernässungen, Vernässungsgrade (TENHOL TERN 2000) Bodenverschlämmung; da der Verschlämmungsgrad von der Textur des Oberbodens abhängt, können Bodenartenunterschiede ':Vährend der Abtrocknung durch Begehung flächenhaft kartiert werden Humusgehalt und Skelettgehalt Erosionserscheinungen. Auch großmaßstäbige Luftbilder aus der Zeit der Abtrocknung können sehr hilfreich sein.

-261-

Kulturpflanzenbestand als Indikator Vor der Ernte- besonders in Trockenjahren- kann die Ertragserwartung durch flächenhafte Begehung der Flächen bonitiert und die Bonität kartiert werden (SELIGE 1997, TENHOLTERN 2000). Flugzeuggestützte Multispektralscanner eignen sich hervorragend zur Bonitur von Pflanzenbeständen auf dem Wege der Fernerkundung (SELIGE 1997). Diese ausgezeichnete Technik ist jedoch leider recht kostspielig. Die automatisierte Ertragskartierung beim Mähdrusch, die zunehmend Verbreitung findet, kann bei umsichtiger und fachkundiger Interpretation der Ertragskarten ein wichtiges Hilfsmittel zur flächenhaften Ermittlung der Ertragsfähigkeit rekultivierter Böden darstellen.

Literatur: Harrach, T. ( 1987): Bodenbewertung für die Landwirtschaft und den Naturschutz. Z.f.Kulturtechnik und Flurbereinigung, H. 28, 184 - 190. HARRACH, T. & TH. VORDERBRÜGGE ( 1991 ): Die Wurzelentwicklung von Kulturpflanzen in Beziehung zum Bodentyp und Bodengefüge. Ber. über Landwirtschaft: 204. Sonderheft: Bodennutzung und Bodenfruchtbarkeit, Bd. 2, 69-82. PETER, M., S. SAUER & S. SIEBERT (1999): Die Bodenschätzung als großmaßstäbliche Datenbasis für Bodenschutzplanungen. Bodenschutz 2/99, S. 62 - 68. SAUER, S. (1998): Erstellung eines regionalen Übersetzungsschlüssels zur Ableitung von Bodenkennwerten aus Bodenschätzungsdaten. Mitt. Dtsch. Bdkl. Ges. 88, 285-288. SELIGE, T. ( 1997): Flächenhafte Diagnose von Standorteigenschaften rekultivierter Böden mittels Bioindikation und digitaler flugzeuggestützter Femerkundung. Diss. Inst.f. Bodenkunde und BodenerhaltiJng der JLU Gießen; Hrsg.: Deutsches Zentrum für Luft- und Raumfahrt e.V., Köln. TENHOL TERN, R. (2000): Bodengefüge, Durchwurzelung und Ertrag als Indikatoren für Lockerungsbedürftigkeit und Lockerungserfolg auf rekultivierten Standorten im rheinischen Braunkohlenrevier. Diss. Gießen, SR Boden und Landschaft, Bd. 28. TENHOL TERN, R., G. DU MB ECK & T. HARRACH (1996): Standortbeurteilung aufrekultivierten Flächen im rheinischen Braunkohlenrevier. In: Von den Ressourcen zum Recycling; S. 141-153: Hrsg.: Alfred-Wegener-Stiftung.

-262-

Erstellung einer Konzeptbodenkarte des Tagebaus Peres (Freistaat Sachsen) auf Grundlage der Bodenschätzung (Poster zur 2. Fachtagung AG Bodenschätzung und Bodenbewertung: "Bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden"; 26. bis 27. September 2000 in Halle/Saale) I)

Holger Joisten, 2) Markus Wolf

Das Tagebaugebiet Peres (Freistaat Sachsen) wurde nach erfolgter Rekultivierung in den Jahren von 1979 bis 1988 in die landwirtschaftli~he Nutzung einbezogen. 250 ha Kippenflächen unterlagen im Rahmen eines Flurbereinigungsverfahrens einer Neubewertung durch die Bodenschätzung (1997). Im 50-m-Raster wurden insgesamt ca. 1000 Einschläge mit dem Bohrstock vorgenommen, davon 39 beschriebene Grablöcher angelegt. Ausgangspunkt dieser Bodenschätzung war ein 1994 angelegtes und bewertetes Musterstück. Die als Ergebnis der Bodenschätzung abgegrenzten Klassenflächen enthalten, wie zur Zeit bei Erstschätzungen von Neukulturböden üblich, keine Angabe der Zustandsstufe. Jedoch wurde bei der Vergabe der Bodenwertzahlen an Hand des Schätzungsrahmens eine Zustandsstufe zu Grunde gelegt (in Abb. I im Klassenzeichen als Klammerwert angegeben; Bodenwertzahlen aus Darstellungsgründen hier nicht angegeben). Bei einer zu einem späteren Zeitpunkt durch zu führenden Nachschätzung wird die Vergabe einer Zusiandsstufe, wie bei der Schätzung gewachsener (natürlicher) Böden, endgültig vollzogen~ Grablochbeschriebe der Bodenschätzung lassen sich mit Hilfe DV -gestützter Erfassung und Übersetzung, basierend auf definierten Regel werken, in bodenkundliehe Daten nach der Deutschen Bodensystematik (Grundlage: Bodenkundliehe Kartieranleitung, KA4) transformieren. Die hier verwendeten Programme wurden im Landesamt für Umwelt und Geologie (LfUG), Referat: Bodenkartierung, Geochemie erstellt. Sie sind das Ergebnis langjähriger Auswertungen von Bodenschätzungsdaten, wobei in intensiver Feldarbeit repräsentative, klassenflächentypische Grablochbeschriebe mit Bodenprofilaufnahmen gleichen Ortes verglichen wurden. Das hieraus entwickelte Regelwerk zur Übersetzung von Bodenschätzungsdaten wurde an die DV -gestützte Auswertung der Bodenschätzung des Niedersächsischen Landesamtes für Bodenforschung (NLfB) angelehnt. Abänderungen und Neuerungen ergaben sich grundsätzlich durch die Umstellung auf auswertbare Datenfelder der KA4, die regionale Anpassung an sächsische Bodenverhältnisse, insbesondere bei der Auswertung von Bodenschätzungsansprachen aufKippen (Neukulturböden), sowie durch die erstmalige automatisierte Ermittlung des Substrattyps, der Schichtung von Zusammensetzung und Herkunft des Ausgangsmaterials der Bodenbildung und des Bodentyps (Tab.l ). Die Anwendung spezieller Sortierungs- und Gruppierungsprogramme zur Aggregierung von Bodenformen ist inzwischen ein fester Bestandteil der Auswertung der Bodenschätzung im LfUG. Die Konzeptbodenkarte des Tagebaus Peres (Abb.2) ist ein Beispiel ftir die DV -gestützte Auswertung von Daten der Bodenschätzung aufNeukulturflächen. Sie zeigt die grosse Vielfältigkeit der Kippsubstrate als Resultat unterschiedlicher Bewertungen durch die Bodenschätzung. Im Vergleich zur Kippsubstratkarte I: 10000 (KSK 10, LfUG 1997) bietet die hier dargestellte Konzeptbodenkarten auf Grundlage der Bodenschätzung eine gute, differenziertere Ergänzung.

11

Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie, Bereich Boden und Geologie, Halsbrücker Str. 31 a, 09599 Freiberg 21 Finanzamt Zwickau-Land, Äußere Sehneeberger Str.62, 08056 Zwickau

Abb. 1: Darstellung der Klassenflächen 45

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-265-

Tab. 1: Legende zur Konzeptbodenkarte SSTRYP I. Pararendzina aus kiesfUhrendem Kipp-

; Kalkreinsand von glazifluviatilen Ablagerungen 2. Pararendzina aus kiesfUhrendem KippKalklehmsand Ober kiesfuhrendem KippKalkreinsand von glazifluviatilen Ablagerungen 3 Pararendzina aus kiesfUhrendem KippKalklehmsand ober Kipp-Kieskalkreinsand von glazifluviatilen Ablagerungen 4. Pararendzina aus kiesftlhrendem KippKalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerun2en 5. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem KippKalklehmsand von glazitluviatilen Ablagerungen über kies-, kohlefUhrendem Kipp-Kalklehmsand aus Braunkohlensand 6. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem KippKalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerungen uber kiesfUhrendem Kipp-Kalkschluffion aus Geschiebement.el 7. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem KippKalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerungen Ober kiesfUhrendem Kipp-Kalkkohlereinsand aus Braunkohlensand 8. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem KippKalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerungen Ober kohlefuhrenden Kipp-Kieskalkreinsand aus Braukohlensand 9. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem KippKalklehmsand Ober kies-, kalkfUhrendem KippKohlereinsand aus Braunkohlensand I 0. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem Kipp-Kalklehmsand Ober kies-, kohlefUhrendem Kipp-Kalkreinsand aus Braunkohlensand II. Pararendzina aus flachem kiesfuhrendem Kipp-Kalklehmsand ober kiesfuhrendem KippKalkreinsand von glazifluviatilen Ablagerungen 12. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem Kipp-Kalklehmsand Uber kiesfUhrendem Kioo-Kalkreinsand aus Braunkohlensand 13. Pararendzina aus flachem kiesfUhrendem Kipp-Kalklehmsand Ober kiesfuhrendem Kipp-Kalkkohlereinsand aus Braunkohlensand 14. Pararendzina aus flachem kiesfuhrendem Kipp-Kalklehmsand Uber Kipp-Kalkreinsand von

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I S. Pararendzina aus-flachem kiesfUhrendem Kipp-Kalklehmsand Ober Kipp-Kieskalkkohlereinsand aus Braunkohlensand 16. Pararendzina aus kiesfUhrendem KippKalkschluffton aus Geschiebemere.el 17. Pararendzina aus flachem Kipp-Kalklehmsand ober Kipp-Kalkreinsand von glazifluviatilen Ablagerungen 18. Pararendzina aus kalkfUhrendem KippKieskohlelehmsand aus Braunkohlensand Ober Kipp-Kieskalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerungen 19. Pararendzina aus Kipp-Kieskalkreinsand von f'dazifluviatilen AblaR,erumten 20. Pararendzina aus Kipp-Kieskalklehmsand von glazifluviatilen Ablagerungen 21. Pararendzina aus flachem KippKieskalklehmsand Ober kiesfUhrendem KippKalkreinsand von lazifluviatilen Abla~eruneen 22. Pararendzina aus flachem Kipp-Kieskalklehmsand ober Kipp-Kieskalkreinsand von l glazifluviatilen Ablagerungen

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-266-

Bewertung rekultivierter Flächen mit landwirtschaftlicher Nutzung Ansätze aus Forschung und Praxis in der Schweiz Manfred Kaufmann und Silvia Tobias 1

Problemstellung

Zum nachhaltigen Umgang mit der Ressource .Boden gehört die Rekultivierung von vorübergehend durch Bautätigkeiten beanspruchten Flächen. In der Schweiz sind dies vor allem Bauinstallationsplätze, Kiesabbaustellen, Leitungsbaustellen und Geländeauffüllungen. Obwohl die meisten Rekultivierungen eher kleinflächig sind, oft in der Grössenordnung von wenigen Hektaren, umfassen sie im Kanton Zürich doch 3 - 6% der landwirtschaftlich genutzten Flächen ausserhalb der Bauzonen. · Rekultivierungen erfolgen in den meisten Fällen mit dem Ziel der Wiederherstellung eines landwirtschaftlich nutzbaren, fruchtbaren und ertragreichen Bodens. Bei unsachgemässer Ausflihrung der Rekultivierungsarbeiten oder der nachfolgenden Bewirtschaftung werden rekultivierte Böden aber physikalisch geschädigt und in ihrer Fruchtbarkeit langfristig eingeschränkt. In der schweizerischen Umweltschutzgesetzgebung (Verordnung über die Belastung des Bodens, 1998) wird der physikalischen Belastung von rekultivierten Böden deshalb besondere Beachtung geschenkt. Geschüttete Böden dürfen nur soweit physikalisch belastet werden, dass ihre Fruchtbarkeit langfristig gewährleistet bleibt. Von der Planung bis zur Bewirtschaftung von Rekultivierungen können Interessenskonflikte zwischen den Ansprüchen der Bodenschutzbehörden, des ausführenden Unternehmers und des Bewirtschafters auftreten. Aus der Sicht des Bodenschutzes müssen an die Erstellung und Bewirtschaftung von rekultivierten Flächen hohe Anforderungen gestellt bzw. Grenzen gesetzt werden. Der Unternehmer ist an einer wirtschaftlichen Rekultivierungsweise mit möglichst wenig Einschränkungen interessiert und der Bewirtschafter strebt einen kurz- und mittelfristig hohen :Ertrag ohne Bewirtschaftungseinschränkungen auf den Flächen an. Bei der Bewertung des Rekultivierungserfolges müssen die Interessen aller Beteiligten berücksichtigt werden. Nur so Jassen sich die Erstellung und die Bewirtschaftung von Rekultivierungen auch im Hinblick auf den Bodenschutz optimieren. Der vorliegende Beitrag geht auf die Bewertungspraxis bei Rekultivierungen in der Schweiz ein und zeigt einen neuen Ansatz flir ein integrales bodenphysikalisches Bewertungssystem auf. Bewertung von rekultivierten Flächen in der Praxis

Das Vorgehen beim Erstellen einer Rekultivierung von der Planung bis zur Abnahme ist in der Schweiz in branchenverbindlichen Richtlinien oder Normen definiert (Fachverband Sand und Kies, 1987, in Ueberarbeitung; Verband Schweizerischer Strassenfachleute, 1999). Zusätzlich haben einzelne Kantone separate Vorschriften erlassen. Gemeinsam setzen diese Richtlinien und Vorschriften vor allem auf Schadensprävention durch eine fachgerechte Rekultivierung und Folgebewirtschaftung unter Berücksichtigung der Tragfähigkeit des Bodens. Bei wichtigen Arbeitsschritten werden Abnahmeprotokolle verlangt (Rohplanie, Schüttung Unterboden, Zwischenbegrünung, Schüttung · · Oberboden. Rückgabe an Bewirtschafter). In der gängigen Vollzugspraxis wird anhand der Abnahmeprotokolle die Einhaltung der Richtlinien kontrolliert. Bei der Schlussabnahme und Rückgabe an den Bewirtschafter (nach 3 - 5 Jahren 1

Institut für Kulturtcchnik. ETH Zürich. 8093 Zürich. e-mail: manfred.kaufmann@ifk.baug.ethz.ch

-267-

Folgebewirtschaftung) wird auf der Fläche eine grobe Beurteilung von Horizontmächtigkeit, Bodengeftige, Oberflächenstruktur, Skelettgehalt, Verdichtungs- und Vernässungsanzeichen mit Hilfe von Spatenprobe und/oder Bohrstock vorgenommen. Bei offensichtlichen Mängeln können Meliorationsmassnahmen (z. B. Tieflockerung, Entsteinung, etc.) verlangt werden. Eine allgemeine Bewertung der Bodenqualität auf der ganzen Fläche bleibt in der Regel aus. Für natürlich gewachsene, landwirtschaftlich genutzte Böden extsttert auch in der Schweiz ein Punktesystem zur Bewertung (Bonitierung) von landwirtschaftlich genutzten Böden (Eidg. Forschungsanstalt ftir Agrarökologie und Landbau, 1997). Die untersuchten Flächen werden aufgrund ihrer Bodeneigenschaften, dem Relief und dem Klima nach dem Ansatz der limitierenden Faktoren auf einer Skala zwischen 0 - I 00 Punkten eingestuft. Diese Bodenbonitierung wird vor allem bei Güterregulierungen, wo es um die Festlegung eine Tauschwertes geht, angewandt. Im Prinzip kann das Bonitierungssystem unverändert auf rekultivierte Flächen übertragen werden. In der Praxis findet es aber aufgrund des erheblichen Kartieraufwandes auf den oft sehr heterogenen Rekultivierungen kaum Verwendung. Damit wird insgesamt bei der Flächenbewertung von Rekultivierungen ein pragmatischer Ansatz der Mängelidentifikation verfolgt. Die in der Umweltschutzgesetzgebung geforderte langfristige Gewährleistung der Bodenfruchtbarkeit kann mit dem bestehenden Ansatz nur ungenügend überprüft werden. Von Seiten der Bodenschutzbehörden besteht deshalb Bedarf nach einem einfachen und dennoch aussagekräftigen Verfahren ftir die Bewertung und Erfolgskontrolle von Rekultivierungen. Im Vordergrund stehen feldbodenkundliche Methoden, die im Bedarfsfall durch analytische Methoden ergänzt werden können. Integrale Beurteilung der Bodenqualität von Rekultivierungen Die Eignung eines geschütteten Bodens für landwirtschaftliche Nutzung kann im lockeren Zustand durch eine erhöhte Empfindlichkeit bei Befahrung begrenzt werden und im dichten Zustand durch ungünstige bodenphysikalische Eigenschaften für das Pflanzenwachstum (eingeschränkte Funktionalität) limitiert werden. Die integrale bodenphysikalische Qualtiät auf landwirtschaftlich genutzten Rekultivierungen wird deshalb im vorliegenden Bewertungsansatz in Abhängigkeit von Empfindlichkeit und Funktionalität des Bodens ausgedrückt (siehe Abbildung 1).

I E;pfindlichkeit I I Situation nach Rekultivierung

I

Boden zu locker

Referenz Bodenbewertung für land. Nutzung

I

I

Boden zu dicht

I

I I

Schädigung bei Befahrung

Pt1anzenwachstum gehemmt

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Richtwerte für Bodeneigenschaften

Limitierende Bedingungen

I

Funktionalität

I= f

( Empfindlichkeit

,

Funktionalität )

Abbildung I: Bewertung von landwirtschaftlich genutzten Rekultivierungen

-268-

Die Bewertung der Empfindlichkeit erfordert Kenntnisse zu den funktionalen Zusammenhängen zwischen der mechanischen Belastung von frisch geschütteten Böden und der Veränderung ihrer bodenphysikalischen Eigenschaften. Zur Beurteilung der Funktionalität (hier für die Eignung als Pflanzenstandort) müssen Bewertungsmassstäbe für bodenphysikalische Messgrössen definiert werden. Von der Bodenkundlichen Gesellschaft der Schweiz wurde in Bezug auf den physikalischen Bodenschutz ein Konzept zur Umsetzung der rechtlichen Umweltschutzvorgaben erstellt (BGS, 1999). Es deckt die ganze Kausalkette bei mechanischer Bodenbelastung ab, von der Ursache (ausgedrückt als Radlast, Kontaktflächendruck, etc.), über die Empfindlichkeit (ausgedrückt als aktuelle Saugspannung, Vorbelastung, Scherfestigkeit, etc.) bis zur Wirkung als Veränderung der physikalischen Bodeneigenschaften. Das Konzept sieht vor, auf der Ursachenseite Grenzwerte der zulässigen mechanischen Belastung in Abhängigkeit der Belastbarkeilsgrenzen des Bodens festzulegen und auf der Wirkungsseite bodenphysikalische Richtwerte zur Funktionalität des Bodens zu definieren. Der vorliegende neue Bewertungsansatz für die bodenphysikalische Qualität von rekultivierten Flächen gründet auf den im Konzept verlangten Belastbarkeilsgrenzen als Massstab für die Empfindlichkeit und den Richtwerten als Massstab für Funktionalität eines Bodens. Konkret wird die Empfindlichkeit von Böden anhand der Vorbelastung und der bei Befahrung zu erwartenden Vorbelastungsänderung abgeschätzt. Die Funktionalität wird mittels einem Set von quantitativen und qualitativen bodenphysikalischen Bewertungskriterien (Trockrohdichte, Lagerungsdichte, Grobporenvolumen, nutzbare Feldkapazität, Eindringwiderstand, gesättigte Leitfähigkeit, Textur, Profilansprache) beurteilt. Für die einzelnen Bewertungskriterien können individuell Richtwerte und Bewertungsmassstäbe aufgrund von Literaturangaben abgeleitet werden. Weil die Bewertungskriterien aber teilweise voneinander abhängig sind, ist die Gesamtbewertung der Funktionalität nicht einfach die Summe der einzelnen Kriterienbewertungen. Für die Gesamtbewertung werden deshalb verschiedene Verfahren untersucht: • •

Bewertung der Funktionalität nach dem am stärksten limitierenden Einzelkriterium Berücksichtigung der Wechselwirkungen zwischen mehreren Einzelkriterien, zum Beispiel über die Bestjmmung und Bewertung des Wassergehaltbereiches, bei dem das Pflanzeilwachstum weder durch Wasserstress, mangelnde Durchlüftung und wachstumshemmenden Eindringwiderstand limitiert wird (da Silva und Kay, 1997)

Ziel des Forschungsprojektes ist es, eine auf quantitative und qualitative Daten abgestützte Bewertungsmethode ftir rekultivierte Flächen zu entwickeln und das Verfahren soweit zu vereinfachen, dass es auch in der Praxis für die Flächenbewertung eingesetzt werden kann. Referenzen Bodenkundliehe Gesellschaft der Schweiz, 1999: Physikalischer Bodenschutz, Konzept zur Umsetzung der rechtlichen Vorgaben im Umweltschutzgesetz und in der Verordnung Ober Belastungen des Bodens. Juris Druck und Verlag, Dietikon da Silva, A. P., Kay, B. D., 1997: .Estimating the least limiting water range of soil from properlies and management. Soil Sei. Soc. Am. J., Vol..61 . Eidgenössische Forschungsanstalt ftir Agrarökologie und Landbau, 1997: Kartieren und Beurteilen von Landwirtschaftsböden. Schriftenreihe der FAL 24, ZUrich Fachverband Sand Ünd Kies und Eidg. Forschungsanstalt flir landwirtschaftlichen Pflanzenbau, 1987: 'Kulturland und Kiesabbau; Richtlinien flir die Rückflihrung von Abbaugebieten in die Landwirtschaft. Nidau Vereinigung Schweizerischer Strassenfachleute, 1999: Erdbau, Boden; Eingriffe in den Boden, Zwischenlagerung, Schutzmassnahmen, Wiederherstellung und Abnahme. ZUrich

-269-

Erfahrungen bei der Bodenschätzung von rekultivierten Böden im hessischen Braunkohlentagebaugebiet von Keil, B*; Schäfer, K.P.** 1 Einleitung In Folge des Braunkohlenabbaus der PreussenElektra Aktiengesellschaft (PREAG) sind in der nordöstlichen Wetterau (Horloffgraben)- Raum Wölfersheim - und in der Nordhessischen Senke -Raum Borken - rekultivierte Böden entstanden. Die nachfolgenden Ausflihrungen beziehen sich insbesondere auf die Wetterau. in der am 30. September 1991 die Förderung von Braunkohle eingestellt wurde. Der Hortoffgraben liegt nördlich von Frankfurt am Main. Naturräumlich gehört das Gebiet noch zum Rhein-Main-Tiefland. Die Höhenlage schwankt zwischen 120m bis 160m über NN. Die durchschnittliche Jahreswärme liegt zwischen 8,4°C und 9,4°C. Die Niederschläge belaufen sich - bedingt durch den Regenschatten des Taunus (Rheinisches Schiefergebirge) - auf knapp unter 550 mm. Der Hortoffgraben ist eine Fortsetzung des Oberrheintalgrabens, der im Tertiär entstanden ist. Die Braunkohle tritt dort vergesellschaftet mit überwiegend tonigen Substraten des Tertiärs auf. Darüber befindet sich eine bis zu 8 m mächtige Lößdecke. In dieser Lößdecke haben sich Tschernosem-Parabraunerden (nach der Bodenschätzung: L 2 Lö), Parabraunerden (L 3 Lö), Pararendzinen (L 4 Lö, sL 3 Lö) und Kolluvisole (L 2 Lö, L 3 Lö) gebildet. In Senkenbereichen sind diese auch durch anstehendes Grundwasser mehr oder weniger vergleyt. In der Regel handelt es sich bei den unverritzten Böden um fruchtbare Ackerstandorte mit hohem ErtragspotentiaL Die Ackerzahlen der Bodenschätzung spiegeln diesen Sachverhalt wieder. Die Tschernosem- Parabraunerden erreichen Ackerzahlen von über 90. Der Durchschnitt der Ackerzahlen liegt in vielen Gemarkungen bei 80. Traditionell spielt die Zuckerrübe bei den Ackerfrüchten eine herausragende Rolle. Häufig ist die Fruchtfolge Zukkerrüben - Winterweizen - Wintergerste anzutreffen. Auch dem Kartoffelanbau kommt eine gewisse Bedeutung zu. Seit Ende der 60er Jahre werden planmäßig rekultivierte Böden nach Braunkohlentagebau landwirtschaftlich genutzt. Info!ge von Absenkungen im Bereich von ehemaligen älteren Tiefbaugebieten waren auch Bruchfelder entstanden, die ebenfalls in das Rekultivierungskonzept der PREAG einbezogen wurden. Dadurch entstand und entsteht heute noch ftir die Finanzverwaltung die Aufgabe die rekultivierten Flächen - sofern sie nicht einer wasserwirtschaftliehen Rekultivierung zugeführt wurden bzw. als Regenerationsflächen (Biotopflächen) dienen - nach der Bodenschätzung zu bewerten.

2 Grundlagen der Bodenschätzung von Neukulturflächen Grundlage flir das Verfahren der Bodenschätzung ist das Bodenschätzungsgesetz (BodSchätzG) vom 16. Oktober 1934. Insbesondere in dem Werk von RÖSCH und KURANDT ( 1991) sind die wesentlichen Grundlagen (Gesetze mit amtlicher Begründung, Durchflihrungsbestimmungen und Verwaltungsvorschriften) dargelegt. Daneben finden sich wertvolle Hinweise im Anhang "Schätzungsrahmen mit Erläuterungen .. zu den Richtlinien ftir die Bewertung des land- und forstwirtschaftliehen Vermögens (BewR L) (BUNDESMINISTER DER FINANZEN, 1968). Rekultivierte Flächen werden nach dem Regelwerk der Bodenschätzung unter dem BegriffNeukulturen (NK) erfasst. Als Neukulturen werden bezeichnet erstmals in Kultur genommene Flächen i.e.S. (z.B. Kultumahme nach Waldrodung, wie sie häufig nach dem zweiten Weltkrieg bis ca. 1955 erfolgte), durch spezielle Meliorationsmaßnahmen verbesserte Flächen (z.B. Tiefpflugkultur bei der Moorkultivierung; auch als Tiefkultur (TK) benannt), rekultivierte Flächen ("künstlich veränderte Ackerböden").

••

Oberfinanzdirektion Frankfurt am Main, Landwirtschaftliches Fachreferat- Bodenschätzung Adickesallee 32, 60322 Frarikfurt am Main Finanzamt Friedberg, Amtlicher Landwirtschaftlicher Sachverständiger, Leonhardstr.I0-12, 61169 Friedberg

-270Das erste Bewirtschaftungsjahr durch den Landwirt nach Rückgabe der bergbaulich und landwirtschaftlich rekultivierten Flächen zählt als das sogenannte Neukulturjahr. Es wird mit einem entsprechenden Hinweis sowohl im Buchwerk (Feldschätzungsbuch, Acker- und Grünlandschätzungsbuch) als auch im Kartenwerk (Feldschätzungskarte, Schätzungsurkarten) vermerkt (z.B. NK 1998). Dieser Hinweis wird auch bei der Übernahme der Bodenschätzungsergebnisse in das amtliche Liegenschaftskataster übernommen und beim jeweiligen Flurstück dokumentiert. Die erstmalige Schätzung einer Neukulturfläche erfolgt i.d.R. frühestens 5 Jahre nach dem Neukulturjahr. Dabei werden beim Klassenzeichen zwingend die Bodenart und meist auch .die Entstehungsart vergeben. Eine Zustandsstufe beim Ackerland bzw. Bodenstufe beim Grünland wird in der Regel nicht vergeben. Beispiel Klassenzeichen:

rekultivierter Boden L- LöD 58/59 NK 1978

gewachsener, unverritzter Boden L 3 Lö 78/80

Nach den Vorschriften der Bodenschätzung sind nach Ablauf von 15 Jahren bereits geschätzte NK-Fiächen zu überprüfen. Auf Empfehlung des Schätzungsbeirates beim Bundesministerium der Finanzen (BMF), dem obersten Gremium der Bodenschätzung, wird in der Praxis diese Schätzung jedoch erst nach 20 bis 25 Jahren durchgeführt. Dabei ist dann eine Zustandsstufe bzw. Bodenstufe und falls noch nicht geschehen auch die Entstehungsart zu bestimmen. Der Hinweis auf das Neukulturjahr entfallt und geht damit auch im amtlichen Liegenschaftskataster verloren. Dies erscheint jedoch u.a. aus bodenkundlicher Sicht wenig sinnvoll. Die rekultivierten Böden weisen häufig Besonderheiten auf, die einen Hinweis "NK" auch über diesen Zeitraum hinaus rechtfertigen und notwendig erscheinen lassen.

3 Praktische Durchführung der Bodenschätzung auf rekultivierten Flächen Von besonderer Bedeutung für die praktische Schätzung von Neukulturflächen in den hessischen Braunkohlenrevieren sind die 1981 vom Gutachterausschuss des Landes Hessen angelegten Landesmusterstücke (LMSt). Der Gutachterausschuss ist auf der Mittelebene der Bodenschätzung, der Oberfinanzdirektion (OFD) Frankfurt am Main angesiedelt. Es wurden 4 LMSt in der Wetterau und 3 LMSt in der Nordhessischen Senke angelegt. Die LMSt in der Wetterau spiegeln die unterschiedlichen Rekultivierungsqualitäten zwischen nördlichem und südlichem Bereich in diesem Revier wieder (KEIL, 1998). Im Nordbereich standen zunächst nicht ausreichendLöß und Lößlehm zur Verfügung, weshalb überwiegend toniges Material bei der Herstellung der Kippen verwendet wurde. Die LMSt mit der Schätzung L- D 50/51 NK 1970 bzw. LT- D 43/43 NK 1976 liegen auf solchen Flächen. Im Südbereich wurde dagegen verstärkt Löß bei der Rekultivierung verwendet. Dort sind auch die wertvollsten rekultivierten Standorte des Weiterauer Braunkohlentagebaus entstanden. Die entsprechenden LMSt mit der Schätzung L - LöD 56/57 N K 1974/75 und L 4 Lö 68/71 NK 1969 repräsentieren solche Profile. Die Neukulturschätzung erfolgt stets im Rahmen einer Nachschätzung aufgrund § 12 BodSchätzG. Der Verfahrensablauf wird nachfolgend kurz skizziert: I.

Gemeinsame Planung von Nachschätzungen durch den Amtlichen Landwirtschaftlichen Sachverständigen (ALS) des Finanzamtes und das Landwirtschaftliche· Fachreferat (Bodenschätzung) der OFD Frankfurt am Main.

2. Anordnung der Nachschätzung für die landwirtschaftlich nutzbaren Flächen einer Gemarkung durch OFD-Verfügung an das zuständige Finanzamt. 3.

Abgrenzung der Neukulturflächen und der Randzonen durch den ALS auf einem Messtischblatt im Maßstab I : I 0.000, gegebenenfalls auch im Rahmen von Orts- und Feldvergleich.

4.

Ermittlung des Neukulturjahres für die einzelnen rekultivierten Flächen.

5.

Auswertung bestehender lnformationsquellen; ·dazu gehören Angaben zur bergbauliehen und landwirtschaftlichen Rekultivierung durch die PREAG, Dränagepläne, Gespräche mit Landwirten und insbesondere - falls vorhanden - Bewertung durch das Institut für Bodenkunde und Bodenerhaltung der JustusLiebig-Universität Gießen (Prof. Harrach).

6.

Besichtigung der bestehenden LMSt durch den Schätzungsausschuss des jeweiligen Finanzamtes, der die praktische Schätzungsarbeiten durchführt; der Schätzungsausschuss besteht aus ALS und zwei ehrenamtlichen landwirtschaftlichen Sachverständigen (elS) (KEIL u. KREUTZ, 1998).

-2717.

Bewertung und Anlage von sogenannten Vergleichsstücken (VSt) auf Gemarkungsebene durch den Schätzungsausschuss unter maßgeblicher Beteiligung der OFD (Gruppenführer der Bodenschätzung).

8.

Durchführung der praktischen Schätzungsarbeiten durch den Schätzungsausschuss, meist in einem dichten Raster von z.B. 30 x 30m.

Falls im Rahmen der Nachschätzung bereits geschätzte NK-Flächen überprüft werden. entfallt der Hinweis auf das Neukulturjahr. Zustandsstufe und Entstehungsart sind dann zwingend zu vergeben (siehe auch oben). In den letzten Jahren fanden zur Bewertung von NK-Flächen eine Reihe von verschiedenen Besichtigungen statt und zwar im Rahmen der Bodenschätzung mit dem Landwirtschaftlichen Sachverständigen des Sundesministerium der Finanzen (BMF), dem Bewertungsbeirat (BMF), dem Gutachterausschuss und dem Landwirtschaftlichen Fachreferat der OFD Frankfurt am Main, dem Leitenden Landwirt der (ehemaligen) OFD Köln, verschiedenen hessischen ALS (derzeit 21 Dienstposten) und elS (derzeit 95 Personen), im Rahmen mit anderen Institutionen wie z.B. der Hessischen Landesanstalt für Umwelt und Geologie (HLUG), der hessischen Agrarverwaltung, der PreussenEiektra Aktiengesellschaft (PREAG) und dem Institut für Bodenkunde und Bodenerhaltung der Uni Gießen. Im Bereich des Finanzamtes Friedberg hat der ALS zur Verbesserung seines Kenntnisstandes über die rekultivierten Böden an diversen Kartierungen der Uni Gießen (Prof. Harrach) teilgenommen. Diese Kartierungen dienen der Feststellung von sogenannten Äquivalentbodenzahlen. Dazu dienen Profilaufnahmen an offenen Dränagegräben (die rekultivierten Flächen der Wetterau werden im Rahmen der Rekultivierung stets tiefgelockert und drainiert), Nässekartierungen im Frühjahr (z.B. zur Ermittlung von vernässten Flächen und Tongehaltsunterschiede in der Ackerkrume), Ertragskartierungen vor der Ernte zur Ermittlung des Ertragspotentials. Es zeigt sich, dass die Bodenschätzung und das Konzept der Äquivalentbodenzahlen zu vergleichbaren Ergebnissen führen. Von Bedeutung ist auch das Gespräch mit den wirtschaftenden Landwirten über die Eigenschaften der rekultivierten Böden z.B. hinsichtlich Dünge-, Pflanzenschutzaufwand und erzielbaren Naturalerträgen. So bedingt Asche in der Krume erhöhte Aufwandmengen bei Ptlanzenschutzmitteln. Es kann davon ausgegangen werden, dass bei der geschilderten intensiven Beschäftigung seitens der Bodenschätzung mit der Problematik der rekultivierten Flächen, eine mehr als hinreichend genaue parzellenscharfe Schätzung erfolgt, die steuerlichen und auch nichtsteuerliehen Anforderungen voll genügt.

4 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen I.

Bei der Konzeption der Bodenschätzung stand die Bewertung von gewachsenen Böden und nicht die von rekultivierten Standorten ("Neukulturen") im Vordergrund.

2.

Die Bewertung rekultivierten Böden infolge des Braunkohlentagebaus mittels Bodenschätzung ist nicht unproblematisch, aber dennoch möglich.

3.

Die Besonderheiten der rekultivierten Flächen erfordern seitens des Bodenschätzers (ALS) eine intensive Beschäftigung mit diesen Böden und deren Problematik. Dazu gehören Kenntnisse über * das angewandte Rekultivierungsverfahren (bergbauliche und landwirtschatiliche Rekultivierung). * die chemischen und physikalischen Eigenschaften der verwendeten anthropogen umgelagerten natürlichen und technogenen Substrate (z.B.Kipp-Kohlelehmtone, Braunkohlenkratiwerksaschen). * die räumliche Variabilität und zeitliche Entwicklung der Böden, * die Bodenstruktur, vor allem Durchwurzelbarkeit, * die erzielbaren landwirtschatilichen Naturalerträge im Vergleich zu den unverritzten Böden. Insbesondere durch Aufgrabungen sollte sich anhand von Bodenprofilen im Feld ein Überblick über die zu bewertenden Böden verschafti werden.

4.

Seitens der Bodenschätzung sollten alle Möglichkeiten genutzt werden. um die Kenntnisse über die rekultivierten Böden zu vertiefen. Dabei können gute Kontakte zu anderen Institutionen (z.B. Institute i'L'1r Bodenkunde bzw. Landeskultur an den Universitäten) eine wertvolle Hilfe sein.

5.

Problematisch bei der Ansprache rekultivierter Böden durch die Bodenschätzung ist die Zuordnung der Zustandsstufe bzw. Bodenstufe. Sie ist ein Maß für die Gründigkeit des Bodens und stellt eine komplew Größe dar, die maßgeblich von der Durchwurzelbarkeit beeintlusst wird. Bei der Schätzung von Neu-

-272kulturflächen unmittelbar nach Abschluss der landwirtschaftlichen Rekultivierung wird sie meist nicht vergeben (z.B. L- D 50/51 NK 1998). Tatsächlich wird sie jedoch- quasi im "Hinterkopf'- herangezogen, um die Wertzahlen zu ermitteln. 6.

Im Rahmen der praktischen Bodenschätzungsarbeiten von Neukulturflächen kommt den Musterstücken (MSt) bzw. Landesmusterstücken (LMSt) eine besondere Bedeutung zu. Sie sind im Rahmen des vergleichenden Verfahrens der Bodenschätzung besonders hilfreich flir den Schätzungsausschuss des Finanzamtes.

7. Aktuell steht bei den existierenden 7 Landesmusterstücken auf Neukulturflächen in den beiden hessischen.Braunkohlenrevieren eine Nachschätzung nach§ 12 BodSchätzG an. Es wird als sinnvoll angesehen, diese Nachschätzung durch den Schätzungsbeirat beim BMF durchfUhren zu lassen. Dadurch werden sie in den Status von Musterstücken mit entsprechender Rechtswirkung gehoben. 8. Um den Mitgliedern des Schätzungsausschusses vorweg einen Überblick über die in einer Gemarkung vorhandenen rekultivierten Böden zu geben 'und dadurch die Arbeiten von vornherein zu sichern und zu erleichtern, sollten auch auf Neukulturflächen vor Beginn der eigentlichen Schätzungsarbeiten Vergleichsstücke (VSt) ausgesucht, möglichst aufgegraben, anhand des Bodenprofils beschrieben und bewertet werden. Die Auswahl und Einstufung der VergleichsstUcke erfolgt zusammen mit dem Landwirtschaftlichen Fachreferat der OFD. 9.

Der Hinweis auf Neukulturflächen sollte bei einer Nachschätzung auch nach einem Zeitraum von 20 bis 25 Jahren nicht verloren gehen.

Literatur

BUNDESMINISTER DER FINANZEN: Schätzungsrahmen mit Erläuterungen- Anhang zu den Richtlinien filr die Bewertung des land- und forstwirtschaftliehen Vermögens (BewR L). Bonn: Stollfuß Verlag, 1968. BUNDESMINISTER DER FINANZEN: Programm MUSTER, Version 5.12- Programm zur Darstellung und Auswertung der Musterstücke der Bodenschätzung in der Bundesrepublik Deutschland-. Bonn, 1997. EMMERICH, K.-H., T.HARRACH und B.KEIL: Exkursionsführer zur I. Fachtagung der AG Bodenschätzung und Bodenbewertung, "Nutzung der Bodenschätzung zur Bewertung von Bodenfunktionen und für Bodenschutzplanungen". Frankfurt am Main, 1998. KEIL, B., Die rekultivierten Flächen als landwirtschaftliche Standorte. in: Braunkohlentagebau und Rekultivierung, S.997-1004. Herausgeber: W. Pflug. Springer-Verlag Berlin Heidelberg, 1998. KEIL, B., O.KREUTZ: Der institutionelle Aufbau der Bodenschätzung.- Mitt. Dt.Bdkl.Ges. 88: S.261-264. 1998. RÖSCH, A./F. KURANDT: Bodenschätzung - Gesetze mii amtlicher Begründung, Durchführungsbestimmungen und Verwaltungsvorschriften I er!. von Albrecht Rösch; Friedrich Kurandt- 3. Aufl., fotomechanischer Nachdr. (nur Teil "Bodenschätzung") der Ausg. 1950. - Köln; Berlin; Bonn; München: HeymannVerlag, 1991.

-273-

Bodenschätzung von Neukulturen -Parameter für Besonderheiten auf Grund der Musterstückevon

Niehörster, U.

Besonderheiten der Neukulturen beruhen auf Eigenschaften dieser Böden. Diese resultieren aus dem Ausgangsmaterial, der Behandlung dieses Substrats bei dessen Gewinnung, Transport, ggf. Zwischenlagerung und Verfüllung und aus der Art der Inkultumahme der so geschaffenen Böden. Zum letzteren gehören z. B. die Bodenbearbeitung, die Kulturarten und deren Folge, die Düngung usw .. Auf meine Ausführungen über die Gültigkeit des Regelwerkes der Bodenschätzung für die Schätzung von Neukulturen anläßlich der 1. Fachtagung im September 1999 in Hannover weise ich hin. Zu den Grundsätzen der Bodenschätzung gehört, daß in der Regel keine analytischen Feststellungen getroffen werden. Die Flächenschätzung stützt sich auf den Vergleich mit den Musterstücken und den regional festgeleb>ten Vergleichsstücken. So werden unter Beachtung der zum Bodenschätzungsgesetz ergangenen Verwaltungsvorschriften die Merkmale zur Anwendung des Acker- bzw. Grünlandschätzungrahmens empirisch festgestellt. Die so ermittelten Boden- bzw. Grünlandgrundzahlen können im begrenzten Umfang auf Grund von Besonderheiten durch Zubzw. Abrechnungen korrigiert werden, soweit diese nicht bereits bei der Findung der vorgenannten Wertzahlen berücksichtigt worden sind. Die Anweisungen zur Bodenschätzung weisen Maßstäbe für folgende Besonderheiten aus: a) Klein-/Klimatische Besonderheiten: z. B. Früh-/Spätfrost, Nebellagen, Heutrocknung (Htr). b) Topob'l'aphische oder Besonderheiten der Lage: z. B. Geländneigung (Gel) und Lage zum Wald (Wld). c) Sonstige Besonderheiten innerhalb der jeweiligen Fläche: z. B. Bodenwechsel (Bw), Verschießen (Ver), Wasserstau (WaSt) oder Druckwasser (WaD). Im Zusammenhang mit der Schätzung von Neukulturen, insbesondere von landwirtschaftlich rekultivierten Flächen in Braunkohleabbaugebieten, auch "Neuland" oder "Kippböden" genannt, sind die Möglichkeiten, Besonderheiten innerhalb des Bodenprofils darzustellen und ggf. zu berücksichtigen, erweitert worden: I. Verdichtung (V, v) 2. Kohlenstaub (Ko, ko) bzw. Braunkohle (BrKo). Eine Abrechnung kommt nur insoweit in Betracht, als diese Merkmale nicht bereits bei der Bemessung der Zustandsstufe berücksichtigt wurden. Die verschiedensten Vorschläge aus Wissenschaft und Praxis wurden vom Schätzungsbeirat über Jahrzehnte eingehend erörtert. Hierzu gehörten die Berücksichtigung der Lagerungsdichte bzw. der nutzbaren Feldkapazität (Professoren Harrach und Schröder), die Bemessung von Abrechnungen nach Lage und Mächtigkeit der Verdichtungen (Dr. K. Wemer 1989/90), die Berücksichtigung des PH-Wertes, z. B. < 5, oder bei tertiärem Material oder Anteilen davon Abrechnungen zu bemessen nach dem Kohlenstoffgehalt (Ct). Ulrich Niehörster, RD a. D., In der Auen 110, 51427 Ber~isch Gladbach

-274-

Letzteres kommt unter Hinweis aufdie Arbeiten von Wünsche und K. Werner bei leichten Böden nicht in Betracht. Dazu heißt es auch in den Empfehlungen der ehemaligen DDR zur Rekultivierung von Kippen des Braunkohlebergbaus auf Seite 23 zum Kohlegehalt Bei Anteilen von über 2 % Ct im Boden werden sowohl die Wasserhaltefahigkeit als auch die Soptionskapazität (etwa 2 mval/100 g Boden) merklich erhöht. Betrachten wir die in der Anlage aufgeführten 26 Musterstücke in Braunkohleabbaugebieten davon 19 vom Schätzungsbeirat in den neuen Bundesländern in den Jahren 1994 und 1998 geschätzt. Es fallt auf, daß abgesehen von der Minderung der Zurechnung bzw. der Erhöhung der Abrechnung fur Klima speziell auf Neukulturen bezogene Abrechnungen für Eigenschaften innerhalb des Profils nur für Wasserstau (WaSt) in Gebieten mit höheren Niederschlägen und für Kohlenstaub z. B. nur bei Lehmböden angesetzt wurden. Daraus ist zu schließen, daß alle profilbezogenen Besonderheiten, insbesondere die Lagerungsdichte in der Regel bei der Bemessung der Zustandsstufe zu berücksichtigen ist. Der Beurteilung der Durchwurzelbarkeit des Profils unter Beachtung der empirisch feststellbaren Störungen hat damit eine zentrale Bedeutung. Dies ist allerdings bei der Bodenschätzung gewachsener Böden auch stets der Fall. Ich verweise hierzu auf Ziffer 4 der Erläuterungen zum Ackerschätzungsrahmen. Zusammenfassung:

Es gelten als Parameter für die Berücksichtigung der Besonderheiten auch bei Neukulturen stets die allgemeinen Grundsätze der Bodenschätzung. Nach der Festlegung der profilbestimmenden Bodenart ist die Zustandsstufe durch unmittelbaren Vergleich mit den Musterstücken zu ermitteln. Erst dann können die genannten Besonderheiten, soweit sie nicht bereits berücksichtigt wurden, über eine Abrechnung z. B. für Wasserstau (WaSt) oder Kohlenstaub (Ko) erfaßt werden. Hierbei ist jedoch die Auswirkung auf das Gesamtergebnis, nämlich die auf die Höhe der sich dann ergebenden Acker- bzw. Grünlandzahl abzuwägen. Vielen von Ihnen werden die Erwartungen sicher nicht erfüllt. Es gibt zwar manche Mechanismen der Praxis bei der Bodenschätzung, aber keine, die es auf Entschädigungsfalle orientierten Sachverständigen und ihnen nahestehenden Wissenschaftlern erlaubt, das jeweilige Schätzungsergebnis aus dem Gesamtzusammenhang des gesetzlich normierten Verfahrens herauszulösen und dem Vergleich mit den Musterstücken zu entziehen. Bedenken Sie bitte, daß ein großer Teil der Neukulturen der endgültigen Schätzung zustrebt und viele Flächen bereits im normalen Grundstücksverkehr den Besitzer gewechselt haben und künftig ·noch mehr wechseln werden. Hierbei wie auch in Fällen der Flächenstillegung, habe ich die bisherigen Einwendungen gegen die Bodenschätzung der, ich darf es pointiert ausdrücken, "Entschädigungssachverständigen" nicht mehr gehört und dafür erstaunliche Preisvorstellungen der zum Verkauf angebotenen Neukulturen erfahren.

Literatur: Akademie der Landwirtschaftswisenschaften der DDR, Empfehlungen zur landwirtschaftlichen Rekultivierung von Kippen des Braunkohlebergbaus, agra 1982 BMF, Niederschriften der Reisen des Schätzungsbeirates, nicht veröffentlicht BMF, Programm Muster Freund, Karl Ludwig, Zur Geschichte und zu ausgewählten Fragen der Bodenschätzung, Bonn 1998 Ministerium tlir Land- und Forstwirtschaft u. a. der DDR, Richtlinie' Qualitätsparameter tli.r die Wiederurbarmachung von Bodenflächen zur landund forstwirtschaftliehen Nutzung-, 1987 Rösch-Kurandt. Bodenschätzung und Liegenschaftskataster, 3. Auflage 1950

Musterstücke der Bodenschätzung in Braunkohleabbaugebieten Stand: 31. 12. 1999 . Muster-'i

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Köln 5224 03 5114.05 Düsseldorf 5224.04 Köln 5202.05 Köln 5114.04 Düsseldorf 5224.02 Köln Chemnit:z

511406 Düsseldorf

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.r· ····.·•·••·•.i:la~·····••· Jahr I · • Materials ·

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3112.27 Magdeburg

3235.03

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Pleistozän

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heilen·. Ko-10 Ag-Horizont: Kohlenstaub u. Flugasche von Brikettfabrik 1,0-1,2mLöß 2m Löß; miL 1,0mLöß 2m Löß 2m Löß 1983: TL 70 cm

Zu- . standS:: $tLif&

1

3 3 4 4 4 4

Pleistozän Pleistozän Pleistozän Pleistozän Pleistozän Pleistozän

1963 1980 1965 1977 1970 1965

L 3 Lö L- Lö L- Lö L- Lö L- Lö L- Lö

74/80 76/82 73/79 70176 68/73 65170

+8 +8 +8 +8 +8 +8

Lobslädt

Pieist mit tert M.

1972

IS4 D

40/40

0

Gustorf

Pleistozän

1967

L- Lö

62/62

+6

Pleistozän Pieist mit tert M. Pieistmit tert. M. Pieist mit tert. M.

1988 L- Lö 1962 SL 5 DLö

62/61 46/45

-2 -2

1969 SL 5 LöD

44/41

-6

1986

IS-D

34/32

-6

5

3120.26 Magdeburg Hohenmölsen 3112.28 Magdeburg Frankleben 3118.26 Magdeburg

Esperstedt

3112.26 Magdeburg

Raßnit:z

Hoiizonte.

Hockkippe

4

2m Löß Muldenlage 2m Löß N: 1947- 1962

5 5 5

v2: 3,5-6,0 v3- v4: >6,0 ko2; 0-3,0 ko1: 3,0- {5,0- 7,0) ko3: > (5,0- 7,0) v4: 3,5-6.5 v3- v1; > 6,5 v4; 3,5-5,0 ko2: 0-2,5

nach Brko-Abbau

Außen-/ Hochkippe

5

3235.01

Chemnit:z

Borna

Pieist mit tert. M.

1978

IS- D

30/29

-2

5

3235.09

Chemnit:z

Zeschwit:z

1978

SI- D

26/24

-6

5

3213.05

Chemnitz

Litschen

1986

SI- D

25/24

-2

5

3213.06

Chemnit:z

Merzdorf

Pieist mit tert. M. Pieist und tert. M. Tert. mit Pieist M.

1980

SI- D

24/23

-4

WeißhäuserkippKohlesand

·

.••.··..··.· ·. • mitkobzw. Tiefe: dm v) .. ko4: 0- {2,5- 3,0) - gewachsener Boden -

Gleuel Gustorf Gleuel Kinzweiter Neurath Frechen

WaS! -6

.··.

5

ko1 > 3,0 u. (BrKo) v1. 3,0-6,0 ko3 0- (5,0- 6,0) ko2: > (5,0- 6,0) v1: 3,0- (5,0- 6,0) ko2 0- {4,0- 6,5) (BrKo): > 2,0- 2,5) v2- v3; (2,0- 2,5)4,0 -6.5) ko1: 0- (6,0- 6,5) v2 2,5- (6,0- 6,5~ ko1: 0-9,0 ko2: > 9,0 ko2: > 0

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Musterstücke der Bodenschätzung in Braunkohleabbaugebieten Stand: 31. 12. 1999

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Quellen:

I. Anlage der 5. VO vom 20. 04. 2000 zur Durchfuhrung des § 4 Abs. 2 des Bodenschätzungsgestzes (BGBI I S. 642 vom 10. Mai 2000 und BStBI2000 S. 495 vom 21. Juni 2000) 2. BMF und OFD'en: Kartei der Musterstücke

Erläuterungen: N phenolh. Abw. Pi eist. tert. M.

TL Klima Zustandsstufe

= Jahr der Rekultivierung = phenolhaltige Abwässer = Pleistozän = tertiäres Material =Tiefenlockerung =Verminderte Zurechnungen bzw. erhöhte Abrechnungen.bei allen Musterstücken auflandw. rekultivierten Flachen. =festgelegte bzw. fur die Schätzung der Bodenzahl angehaltene Zustandsstufe

-277-

Problem Bodenschätzung und Bodenbewertung auf Rekultivierungsflächen von Niehörster, U.

Bodenschätzung ist die gesetzlich festgele!,>te Methode der Bodenbewertung landwirtschaftlich nutzbarer Böden. Es ist mir leider bisher nicht gelungen, den Hintergrund dieser Art der Themenstellung aufzuklären. Ich werde daher nach einigen Hinweisen zu Begriffsbestimmungen und Ursachen für Eigenschaften rekultivierter Flächen auf die Bodenschätzung und deren Lösungsansätzen zur Bodenbewertung auf insbesondere landwirtschaftlich rekultivierten Flächen eingehen, um abschließend einige allgemeine Anmerkungen zum Umgang mit diesen Problemen in Theorie und Praxis anzufügen. Mit der Wiedervereinigung ist die Eigenentwicklung von Begriffen in der DDR auf Grund der Übernahme des Rechtssystems der Bundesrepublik Deutschland auf das ehemalige Gebiet der DDR aufgehoben worden. Im Bereich der DDR wurden "Kippböden" mit dem Jahr der Wiederurbarmachung (WUM 19 ... ) gekennzeichnet. Abgesehen davon, daß es im "Westen" auch Spülflächen gibt, ist für den Vorgang der Wiederherstellung von Flächen die Bezeichnung Rekultivierung zu verwenden mit dem Zusatz N 19.. (bisher NK 19 ... ) im Liegenschaftskataster. Die Bedeutung des Wortes "Rekultivierung" bis zum Wiedererreichen eines mit den gewachsenen Böden vergleichbaren Bodenzustandes nach der "Wiederurbarmachung" ist damit nur noch von historischem Interesse. Probleme der Bodenbewertung und Bodenschätzung auf rekultivierten Flächen ergeben sich aus Eigenschaften der Böden, die ursächlich zusammenhängen mit -dem verwendeten Ausgangsmaterial (Substrat), -der Behandlung bei dessen Gewinnung, Transport, ggf. Zwischenlagerung und bei der Verfüllung, -der Art der Inkultumahme und Bewirtschaftung (z.B. Bodenbearbeitung, Kulturarten, Düngung u. a. m.). Eine möglichst genaue Kenntnis der Geschichte der zu bewertenden Rekultivierungstlächen halte ich für unabdingbar. Grundlage der Bodenbewertung landwirtschaftlich nutzbarer Flächen ist das Bodenschätzungsgesetz vom 16. I 0. 1934. Ergänzend sind die darauf aufbauenden Bestimmungen des Bewertungsgesetzes für die Einheitsbewertung und für die Bedarfsbewertung des land- und forstwirtschaftliehen Vermögens zu nennen. Weitere Folgeregelungen der Bodenbewertung sind z. B. im Flurbereinigungs- und im Bundesbaugesetz mit der Wertermittlungsverordnung und den Wertermittlungsrichtlinien zu finden. Nach dem Bodenschätzungsgesetz wird eine Bodenschätzung ftir die landwirtschaftlich nutzbaren Flächen des Bundesgebietes durchgeführt(§ I BodSchätZG). Dabei sind nach Ziffer 3 Satz I der Anmerkungen unter landwirtschaftlich nutzbaren Flächen nur solche Flächen zu verstehen, die bereits in landwirtschaftlich Kultur genommen sind. Landwirtschaftlich rekultivierte Flächen wurden und werden i. d. R. ab dem Zeitpunkt der Wiederurbarmachung (WUM 19 ... ) bzw. dem der Rekultivierung (N 19 ... ) in Kultur genommen. Ulrich Niehörster, RD a. D., In der Auen 110, 51427 Bergisch Gladbach

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Ziffer 13 BodSchätzAnwEV vom 11. Februar 1936, Ziffer 7 der März-Vorschriften 1937 (Rösch-Kurandt, Bodenschätzung und Liegenschaftskataster, Seite 114 - ) bestätigen, daß landwirtschaftlich rekultivierte Flächen zu den landwirtschaftlich nutzbaren Flächen im Sinne des § I BodSchätzG gehören und damit die zur Bodenschätzung ergangenen Vorschriften auch auf diese Flächen anzuwenden sind.

Der Schätzungsbeirat hat in den Jahren 1976 und 1986 die westdeutschen Braunkohleabbaugebiete bereist und insgesamt sieben Musterstücke geschätzt, die mit der 3. Rechtsverordnung zur Durchführung des § 4 Abs. 2 BodSchätzG verbindlich geworden sind. Weiterhin hat sich der Schätzungsbeirat 1994 und zuletzt 1998 auf mehreren Reisen mit der Bodenschätzung landwirtschaftlich rekultlivierter Flächen in den Braunkohleabbaugebieten der neuen Bundesländer befaßt und dort auf weiteren Standorten 19 Musterstücke geschätzt. Diese werden nunmehr in kürze in einer 5. Rechtsverordnung (w.o.) bekanntgegeben: Eine Dokumentation aller Muster"·: stücke, in der die vorgenannten Musterstücke auf ·Neukulturen mit erfaßt sind, wird als Programm Muster über das Bundesfinanzministerium oder über die örtlich zuständigen Oberfinanzdirektionen zugänglich gemacht. Zur Schätzung der Neukulturen hat der Schätzungsbeirat folgende Grundsätze erarbeitet: - Neukulturmusterstücke sind alle I 0 Jahre zu besichtigen. - Die vorläufige Schätzung als Neukultur muß mindestens 25 Jahre bestehen bleiben. - Lößflächen werden bei hohem Gehalt an Mittel- und Grobschluffwegen des bodenartlichen Gesamtcharak"ters auch dann der Bodenart "L" zugeteilt, wenn weniger als 30 v.H. abschlämmbare Bestandteile vorhanden sind. · -Ein geringerer Humusgehalt und Verdichtungen werden durch eine niedrigere Zustandsstufe berücksichtigt. -Bei Muldenbildung sind Abrechnungen für Naßstellen (WaSt) zu geben. - Klimazurechnungen sind niedriger als bei (Löß-) Altland anzusetzen (s. Niederschrift BMF, S 1/87). - Die geologische Entstehung des verwendeten Materials oder die bei der Anwendung des Ackerschätzungsrahmens unterstellte geologische Entstehung ist im Klassenbeschrieb anzugeben (s. Musterstücke auflandwirtschaftlich rekultivierten Flächen). · Die Schätzung von landwirtschaftlich rekultivierten Flächen ist damit in das Vorschriftenwerk der Bodenschätzung fest eingebunden. Von der Erarbeitung anderer Denkmodelle, die zwangsläufig zu einer Änderung bzw. Ergänzungdes Bodenschätzungsgesetzes führen, sollte auch im Interesse des Erhalts der Einheitlichkeit der Bodenschätzung als Grundlage für ein in Vorbereitung befindliches Bodeninformationssystem z. B. für Zwecke der Durchführung des Bodenschutzgesetzes vermieden werden. Die Bodenschätzung kann bei Neukulturen in der Regel nicht alle Mindererträge bzw. Mehraufwendungen in den ersten Jahren berücksichtigen. In den Bewertungsrichtlinien für die Einheitsbewertung des land- und forstwirtschaftliehen Vermögens sind daher in Abschnitt 2.08, Tabelle L 9, Abrechnungen für bestimmte Zeitabschnitte vorgesehen. Daraus folgt, daß auch bei der Anwendung der Ergebnisse der Bodenschätzung in anderen Rechtsgebieten dieser Umstand zu berücksichtigen ist. So werden in Flurbereinigungsverfahren landwirtschaftlich rekultivierte Flächen niedriger, im allgemeinen eine Klasse tiefer, als Altlandflächen bei gleicher EMZ bewertet. Beim Flurbereinigungsgesetz und Bundesbaugesetz einschl. der Wertermittlungsverordnung und der Wertermittlungsrichtlinien ist allen damit befaßten der gesetzliche Hintergrund und das die-

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sen Gesetzen eigene Reglement selbstverständlich. Beim Umgang mit der Bodenschätzung wurde und wird bei der Schätzung von Neukulturen immer wieder versucht, das Vorschriftenwerk zu unterlaufen bzw. auszuhebeln, um offensichtlichen Parteiinteressen zum Erfolg zu verhelfen, z. B. während noch nicht abgeschlossener Abfindungs- bzw. Entschädigungsverhandlungen mit den Bergbauunternehmen. Zusammenfassend ist festzustellen, daß von den mit der Bodenbewertung befaßten Sachverständigen Kenntnis und Akzeptanz der Rechtsgrundlagen des in Betracht kommenden Bodenbewertungsverfahrens einschließlich dessen Darstellungs- und Anwendungspraxis erwartet wird. Dies gilt besonders für die Bodenschätzung, dem gesetzlich fixiertem Bodenbewertungsverfahren. Ich würde es begrüßen, wenn künftig allgemeine Betrachtungen, z. B. wissenschaftlicher Art, von denen eines Parteisachverständigen getrennt werden, langfristig gesehen das bisherige Grundproblem in der Praxis der Bodenschätzung auf Rekultivierungsflächen.

Literatur: BMF, Neues Feldschätzungsbuch, 1995, bekanntgegeben durch Verfügungen der Oberfinanzdirektionen BMF, Niederschriften der Reisen des Schätzungsbeirates, nicht veröffentlicht BMF, Programm Muster BMF, Richtlinien für die Einheitsbewertung des land- und forstwirtschaftliehen Vermögens, Bonn 1968 Freund, Kar! Ludwig, Zur Geschichte und zu ausgewählten Fragen der Bodenschätzung, Bonn 1998 Rösch-Kurandt, Bodenschätzung und Liegenschaftskataster, 3. Auflage 1950

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Bodenschätzung und -bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden Eine erste Bewertung der 2. Fachtagung der AG Bodenschätzung und Bodenbewertung der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft (DBG) am 26./27. September 2000 in Halle/Saale von Eva-Maria Pfeiffer* und Bernhard Keil**

Die diesjährige Fachtagung der AG Bodenschätzung und Bodenbewertung mit dem Thema .Bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden" in Halle hatte das Ziel, die Anwendung der Bodenschätzung für die Bewertung anthropogen überprägter bzw. entstandener Standorte aufzuzeigen. Die von den Bodenschätzern angewandte Methodik bei -der Schätzung der anthropogenen Böden wurde während der Tagung und der anschließenden Exkursion auf Kippenflächen südlich von Leipzig vorgeführt und ausführlich diskutiert. Grundsätzlich wurde die Möglichkeit der Anwendung der Bodenschätzung auf Kippenstandorten bestätigt, sowohl für die steuerliche Veranlagung als auch für bodenkundliehe Aufgaben im nichtsteuerliehen Bereich. An der Tagung und Exkursion haben sich 58 Teilnehmerinnen und Teilnehmer aktiv beteiligt. Erstmalig hat auch der Schätzungsbeirats des Bundesfinanzministerium (BMF), das oberste Schätzungsgremium der Bundesrepublik Deutschland, an einer Fachtagung der AG Bodenschätzung und Bodenbewertung der DBG teilgenommen. Das Leitungsgremium der AG fasst die wichtigsten Ergebnisse aus der Vortragsveranstaltung und der Fachexkursion "Probleme der Bodenschätzung von landwirtschatlich nutzbaren Kippböden" wie folgt zusammen: 1. Die AG hält die Bodenschätzung auf. anthropogen entstandenen Böden, wie z.B. Kippböden für geeignet und künftig notwendig, insbesondere auch auf den Kippenflächen Ostdeutschlands, bei denen noch keine Erstschätzung durchgeführt wurde. 2. Die Zusammenarbeit zwischen Bodenschätzung und DBG hat sich in den letzten Jahren gut entwickelt, sie sollte weiter ausgebaut und durch Umsetzung aktueller Forschungsergebnisse beiderseits belebt werden. 3. Die AG bietet dem BMF und den Finanzverwaltungen bei Fragen zur Novellierung des Bodenschätzungsgesetzes an, beratend tätig zu werden, soweit dies vom BMF gewünscht wird. Die AG vertritt die Position, dass die Schätzung auch künftig von den Finanzverwaltungen durchgeführt werden sollte und von einer möglichen Verlagerung der Zuständigkeit in andere Behörden Abstand genommen werden sollte. Grundsätzlich ist die AG Bodenschätzung und Bodenbewertung der DBG bereit, beii Lehrgängen und Fortbildungsveranstaltungen der Bodenschätzung mitzuwirken und falls gewünscht- spezielle Lehr- und Fachveranstaltungen durchzuführen. Vorsitz der AG: * AWI für Polar- und Meeresforschung, Bremerhaven, •• Oberfinanzdirektion F'rankfurt/Main ·

-281-

Auf der 2. Fachtagung "Bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden" in Halle wurden für die Anwendung der Bodenschätzung auf Kippen (Bewertungsmöglichkeiten, Defizite, weiterer Untersuchungsbedarf) folgende Problemfelder erkannt : •



• •

• •

Gegenwärtig bestehen Defizite hinsichtlich der Auswertung vorhandener Unterlagen vor Beginn der Bodenschätzung auf Kippen (z.B. bodengeologischer KippenGutachten, Spezialgutachten, Luftbildauswertungen etc.) Notwendigkeit zur Verbesserung der feldbodenkundlichen Ansprachen (Aufschlußmethode Bohrstock- oder Grablochansprache, Zeitpunkt der Schätzung, Erfassung der Verdichtung und der Durchwurzelung). Bei der Schätzung von Kippenflächen sind mehr Aufgrabungen erforderlich als bei der Schätzung natürlicher Böden. Defizite bestehen bei der Anwendung und Definition der Zustandsstufen zur Schätzung auf Kippen (Erarbeitung einheitlicher Kriterien). Umsetzung der räumlichen und inhaltlichen Heterogenität bei der Schätzung (Wechsel von Kipp-Bodenformen in einem bestimmten Areal, kleinräumiger Wechsel von Kippsubstraten innerhalb einer Kipp-Bodenform). Es besteht Forschungsbedarf zur Bestimmung I Differenzierung von Kohle-, Humusund Schwefelgehalten (Feldmethoden und Laboranalysen). Kartographische Kennzeichnung der Kippböden, durch entsprechende Planzeichen unabhängig vom Alter der Böden (d.h. der Begriff NK oder ähnliche Begriffe bleiben auch bei Wiederholungsschätzungen erhalten). Sinnvoll ist das Symbol NK + Schüttungszeitraum.

Zusammenfassend betont die AG, dass die DBG für eine modifizierte - am modernen Kenntnisstand orientierte- Weiterführung der Bodenschätzung in Deutschland eintritt. Die AG dankt noch einmal herzlich den Kolleginnen und Kollegen der Landwirtschaftlichen Fakultät der Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg für die hervorrangende Unterstützung ·bei der Ausrichtung der Tagung in Halle.

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Problematik der Bodenschätzung aufKippen von Dietmar Schröder• 1 Einleitung Die de~tsche Bodenschätzung der dreißiger Jahre hat sich weltweiten Respekt erworben. Es ist sehr zu bezweifeln, daß im Informationszeitalter unseres förderalen (förderalistischen), demokratischen (demokratistischen) Staates ein derart konsequentes, effizientes und dauerhaftes System noch etabliert werden könnte. Die damalige Bodenschätzung wurde nicht nur fur gewachsene, also "reife" Böden, sondern auch fur .initiale Böden, sogenannte Neukulturen konzipiert. Allerdings verlangt die Schätzung von Neukulturen mehr Hintergrundinformationen und Erfahrungen; das gilt fur die Schätzung der Bodeneigenschaften und die natürliche Ertragsfähigkeit gleichermaßen. Es ist aber kein "Systembruch", wenn hierfur analytische Bodeneigenschaften, also Eichoder Orientierungsgrößen" herangezogen werden und wenn die natürliche Ertragsfähigkeit stillschweigend oder ausgesprochen, jedenfalls rundum systemkonform- mit der "guten fachlichen Praxis" gleichgesetzt wird. Hierdurch ergibt sich die Möglichkeit, aus Bodeneig'enschaften (Bestandaufnahme) und Ertragspotential (Wertzahlen), also beiden Säulen der Bodenschätzung, eine ·sichere Bodenwertung abzuleiten. 2 Unsicherheiten der Bodenschätzung auf Kippenböden Die sogenannaten Neukulturen, zu dennen die Kippenböden zu rechnen sind, können nur durch die beiben Kriterien Bodenart und geologischen Herkunft bewertet werden - einschließlich der Erfahrung der Schätzer. Die Einbeziehung des dritten Kriteriums der Zustandsstufe, ist nicht vorgesehen und auch problematisch. Denn Neukulturen sind Rohböden, denen eine hohe Zustandsstufe; also niedrige natürliche Bodenfruchtbarkeit zuzuordnen wäre. In der Regel sind Rohböden tatsächlich wenig fruchtbar. Sie können jedoch bei Nährstoffzufuhr, sofern sie sich auf Lockermaterial bilden, schnell fruchtbar werden, ohne daß dies profilmorphologisch, also in Form der Zustandsstufe, schon sichtbar wird. Deshalb ist es realistätsnäher, den Bodenwert auf der Basis der guten fachlichen Praxis als auf der Basis der strikten natürlichen Fruchtbarkeit anzugeben. Im übrigen entspricht die natürliche Bodenfruchtbarkeit der dreißiger Jahre vermutlich der heutigen guten fachlichen Praxis. Beides müßte aber klar definiert werden, damit das Ertragsniveau bei der Schätzung berücksichtigt werden kann. Daher ist auch heute die Ertragsleistung eine Hilfsmittel zur Bodenbewertung. Daneben können analytisch erfaßte Bodeneigenschaften zwar nicht unmittelbar aber doch mittelbar über die Erfahrung der Schätzer berücksichtigt werden. D. h., die Schätzer können z. B. ihre Fingerprobe an Körnungsanalysen eichen. Ebenso können an Musterstücken wichtige bodenphysikalische, bodenchemische und bodenbiologische Eigenschaften sowie der Mineralbestand ermittelt werden. Die Bodenschätzer könnten ihre Erfahrung hiermit ebenso wie mit der Körnungsanalyse abgleichen. Auch die Durchwurzelung oder wie TENHOL TERN und HARRACH 1997 vorschlagen die Packungsdichte und nFK sind wichtige Orientierungsgrößen. Wenn diese und weitere Möglichkeiten genutzt werden, kann es gelingen, unter Beibehaltung der ursprünglichen Kriterien und Ausschöpfung des Ermessensspielraumes der Schätzer, auch Neukulturen sicher zu bewerten. 3 Vergleichende Bewertungen von gewachsenen Böden und Neukulturen Um die Neukulturen möglichst sicher bewerten zu können, ist eine vergleichende Betrachtung zwischen ihren Eigenschaften unJ E~rägen sowie denen von Neukulturen hilfreich. • Universität Trier, FB VI- Bodenkunde, 54286 Trier

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In Tab. 1 finden sich Angaben zu Altland- und Neulandböden aus Löß (SCHRÖDER u. SCHNEIDER 1992). Es zeigt sich, daß die Eigenschaften der Altlandböden durchweg günstiger als die der Neulandböden sind. Das geringe Gesamtporen- und Grobporenvolumen, die geringe Permeabilität und der hohe Eindringwiderstand der Neulandböden rücken sie in die Nähe von Pseudogleyen, denen die Zustandsstufe 4-5 zukommt. Damit erscheint die Bewertung mit L Lo75/70 zu hoch (SCHRÖDER 1986a, SCHRÖDER 1986b). Böden dieses Verdichtungsgrades haben auch ein stark reduziertes Ertragspotential (TENHOL TERN und HARRACH 1997, Abb. I). Entgegensetzt ist die Relation der Eigenschaften zwischen Altland und Neuland auf Hafenschlick Hier weisen die Neulandböden durchweg bessere Eigenschaften auf als die Altlandböden (SCHRÖDER u. SCHNEIDER 1992, Tab. 2). Auch die Erträge dieser Neulandböden übertreffen die vergleichbarer Altlandböden, so daß hier die offizielle Schätzung zu akzeptieren ist. 4 Verbesserung Da Bodenverdichtungen in Neulandböden ein gravierendes Problem sind, ist zu fragen, wie sie zu sanieren sind und wie sich ihr Wert dadurch verbessert. Bewährt hat sich - auch bei strukturlabilen Lößboden - eine Tieflockerung im Verbund mit einer Bedarfsdrainage und einer schonenden Folgebewirtschaftung. In Tab. 3 sind die Ergebnisse fur 10 Flächen dargestellt. Sie spiegeln den Sanierungserfolg überzeugend wider. Der Bodenwert ist um mindestens 15 Punkte gestiegen (von Zustandsstufe 5 = Pseudogley nach Zustandsstufe 3 = Pararendzina). S Schlußfolgerungen Die Bodenbewertung von Neukulturen kann treffsicherer gemacht werden, wenn Musterstücke mit modernen Analyseverfahren untersucht werden und daraus eine angemessene umgenannte Zustandsstufe abgeleitet wird. Zudem kann das Ertragsniveau bei guter fachlicher Praxis ermittelt werden. Für starken Boden/Substratwechsel, Gefugelabilität, Humusmangel usw. sind entsprechende Abzüge zu machen. Mit zunehmender Reife und nach Sanierung sind höhere Bewertungen möglich. Diese und weitere Vorschläge sollten im Rahmen eines Forschungsvorhabens geprüft und systemkonform erweitert werden. 6 Literaturverzeichnis TENHOLTERN, R. u. T. HARRACH (1997): Das Bodenqualitätsziel- Bodendichte-in Regesolen und Paraendzinen aus unterschiedlichen Substraten im rheinischen und im westsächsischen Braunkohlerevier, Mitteil. Deutsch. Bodenkundl. Gesellschaft, 85, lll, 1359-1362 SCHRÖDER, D. u. SCHNEIDER, R. (1992): Bodenschätzung von Neukulturen.- Mitteil. Deutsch. Bodenkundl. Gesellsch., 67, S. 265-268 SCHRÖDER, D. (1986a): Probleme der Bodenschätzung bei rekultivierten Böden aus Löß. Zeitschr. f Kulturtechnik u. Flurbereinigung, Vol. 27, 318-325 SCHRÖDER, D. (1986b): Rekultivierte Böden wie Landwirte sie sehen. - Landwirtsch. Zeitschr.2, 1146-1148.

-284Tab.3: ·

Jahr

Bodenphysikalische Eigenschallen ungelockcrtcr und tiefgelockerter l.öß-Nculandbiidcn des Rheinischen Braunkohlenreviers

Tiefe [cm]

Poren (~m) >50 50-10 10-0,2 [Vol. %]

Trockenrohdichte Gesamt [g/cm']

ungel. (n=S)

0-35 35-50 50-70 . >70

1,57 1,70 1,69 1,65

41,0 36,3 36,8 38,3

3 J. n. TL (n=10)

0-35 35-50 50-70 >70

1,51 1,57 1,47 1,70

43,8 41,1 44,8 36,3

10 J. n. TL 0-35 (n=10) 35-50 50-70 >70

1,61 1,60 1,45 1,66

39,4 40,0 45,6 37,9

<0,2

Wasserdurchl. [cm/d]

Luftdurchl. [~m']

Eindringwiderst. [MPa]

4,3 4,3 4,8 5,8

17,8 17,0 16,6 17,3

11,8 12,0 12,7 12

34,2 7,0 4,7 6,6

13,9 3,2 '3,3 3,1

2,6 3,9 3,6 3,1

12,7 10,1 13,9 4,8

3,3 4,0 4,8 4,3

16,2 15,1 14,9 14,3

11,7 12,0 11,2 12,8

518,3 350,1 534,3 69,1

27,2 15,6 19,5 2,4

1,3 1,7 1,1 2,4

6,1 8,2 12,9 5,8

2,8 4,6 6,2 5,1

15,5 13,6 15,1 14,4

14,7 13,6 11,4 12,6:

247,5 88,8 452,0 39,4

6,6 9,6 17,6 2,6

2,1 2,0 1,1 2,4

7,2 3,0 ' 2,8 3,2

R. Schneider 9/00

~

1600 'I

,,92 (8•0.77)

.

~ -.._~ 0

15001 1400. ~

~~- . .

1300·

~

~ 1200 0) ~ 1100· E

iil

0 ~ 9 3 (B-0.70)



V>

- ~;'

F94 (B-0.63) ......____~

1000

'- ............

··-·

-:

-............__ __ ........_

-- ........

900

000 700 1.4



F92

• •

F93 rg-1

~.~~-~.._______

1.5

1.6

1.7

1.8

Bodendichte (g/cm 3 ) Abb. I: Bodendichte im ungelockertem Unterboden und oberirdische Biomasse von Zuckerrüben auftiefgelockerten Pararendzinen aus Kipplöß (Tenhollern und Harrach 1997)

-285-

Tab. 1: Bodenphysikalische, -chemische und -mikrobiologische Eigenschaften von Neu(N) und Altböden (A) aus Löß im Rheinischen Braunkohlenrevier (Neuland n=S; Altland n=2) (SCHRÖDER und SCHNEIDER 1992)

N

A

N

A

p 10-0,2 ~ [%] N A

41,0 36,3 36,9 38,4

45,7 43,2 42,7 41,2

7,2 3,0 2,7 3,2

9,2 5,0 5,4 3,8

17,8 17,0 16,6 17,3

Tiefe [cm] 0-30 30-50 50-70 70-90

P>50~

GPV [%)

[%)

19,4 21,0 17,4 19,1

kr

Ew

[crnldm) N A

[cm(dm] N A

34 7 13 15

c

KAK

392 16 52 20

N [%]

Tiefe [cm)

pH [CaC!,] N A

[mvaVIOO g. B.]

N

A

N

A

N

A

0-30 30-50 50-70 70-90

7,6 7,6 7,6 7,6

11,3 10,9 11,0 10,9

13,7 9,2 9,8 11,0

0,44 0,22 0,17 0,13

1,15 0,35 0,30 0,25

0,06 0,03 0,02 0,02

0,12 0,05 0,05 0,03

6,6 7,0 7,0 7,1

[%]

256 394 384 310

213 253 300 393

Mikro. Biom. [J.LgC/gB.] N A 342

389

Vorbelastung [kPa) N A

50 125 160

90 123 117

DHA [yTPF/gB.) N A

57

113

Bodenschätzung "' : A = L3 Lö 80/84, N = L Lö 75/70

Tab. 2: Bodenphysikalische, -chemische und -mikrobiologische Eigenschaften von Neu(N) und Altböden (A) aus Löß im Emdener Raum (Neuland n=S; Altland n=2) (SCHRÖDER und SCHNEIDER 1992) Tiefe [cm] 0-30 30-50 50-70 70-90

GPV [%)

N

A

57,9 64,7 66,0 66,8

45,2 47,3 50,0 51,5

P>50J.Lm (%] A N 7,1 6,0 5,8 5,1

2,7 3,4 2,3 1,4

p 10-0,2 ~ [%] N A 19,6 17,7 21,6 23,3

16,8 15,2 18,6 15,9

kr

Ew

[crnldm] N A

[cm(dm) N A

281 !53 220 371

11 3 7 9

Tiefe [cm]

pH [CaCI 2] N A

KAK

c

[mvaVIOO g. B.J

[%]

N

A

N

A

N

A

0-30 30-50 50-70 70-90

7,4 7,5 7,4 7,4

28,1 29,7 28,6 25,2

19,6 25,6 22,6 20,1

3,34 2,88 3,22 3,04

1,48 1,00 0,62 0,56

0,28 0,27 0,27 0,26

0,16 0,10 0,06 0,06

7,5 7,4 7,4 7,4

N [%)

Bodenschätzung"': A = Ltl AL 85/85, N = LT AL 85/85

186 202 211 184

146 217 175 168

Mikro. Biom. [J.Lg C/gB.] N A 751

346

Vorbelastung [kPa] N A 64 64 106

45 45 186

DHA (yTPF/gB.) N A

96

47

-286-

Zur

Realisi~rung

der Bodenschätzung auf landwirtschaftlich nutzbaren Kippenböden

Vogler, E., 1l Altermann, M., 2l Vogler, F 1 l

1. Kennzeichnung von Kippenböden

Als Folge montaner Aktivitäten entstanden Bergbaufolgelandschaften mit einer Vielfalt von anthropogenen Böden. Dazu gehören vornehmlich die • Kippenböden aus geschütteten natürlichen Substraten mit einer in der gesamten Abbauteufe durcb Devastierung und Auffüllung veränderten geologischen Scbicbtabfolge, • Kippenböden aus aufgeschütteten technogenen Substraten.

·

Die erstgenannten haben insbesondere in Ostdeutschland durch den Braunkohlenabbau eine erhebliche Flächenausdehnung. Die anthropogenen Veränderungen der Bodendecke sind irreversibel. Kippenböden und natürliche Böden unterscheiden sich .~esentlich (Tab. 1). Die Rückkehr zur "Landschaft vor der Kohle" ist nicht möglich .. Bei der Gestaltung der Bergbaufolgelandschaften muss auf Grund der in den Tagebauvorfeldern häufig sehr hochwertigen, ehemals landwirtschaftlich genutzten natürlichen Böden auch auf den Kippenflächen die Option zur agrarischen Bewirtschaftung erhalten bleiben. Die substrat- und standortbezogene Bewertung der Kippenböden bildet hierfür eine wesentliche Grundlage. Die Bodenentwicklung verläuft auf Kippsubstraten wesentlich schneller als in natürlichen Böden. Sie wird durch Rekultivierungsmaßnahmen, deren Ziel die Erhöhung des Humus- und Nährstoffgehalts, Verbesserung der bodenphysikalischen Eigenschaften und die Förderung des Bodenlebens ist, beschleunigt. ln der Regel erfassen die Rekultivierungsmaßnahmen aber nur die obersten zwei bis drei Profildezimeter. Bei landwirtschaftlicher Nutzung entstehen Böden mit Aip-C - Horizontabfolge (Aip =zu Beginn der Nutzung nur schwach erkennbarer Ap-Horizont; initiale Ackerkrume). Während der P- und K-Mangel in den Kippenböden im allgemeinen in den ersten sechs bis zehn Jahren im Krumenbereich ausgeglichen wird, benötigt die Steigerung des Humus- und Stickstoffgehalts sowie die Aufwertung der Sorption auf das standorttypische Niveau mindestens 40 bis 45 Jahre (THuM et al. 1990).

IJ 2

l

Df" Vogler und Partner Ingenieurgesellschaft mbH, Ludwig-Hupfeld-Str. 8, 04430 Böhlitz-Ehrenberg Büro für Bodenökologie, Bodenkartierung, Bodenschutz; Wilhelm-Raabe-Str. 9, 06118 Halle

-287-

Tabelle I: Wesentliche Unterschiede zwischen natürlichen Böden und Kippenböden (Auswahl) Merkmal

Alter Genese des Ausgangsgesteins Schichtaufbau

Natürliche Böden

Kippenböden

z. T. bis> 10.000 Jahre geologische Sedimentation

I !

< 200 Jahre unterschiedliche anthropogene Schüttung oder Spülung anthropogen bestimmter Schichtaufbau gemäll der Schünungstechnologie es dominieren Lockersyroseme, Regosole, Pararendzinen (A-C-Böden) überwiegend 0 ... 0,4 m entwickelt sich im Oberboden Humusformen: initiale Humusformen

I

Gesetzmäßige Abfolge von verschiedenen geologischen Schichten standortabhängige breite Spanne verProfilaufbau schiedener Böden Entwicklunl!,stiefe <0,5 ... > 1,5 m Pedogenes Gefiige in allen Horizonten vorhanden Humusformen: verschiedene H. in Organische Bodensubstanz Abhängigkeit von Substrat, Klima und Nutzung Humusgehalt: große standortabhänHumusgehalt: gige Schwankungsbreite im < 0,5 ... > 5 %(je nach Kippenalter und Oberboden: <1...>90% Humus); Kippennutzung); Kohlegehalt (C.,.-Gehalt): 0 .... >30% Kohlegehalt (Co.." -Gehalt): 0 % Standortfaktoren es besteht Gleichgewicht der kein oder nur labiles Gleichgewicht Standortfaktoren Räumliche Hetestandortbedingt unterschiedlich, meis- Sehr unterschiedlich, abhängig von der Abrogenität tens fließende Übergänge raumtechnologie und der Kippenfuhrung, Inhaltliche Hetestandortbedingt, im Betrachtungsgeabhängig von der Abraumtechnologie. meist rol!,enität biet vorwiel!,end l!,ering groß Ökologische weitgehend bekannt bzw. abschätzbar unterschiedlicher Kenntnisstand, schwer abschätzbar und schwer prognostizierbar Eigenschaften --

I I !

I I

!

!

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1

·-

2. Bodenschätzung von Kippenböden

Für die seit etwa 1950 entstandenen Kippenböden Ostdeutschlands erfolgte keine flächendeckende Bodenschätzung. Nach 1990 wurden Musterstücke angelegt, und in den nächsten Jahren soll die Schätzung dieser Flächen forciert werden. Untersuchungen und Befragungen zur Anwendung der Bodenschätzung auf anthropogenen Böden aus natürlichen Substraten hatten folgende Ergebnisse: •

Die Bodenschätzung mit den in Rechtsvorschriften festgelegten Instrumentarien kann grundsätzlich auch auf Kippenflächen erfolgen. Die Bewertungsergebnisse haben hohe Akzeptanz, insbesondere bei den Landwirtschaftsbetrieben. Teilweise ist das Interesse der Bewirtschafter an einer Bodenschätzung höher als das der Eigentümer.



Die Kartierung der Kippenflächen im Rahmen der Bodenschätzung ist die einzige methodisch einheitliche, flächendeckend vorliegende großmaßstäbige Bodenkartierung. Sie hat nicht nur für die steuerliche Veranlagung Bedeutung sondern auch für zahlreiche Planungsaufgaben. ln Sachsen und Thüringen ermöglichen die Bodenschätzungskarten außerdem Rückschlüsse auf das Entstehungsjahr der Kippenfläcben (für vor 1950 geschätzte Flächen). Die Bodenschätzung auf anthropogenen Standorten sollte unbedingt beibehalten und fortgesetzt werden.



Die Karten der Bodenschätzung ergänzen die gegenwärtig von den geologischen Landesämtern erarbeiteten Bodenkarten. Beide Kartenwerke sind auf Grund der unterschiedlichen Aufgabenstellungen und der daraus resultierenden verschiedenen Maßstabsebenen notwendig.

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Die angelegten Musterstücke repräsentieren typische, landwirtschaftlich nutzbare Kippenböden.



Die hohe Dynamik der Kippenböden erfordert Nachschätzungen. Über den Turnus der Nachschätzungen liegen unterschiedliche Angaben vor.



Für die Schätzung der Kippenflächen des Braunkohlenbergbaus sind keine grundsätzlichen methodischen Änderungen erforderlich.



Für die Bewertung von anthropogenen Böden aus natürlichen Substraten auf kleinen Flächen reichen die zur Bewertung natürlicher Böden vorgeschlagenen Parameter aus, wenn entsprechende Musterstücke zur Verfügung stehen.



Für die Bewertung der Kippenflächen reichen die für natürliche Böden herangezogenen Parameter jedoch nicht aus, und es müssen zusätzliche einbezogen werden. Diese Zusatzparameter sind im wesentlichen in den Unterschieden zwischen natürlichen Böden und Kippenböden begründet (s. Tab. I).

Als wesentliche zusätzliche Parameter zur Bewertung der Kippenböden sind der Kohleanteil, extrem saures Reaktionsmilieu (im Unterboden/Untergrund), Bodenverdichtungen, Abraumtechnolo· gie und Heterogenität heranzuziehen. So können z.B. Kohlebeimengungen zur Erhöhung des Sorptionsverrnögens 'und der nutzbaren Feldkapazität beitragen. Dabei sind nicht nur die Gehalte kohliger Substanzen, sondern auch deren Verteilung (feinverteilt oder als Brocken), sowie deren Herkunft uild Eigenschaften (z. B. Schwefelbindungsformen) bei der Bodenschätzung zu berücksichtigen. Bei der Bodenschätzung auf Kippenböden muss auch das stark saure Reaktionsmilieus von nicht meliorierten Substraten tertiärer Herkunft in Verbindung mit den teilweise hohen Schwefelgehalten, die insbesondere beim Vorkommen dieser Substrate im obersten Profilmeter zu beträchtlichen Ertragseinschränkungen führen können, in die Bewertung einfließen. Die in Kippenböden nach mehreren Nutzungsjahren festgestellte Erhöhung der Lagerungsdichte, der Verringerung.des Porenvolumens und- insbesondere bei bindigen Kippsubstraten mit Anschluß an den sich neu einstellenden Grundwasserhorizont- der Verringerung des kapillaren Wasseraufstiegs, also die besondere Dynamik der bodenphysikalischen Eigenschaften müssen bei einer Schätzung in geeigneter Weise Berücksichtigung finden. Weiterhin muss der Abraumtechnologie bei· der Schätzung der Kippenflächen als Parameter mit wesentlichem Einfluss auf die Qualität der anthropogenen Böden Aufmerksamkeit geschenkt werden. Die Heterogenität der Kippenflächen wirkt sich entscheidend auf daS Ertragsniveau, die Ertragssicherheit und die Qualität der Ernteprodukte (ungleiche Reifezeiten!) aus. Deshalb ist dieser Parameter bei einer Schätzung unentbehrlich. Die Heterogenität kann aufKippenflächen als räumliche Heterogenität (in einem Kippenareal sind verschiedene, z. T. ökologisch weit entfernte KippBodenformen im beliebigen Verteilungsmuster verbreitet), horizontale inhaltliche Heterogenität [Substratheterogenität; d. h. die ausgewiesene(n) Bodenform(en) der Kippenfläche enthält/enthalten· nebeneinander mehrere Substrate mit deutlich voneinander abweichenden Eigenschaften] und vertikale inhaltliche Heterogenität [die ausgewiesene(n) Bodenform(en) der Kippenfläche enthält/enthalten mehrere Substrate mit deutlich voneinander abweichenden Eigenschaften in beliebiger vertikaler Folge] auftreten.

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Die Bodenschätzung ist auch für die Bewertung der Kippenböden aus geschütteten natürlichen Substraten anwendbar. Ihr besonderer Vorteil besteht in der nahezu flächendeckenden Erfassung aller landwirtschaftlich nutzbaren Böden einschließlich der Stillegungsflächen und Ödländereien. Sie hat nicht nur Bedeutung für die steuerliche Bewertung der Flächen sondern -wie im Bodenschätzungsgesetz bereits festgelegt- auch für nichtsteuerliche Bereiche, so u.a. für den Grundstücksverkehr und die Landschaftsplanung sowie für den Bodenschutz. Es besteht Forschungsbedarf für die Erfassung und Bewertung spezifischer Eigenschaften der Kippenböden und die Berücksichtigung der für eine Schätzung herausgearbeiteten zusätzlich zu berücksichtigenden Parameter.

3. Literaturauswahl PFLUG, W. (Herausgeber, 1998): Braunkohlentagebau und Rekultivierung- LandschaftsökologieFolgenutzung- Naturschutz. Springer Ver!. Berlin- Heidelberg. VOGLER, E.; VOGLER, F. (1998): Zur Repräsentanz von Bodenuntersuchungen auf Kippen mit quartärem Bodenmaterial.- Arch. f Acker-Pflanzenb.- Bodenkunde, 43, Berlin, S. 145-156. WÜNSCHE, M.; OEHME, W.-D.; HAUBOLD, W.; KNAUF, C.; SCHMIDT, K.-E.; FROBENIUS, A.; ALTERMANN, M. (1981): Die Klassifikation der Böden auf Kippen und Halden in den Braunkohlenrevieren der DDR.- Neue Bergbautechnik, 11, Leipzig, S. 42-48. WÜNSCHE, M.; VOGLER, E. (1996): Standortverhältnisse und Rekultivierung im Mitteldeutschen Braunkohlenrevier.- Zeitschr. Kulturtechnik u. Landesentwicklung, 37, Berlin, S. 227-232. THUM, J.; WÜNSCHE, M.; LAVES, D.; VOGLER, E. (1990): Zur Humusbildung auf Kipp-Lehm bei Ackemutzung.- Arch. f Acker-Pflanzenb.- Bodenkunde, 34, Berlin, S. 857-866.

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Bewertung aufgeschütteter landwirtschaftlich nutzbarer Böden Exkursion anlässlich der Tagung der Arbeitsgruppe Bodenschätzung und Bodenbewertung der DBG in das Mitteldeutsche Braunkohlenförderzentrum am 27. September 2000 Vogler, E. 1l, Altermann, M. 2l, Vogler, F. 1l, Moritz, P. 3l, Wolf, M. 4l, Hoffmann, R. 5l 1. Einf"tihrung Auf der Exkursion zur Fachtagung der AG Bodenschätzung und Bodenbewertung der DBG sollte die Anwendung der Bodenschätzung zur Bewertung landwirtschaftlich nutzbarer, a~thropogen aufgeschütteter natürlicher Substrate vorgestellt werden. Expertendiskussionen arn Profil sollten mögliche Unterschiede in der Bewertung sowie Kenntnisdefizite hervorheben. Die Exkursion 6l führte in den südlich von Leipzig gelegenen Teil des Mitteldeutschen Braunkohlenfürderzentrums (Reviere Leipzig - Boma - Altenburg und Zeitz Weißenfels- Hohenmölsen). Kennzeichnend für das Mitteldeutschen Braunkohlengebiet ist die Zersplitterung der Förderstätte in fünf größere und drei kleinere Teilreviere, die hinsichtlich der naturräumlichen Bedingungen, des Bodeninventars und der Bodennutzung markante Unterschiede aufweisen. Geologisch repräsentieren die Lagerstätten im Leipzig-Bomaer Raum eozäne und oligozäne Bildungen (fluviatil-limnische oder marine Sedimente mit unterschiedlichen Kohle- und Schwefelgehalten), nach Norden gehen sie in miozäne Ablagerungen über. Das Pleistozän ist durch elster-, saale- und weichselkaltzeitliche Sedimente 'vertreten. Holozäne Sedimente sind in den Flußauen von Saale, Elster-Luppe, Pleiße und Mulde verbreitet. Die natürlichen Böden entstanden im Exkursionsraum aus Löß bzw. Sandlöß über Lehm (vorwiegend Schwarzerden, Pararendzinen, Fahlerden oder auch Pseudogleye (Staugleye). In den Lößgebieten schwanken die Bodenzahlen meistens zwischen 80 und I 00, bei Sandlößverbreitung fallen sie - je nach Schluffgehalt des Sandlößes - bis 60, bei den stärker stauvernässten Böden bis 50 ab. Das Exkursionsgebiet ist durch mittlere Jahrestemperaturen von 8,0 ... 8,5 °C, Jahresniederschlagsmengen von 500 ... 540 mm, mittlere Verdunstungshöhe von 472 mm/Jahr sowie mittlere Abflußhöhe von <50 mm/Jahr gekennzeichnet. Die Kippenböden haben auf Grund ihres Flächenumfangs (ca. 60.000 ha Kippenflächen des Braunkohlenbergbaus sowie ca. 12.000 ha ehemaliger Kies- und Sandgruben) .besondere Bedeutung (HEILMANN et. al., 1995). Dominierende Substrate der Kippenböden sind in Mitteldeutschland Kipp-Lehme, Kipp-Kalklehme und Kipp-Sande aus quartären Lockersedimenten (WÜNSCHE, VOGLER, E., KNAUF 1998). Kohleschluffe und Kohlelehme sind in Mitteldeutschland nur in geringem Anteil auf landwirtschaftlich genutzten Kippenflächen vertreten. Die Option zur landwirtschaftlichen Nutzung der Kippenstandorte muss - auch in Anbetracht des Bodenschwunds in der Bundesrepublik Deutschland - zukünftig erhalten bleiben: 2. Kennzeichnung der Exkursionsprofile Exkursionspunkt 1: Diskussionsschwerpunkt: Kartierungseinheit: Bodenform:

Ehemaliger Tgb. Domsen Bewertung des Kohlegehalts und phytotoxischer Eigenschaften der Kippenböden Kipp-Schlufflehm, stark kohlehaltig; Symbol: xUL-Kp Kippkohleschlufflehm-Ranker

Beschreibung [KNAUF, 1995 ' 1] Horizontsymbol Braunschwarzer (I OYR 3/3), humoser, kohlehaltiger Schlufflehm mit vielen Kohlebro Ap 0-25 cm cken (2 ... I 0 cm 0), feinglimmerhaltig, frisch, Bröckelgefüge, stark feindurchwurzelt Emterückstände, partiell Düngekalkbröckchen, deutlich begrenzt c Brauner (5 YR 4/6) kohlehaltiger Schlufflehm mit vielen Kohlebrocken (10 ... 30 cm 0 25- >40 cm und einzelnen Kohleklumpen, feinglimmerhaltig, frisch, fest; sehr schwach feindurch wurzelt 'l Dr. Vogler und Partner Ingenieurgesellschaft mbH, Ludwig-Hupfeid-Str. 8, 04430 Böhlitz-Ehrenberg Büro fllr Bodenökologie, Bodenkartierung, Bodenschutz; Wiihelm-Raabe-Str. 9, 06118 Halle 'l Finanzamt Merseburg, Bahnhofstr. I 0, 06217 Merseburg 'l Finanzamt Zwickau 'l Sächsisches Landesamt fllr Umwelt und Geologie, HalsbrUcker Str., 09599 Freiberg/Sachs. •> Der Exkursionsfllhrer kann von Dr. Vogler und Partner Ingenieurgesellschaft mbH, Ludwig-Hupfeld-Str.8, 04430 Böhlitz-Ehrenberg bezogen werden. l)

Kennzeichnung des Profils nach TGL 24 300 (gemäß bodengeologischem Kippengutachten)

?)

-291Aufnahme des Profils nach KA 4 (ALTERMANN, 2000; Analytik: Institut für Bodenkunde, Hamburg): Bodenform: Norm-Regosol aus Kippkohleschluff; Symbol: RQn:oj-xu Horizontsymbol jAp

Beschreibung n. KA 4; gekürzt Braunschwarzer (7,5YR 2/2), humoser, kohlehaltiger, schluffiger Lehm (Lu); Anteil der Kohlebrocken: ca. 5 Val.-%, Größe der Kohlebrocken: ca. 5mm 0, feinglimmerhaltig; 0-25 .. 30 cm feucht (feu 3); Krümel- Bröckelgefüge; stark durchwurzelt (W4); Feinporen mit gerinI gern Flächenanteil (f2, gri2); deutlich begrenzt jilCv Sehr dunkelrötlichbrauner (5 YR 2/3) und schwarzer (Kohleanteile:7,5 YR 1,7/1), kohlehaltiger (k3), stark toniger Schluff (Ut4); Anteil der Kohlebrocken: ca. 10 Val.-%), 25 .. 30- 150 cm Größe der Kohlebrocken: 1-10 cm 0; feinglimmerhaltig, feucht (feu J); Subpolyedergefüge; geschichtet Aufnahme des Profils nach der Bodenschätzung (MO RITZ. 2000): Klassenzeichen SL5D42/42 Probleme bei der Schätzung dieser Standorte: Unterscheidung von Humus und Kohle bei der Feldansprache Anwendung der Zustandsstufe Bewertung des sauren Unterbodens (pH 2,9) bei der Schätzung Exkursionspunkt 2:

Innenkippe Profen

Diskussionsschwerpunkt:

Bewertung der Kippenböden aus Lößsubstrat

Kennzeichnung des Profils nach TGL 24 300 (gemäß bodengeologischem Kippengutachten) 61 Kartierungseinheit: Kipp-Kalkschlufflehm im Wechsel mit Kipp-Kalklehm/ Kalksandlehm u. Kipp-Humusschlufflehm Symbol: cUL-Kp >< cL/ csL-Kp u. hUL-Kp Bodenform: Kippschlufflehm-Rendzina Horizontsymbol Ap 0-30 cm (bei I 0 cm häufig ein "Schäl-Ap" erkennbar) C1 30- > 100 cm

Beschreibung [KNAUF, 1995 ' 1] Graubrauner (10 YR 6/3), schwach humoser, karbonathaltiger Schlufflehm mit vielen hellbraunen Geschiebemergelbrocken, einzelne Löß-Schwarzerde(Ah)- und Tonbrocken, einzelne, dann nur ern-große rostbraune Feinsandbrocken, vereinzelt Lößkindel; frisch bröckelig, locker; mäßig durchwurzelt, vereinzelt zersetzte Ernterückstände (Mais); scharfbegrenzt (wellig) Gelbbrauner (I 0 YR 5/8), karbonathaltiger, schwach kiesiger Schlufflehm mit einzelnen Geschiebemergelbrocken und -klumpen; frisch, scharfkantig-polyedrisch brechend, fest; schwach (fein)durchwurzelt, zahlreiche Rostflecken im Millimeterbereich

Aufnahme des Profils nach KA 4 (AL TERMANN, 2000: Analytik: Institut für Bodenkunde, Hamburg): Bodenform: Norm-Pararendzina aus Kippkalkschluff über kiesführendem Kippkalksand; Symbol: RZn:oj-eu/oj-(k)es 7J Für die Bereitstellung der bodengeologischen Daten danken die Autoren Herrn C. Knauf, Salzmünde

Horizontsymbol jeAp 0-30 cm jelC 30-50 cm II jelC 50- 150 cm

Beschreibung n. KA 4; gekürzt Dunkelbrauner (lOYR 4/4-3/4), schwach humoser (h2), schwach kiesiger (G2) schluffiger Lehm (Lu); mittel karbonathaltig (c3.3); feucht (feu 3); Bröckel- Subpolyedergeflige; stark durchwurzelt (W4); Regenwurmröhren; Krumenbasisverd.; deutlich begrenzt Brauner (I OYR4/6), schwach humoser (h2), schluffiger Lehm (Lu); mittel karbonathaltig (c3.3); feucht (feu 3); Bröckelgeflige; mit Schwarzerdebrocken (ca. I 0 Val.-%), Kohlebrocken (<5 Val.-%) u.Tonbrocken; Lößkindl; Regenwunnröhren; deutl. begrenzt Brauner (10YR4/6), schwach kiesiger (G2), mittel lehmiger Sand (Sl3); karbonathaltig (c2-c3); feucht (feu 3); Bröckelgeflige

Aufnahme des Profils nach der Bodenschätzung (MO RITZ. 2000): Klassenzeichen sL4D58/58

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Probleme bei der Schätzung dieser Standorte: Ausweisung der Zustandsstufe Vorschlag: Geol. Entstehung hier LöD ausweisen (in Mitteldeutschland unterscheiden sich die "Löß-Kippen" von denen der Wetterau und des Rheinlandes durch Geschiebemergelanteile) Bewertung der Verdichtung Umfang der Geländearbeiten bei der Bodenschätzung auf Kippen_ Exkursionspunkt 3:

Innenkippe Peres

Diskussionsschwerpunkt:

Bewertung der räumlichen und inhaltlichen Heterogenität

Kennzeichnumr des Profils nach TGL 24 300 (gemäß bodengeologischem Kippengutachten von J. MAUTscffiZE 8l): Kartierungseinheit: Bodenform:

Kipp-Gemengekalklehm; Symbol: GcL-Kp Kippgemengesandlehm-Rendzina

Aufnahme des Profils nach KA 4 (ALTERMANN. 2000; Analytik: Institut flir Bodenkunde, Hamburg)': Bodenform: Norm-Pararendzina aus kies- und kohleführendem Kipp-Kalklehm; ......

Horizontsymbol jeAp 0-25 cm jeiCI

·-

25-50 cm

jeiC2 50-lSOcm

---~~---

-- -· -·-Beschreibung n. KA 4; gekürzt ~

Bräunlichschwarzer (I OYR 3/2), schwach humoser (h2), schwach kohlehaltiger (k2), schwach kiesiger (G2), stark sandiger Lehm (Ls4); schwach karbonathaltig (c3.2); feucht (feu 3); Bröckel- Krümelgefiige; stark durchwurzelt (W4); Anteil der Kohlebrocken: ca. <2 Vol.-%, Größe der Kohlebrocken: ca.
Aufnahme des Profils (in der Nachbarschaft) nach der Bodenschätzung (WOLF und Schätzungsbeirat 1994) SL- NK1981(D)36/35 Klassenzeichen Probleme bei der Schätzung dieser Standorte: Heterogenität Erträge im Vergleich zu natürlichen Böden; Ertragssicherheit Auswertung vorhandener Unterlagen (bodengeol. Kippengutachten; Luftbilder) 'l

Für die Bereitstellung der bodengeologischen Daten danken die Autoren Herrn J. Mautschke, Leipzig

Exkursionspunkt 4:

Kippe Zwenkau

Diskussionsschwerpunkt:

Bewertung der Grenzböden (hoher Skelettgehalt)

Kennzeichnung des Profils n. TGL 24 300 (gern. bodengeol. Kippengutachten von A. SCHUBERT): Kartierungseinheit: Kipp-Kieslehm; Symbol: kL-Kp Bodenform: Kippkieslehm-Ranker

-293Aufnahme des Profils nach KA 4 (AL TERMANN, 2000; Analytik: Institut ftir Bodenkunde, Hamburg): Boden form: Norm-Regosol aus kies-und geröllführendem Kippsand Symbol: RQn:oj-(k,w)s Horizontsvmbol jAp 0-25 cm jiiC 25- 120 cm

Beschreibung n. KA 4; gekürzt l Dunkelbrauner (IOYR 3/4), mittel humoser (h3), mittel kiesiger (G3) mittel steinhaltiger! (tD), mittel lehmiger Sand (S13); karbonatarm (c2); feucht (feu 3); Bröckelgeftige; stark I durchwurzelt (W4); deutlich begrenzt Brauner (IOYR 4/6), mittel kiesiger (03), mittel lehmiger Sand (SI3); feucht (feu 3); Bröckelgeftige; schwach durchwurzelt (W2); Regenwurmröhren; Anteil der Kohlebro-~ cken: ca. <2 Vol.-%, Größe der Kohlebrocken: ca. !Omm 0.

Aufnahme des Profils (in der Nachbarschaft) n. der Bodenschätzung (WOLF und Schätzungsbeirat 1994) Klassenzeichen SI- NK1978(D)26/24 Probleme bei der Schätzung dieser Standorte: Berücksichtigung des hohen Skelettanteils (Standorte werdentrotzdes hohen Skelettanteils landwirtschaftlich genutzt, meistens reduzierter Erträge. Nachteilig ist der hohe Werkzeugverschleiß, Vorteile der Standorte sind breiten Bearbeitungszeitspannen) Heterogenität Wesentliche Ergebnisse und Schlußfolgerungen der Diskussionen auf der Exkursion:

Die Bewertung von anthropogen entstandenen Böden, wie z.B. Kippenböden, ist mit dem Instrumentarium der Bodenschätzung grundsätzlich möglich und auch künftig notwendig. Die Ergebnisse haben nicht nur ftir die Besteuerung der Flächen sondern auch ftir den Grundstücksverkehr, Landschaftsplanung und Bodenschutz Bedeutung. Die Zusammenarbeit zwischen Amtlichen Landwirtschaftlichen Sachverständigen ("Bodenschätzern") und der DBG ist im Interesse des Erfahrungsaustausches, der Überftihrung des aktuellen Forschungsstandes und einer verbesserten Einbindung der Schätzungsmethoden in die Arbeiten der DBG hinsichtlich einer umfassenden Bodenbewertung zu intensivieren. Bei der Feldaufnahme von Kippenböden sind auf Grund der speziellen Genese methodische Adaptionen notwendig, dies betrifft insbesondere die angewandten Aufschlussmethoden (Anzahl der Grablöcher erhöhen), die optimalen Zeitspannen ftir die Feldarbeiten, die Auswertung vorhandener Unterlagen (z.B. Bodengeologische Kippengutachten, Spezialgutachten, Luftbildauswertungen etc.). Auf die Bedeutung sowie die Möglichkeiten zur Erfassung der räumliche und inhaltliche Heterogenität, der Durchwurzelung, der Verdichtung sowie weiterer Bodenmerkmale wurde hingewiesen. Feldmethoden zur Bewertung des organischen Anteils (Humus und feinverteilte Kohle), des Schwefelanteils sind nicht verftigbar, aber unbedingt ftir die Schätzung der Kippenböden erforderlich. Aus den Exkursionsprofilen ging hervor, dass die Unterschiede zwischen Kippenböden und natürlichen Böden in Überschaubaren Zeiträumen nicht aufgehoben werden. Andererseits ist die Karte der Bodenschätzung das einzige flächendeckende Kartenwerk, in dem die Entstehung und der Entstehungszeitraum der anthropogenen Böden ausgewiesen wird. Deshalb ist die kartographische Kennzeichnung der Kippenböden - unabhängig von deren Alter- durch entsprechende Planzeichen weiterhin bedeutungsvoll. Für die Anfertigung des Exkursionsftihrers konnte auf zahlreiche Quellen zurückgegriffen werden. Diese sind im Exkursionsftihrer mit ihren bibliographischen Daten genannt. Bei Bedarf können diese von Dr. Vogler abgefordert werden.

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Probleme bei der Bewertung von landwirtschaftlich genutzten .Kippen flächen des Braunkohlenbergbaus in der Niederlausitz von Vogel, H. 1 und J. Zeitz 2

1.

Einitihrung!Grundlagen

Im Niederlausitzer Braunkohlenrevier sind allein im Länderbereich Brandenburg der Lausitzer und Mitteldeutschen Bergbau-Verwaltungsgesellschaft insgesamt ca. 3200 ha unter landwirtschaftlicher Nutzung. D\!r größte Teil davon befindet sich auf den durch den Bergbau devastieren Kippenflächen. Der Grundstücksverkehr entwickelt sich langsam und die Nutzungsrichtungen bzw. Nutzungstrategien verändern sich laufend. Dadurch entsteht ein immenser Bedarf an einer objektiven Bewertung und Schätzung der landwirtschaftlich bereits genutzten wie auch der neu einzurichtenden landwirtschaftlichen Nutzflächen auf den Kippen des Sanierungsbergbaus und des aktiven Bergbaus. Durch nutzungsspezifisch ungünstige Qualitäten der Kippenflächen wurde schon frühzeitig die Bedeutung ihrer effektiven Bewertung erkannt. Im Laufe der Zeit wurde so eine wissenschaftlich fundierte bodenkundliehe Kartierung und Beurteilung der Eigenschaften der Kippsubstrate entwickelt. Die Schwerpunkte lagen und liegen dabei auf einer detaillierten Erfassung und Beschreibung der Substratzusammensetzung, der Ableitung von Maßnahmen zur Wiederherstellung der Kulturfähigkeit (Wiedemutzbarmachung) und der ersten land- und forstwirtschaftliehen Bewirtschaftung (Rekultivierung). Die laufend aktualisierten Methoden wurden in einheitlichen Vorschriften und Anweisungen zusammengefaßt (Liste der Lokalbodenformen, TGL, KA 4). Auf dieser Grundlage werden seit Ende der 50er Jahre bis in die Geg~:nwart "Kippengutachten" bzw. "Bodengeologische Kartierungsberichte" erstellt. Somit liegen ftir nahezu alle rekultivierten Flächen den Braunkohlenbergbaus in der Niederlausitz bodenkundliehe Kartierungen mit einer Auflösung von i. d. R. 50 m x I 00 m mit einer sehr dichten analytischen Beprobung vor. Sie bilden eine hervorragende Grundlage für alle weiteren Bewertungs- und auch Schätzungsmaßnahmen. Eine abschließende Bewertung der Kippenflächen kann aus den Kippengutachten!Kartierungsberichten jedoch nicht abgeleitet werden, da in diesen lediglich der Zustand unmittelbar nach der Verkippung bzw. Planierung beschrieben wird. Alle Einflüsse und Wirkungen durch Melioration und Rekultivierung können aus diesen Arbeiten auf Gnmd des Erstellungszeitpunktes nicht erhoben werden. 2.

Problemstellung ,

Im folgenden sollen an drei Beispielen exemplarisch die Besonderheiten von landwirtschaftlich genutzten Kippenflächen in der Niederlausitz darges.tellt werden. AlAc;Js.~<.f.l<_ujtw_i!lJ(\
In der Niederlausitz befinden sich die meisten landwirtschaftlich genutzten Kippenflächen auf GeschiebemergeL Bei diesen Kippsubstraten sind vier Problemefragen zu benennen, welche·eine Bewertung dieser Flächen erschweren. Dies sind im einzelnen: I. Eine sehr groäe Streubreite der Korngrößenzusammensetzu!lg innerhalb des geologischen Begriffs "Geschiebenmergel". Es treten hierbei Bodenarten vom Reinsand bis hin zum Tonlehm auf. Durch unterschiedliche Kipptechnologien wird diese geologisch be1

2

Geologische Forschung und Erkundung Halle GmbH, Filiale Berlin/Brandenburg, Paradiesstraße 2068, 122526 Berlin Humboldt-Universität zu Berlin, Landwirtschaftlich-Gärtnerische Fakultät, Institut fur Pfianzenbauwissenschatten, FG Ökol. d. Ressourcennutzung, Invalidenstraße 42. 10115 Berlin

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dingte Heterogenität anthropogen verstärkt. 2. Innerhalb der Geschiebemergel treten häufig in stark variierenden Anteilsklassen sowohl kohlige Seimengungen (Kohlebrocken) als auch anthropogen eingemischte Lehmtonbrocken aur. 3. Bedingt durch Einwirkungen der Verkippung und Planierung liegen besonders bei den bindigeren Geschiebemergelflächen z. T. erhebliche Schadverdichtungen vor. 4. Der Geschiebemergel wurde sehr häufig als sogenannter Kulturbodenauftrag auf meist geringwertigere bzw. kulturfeindliche Kippsubstrate aufgetragen. Aus teilweise stark schwankenden Auftragsmächtigkeilen resultiert eine stark variierende Gründigkeit des Standortes (Mächtigkeit der durchwurzelbaren Bodenschicht). Des weiteren wird bei geringmächtigen Überzügen die ohnehin schon große Heterogenität der Substratzusammensetzung zusätzlich verstärkt.

!3)_b~k~r~\!U\!r 1111Lein~r. f11!~b.t;.ll1l!i _t~r@r_e_n_ !5.j PP!i lJ lmri.lte_Q: Die landwirtschaftliche Nutzung größerer, zusammenhängender Tertiärflächen spielt nur eine untergeordnete Rolle. Dennoch ist damit zu rechnen, daß innerhalb von Nutzflächen aus quarliiren Kippsubstraten an einzelnen Punkten häufig tertiäre Substrate auftreten werden. Aus diesem Grund sollte auf diese Substrattypen ein besonderes Augenmerk gelegt werden. Die begrenzenden Faktoren der Ertragsfähigkeit dieser Substrate sind die bodenchemischen Eigenschaften der tertiären Materialien. Eine Inkulturnahme ist nur nach einer vorherigen Kalkmelioration zur Pufferung der Schwefelsäure aus der Pyritverwitterung möglich (Grundmelioration). Das Problem einer Bewertung der Ertragsfähigkeit besteht darin, daß im Feld das Säurepuffervermögen des Kippsubstrates mittels organoleptischer Substratansprache nicht bestimmt werden kann. Die Durchwurzelungstiefen, die einen Anhaltspunkt über die Qualität und Tiefe der Grundmelioration bieten, ist nur durch eine deutlich erhöhte Anzahl von Grablöchern zu ermitteln. Ein verläßlicherer Hinweis auf die chemischen Eigenschaften kann durch eine Messung des pH-Wertes erreichen werden. CJ_b~k~r~\!U\!r 1111Lein~r. f11i~b.t;.ll1l!i -~'!.fJ:yv_erk§
Eine Besonderheit der Rekultivierung im Niederlausitzer Braunkohlenrevier ist die landwirtschaftliche Nutzung von Flächen aus Braunkohlenkraftwerksasche. Diesen Böden bestehen ausschließlich aus technogenen Substraten, welche ebenfalls stark variierende bodenphysikalische und bodenchemische Eigenschaften aufweisen. Je nach Entstehungsart der Aschen sind diese unterschiedlichen Bodenartengruppen zuzuordnen. Somit tritt, wie beim GeschiebemergeL auch hier das Problem der Heterogenität der Korngrößenzusammensetzung verstärkt hervor (Bandbreite vom schwach schluffigen Sand bis lehmig-sandiger Schluff). Das weitaus größere Problem der Aschesubstrate liegt jedoch in deren Fähigkeit, ähnlich wie Beton, abzubinden. Dabei entstehen Böden, die schon teilweise Felscharakter aufweisen. Je nach Intensität der Bearbeitung liegen diese verfestigten Substrate meist in einer Tiefe von > I 0 cm. So entstehen sehr flachgründige Standorte (nicht zu verwechseln mit sehr hohen Lagerungsdichten). Neben diesen für die Lausitz typischen Problemstellungen sind bezüglich der Schätzung von Kippenflächen vorab einige allgemeine Fragestellungen zu beantworten. I. Bezüglich der Einstufung der Zustandsstufen ist zu klären, ob und wie diese zu handhaben sind, da deren Beschreibung nicht mit den Gegebenheiten der Kippenflächen zu vereinbaren sind. li. Ab welchen Zeitpunkt ist aus fachlicher Sicht überhaupt eine Bodenschätzung (Bodcnwertzahl) auf Kippenflächen sinnvoll? Momentan wird vom Bergbau bereits vor Rekultivierungsbeginn eine Bewertung (IST-Bodenwertzahl) gefordert. III. Wird der Zeitpunkt der Erst- bzw. Nachschätzung durch Bodenart und Bewirtschaftungsintensität nennenswert beeinflußt? IV. Wie kann gewährleistet werden, daß die Besonderheit "Kippenfläche" dauerhaft in den Unterlagen der Bodenschätzung erhalten bleibt.?

-296-

3.

Lösungsansatz

In Auswertung der reichhaltigen Erfahrungen der bisherigen Kartierung und Bewertung von Kippenflächen soll im folgenden ein Vorschlag unterbreitet werden, mit dessen Hilfe eine objektive Bewertung/Schätzung der Kippsubstrate ermöglicht werden kann. Der Schwerpunkt liegt somit auf der Bewertung der Punktdaten im Feld. Grundlegend ist festzuhalten, daß die Bestimmungen und Handlungsanweisungen der Bodenschätzung nicht verändert werden dürfen und können. Eine Bewertung der Besonderheiten der Kippenböden kann somit nur durch die Anhindung eines "Bewertungskataloges Kippe" erreicht werden. Dabei ist ein besonderes Augenmerk darauf zu legen, daß die in einem solchen Katalog aufgeführten Bewertungskriterien leicht handhabbar und während der Feldansprache ohne großen Aufwand erkennbar sein müssen. Als Ausnahme sind dabei jedoch die tertiären Kippsubstrate zu benennen, da bei diesen auf ein Mindestmaß analytischem AufWand kaum verzichtet werden kann. Unter der Voraussetzung der Unveränderlichkeit der Methodik der Bodenschätzung ist ein nennenswerter Einfluß der Besonderheiten der Kippsubstratbewertung nur durch ein sinnvolles Xonzept von genau definierten Zu- und Abschlägen zwischen Boden- und Ackerzahl zu erreichen. Eine solche Zu- und Abschlagsdefinition sollte in Listenform erfolgen und einschließlich der Klärung grundsätzlicher Fragestellungen der Kippbodenbewertung (vgl. Fragestellungen I. bis IV.) zu einem "Bewertungskatalog Kippe" zusammengefaßt werden. Auf der folgenden Seite ist ein Vorschlag zum Aufbau einer Zu-/Abschlagslis(e aufgeführt. Auf Grund von Platzmangel kannhier nur ein Auszug der wesentlichen Fragestellungen dargestellt werc den. Des weiteren ist anzumerken, daß mit Vorlage des Listenvorschlags kein Anspruch auf Vollständigkeit der Problemstellungen verbunden ist bzw. bestimmte Fragen bereits mit den vorhandenen Methoden der Bodenschätzung bewertet werden können und somit zu streichen sind. Als Basis der Liste dienen die Bodenarten bzw. Bodenartengruppen der Bodenschätzung. Innerhalb der Bodenartengruppen werden die jeweiligen Problemstellungen wie bisherige Bewirtschaftungsdauer, Schadverdichtungen u. ä. aufgefli.hrt und je nach Einfluß auf die Standorteigenschaften durch Zu- bzw. Abschläge (in Prozent) bewertet. Durch die Zuordnung der Besonderheiten der Kippsubstrate wie geologisches Alter, Kohlegehalt u.s.w. zu den jeweiligen Bodenartengruppen wird erreicht, daß diese ftir den Anwender definiert und im Feld leicht zu erkennen sind. Durch Gleichstellung umfassenderer Problemfälle (technogene Aschesubstrate bzw. die teilweise äußerst heterogen zusammengesetzten Kulturbodenaufträge) mit den Bodenartengruppen, lassen sich diese durch die Benennung der darin enthaltenen spezifischen Fragestellungen objektiv bewerten.

an

4.

Zusammenfassung/Schlußfolgerungen

../ Für nahezu alleKippenflächen des Niederlausitzer Braunkohlenreviers liegen im Gegensatz zu den gewachsenen Standorten vor der amtlichen Bodenschätzung bereits bodenkundliehe Kartierungen im Maßstab I :5000 (z.T. auch I :2000) aus Rasterkartierungen I 00 m x 50 m vor. Zur Sicherung einer exakten und objektiven Bewertung der Kippsubstrate flir die Bodenschätzung sind die Ergebnisse der Kartierungen unbedingt zu berücksichtigen . ../ Die Feldarbeiten zur Bodenschätzung sollten operativ gestaltet werden. Die Lage des Schätzrasters und die Punkte der bestimmenden Grablöcher können durch Auswertung der bereits vorhandenen Unterlagen optimal an die jeweiligen Flächenverhältnisse angepaßt werden . ../ Die AnzahLder bestehenden Musterstücke repräsentiert nur ein relativ enges Spektrum der Bandbreite landwirtschaftlich genutzter Kippsubstrate. Eine Erweiterung auf ,jüngere .. LN-Flächen und auf Tertiärsubstrate ist dringend zu empfehlen . ../ Eine exakte und objektive Bewertung im Feld am konkreten Bohrpunkt kann nur über eine detaillierte Steuerung von Zu- und Abschlägen auf der Basis leicht ansprechbarer bzw. ünter Umständen meßbarer Standortsfaktoren erreicht werden. Die Grundlage dafür sollte ein .. Bewertungskatalog Kippe" sein.

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Bodenartengruppe Sande, Anlehmsande Sund SI

Bewertung ZuschllllLi Abschll.lß_

Problemstellung

f~J~~i:~~~;~~7~~~~~===-~:::::::::= :=::--~:=~::::::=: :::::=::x:~i:::::::::~

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Lehmtone, Tone LT und T

Mergel Asche sonstige

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Technogene Substrate (Aschen)

Mergel Asche sonstige

X%

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X%

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Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 93,

299 -348

(2000)

MITTEILUNGEN DER DEUTSCHEN BODENKUNDLICHEN GESELLSCHAFT

Referate der Sitzung der Korn. VIII Bodenschutz "Anforderungen des Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landschaftsbau" 10. und 11. Oktober 2000 in Stuttgart - Hohenheim

Band 93

2000

-300-

Begrüßung und einleitende Worte zur Vortragsveranstaltung "Anforderungen des Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landsch.aftsbau" am 10./11. Oktober 2000 in Stuttgart-Hohenheim von LAVES, D.'l

Sehr geehrter Herr Präsident Stahr, meine sehr geehrten Damen und Herren, im Namen des Vorstandes der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft begrüße ich Sie zur Vortragsveranstaltung der Kommission Bodenschutz zum Thema "Anforderungen des Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landschaftsbau". Zwischen der Ankündigung dieser Veranstaltung in den DBG-Nachrichten und ihrer Durchführung liegen eineinhalb Jahre. Unterdessen fanden drei Tagungen mit vergleichbarer Thematik sta~, und zwar im Rahmen der Bodenschutztage BadenWürttemberg Anfang des Jahres hier in Hohenheim unter dem Thema "Böden schützenAbfälle verwerten" sowie die beiden gemeinsamen Fachtagungen des BVB und ATVDVWK im Mai in Hannover unter dem Schwerpunktthema "Schadstoffeinträge in Böden" und im Juni in Duisburg zum Thema "Verwertung von Abfällen in und auf Böden". Trotz dieser Häufung von überregionalen Veranstaltungen zur gleichen Thematik zeigt die jetzige Vortragsveranstaltung noch eine beachtenswerte Resonanz und macht deutlich, dass die Abfallverwertung nach wie vor ein sehr sensibles Thema ist. Die Verwertung unvermeidbarer Abfälle und die Beseitigung nicht verwertbarer Abfälle sind eine Forderung der Gesellschaft und der politische Wille. Die Probleme bestehen in der Verwertungsstrategie und der Unterscheidung in verwertbare und nicht verwertbare Abfälle. Als bedeutendes Potenzial fiir die stoffliche Verwertung der organischen Abfälle als Sekundärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate (im folgenden verkürzt als Abfall zur Verwertung bezeichnet) gilt ihre Nutzung im Landbau. Die Dosierung darin enthaltener Nährstoffe und anderer Stoffe mit bodenverbessernder Wirkung regelt das Düngemittelrecht zur Durchsetzung des Nützlichkeitsprinzips und die darin enthaltenen Schadstoffe das Abfallrecht zur Durchsetzung des Schadlosigkeitsprinzips. Die stoffliche Verwertbarkeit der Abfälle ist an die Forderung gebunden, die Funktionen der Böden zu erhalten (Erhaltungsgebot) und nicht einzuschränken (Verschlechterungsverbot). In letzter Konsequenz bedeutete dies die Entfernung der Schadstoffe aus den Abfällen. Obwohl technisch lösbar, sind Verfahren zur Schadstoffeleminierung z. Zt. noch zu teuer. Deshalb erfolgt unter Beachtung des Düngemittelrechtes die Unterscheidung der Abfälle in landbaulich verwertbare und landbaulich nicht verwertbare auf der Grundlage abfallrechtlich tolerierter Schadstoffeinträge in die Böden. Nach der Toxizität differenzierte Schadstoffgrenzwerte in den Abfällen und sich am Nährstoffgehalt der Abfälle und am Nährstoffbedarf der Pflanzen orientierende Abfallausbringungsmengen bestimmen die je Hektar Bodennutzungsfläche und Jahr eingetragene · 'l

Sächsische Landesanstalt für Landwirtschaft, Fachbereich 10, Gustav-Kühn-Str. 8, 04159 Leipzig

-301-

Schadstofffracht Ausgeschöpfte Schadstoffgrenzwerte des Bodens markieren den Zeitpunkt, der die Ausbringung weiterer Abfalle verbietet. Bei der Festlegung der SchadstoffGrenzwerte von Böden wurde unterstellt, dass 1. Schadstoffe erst nach Überschreitung der Grenzwerte in die Nahrungskette gelangen und 2. bei Anreicherung der Schadstoffe im Boden die Grenzwerte erst nach Jahrhunderten ausgeschöpft werden. Auf der Grundlage dieses abfallrechtlichen Konzeptes wurden 1982 erstmalig in Deutschland die Klärschlammverordnung und 1998 die Bioabfallverordnung in Kraft gesetzt. Im Hinblick auf die landwirtschaftliche Klärschlammverwertung fand die Klärschlammverordnung breite Anwendung. Vertreter der Landwirtschaft beurteilen die Klärschlammverwertung vorwiegend positiv. Etwa 40 % des jährlich in Deutschland anfallenden Klärschlamms werden in der Landwirtschaft eingesetzt. Außerdem gelang es der Abfallwirtschaft, die Gehalte der meisten Schadstoffe im Klärschlamm deutlich unter die Grenzwerte abzusenken. Aus der Sicht des Bodenschutzes ist die Abfallverwertung im Landbau und Landschaftsbau jedoch kritisch zu beurteilen. Die wichtigsten, hauptsächlich den Klärschlamm betreffenden Kritikpunkte sind I. Klärschlamm ist eine Schadstoffsenke. Aus Gründen der Schadstoffpersistenz und der Wirkung noch unerforschter Schadstoffe darf diese Senke nicht wieder geöffnet werden, wie es bei der Klärschlammverwertung in der Landwirtschaft und im Landschaftsbau durch Verteilung der Schadstoffe im Boden geschieht. 2. Die Wirkung im Klärwerk im Überschuss beigesetzter phosphatbindender Eisenund Aluminiumsalze auf die Fixierung von pflanzenverfügbarem Phosphor im Boden ist noch ungeklärt, ebenso die Wirkung der klärschlammkonditionierenden Kalke auf die Phosphorverfligbarkeit im Boden. Bei dauerhafter Einschränkung der Pflanzenverfügbarkeit des Phosphors im Boden würde die Bodenqualität infolge Abnahme der Bodenfruchtbarkeit verschlechtert. 3. Im Vergleich zur Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung sind nach der Klärschlammverordnung höhere Schwermetalleinträge zulässig. Die BodenGrenzwerte gemäß Klärschlamm-VO liegen gegenüber den Vorsorgewerten der Bodenschutz-VO in der Regel höher. Bei Ausschöpfung der Vorsorgewerte gemäß Bodenschutz-VO besteht für Klärschlamm im Gegensatz zum Bioabfall kein Ausbringungsverbot. Davon ausgenommen ist aber die Wiederherstellung einer durchwurzelbaren Bodenschicht im Rahmen von Rekultivierungsvorhaben mit landwirtschaftlicher Folgenutzung. 4. Bei Ausschöpfung der Vorsorgewerte schränkt die Bodenschutz-VO die SchwermetaHeinträge ein. Danach wären über alle Wirkungspfade Einträge von z. B. 1,5 Gramm Quecksilber je Hektar Bodenfläche und Jahr zulässig. Nach Klärschlamm-VO sind jedoch allein auf den Klärschlamm bezogen, Einträge von 13 Gramm Quecksilber je Hektar und Jahr zulässig. Ähnlich verhält es sich bei den Einträgen anderer Schwermetalle. Soweit zu einigen Fakten im Hinblick auf das Für und Wider der Abfallverwertung im Landbau und Landschaftsbau als Einstieg in unsere Vortragsveranstaltung, die uns wertvolle Anregungen und Diskussionen liefern soll.

-302-

Meine Damen und Herren, wie bereits angekündigt, findet aus Anlass der 125jährigen geowissenschaftliehen und bodenkundliehen Ausbildung in Hohenheim heute in unserem Beisein eine Feierstunde statt, so dass wir in diesem Zusammenhang auch ausruhrlieh über die jetzigen Arbeiten am Institut fiirBodenkunde und Standortlehre informiert werden. Gestatten Sie mir bitte, dass ich nun Herrn Professor Stahr als Hausherrn und in seiner Funktion als Präsident der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft herzlich danke fiir die Unterstützung bei der Vorbereitung unserer Veranstaltung und fiir die Wertschätzung gegenüber der Kommission Bodenschutz, die Feierstunde im Rahmen unserer Vortragsveranstaltung durchzufiihren. Ich möchte jetzt Herrn Präsident Stahr um seine Worte zur Eröffnung unserer Vortragsveranstaltung bitten.

-303-

Kreislaufwirtschaft contra Bodenschutz

von Adolf Kloke Präambel Jede Zeit hielt

hat im Boden ihre Spuren hinterlassen. Reinhold TÜXEN (1) in

Fahrspuren, Wohn-

Bodenprofilen

Vorfahren

als Zeitmarken fest.

und

Feuerstätten

Viele Jahrhunderte

unserer

hinterließen

Abraumhalden des Erzbergbaues und

das 20. Jahrhundert bescherte uns Müllberge, die als Narben in der Landschaft weithin sichtbar bleiben.

Hohe

Phosphatgehalte

die

Archäologen

Jahrhunderte.

im

Wege zu Wüstungen,

Das

Boden den

weisen

heute

Wohnflächen

auslaufende 20. Jahrhundert

hat

den

früherer durch

den

Einsatz bestimmter, im Oberboden verbleibender, nicht abbaubarer Pflanzenschutzmittelwirkstoffe auswaschbaren

wie

und

OOT

Elementen der Industrie- und

den

nicht

Verkehrsabgase

wie

Blei ebenfalls seine Zeitmarken gesetzt.

Welche

weiteren

Verbindungen unseren

Elemente

als

Nachfahren

und

Folge der

im

Boden

nicht

heutigen

organischen

abbaubaren

Kreislaufwirtschaft

nachgewiesen

werden,

wird

von die

Zukunft zeigen. Schadstoffe im Ökokreislauf

In der Veröffentlichung "Kreislaufwirtschaft contra Bodenschutz" (2)

zeigt die Abb. 3, S. 49, dass im Ökokreislauf über Pflanzen,

Tiere und Menschen zahllose Einzelchemikalien unterwegs sind, die nach mehr oder weniger langen Zeiträumen den Boden erreichen und dort vollständig abgebaut oder metabolisiert werden Wenn

sie

Grundwasser

weder abgebaut, noch festgelegt und ausgewaschen

werden, gelangen

sie

auch nach

können.

nicht

zum

Aufnahme

durch die Pflanzen erneut in den Ökokreislauf.

Beispielhaft soll nun belegt werden, dass der Euphorie über

die

Anwendung

das

oder Nutzung von Stoffen nach einiger Zeit

Nutzungs- oder Einsatzverbot folgen kann, wenn

auch

sich zeigt, dass

der Einsatz letzlieh zum Schaden beim Menschen führt.

-304-

Beispiel "1": Pflanzenschutzmittel, hier DDT 1949 - vor 51 Jahren - schrieb ich in meiner Diplomarbeit: "1874 entdeckte und beschrieb ZEIDLER das Pentachlordiphenyläthan. 1939 stellte der Schweizer Chemiker Paul Hermann MÜLLER von der Geigy A.G. Basel, die insektizide Wirkung dieser Verbindung fest (3, 4) ." 1948 wurde er für diese Entdeckung mit dem Nobelpreis für Mediz~n belohnt. 1972 - mit Ausnahmeregelungen bis 1975 erfolgte das Verbot des Pflanzenschutzmittels DDT (5). Für den Einsatz von Pflanzenschutzmitteln ist zu fordern: "Die Abbaugeschwindigkeit von Pflanzensc~utzmittelwirkstoffen muß im Boden größer sein als die Auswaschungsgeschwindigkeit." Beispiel "2": Kfz-Abgase, hier Blei Soweit mir bekannt ist wurde erst nach dem 2. Weltkrieg

Blei in

- als Form des sehr giftigen Bleitetraäthyls Pb (C 2 H5 ) 4 Antiklopfmittel dem Benzin zugesetzt. Mit den Auspuffabgasen und durch Abtrifft erreichte es den Boden beiderseits der Kfz-Verkehrswege bis zu Entfernungen von 100 - 150 m und weiter, was zur Bleianreicherung in und auf Pflanzen führte. Außerdem stellten sich bei Müllarbeiten - u.a. in Frankfurt am Main bleibedingte Krankheiten ein. Die erste (1971) und zweite (1975) Stufe des Benzinbleigesetzes beendeten Bleitetraäthyl als Antiklopfmittel (6).

den

Einsatz

von

Beispiel "3": Klärschlamm Seit der Mensch sesshaft wurde und Pflanzenbau betreibt, setzt er auch Fäkalien zu~ Düngung ein. Erst seit der Einleitung von Gewerbe- und Industrieabwässern in das öffentliche ~nd

Abwassernetz

dem steigenden Verbrauch von chemischen Reinigungsmitteln in den Haushalten kommt es. zur Zufuhr von Schadstoffen in Klärschlämmen und bei ihrem Einsatz zu Düngungszwecken zur Anreicherung von Schadstoffen in Böden und Pflanzen.

-305-

Zu Beginn der 70er Jahre erteilte der Bundesminister des Inneren dem

Institut

für Wasser-, Boden- und Lufthygiene

Berlin-Dahlem

die

Weisung, eine

Fachliche

des

BGA

in

Stellungnahme

zur

§ 15 Abfallbeseitigungs-Gesetz zu erstatten.

Rechtsverodnung des

Das Ergebnis der mehrmonatigen Sitzungen wurde auf ca. 80 Seiten festgehalten. In diesem Papier wurden erstmalig wToleriebare Gehalte

verschiedener

Elemente

Pflanzenverträglichkeitw von

Schwermetallen

Kommunen BMI

in Böden

in

genannt. Der stetig

und Schadelementen in

Bezug

Bann

zum

Erlass

der

1.

jhre Gehalt

Klärschlämmen

führte 10 Jahre später nach heftigen

in

auf

steigende

(1982)

Diskussionen und

der im

( 199 2)

2.

Klärschlammverordnung (7,8). Die letzten Jahre haben nun zu der Erkenntnis geführt, dass die stetige Zufuhr auch kleinster Mengen - insbesondere von

Cadmium

und

Stoffen

in

auch von nicht oder schwer abbaubaren, organischen Medikamenten -

zwar

noch

zu einer Anreicherung in Böden führt,

nicht

Jahrhundert,

heute

aber

doch

im

jetzt

zur nicht vertretbaren Belastung

mit Schadstoffen führen kann. "Kreislaufwirtschaft

unserer

die

kommenden Nahrung

Deshalb hatte ich zum Thema

contra Bodenschutz" in Heft 2

Zeitschrift "Bodenschutz"

(1999) (2) abschließend geschrieben:

der

"Der Klärschlamm- und Abfallverbrennung gehört die Zukunft". Darauf

antwortete (

"ökologisch" und

sagte,

ausgerechnet! ) der Leiter eines wirtschaftenden, viehlosen Betriebes mit

dass er den Klärschlamm zur

Aufrechterhaltung

Fruchtbarkeit seiner Böden dringend benötige ......... Im Heft "Bodenschutz"

großen, Protest der

letzten

(9) schreibt nun Herr Dr. Jürgen HAHN (UBA):

'Aus Gründen des vorsorgenden Grundwasser- und Bodenschutzes sollte eine landwirtschaftliche "Verwertung" der Klärschlämme verboten werden'. Damit

ist das Ende des Einsatzes von Klärschlamm in der Landwirtschaft eingeläutet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Er erlebt das gleich Schicksal wie DDT und Blei.

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Schlussbemerkung Diese Tagung befasst sich u.a. mit diversen Einträgen von zumeist organischen Abfallstoffen in die zur Nahrungs- und Futterpflanzenproduktion geriutzten Böden und sollte sowohl der Landwirtschaft als ·auch den Abfallproduzenten, Kommunen und Gesetzgebern zukunftsorientierte Empfehlungen zu den Themen "nachhaltige Entwicklung der Bodenfruchtbarkeit", "Abfallbeseitigung" und "Kreislaufwirtschaft" für das nächste Jahrhundert geben. Literatur (1) Tüxen, R. (1957): Die Schrift des Bodens. Angew. Pflanzensoz. 14. Stolzenau/Weser, 41 S. - Über d~n Verbleib von 120 Tafeln kann das BFN, 53179 Bann, Konstantinstr. 110 Auskunft geben. (2) Kloke, A. (1999): Kreislaufwirtschaft contra Bodenschutz. Bodenschutz, 4. Jg., H. 2, S. 47- 52 (3) Steiner, (1948): Die neuen Kontaktinsektizide der DDT-, Hexa- und E-Gruppe. Anz. f. Schädlingskd. Bd. 21, S.1 (4) Riemenschneider, (1948): Zur Kenntnis der Kontaktinsiktizide ·An z . f. Sc h ä d 1 in g s k d . 8 d . 21 , S . 3 0 (5) Heraussgber: Industrieverband Pflanzenschutz, (1982): Die Pflanzen schützen - den Menschen nützen. - Die Geschichte des Pflanzenschutzes, 231 Seiten, S.156, ISBN 3-87079-007-5 ( 6) Anonym, ( 1971) : Benzinbleigesetz vom 05.08.1971. BGBl. 1971, Teil I, s. 1234, bzw. 22.11.1975 8GB1. 1975 Teil I, s. 2919 ( 7) Anonym, ( 1982) : Klärschlammverordnung (AbfKlärV) vom 25. 6. 1982, BGBl. !982, Teil I, s. 734 - 739 (8) Anonym, ( 1992) : Klärschlammverordnung (AbfKlärV) I, s. 912 - 934 (9) Hahn, J. ( 2000) : Ausstieg'aus der "landwirtschaftlichen Klärschlammverwertung" - eine notwendige Harmonisierung im vorsorgenden Bodenschutz. Bdschutz., 5. Jg., H. 3, S. 72-73 vom 15. 4. 1992, BGBl. 1992,

Tei~

Anschrift des Verfassers: Prof. Dr. Adolf Kloke, Marinesteig 6, 14129 B·erlin Tel.: 030 - 803 80 53 (Kein FAX, kein email)

-307-

Produktionsbezogener Bodenschutz bei der landwirtschaftlichen Verwertung von geeigneten Abfällen - Anforderungen aus der Sicht der landwirtschaftlichen Praxis Friede! Timmermann und Rainer Kluge 1 Landbauliche Verwertung im Spannungsfeld der Interessen Unter dem Gebot der stofflichen Verwertung gemäß KrW-/AbfG werden der Landwirtschaft zunehmend Rest- und Abfallstoffe aus Siedlung, Gewerbe und Industrie zur Anwendung angeboten. Gleichzeitig stehen der Iandbaulichen Verwertung dieser Stoffe, bedingt durch das gewachsene Umwelt- und Qualitätsbewusstsein der Bürger, erhebliche Vorbehalte entgegen. Die Landwirte sind verunsichert, weil sie mögliche Risiken für die nachhaltige Nutzung des Bodens, ihres wichtigsten Produktionsmittels, befürchten. Im Interesse eines wirksamen Schutzes der Böden und damit der gesamten Nahrungskette, aber auch der Oberflächengewässer und des Grundwassers muss daher gewährleistet sein, dass die landwirtschaftliche Anwendung der Rest- und Abfallstoffe nicht als billiger Entsorgungsweg missbraucht wird. Übersicht 1:

Landbauliche Abfallverwertung im Spannungsfeld der Interessen

Kreislaufden ken/ Ressourcenschonung = kostengünstige Verwertung -+ Verwertungssicherheit + Schurz vor Spatfolgen

'

--

Schutz der Umwelt = .unbedenkliche" Einträge an Schad·/ Wertstoffen

+ Mlnlmlerungsgebot + .Nschhs/1/gke/t"

/

Gesellschaftliche Akzeptanz = noch unzureichend -+ "Negativ-Image" -+ unsachgemäße Verwertung-+ .,Abfa/ltourlsmus" -+ gewachsenes Umweltbewußtsein -+ irrationale Forderungen .. Keine Abfallverwertung für die Produktion von Nshrungsmlttelpflanzen"

In die aktuelle Diskussion über das Für und Wider der Iandbaulichen Abfallverwertung wird oft die Unvereinbarkeit des Recyclinggebots mit den Anforderungen des Umwelt-, in diesem Fall besonders des Bodenschutzes, eingebracht. Es wird versucht, die Landwirtschaft je nach Interessenlage von der einen und anderen Seite argumentativ zu vereinnahmen. Doch die landwirtschaftlichen Interessen an der Abfallverwertung sind in allen Fällen an dem Ziel der Landbewirtschaftung, nämlich der Sicherung der nachhaltigen Produktion von Nahrungsmitteln \IOd biogenen Rohstoffen auszurichten. Die Landwirtschaft betreibt die Abfallverwertung nicht um der Entsorgungwillen sondern aus Gründen der sinnvollen Stoff- bzw. Wirkungsnutzung für die Pflanzenproduktion. Eine radikale Verweigerung des Iandbaulichen Abfallrecyclings aus prinzipiellen Erwägungen der Vermeidung von zusätzlichen Stoffeinträgen in den Boden oder einer Voreingenom1

Prof. Dr. Friedel Timmermann und Dr. Rainer Kluge, Staatliche Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Augustenberg, Nesslerstr. 23, 76227 Karlsruhe

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menheit gegen Erzeugnisse, die auf mit Abfallstoffen gedüngten Böden gewachsen sind, ist mit den Ansprüchen einer Zivilisationsgesellschaft und den Gegebenheiten der Kulturland· schaft nur schwer vereinbar.

Im Sinne einer weitgehend objektiven Entscheidung bedarf es vielmehr der kritischen Abwägung der Vor- und Nachteile einer Iandbaulichen Verwertung. Nur in den Fällen, in denen sich die Vorstellungen urid Vorgaben der Kreislaufwirtschaft mit den prioritären Umweltschutzanforderungen in Einklang bringen lassen, ist die stoffliche Verwertung zu rechtfertigen. Bei Altemativverfahren, wie z. B. der aktuell diskutierten Verbrennung, muss unter allen Umständen eine ökologische Gesamtbilanz vergleichend aufgestellt und in die Entscheidung über das optimale Verwertungsverfahren einbezogen werden. Ein hoher Stellenwert kommt der gesellschaftlichen Akzeptanz zu. Es muss mit Transparenz und geduldiger ausdauernder Argumentation auf der Basis überzeugender Versuchsergebnisse in der Öffentlichkeit immer wieder um Verständnis und Vertrauen für die umweltverträgliche landbauliche Verwertung von Abfallstoffen geworben werden. Verwertung muss von Nutzen f"tir den Landwirt sein Die Landwirtschaft ist zur Sicherung einer nachhaltigen Pflanzenproduktion nicht auf die Verwertung von Abfallen aus dem Siedlungsbereich oder der industriellen Produktion angewiesen. Aufgrund des großen Flächenpotenzials sowie der guten Fachkenntnisse und der Jahrhunderte langen Erfahrung in der Verwertung ihrer wirtschaftseigenen Abfalle ist die Landwirtschaftjedoch geradezu prädestiniert f"tir das Stoffrecycling über den Boden. Die verwertbaren Stoffe müssen jedoch als erstes den Kriterien einer Nutzenbetrachtung genügen. Übersicht 2:

Nachhaltige landbauliche Verwertung von Abfällen im Einklang mit produktionsbezogenem Bodenschutz + ·Nachweisbarer Nutzen + Düngungsbeiträge/ Bodenverbesserung/ Erosionsschutz .. ErhaltungNerbesserung von Boden-/ Umweltfunktionen + Nur geringes SchadstoffpotentiaV ,Bodenfruchtb!lrkeit"/ Gewässerschutz .. Erfüllung pflanzenbaulicher Anforderungen · + optimale Einordnung in pflanzenbauliche Verfahren und Anbausysteme

.. Ertragssicherheit und hohe Qualität der produzierten Nahrungsmittel muß gewährleistet sein

andernfalls: Ablehnung, da Flächendeponie

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Die in den 4 Punkten aufgelisteten Vorteilswirkungen sind die Grundvoraussetzungen für die landwirtschaftliche Verwertung. Kann nur eine dieser Rahmenbedingungen nicht erfüllt werden, ist von einer Anwendung des Abfallstoffes auf landwirtschaftlich genutzten Böden abzusehen. Dabei müssen selbstverständlich die für eine landbauliche Verwertung relevanten Rechtvorschriften insbesondere des Abfall-, Bodenschutz- und Düngerechts strikt eingehalten werden. Einheitliches Bewertungssystem und Qualitätssicherung Die rechtlichen Rahmenbedingungen können lediglich die aktuellen Mindestanforderungen an den verwertbaren Stoff und das Verwertungsverfahren beschreiben. Durch ständige technische Fortschritte und das stetige Bemühen um Qualitätsverbesserungen bei den Abfallstoffen ergibt sich von Zeit zu Zeit auch ein Anpassungs-(Novellierungs-)bedarf in den Rechtsvorschriften. Da sehr verschiedene und regional auch recht unterschiedliche Mengen an Abfallstoffen zur Verwertung angedient werden, kommt es zudem darauf an, anhand eines transparenten einheitlichen Bewertungssystems zu einer umfassenden Stoff-Evaluierung zu kommen. Übersicht 3·

Das einheitliche Bewertungssystem Wertstoffaspekte Vorteilswirkungen • • • •



Düngewirkungen Pflanzenertrag Qualität Ernteprodukte Bodenverbesserung Wasserhaushalt Biologie Struktur Erosionsschutz

• •

-

• • •

Schadstoffaspekte Mögliche Risiken Schadstoffgehalte Boden/ Ernteprodukte Frachten Schad-/ Nährstoffe Bilanz Eintragi Austrag Schadstoffe in den Boden Mobilität Schadstoffe Hygiene/ Phylehygiene Fremdstoffe

I

I

i

_y_

t Bewertung

I

-+

Abwägung

+-

Bewertung

I

t Qualitätssicherung • Analyse • Nachweise • "gute fachliche Praxis"

Sekundärrohstoffe/ Böden/ Ernteprodukte Flächenkataster/ Lieferschein Hoftorbilanzen/Anwendungsempfehlungen

Aus der Zusammenschau von Vorteilswirkungen einerseits und Risikopotenzial andererseits ist die Einsatzmöglichkeit der Abfallstoffe abzuklären. Bei positiven Ausgang dieses Abwägungsprozesses sollte sowohl der Stoff als auch das Verwertungsverfahren einer fortlaufenden Qualitätssicherung unterzogen werden. Das Prüfverfahren beinhaltet Laboranalysen, Dokumentationen und Kalkulationen der eingebrachten Stoffmengen. Der VDLUFA bietet ein derartiges umfassendes Qualitätssicherungssystem an ( sh. Referat von Obermaierund Schaaf).

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Grundsätze der Iandbaulichen Verwertung (Leitfaden) Aus zahlreichen, z. T. auch mehljährigen Anwendungsversuchen u. a. mit Komposten, Gtiinguthäcksel, Filtrationskieselgur, Gelatine-Kalkschlamm sowie umfassenden Untersuchungen der eingesetzten Abfallstoffe sowie der beaufschlagten Böden (Anonym 1999) wurden Verwertungsgrundsätze als Leitfaden für die landwirtschaftliche Praxis und Beratung entwickelt. Übersicht 4:

Grundsätze der landbauliehen Verwertung: Verwertung prinzipiell möglich, wenn gesetzliche bzw. untergesetzliche Regelwerke eingehalten werden (ordnungsgemäßer Einsatz) 2

Verwertung grundsätzlich sinnvoll, wenn Anforderungen an Nützlichkeit und Unschädlichkeit erfüllt sind ("gute fachliche Praxis")

3

Verwertung praktisch sinnvoll, wenn Einbindung in Fruchtfolge und Produktionstechnik des jeweiligen landwirtschaftlichen Betriebes gewährleistet sind (Einfügung in Produktionssystem)

4

Bei knappem Angebot an landbaulich verwertbaren Reststoffen Verwertung nur auf Standorten, die einen möglichst hohen Nutzen erwarten lassen (möglichst hohe- Substitution von Primärro hstoffen)

5

Bei Angebot verschieden~r Reststoffe bzw. begrenztem ~lächenangebot jeweils Reststoff mit optimalen Nutzwirkungen (Nutzensoptimierung) sowie geringen Schadstoffanteilen ( Risikominimierung) verwerten

Die Grund,sätze orientieren sich an der einheitlichen Zielsetzung, die Abfallstoffe als möglichst vollwertige Betriebsmittel im. Pflanzenproduktionsprozess e~nzusetzen. Der Landwirt sollte bei seiner Anwendungsentscheidung vergleichbare betriebswirtschaftliche Anforderungskriterien und ökologische Eignungsvoraussetzungen zugrunde legen, wie z. B. für Wirtschafts- und Handelsdünger. Mit der Aufnahme landbaulich verwertbarer Abfallstoffe als Sekundärrohstoffdünger als Anhang in die Typenliste der Düngemittelverordnung hat auch der Gesetzgeber dieser Einschätzung Rechnung getragen. Resümee Bei einer verantwortungsvollen Abwägung des Nutzen-/Risikopotentials auf der Grundlage der Ergebnisse von gezielten Anwendungsversuchen (möglichst langfristig!) und von Untersuchungen sowie einer kontinuierlichen Qualitätssicherung lässt sich die landbauliche Abfallverwertung durchaus mit den Kriterien des produktionsbezogenen Bodenschutzes als Voraussetzung für eine nachhaltige Landwirtschaft vereinbaren. Literatur: Siehe Referate KLUGE u. MOKRY sowie OBERMAlER u. SCHAAF

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Ist der produktionsbezogene Bodenschutz bei der Iandbaulichen Verwertung von Komposten zu gewährleisten? - Ergebnisse eines Forschungsprojektes aus BadenWürttemberg Rainer KLUGE und Markus MOKRY 1 Zu diesen und weiteren pflanzenbaulich relevanten Fragen werden von der LUF A Augustenberg (Karlsruhe) seit 1995 Dauer-Feldversuche unter Praxisbedingungen auf inzwischen sechs typischen Ackerstandorten Baden-Württembergs durchgefuhrt (Ergebnisse 1995 - 1997 vgl. ANONYM 1999). Ziel des von der Deutschen Bundesstiftung Umwelt (DBU) geförderten Forschungsprojektes ist es, noch offene Fragen der nachhaltigen Verwertung von Komposten zu klären und auf der Basis gesicherter Versuchsergebnisse praxisbezogene Anwendungsempfehlungen zu erarbeiten bzw. zu präzisieren. Der innovative Ansatz besteht, aufbauend auf dem wissenschaftlichen Standpunkt des VDLUF A (VDLUF A 1996), in der ganzheitlichen Bearbeitung des Themas. Damit werden die Vorteilswirkungen, wie düngewirksame Nährstoffzufuhr, Verbesserung agrochemischer, physikalischer und biologischer Parameter des Bodens, Ertrag als Summe dieser Faktoren, Qualität der Ernteprodukte u.a. gegenüber den möglichen Risiken, wie Nährstoffuberhänge und -auswaschungen, Schwermetalleinträge und deren Verfiigbarkeit im Boden, organische Schadstoffe u.a. in ihrem komplexen Zusammenhang abgewogen und bewertet, um auf diese Weise vor allem die Belange des Boden- und Grundwasserschutzes zu gewährleisten. Die Ergebnisse der I. FruchtfolgeroKasten 1: Vorteilswirkungen von Komposten in der landtation (1995 - 1997) haben gezeigt, wirtschaftlichen Verwertung dass Kompostgaben gemäß den Gaben von 7- 9 t TM/ha x a erbringen: "Regeln guter fachlicher Praxis" • Humusreproduktion Boden von jährlich maximal I 0 t/ha TM ~ Biomassezufuhr 4 - 6 t TM/ha x a die Humusreproduktion des Bodens ~ Anhebung Humusgehalt (3 Jahre) um 0, I - 0,2% positiv beeinflussen und auch die • Erhaltungskalkung Bodenreaktion im Sinne einer Erhal~ Kalkzufuhr 6 - 7 dt Caü/ha x a tungskalkung stabilisieren können ~ Anhebung pH-Wert (3 Jahre) um 0,2-0,3 Einh. (vgl. Kasten 1). Als vorrangige Vor• mittelfristige Bodenverbesserung ~ Struktur, Erosionsstabilität, Wasserhaushalt, teilswirkungen erweisen sich VerBodenbiologie besserungen der physikalischen und biologischen Bodeneigenschaften, wie der Bodenstruktur und der Erosionsstabilität sowie des Wasserhaushaltes und der Bodenbiologie, die in den Versuchen schon vereinzelt nachgewiesen werden konnten, sich im allgemeinen aber erst mittelfristig ergeben werden. Für die Gewährleistung des Bodenschutzes hat die Einhaltung möglichst ausgeglichener Nährstoffsalden eine maßgebliche Bedeutung. Auch hier sind, wie eine Übersichtsuntersuchung an Bioabfall~ und Grüngutkomposten aus Baden-Württemberg zeigt, moderate Kompostgaben von 20 t TM/ha im 3jährigen Turnus entsprechend jährlich etwa 7 t TM/ha als vorteilhaft anzusehen (vgl. Abb. 1). Bei Stickstoff und Phosphor bestehen in der Größenordnung ausgeglichene Salden der mittleren Zufuhren durch Komposte und der mittleren Abfuhren mit den Emteprodukten. Bei Kalium muß mit posi1

Or. Rainer KLUGE und Dr. Markus MOKRY, Staatliche Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Augustenberg, Nesslerstrasse 23, D-76227 Karlsruhe

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tiven Salden gerechnet werden, wenn die Fruchtfolge durch Furchtarten mit relativ geringer Kaliumabfuhr (z.B. Körnermais/ Getreidearten) geprägt wird. Bei Fruchtarten mit höherer Kaliumabfuhr (z.B. Silomais/Getreidearten) ist der Saldo im Mittel überwiegend ausgeglichen. Der MagnesiumSaldo fällt dagegen im Mittel stets deutlich positiv aus, weil die geringen Ablil Zufuhr Biokompost E3 Zufuhr Grünkompost fuhren die Zufuhr mit Komposten erheb0 Abfuhr K.Mals-F 13 Abfllv S.Mais-Fruchtfolgo I lich unterschreiten. Grüngutkomposte 150 führen im Mittel durchweg geringere 125 Nährstofffrachten zu als Bioabfallkom100 poste, was einem ausgeglichenen Nähr-"' " 75 stoffsaldo entgegenkommt. ~ 50 Nach der Bilanzierung ist als nächster 25 Bewertungsschritt für einen nachhaltigen Komposteinsatz und damit für den Bo0 N P205 K20 MgO denschutz von Bedeutung, wie schnell und in welcher Höhe die zugeführten Abb. I: Saldo jährliche Nährstoffzufuhr mit Komposten/ und überwiegend in der Biomasse gejährliche Nährstoffabfuhr von Mais/ Getreidefruchtfotgen (K.Mais- Körnermais, S.Mais- Silomais) bundenen Nährstoffe durch MineralisieKompostgabe 20 t TM/ha alle 3 Jahre rung pflanzenverfiigbar und damit düngewirksam werden.· Einerseits besteht bei zügiger Mineralisierung die Gefahr, dass überhöhte lösliche Nährstoffanteile, die von dem Pflanzenbestand nur zum Teil aufgenommen werden können, in den Untergrund eingewaschen werden. Andererseits muß bei geringer Mineralisierung im Auge behalten werden, dass im Boden keine unkalkulierbaren Nährstoffvorräte akkumuliert werden. Zu diesem Spannungsfeld permanenter Abwägung liefern die Praxisversuche des Forschungsprojektes erste quantitative Versuchsergebnisse ..

Die Feldversuche zeigten überKasten 2: Düngewirksamkeit der N-Zufubr aus Komposten einstimmend, dass die N(Ergebnisse nach 3 Jahren) Gesamtzufuhr der Kompostga• Anrechenbare lösliche N-Fracht ben bei einer mineralischen N=niedriger als bisher angenommen Ergänzungsdüngung nach "gu7 Anfangsjahre jährlich max. 5 % ter fachlicher Praxis" lediglich • Indikatoren zur Kontrolle zu maximal 5 % düngewirksam » LöslicherN-Gehalt Kompost wurde (vgl. Kasten 2). Zumin= Prognose der Größenordnung der lös!. N-Fracht » Nmm-Gehalt Boden dest in der Anfangsphase re= Widerspiegelung des zeitlichen Verlaufes gelmäßiger Kompostanwender N-Mineralisierung dung ist deshalb mit einer geringeren N-Mineralisierung zu rechnen, als aktuelle Beratungsunterlagen (z.B. ANONYM 1998) angeben. Als Indikatoren zur Kontrolle der N-Mineralisierung eignen sich der löslicheN-Gehaltvon Komposten, der eine Vorabschätzung der Größenordnung der zu erwartenden löslichen N-Fracht ermöglicht, sowie der Nmin-Gehalt der Böden, mit dem der zeitliche Verlauf der N-Mineralisierung verfolgt werden kann. Entsprechende Ergebnisse der Feldversuche zeigen (vgl. Abb. 2), dass die Nmin·Gehalte bei moderaten Kompostgaben (Stufe K2) im Mittel nur geringfiigig über den Werten der Kontrolle ohne Kompost liegen. Sogar überhöhte Kompostgaben (Stufe K3), die nach "guter fachlicher Praxis" nicht gegeben werden

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dürfen, fuhren selbst im ungünstigen Fall (Maximum) nur zu Anhebungen der Nm; 0 -Gehalte von I 0 15 kg!ha. Plötzliche und ökologische bedenkliche Anhebungen des löslichen N-Pools im Boden sind nach diesen Ergebnisseil nicht zu befiirch.,..I K3 l~;&:~:~~·r·::~~.t ten. Der produktionsbezogene Bodenschutzes ist gewährleistet, wenn - wie es ~ ~{;;;~~~~;;~~~~ OMittelwertl die "gute fachliche Praxis" verbindlich !'JMaximum ~0 vorsieht (ANONYM 1996) - die aktuellen Cl. E K3 l Nm; 0 -Gehalte in der N- Düngeempfehlung ~ K2 ~.~:;;_J'-;~,t-=.•=:.;: ,:1;, ~ ; :!·~; :._:;:..,~=.;=~~~' berücksichtigt werden. l

H1st

KO ~~~,;~-,q_~~-rr~l;:_~y:~eGi -<(~-~

Frü~ahr

Die Zufuhr an Phosphor und Kalium mit 20 30 40 50 10 0 den Kompostgaben beeinflusst vor allem 2 Nm.,-Gehalt in kg/ha die "pflanzenverfügbaren" Bodengehalte Abb. 2: N.,;,-Gehalte Boden in Abhängigkeit von der positiv. Aus den Versuchen ergab sich Kompostgabe (Mittel der Feldversuche nach eine mittlere Anhebungsrate je 100 kg!ha )jähriger Kompostanwendung, 2 Termine) Zufuhr an P20s bzw. K20 mit KompostKompoststufen: KO- Kontrolle ohne Kompost K2 -jährlich 6 - I 0 t TM/ha gaben von 1,0 mg P 20 5/IOO g bzw. 1,3 mg K3- jährlich 12-20 t TM/ha K20il 00 g Boden. Die Düngewirksamkeit beträgt bei moderaten Kompostgaben im Mittel 30 - 50 % der P-Zufuhr bzw. 40 - 55 % der KZufuhr (vgl. Kasten 3). Den größten Anteildaranhat die Allhebung des "pflanzenverfügbaren" Bodenpools, während der jährliche Pflanzenentzug nur eine untergeordnete Rolle spielt. Unter Berücksichtigung dessen, dass auch die mineralischen Dünger anflinglich keine volle Düngewirksamkeit aufweisen- sie erreicht sich im Anwendungsjahr 15 - 20 % fiir Phosphor und 50 - 60 % fiir Kalium -, ergibt sich eindeutig, dass die Düngewirkung beider Nährstoffe in der Düngebilanz (das verlangt auch die Düngeverordnung) vollständig angerechnet werden muß, um unkalkulierbare Anreicherungen im Boden und Auswaschungen in das Kasten 3: Düngewirksamkeit der P- und K- Zufuhr mit Komposten Grundwasser im Sinne - Kompostgaben von ca. 9 t TM/ha und Jahrdes produktionsbezogenen Bodenschutzes zuPhosphor Kalium P20, K20 verlässig zu verhindern. 110 -130 Zufuhr Kompost absolut kglha 60- 80 Damit wird die am 40- 55 Davon düngewirksam insgesamt %Zufuhr 30- 50 Pflanzenbedarf orientier3- 6 Mehrentzug Ernteprodukte 4- 8 te P- und K-Zufuhr, die 25-40 35- 50 Zunahme löst. Bodenpool fiir den Landwirt ein maßgebendes Einsparpotential bildet, eindeutig zum begrenzenden Faktor der Kompostgabe.

2

"Pflanzenverftlgbare" Bodengehalte - CAL-extrahierbare Gehalte nach VDLUFA-Methodenbuch Band I. Die Untersuchung von Böden. 4. Auflage. I. und 2. Teillieferung (1997), Punkt A 6.2.1.1.

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Auch mit moderaten, dem Bodenschutz emsprechenden Kompostgaben verbleibt im Boden ein Positivsaldo an Schwermetallen, weil die Zufuhr mit Komposten die Ab,fuhr durch die Ernteprodukte übersteigt. Das belegen die Ergebnisse der Feldversuche (vgl. Abb 3), in denen die standorttypischen3 Entzüge einer Körnermais/ Getreide-Fruchtfolge an Pb, Cr, Ni, Cd und Hg weniger als 5 % der Zufuhr mit Kompost entsprechen und nur bei Cu und Zn etwas höhere Entzugsraten zu verzeichne.n sind. Auch entzugsstarke Fruchtfolgen, wie die Silomais/ Getreide-Fruchtfolge, ändern an dieser Situation wenig. Die Gesamtgehalte der

14

Böden an Schwerni.etallen blieben von der rela-

12

tiv geringen Zufuhr mit Komposten bisher noch

10

unbeeinflußt. Eine messbare Anhebung ist erst

8

in größeren Zeiträumen (etwa 10- 15 Jahre) zu

6

erwarten. Die "mobilen", d.h. mit I N NH4N03-

4

Lösung extrahierbaren Bodengehalte an Cd, Ni

2

und .Zn gingen sogar nach Kompostgaben signi-

0

fikant zurück, offenkundig bedingt durch eine

Pb

Cr

Ni

Cd

Hg

Cu

Zn

zunehmende Sorption. an der Bodenmatrix, gefördert durch leicht angestiegene pH-Werte. Die Versuchsergebnisse belegen damit, dass bei Einhaltung moderater Kompostgaben gemäß

Abb. 3: Schwermetallentzüge durch Ernteprodukte in Relation zur Schwermetallzufuhr ·mit moderaten Kompostgaben von 6 - 10 t TM/ha und Jahr

"guter fachlicher Praxis" keine Gefahr besteht, dass der Schwermetallpool des Bodens unkontrollierbar ansteigt bzw. dass die zugeführten Schwermetalleplötzlich und unkalkulierbar mobilisiert werden. Zusammenfassend kann die Titelfrage deshalb anhand der vorliegenden Projektergebnisse vorläufig positiv beantwortet werden. Moderate Kompostgaben von 5 - 7 t TM/ha und Jahr, die niedrige Schwermetallfrachten zufuhren und sich am P- und K-Düngebedarf der angebauten Kulturen orien,tieren, lassen erwarten, dass die Belange des produktionsbezogenen Bodenschutzes auch bei längerem Komposteinsatz erfüllt werden. Literatur ANONYM (1996): Düngeverordnung vom 26.01.1996. Bundesgesetzblatt 1996 Teil! Nr. 6, S. 118-121. ANONYM (1998): Beratungsgrundlagen ftir die Düngung im Ackerbau und auf Grünland. Hrsg.: Landesanstalt ftir Pflanzenbau Forchheim im Auftrag des Ministeriums Ländlicher Raum Baden-Württemberg. ANONYM (1999): Erarbeitung von Grundlagen ftir Anwendungsrichtlinien zur Verwertung geeigneter Rest- und AbfaÜstoffe im landwirtschaftlichen Pflanzenbau (Ackerbau). Abschlußbericht PW AB-Forschungsvorhaben Baden-Württemberg PW 95 171. LUFA Augustenberg, Karlsruhe, und Institut fllr Bodenkunde und Standortslehre Hohenheim, Stuttgart. 276 S., 54 Abb. und 70 Tab. sowie Anhang. VDLUFA (1996): Standpunktdes VDLUFA "Landbauliche Verwertung von geeigneten Abfällen als Sekundärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate" vom 23.10.1996. Hrsg.: VDLUFA, Bismarckstraße 41 A, 64293 Darmstadt 7 S. 3

Die geringen Schwermetallzufuhren durch Kompostgaben ftlhrten in keinem der Versuche zu erhöhten Schwermetallgehalten und -entzügen der Ernteprodukte. Deshalb wurden die standorttypischen Entzüge der Varianten ohne Kompost verwendet.

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Produktionsbezogener Bodenschutz bei der landbauliehen Verwertung von Grünguthäcksel und Gelatine-Kalkschlamm-Ergebnisse von Forschungsprojekten aus Baden-Württemberg Dr. M. Mokry und Dr. R. Kluge 1 Für den landwirtschaftlichen Betrieb hat die Verwertung von Wirtschaftsdüngern tierischer Herkunft zur Aufrechterhaltung des innerbetrieblichen Nährstoffkreislaufes Priorität. Mit einer kombinierten mineralischen und organischen Düngung sowie anderen Maßnahmen ( z.B. Strohund Gründüngung) kann die Bodenfruchtbarkeit in der Regel problemlos aufrechterhalten werden. Insofern braucht die Landwirtschaft außerlandwirtschaftliche Abfalle grundsätzlich nicht. Stehen jedoch Wirtschaftsdünger nicht oder nur unzureichend zur Verfügung, können geeignete Bioabfalle als Sekundärrohstoffdünger im Landbau verwertet werden. Damit leistet die Landwirtschaft einen gesellschaftlich wichtigen Beitrag zur Kreislaufwirtschaft und Ressourcenschonung und damit auch zur Umweltentlastung (Substitution von Primärstoffen und Energie). Im Sinne einer nachhaltigen, d.h. umweltverträglichen Anwendung sind nur solche Abfalle landbaulich zu verwerten, die stofflich unbedenklich sind, d.h. die weder die Bodenfunktionen noch den Ertrag und die Qualität der Ernteprodukte beeinträchtigen (Schadstoff-/Risikoaspekt) sowie bei Einsatz nach den "Regeln guter fachlicher Praxis" einen eindeutigen Nutzen für das Pflanzenwachstum oder die Bodenfunktionen erbringen (Wertstoffaspekt). Die im Rahmen einer Vielzahl von Feld- und Gefaßversuchen sowie definierter Laborexperimente gewonnenen Ergebnisse aus den Jahren 1992 bis 1997 zur "Direktverwertung von Grünguthäcksel" sowie 1997 bis 1999 zum "Einsatz von Gelatine-Kalkschlamm in der Landwirtschaft" werden unter Bewertung von Nutzen und Schadstoffrisiko im folgenden komprimiert dargestellt. Direktverwertung von Grünguthäcksel Unter Grünguthäcksel sind frisch gehäckselter Baum-, Strauch- und Heckenschnitt sowie Mähgut aus der Park- und Landschaftspflege, von Streuobstwiesen, Extensivflächen und Hausgärten, jedoch kein Straßenbegleitgrün, kein infiziertes Pflanzenmaterial und keine Bioabfalle aus der Getrenntsammlung zu verstehen. Das Grünguthäcksel wird ohne vorherige Kompostierung in Gaben von 80-100 m3/ha in im 3-jährigen Turnus ausgebracht. Unter den genannten Vorgaben kann dieses Pflanzenmaterial besonders gut im Frühjahr im Ackerbau eingesetzt werden. Die Vorteilswirkung von Grünguthäcksel ist vorrangig als Bodenverbesserung im Sinne einer positiven Beeinflussung

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100% mineral. N

ohneN

N-DUngung

Abb. 1: Ertragsbeeinflussung durch Grünguthäckselanwendung ohne und mit mineralischer N-Ergänzungsdüngung 1

Dr. Markus MOKRY und Dr. Rainer KLUGE, Staatliche Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Augustenberg, Nesslerstrasse 23, D-76227 Karlsruhe

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der Erosionsstabilität, des Wasser- und Lufthaushaltes sowie der Bodenbiologie zu sehen. Neben einer wünschenswerten Humusreproduktion ist eine Düngewirkung nur mittelfristig von Bedeutung. Im Hinblick aufunvermeidbare N-Festlegung (weites C/N-Verhältnis!) erfordert der Einsatz von Grünguthäcksel eine zusätzliche mineralische N-Düngung (Abb. 1). Ohne N-Düngung lag der Ertrag im Mittel der Jahre auf der Kontrolle bei 52 dt/ha, mit N-Ausgleichsdüngung bei 68 dt/ha. Die Versuche zeigten aber auch, dass im Herbst/Winter die löslichen N-Gehalte des Bodens um 1020 kg/ha verringert waren. Infolge sehr niedriger Schwermetallgehalte und daraus resultierender geringer Schwermetallfrachten ist der aus Zufuhr und Entzug (Basis = typische Schwermetallentzüge landwirtschaftlicher Kulturen) errechnete Schwermetallsaldo zwar positiv (Abb. 2), jedoch sehr viel geringer als beispielsweise bei einer Klärschlamm- bzw. Kompostdüngung. Durch Wahl entzugsstarker Fruchtfolgen kann darüber hinaus einer möglichen Anreicherung der Böden entgegengewirkt werden.

50.-----------------------------------------------· 40

H

• K.Mais/Getreide

30

I

ISS8:l

ISS8S

I388S

20

I

B8llSI

B8SSI

ISS83-----I

Cll S.Mais/Getreide

10~------------~~·

Pb

Cr

Ni

Cu

Hg

Cd

Zn

Abb. 2: Schwermetallsaldo in Abhängigkeit von der Fruchtfolge Zusammenfassend ist festzustellen, dass der produktionsbezogene Bodenschutz bei der Iandbaulichen Verwertung von Grünguthäcksel gewährleistet ist, da: • die SM-Frachten • die SM-Gehalte Boden/ Pflanze • der SM-Saldo • die N-Immobilisierung • Wildkräuter/Fremdstoffe und • die Seuchen-/ Phytohygiene

deutlich kleiner als die Grenzfrachten sind mittelfristig unverändert bleiben positiv, aber deutlich geringer als bei Komposten und Klärschlämmen ist durch mineralischeN-Düngungnach guter fachlicher Praxis kein unlösbares Problem darstellt beherrschbar sind.

Hierzu sind folgende wichtige Regeln einzuhalten:

• Nur stofflich unbedenkliche Pflanzenabfalle verwenden • Gute Häckselqualität sicherstellen • Optimale Gaben (80-100m3/ha) zu geeigneten Fruchtarten (z.B. Mais) einsetzen. Einsatz von Gelatine-Kalkschlamm (GKS) in der Landwirtschaft Gelatinekalkschlamm ist ein kalkhaltiger Bioabfall, bislang eingestuft als "organischer NP-Flüssigdünger", der bei der Behandlung von Prozessabwässern aus der Gelatineherstellung anfallt. Aus hygienischen Gründen ist zu fordern, dass keine anders gearteten Abwässer zugefiihrt werden. Der geprüfte Gelatinekalkschlamm hat prozessabhängig einen pH-Wert von.mindestensl2, einen Trockenmassegehalt von mehr als II% und 35% organische Substanz in der TM. Die Gesamtnähr-

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Stoffgehalte betrafen für Stickstoff 4,1, für Phosphor 2,0, für Kalium 0,2, für Magnesium 0,5 und für Kalk 42 kg/m FM. Die Tabelle 1 weist sehr niedrige Schwermetallgehalte aus. Die Ergebnisse bestätigen, dass mit einer Schadstoffwirkung selbst langfristig nicht zu rechnen ist. Tab. 1: Schwermetallgehalte von Gelatine-Kalkschlamm Schwermetall

Blei Cadmium Chrom Nickel Kupfer Zink Quecksilber

Grenzwerte Bioabfall mg/kgTM 150 1,5 100 50 100 400 1,0

Gehalte GKS (n = 5) Mittel· Bandbreite mg/kg TM mglkg TM 3,5 2,2 - 4,4 0,1 0,10 - 0,14 7,7 5,4 - 10 4,0 3,4 - 4,6 6,5 5,4 - 7,2 59 - 80 47 0,03 0,02 - 0,07

Bei einer Aufwandmenge von 20-30 m3/ha und Jahr nach guter fachlicher Praxis zu wachsenden Pflanzenbeständen ist die Nährstoffwirkung als vorrangig zu bezeichnen: ~ ~

~

20-30% des Gesamt-N sind im Anwendungsjahr pflanzenverfügbar (Tab. 2); der Rest-N kann wie die leicht-verfugbare Bodenreserve bewertet werden; I 0-15% des zugefuhrten Phosphors sind im Anwendungsjahr pflanzenverfiigbar; der Rest geht mittelfristig in die Düngebilanz ein; die hohe Kalkzufuhr fuhrt zu einer Verbesserung der physikalischen, chemischen und biologischen Bodeneigenschaften im Sinne einer Erhaltungskalkung. Tab. 2: Ergebnisse eines Feldversuches mit Ackersenf

ohneN 45NGKS 75NGKS 75 (+75) N GKS 150NGKS 125 N Schweinegülle

[dt Tr.S./ha]

[%]

28,7 29,6 33,5 34,9 38,3 38,1

24 23 20 32 26

---

- - - - -

Zur Saat von Ackersenf als Zwischenfrucht wurde Gelatinekalkschlarnrn in verschiedenen Aufwandmengen auf Basis "Gesamt-N" im Vergleich zu Schweinegülle ausgebracht (Tab. 2). Neben einer gesicherten Ertragswirkung ist vor allem eine Sofortwirkung des organisch gebundenen Stickstoffs von 20-30% gemessen worden. Dieses Ergebnis wurde in weiteren Versuchen bestätigt. In einem N-Nachwirkungsversuch mit Zuckerrüben wurde eine N-Nachwirkung des zur Zwischenfrucht gedüngten organisch gebundenen Gülle- und GKS-Stickstoffs von 50% berechnet. Besonders wichtig ist, dass während der Wintermonate auf den mit GKS gedüngten Parzellen keine größeren Nitratmengen ausgewaschen wurden (Abb. 3).

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Zusammenfassend ist festzustellen, dass der produktionsbezogene Bodenschutz bei der Iandbaulichen Verwertung von Gelatine-Kalkschlamm gewährleistet ist, da: • die SM-Frachten • die SM-Gehalte Böden/ Pflanze • die N-Mobilisierung

deutlich kleiner als die Grenzfrachten sind langfristig unverändert bleiben mit 20- 30% von Gesamt-N eine rasche Sofort- und dieN-Nachwirkunggut beherrschbar ist nicht vorhanden sind und unbedenklich einzustufen ist.

• Fremdstoffe • die Seuchenhygiene

Abb. 3: Nitratfrachten (berechnet) in Abhängigkeit von der N-Düngung GKS-Feldversuch - JUNKER Nitratfrachten in der answaschungsgefährdeten Schicht (60-90cm) 30,0 25.0 20,0 15,0

= z

10,0

"'a z .21

5,0 0,0 -5,0

·10,0 ·15,0 ·20,0 ·25,0 -30,0

Juli97

Aug

Sept

Okt

Nov

Dez

Jan98

Feb

Mlrz

Mai

Folgende wichtige Regeln sind einzuhalien: J> )>

Ausbringung in wachsende Kulturen Optimale Gaben (20- 30 m3/ha) beachten

Literatur ANONYM (1996): Düngeverordnung vom 26.01.1996. Bundesgesetzblatt 1996 Teil I Nr. 6 Timmermann, F. und Kluge, R. (1999): Erarbeitung von Grundlagen fiir Anwendungsrichtlinien zur Verwertung geeigneter Rest- und Abfallstoffe im landwirtschaftlichen Pflanzenbau (Ackerbau). Abschlußbericht PWAB-Forschungsvorhaben Baden-Württemberg PW 95 171. LUFA Augustenberg, Karlsruhe, und Institut fiir Bodenkunde und Standortslehre Hohenheim, Stuttgart. 276 S., 54 ' Abb. und 70 Tab. sowie Anhang. VDLUFA (1996): Standpunktdes VDLUFA "Landbauliche Verwertung von geeigneten Abfällen als Sekundärrohstoffdünger,Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate" vom 23.10.1996. Hrsg.: VDLUFA, Bismarckstraße 41 A, 64293 Darmstadt 7 S. · Mokry, M.: Untersuchungen zur Nährstoff- (N-) Dynamik von Gelatinekalkschlamm bei der landwirtschaftlichen Verwertung. Abschlußbericht, 2000

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QLA - Qualitätssicherung Landbauliche Abfallverwertung: System des VDLUFA zur Gewährleistung des produktionsbezogenen Bodenschutzes bei der Iandbaulichen Verwertung geeigneter Rest- und Abfallstoffe Michael OBERMAlER und Harald SCHAAF 1 Der VDLUFA bietet mit QLA- Qualitätssicherung Landbauliche Abfallverwertung- ein Qualitätssicherungssystem für Rest- und Abfallstoffe zur landbauliehen Verwertung, ihre Aufbereitung und Anwendung als Sekundärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate an. Das System befindet sich in der Phase weiterer Ausgestaltung und hat im Bereich der Produktprüfung bereits die ersten Zertifizierungsverfahren aufgenommen.

Warum brauchen wir ein neues System in diesem Bereich? Grundsätzlich dienen Qualitäts- oder Gütesicherungen im Sinne einer freiwilligen Selbstverpflichtung dazu, " ... die Güte von Erzeugnissen und Leistungen [zu] steigern, deren Ansehen [zu] heben sowie dem Verbraucher insofern einen verlässlichen Wegweiser für seine Bedarfsdeckung [zu] geben." [1]. In diesem Sinne wurden und werden durch die Fachgremien der QLA differenzierte Qualitäts- und Prüfbestimmungen für Rest- und Abfallstoffe (Erzeugnisse) und die Anwendung dieser Stoffe im Landbau (Leistungen) erarbeitet. Nach Erfüllung der so definierten Anforderungen werden Qualitätszeichen verliehen. Der Verbraucher erwartet von einer derartigen Kennzeichnung nun zu Recht die Garantie für eine besondere Qualität. Eine reine Umsetzung gesetzlich ohnehin geforderter Standards kann diesem Anspruch nicht gerecht werden (vgl. [2]). Vor dem Hintergrund einer verantwortungsbewussten Abwägung zwischen dem zu erwartenden Nutzen und möglichen Gefahren- und letztlich dem Gedanken einer nachhaltigen Verwertung- beinhaltet die Produktzertifizierung nach QLA daher die Kennzeichnung von drei verschiedenen Qualitätsstufen. Die Umweltverträglichkeit der Iandbaulichen Verwertung kann durch die alleinige Zertifizierung der zu verwertenden Stoffe jedoch noch nicht sichergestellt werden, da die Verwertung selbst einen wesentlichen Aspekt darstellt. Mit QLA ist es erstmals möglich auch die Anwendung zu zertifizieren und damit die Stoffe bis auf die Fläche zu begleiten, so dass die Zertifizierung schließlich lückenlos alle Schritte der Verwertung abdeckt. Die Zertifizierung nach QLA beschränkt sich nicht auf Komposte, sondern umfasst alle geeigneten Rest- und Abfallstoffe. Damit wird für viele Stoffe überhaupt erst die Möglichkeit geboten, an einer Qualitätssicherung teilzunehmen- und ggf. die in der Bioabfallverordnung vorgesehenen Erleichterungen zu nutzen.

Die Ziele der QLA sind im wesentlichen: 0 Gezielte Förderung hochwertiger Stoffe, damit verbunden: Schaffung von Anreizen zu einer kontinuierlichen Qualitätsverbesserung über die gesetzlichen Anforderungen hinaus 0

Sicherung der gesamten Verwer/!lngskette bis zur Aufbringung auf die Fläche

1 Michael Obennaier, c/o. Staatliche Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Augustenberg, Nesslerstrasse 23, D-76227 Karlsruhe E-Mail: michael.obermaier@lufa.bwl.de, Internet: http://www. vdlufa.de/gla Dr. Harald Schaaf, Hessische Landwirtschaftliche Versuchsanstalt (HLVA) Kassel, Am Versuchsfeld 13,34128 Kassel, EMail: hschaaf@hlva-kassel.de

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Modularer Aufbau der QLA Die Konzeption von QLA setzt einen Aufbau aus drei Teilen, den Kategorien der QLA, voraus:



Aufbau des Systems

ays 3 Kategorien

·=·""·"'

Ausganp

Endprodukte

..... .:.....

Anwendungskonzeption


Qualitätsstufen für Endprodukte-Kategorie 2 Ausschließlich in Kategorie 2 wird in drei Qualitäten unterschieden: Qualität Bronze, Silber und Gold.

Kriterien > Schadstoffe > Stabilität Wertstoffe > Pflanzenverträglichkeit >Hygiene > Eignung für spezielle Anwendungen

"Silber"

"Gold"

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Die Einführung der Qualitätsstufen bringt folgende Vorteile mit sich: 0 verschiedene Qualitäten werden als solche gegeneinander abgegrenzt und ausweisbar. Das verschafft hochwertigen Stoffen einen Marktvorteil und sorgt für Anreize zur Qualitätsverbesserung über den gesetzlich geforderten Rahmen hinaus. Letztlich soll die Notwendigkeit der regelmäßigen Anpassung der Grenzwerte an die technischen Möglichkeiten hinfällig werden. 0 Durch die Möglichkeit der differenzierten Darstellung der tatsächlichen Qualität gewinnt die Zertifizierung an Transparenz, was eine wesentliche Voraussetzung ftir die Akzeptanz darstellt. 0 Schließlich wird mit der Einftihrung der Qualitätsstufen erst die Möglichkeit zu einer ökologisch sinnvollen Lenkung von Stoffströmen geschaffen:

Qualitätsstufe

Beispiele: "Bronze":

Park- und Landschaftsbau, Flächenrekultivierung

"Silber":

Landwirtschaft, Gartenbau

"Gold":

Gemüsebau, Ökolandbau

Einzelzeichen und Gesamtzertijizierung Für die Zertifizierung der einzelnen Kategorien und deren Verknüpfung gelten folgende Regeln: Kategorie I, Ausgangsprodukte, ist grundsätzlich einzeln anwendbar. Hier gibt es keine Qualitätsstufen. Eine Zertifizierung der Ausgangsstoffe nach Kat. I ist nicht Voraussetzung ftir Kategorie 2. In Kategorie 2, Endprodukte, gibt es die Qualitätsstufen Bronze, Silber und Gold. Bereits mit Erreichen der Qualität Silber kann das QLA-Zeichen einzeln genutzt werden. Die Vergabe des Zeichens Bronze ist jedoch mit der Durchführung der Gesamtzertifizierung (s.u.) verknüpft.

Kategorie 3 setzt den Einsatz qualitätsgesicherter Endprodukte nach Kategorie 2 voraus. Prinzipiell können hier auch Zeichen anderer Gütesicherungen anerkannt werden. Wenn die Kategorien 1,2 und 3 zusammenkommen, mindestens Katego-

\2 ()I' .\LI r;\TSZEIC'IIK\

AUSGANGSSTOFF

l:3 einzeln nutzbar

LI Ql".\Lri'.\TSZEIC"IJE\"

QL\I.JT.\ rsZHC'IIE'\ ElnJrltwtrit·hlkhe

ENDPRODUKT

An"~:ndung.d;onnplirm

~

0 Qualitätsstufen

..

~

bronze, silber, gold; einzeln nutzbar ab Stufesilber

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rie 2 und 3, so sind die Voraussetzungen der Gesamtzertifizierung gegeben, die gleichsam den Königsweg darstellt. Die Gesamtzertifizierung ist lediglich zwingend bei Verwertung von Endprodukten der Qualitätsstufe Bronze, wird jedoch auch .fti,r die Qualitäten Silber und Gold empfohlen.

Ablauf der Zertifizierung,

...

exemplarisch erläutert.an Kategorie 2: Mit Antrag bzw: Vertragsschluss mit dem potentiellen Zeichennehmer beginnt die Anerkennungsphase der Zertifizierung. In dieser Phase herrscht eine erhöhte Probenahmedichte, damit eine .sichere Bewertung des Stoffes in vertretbarem Zeitrahmen erfolgen kann. Das Anerkennungsverfahren dauert mindestens 6 Monate, in der Regel ein Jahr. Mit Abschluss ,des Anerkennungsverfahre~s erfo.lgt die Einstl\fung des Endprodukts in eine der drei Qualitätssiufen.

· Antrag für eine Kategorie. Anerkennungsphase

Darauf folgt die Zeichenvergabe und das Überwachungsverfahren beginnt. Im Überwachungsverfahren wird die Einhaltung der Anforderungen kontinuierlich überprüft. Die Untersuchungsintervalle sind im Überwachungsverfahren deutlich geringer. Eine Besonderheit ist die Reduktion des UntersuchungsaufWands in einzelnen Parametern mit zunehmender Qualität, wodurch bessere Qualitäten durch entsprechend geringere Untersuchungskosten honoriert werden.

·,d t;~~~ch,yng· "nach aLA·,..: f

;\.•

.•

Literatur [I] RAL Deutsches Institut fur Gütesicherung und Kennzeichnung e. V. (Hrsg. )(1996): Grundsätze fiit Gütezeichen. [2] Bachmann, G.; Thoenes, H.-W,. (Hrsg.)(2000): Wege zum vorsorgenden Bodenschutz: fachliche Grundlagen und konzeptionelle Schritte fiir eirie erweiterte Boden-Vorsorge I Wissenschaftlicher Beirat Bodenschutz beim BMU. Bodenschutz undAltlasten, Band 8. Erich Schmidt Verlag, Berlin 2000. [3] Verband Deutscher Landwirtschaftlicher Untersuchungs- und Forschungsanstalten (VDLUFA)(Hrsg.){l996): Landbauliche Verwertung von geeigneten Abfallen als Sekundärrohstoffdünger, Boderihilfsstoffe und Kultursubstrate. VDLUFA-Standpunkt. Eigenverlag, Daf!11Stadt 1996. · [4] Propfe, H. Th. (2000): Qualitätsanforderungen bei der Iandbaulichen Verwertung von SekundärrohstoffenReichen die vorhandenen Gütezeichen aus? Bodenschutz r·oo, 4-5. [5] Schaaf, H. (2000): Abfallverwertung und Bodenschutzgesetz. KA- Wasserwirtschaft, ·Abwasser, Abfall 2000 . (47) Nr.6; 832-837.

-323-

Aufkommen, Beschaffenheit und Verbleib von kommunalen Klärschlämmen

I

i in Mecklenburg-Vorpommern (M-V) Baidur Schaecke (Güströw) und RalfPöplau (Rostock)

Durch die weitergehende Modernisierung und den Neubau von Kläranlagen hat sich bei einem Anschlussgrad der Bevölkerung an die zentrale Abwasserentsorgung von 77 % der Klärschlammanfall in den etwa 500 Kläranlagen Mecklenburg-Vorpommems seit 1992 bis 1998 von 33.650 t auf41.500 t Schlamm TM erhöht. Allein 1998 wurden in M-V rund 355 Mio. DM in die Schaffung öffentlicher Anlagen zur Abwasserableitung und -behandlung investiert. Der seit 1995 anhaltende Trend einer Verbesserung der Klassifizierungsergebnisse der Fließgewässer in M-V ist u. a. maßgeblich auf den umfangreichen Kl~ranlagenaus- und -neubau der letzten Jahre zurückzufuhren (1989: 13 % der Fließgewässer Güteklasse 4 und 5, 1998: nur noch I %in der Klasse 4). So werden in den modernen Kläranlagen die fur die Gewässereutrophierung verantwortlichen Nährstofffrachten fur Phosphor um etwa 90% und fur Stickstoff um ca. 80% reduziert.

2. Klärschlammbeschaffenheit 2.1. Schwermetalle im Klärschlamm Die Umweltrelevanz möglicher Schwermetallkontaminationen in Böden ist in der Persistenz dieser Stoffe (nicht abbaubar) und in ihrer Gesundheitsgefährdung fur Lebewesen bei Überschreiten bestimmter Konzentrationen begründet. Der Schutz des Bodens vor unzulässigen Schwermetallkontaminationen erfordert daher auch beim landwirtschaftlichen Klärschlammeinsatz eine wirksame Kontrolle der Schwermetallbelastung (AbfKiärV 1992, § 4 Abs. ~)und schließt durch einen Vergleich mit Normal- und Grenzwerten eine Beurteilung seines Kontaminationsgrades ein. Wie die seit 1992 vorliegenden Untersuchungsergebnisse zur Schwermetallbelastung der Klärschlämme belegen, sind die Schwermetallgehalte - ausgenommen Kupfer - kontinuierlich zurückgegangen. So haben sich z. B. von 1992 bis 1998 die mittleren Schwermetallgehalte ~ ~~

....__







• •

Blei Cadmium Quecksilber Zink

von 79 3,06 von 2,62 von von 1580

auf auf auf auf

56 1,14 1,51 984

mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg

Schlamm TM, Schlamm TM; Schlamm TM und Schlamm TM

verringert. Lediglich die Schwermetalle Chrom (mit 37 mg/kg TM) und Nickel (mit 18 mg/kg TM) scheinen sich bereits im Bereich der vermutlich unvermeidbaren Grundbelastung eingepegelt zu haben. -.;,, Beim Kupfer-Gehalt im Klärschlamm hat sich der seit 1992 anhaltende kontinuier1iche Anstieg von 149 auf 453 mg/kg TM fortgesetzt. Das heißt, der Cu-Gehalt nahm von J992 bis 1998 um 304 mg Cu/kg Schlamm TM zu. Dies entspricht einem Anstieg auf 304 %. Der., mittlere Cu-Gehalt erreichte 1998 mit 453 mg/kg Schlamm TM das bisher höchste durchschnittliche Belastungsniveau.

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i -' Am Kupfereintrag in die Kläranlagen sind nach Literaturangaben vor allem industrielle und

I

gewerbliche Abwässer mit 30 - 40 %, der durch Niederschläge hervorgerufene Oberflächen-. abflussvon Straßen und befestigten Flächen mit 30- 35 %sowie die häuslichen Abwässer mit etwa 20 - 30 % beteiligt. Die nicht unerhebliche verkehrsbedingte Cu-Kontamination der Oberflächenabflüsse von Straßen resultiert vor allem aus dem Abrieb von Fahrzeugteilen (allein der Bremsbelag eines Mittelklassewagens enthält 10- 12 g Cu). Die Cu-Belastung der häuslichen Abwässer wird maßgeblich durch die zunehmende Verwendung von Kupfermaterialien in der Haus- und Sanitärinstallation bestimmt. Die mit dem Abwasser eingetragene Kupferzulauffracht wird zu etwa 80 % im Klärschlamm abgeschieden und der Rest in den Vorfluter eingeleitet. ·

J

Bei zusammenfassender Bewertung ergibt sich, dass _im Berichtsjahr .1998 die mittleren. Schwermetallgehalte im Klärschlamm bei Chrom, Blei, Nickel sowie Cadmium nur 4 bis II% und bei Quecksilber, Zink und Kupfer lediglich 19 bis 57% des lt. Klärschlammverordnung (1992) vorgegebenen Grenzwertes erreichten. Damit ist aus der Sicht der Schwermetallbelastung der überwiegende Anteil der in Mecklenburg-Vorpommem anfallenden kommunalen Klärschlämme fur die Landwirtschaft als "gut verwertbar" einzustufen. '

2.2 Organische Schadstoffe Wegen der z. T, schweren .biologischen Abbaubarkeit, ihren ökotoxikologischen Eigenschaften (Toxizität, Bioverfugbarkeit, Bioakkumulation, Nachweisbarkeil des Femtransportes) sowie ihrer fast ausschließlich anthropogenen Herkunft wurden die 'summe der halog~norganischen Verbindungen (AOX) die polychlorierten Biphenyle (PCB) sowie die polychlorierten Dibenzodioxine!Dibenzofurane (PCDD/F)

-

. vom Gesetzgeber als gefährliche Stoffe definiert und als Pflichtuntersuchungsparameter in die · 1992 novellierte Klärschlammverordnung aufgenommen.



Die AOX-Eintragswege stammen· im Wesentlichen aus den Herkunftsb~reichen Industrieun
.

.

.

Die z. T. bedeutsame atmosphärische PCB-Deposition (nach Literaturangaben 0,24 glha und Jahr) bewirkt, dass bei Regen vor allem. die am Schwebstaub adsorbierten PCBVerbindungen mit dem Regenwasser (Gehalte zwischen 10 und 50 ng/1, in stark belasteten

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Gebieten bis 160 ng PCB/1) in die kommunalen Abwasseranlagen und damit in den Klärschlamm gelangen (Eliminationsrate 50 bis 90 %). Die hohe Adsorptionsneigung der PCBVerbindungen an die Klärschlamm-Matrix (geringe Wasserlöslichkeit, großes Molekulargewicht, hoher Anteil der Fett- und Huminfraktion, große Oberfläche der Schlammflocken) ist auch der Grund fiir das hohe PCB-Reservoir des Klärschlammes im Vergleich zu den PCBMengen im gesamten Umwelt-Reservoir (Atmosphäre, Lithosphäre, Sedimente, Wasserphase, Flora und Fauna). Trotz der bundes- und weltweiten PCB-Produktions- und Anwendungsbeschränkungen (in der BRD besteht seit 1989 ein allgemeines PCB-Verbot) bilden die seit dem kommerziellen Produktionsbeginn im Jahre 1929 in die Umwelt gelangten ubiquitär verteilten PCB-Mengen auch weiterhin die Basis fiir eine relevante PCB-Belastung der kommunalen Klärschlämme. Die in den Jahren 1992 bis 1998 ermittelte PCB-Belastung der Klärschlämme erreichte bei den PCB-Einzelkomponenten folgende Durchschnittswerte: PCB

28 52 101 138 153 180

0,005 - 0,021 mg/kg Schlamm TM 0,004- 0,013 " 0,005- 0,018 " 0,007 - 0,040 " 0,012- 0,038" 0,008 - 0,020 "

Damit lagen die anhand von 540 Analysenergebnissen berechneten Mittelwerte weit unter den in der Klärschlammverordnung von 1992 festgelegten PCB-Grenzwerten in Höhe von 0,2 mglkg Schlamm TM je Komponenten-Nummer. Außerdem konnten Grenzwertüberschreitungen bei den einzelnen PCB-Kongeneren sowohl 1995, 1996 als auch 1997 und 1998 nicht mehr nachgewiesen werden. Bei Einbeziehung aller 6 PCB-Einzelkomponenten wurde 1998 der lt. Klärschlammverordnung zulässige Grenzwert von 0,2 mg/kg Schlamm TM nur zu 3% (PCB 28 und 52) bis maximal6% (PCB 138 u. 153) ausgeschöpft. Als bevorzugt luftgetragener ubiquitärer Schadstoff soll die atmosphärische PCDDfF: Deposition auf den versiegelten und bebauten Flächen mit über 30 % den Hauptanteil der PCDD/F-Klärschlammbelastung ausmachen. Die auf den versiegelten und bebauten Flächen abgelagerten PCDD/F-Immissionen (überwiegend an Stäube gebunden) gelangen über d~s Regenabflusswasser in die Kanalisation zum Klärwerk und werden aufgrund ihrer starken hydrophoben Eigenschaften aus der Wasserphase eliminiert und im Klärschlamm angerei~ chert. Über den Eintragspfad Indirekteinleiter und Haushalte kann nach Literaturangaben eine PCDD/F-Klärschlammbelastung von ca. 20 % angenommen werden. Als eine der bedeutendsten Einzelquellen fiir den Dioxineintrag in die Umwelt hat sich das bis Ende der 80er Jahre als Wirkstoff in Holzschutzmitteln sowie als Textil- und Lederkonservierungsmittel eingesetzte Pentachlorphenol (PCP) erwiesen. Zum Schutz der Menschen und seiner Umwelt ist daher seit Dezember 1989 in der BRD die Pentachlorphenol-Verbotsverordnung in Kraft, die die Herstellung, das In-Verkehr-Bringen und die Anwendung von PCP. und seinen Verbindungen verbietet. · Die PCDD/F-Belastungswerte im Klärschlamm fiir die Jahre 1992 bis 1998 stützen sich auf die repräsentative Anzahl von 431 Untersuchungsergebnissen. Waren aufgrund der Dio'xinbelastung 1992 nur 58 % der untersuchten Klärschlämme fur eine landwirtschaftlich~,iVerwer-

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tung geeignet, so waren es 1998 bereits 96 %. Zur Bewertung der in den' Jahren 1992 bis 1995 ermittelten z. T. erheblichen PCDD/F-Grenzwertüberschreitungen (128' bis 3724 ng TE/kg · Schlamm TM) sei bemerkt, dass ein beträchtlicher Teil der· untersuchten Klärschlämme aus Trockenbeeten stammte und der Anfall dieser Schlämme teilweise auf die Jahre vor 1990 zurückgehen dürfte. Im Gegensatz zu diesen ·typischen "Aitlastenschlämmen" ·weisen ·die gegenwärtig in Mecklenburg-Vorpommern anfallenden Klärschlämme ein deutlich niedrigeres PCDD/F-Belastungsniveau auf. Mit einem PCDD/F-Gehalt von 10- 35 ng TE/kg Schlamm TM liegen die meisten Klärschlämme Mecklenburg-Vorpommerns bereits im PCDD/FBelastungsbereich der kommunalen Klärschlämme aus den alten Bundesländern.

2.3 Wertgebende Inhaltsstoffe im Klärschlamm Vor allem wegen seines Gehaltes an Nährstoffen und organischer Substanz (Zufuhrung mit 5 t Schlamm TM pro ha: 120 - 240 kg Ges.N, 130 - 260 kg P.20s, 400 -· 750 kg CaO, ·II - 25 kg K20, 16- 39 kg MgO, die Mikronährstoffe Cu und Zn sowie 2- 2,6 t organische Substanz) wird es als ökologisch sinnvoll angesehen, wenn geeignete kommunale Klärschlämme landwirtschaftlich genutzt werden. Durch die angestrebte Erweiterung des Klärschlammeinsatzes in der Landwirtschaft wird der Mineraldüngerverbrauch reduziert uml ein Beitrag zur Humusversorgung im Ackerbau geleistet. Nach Literaturangaben kann fur Klärschlamm aus kommunalen Abwasserreinigungsanlagen ein Düngewert von 50 - 120 DM pro t Schlamm TM angenommen werden. Das heißt, der Landwirt erhält mit 5 t Klärschlamm TM, die maximal je ha im Zeitraum von 3 Jahren ausgebracht werden dürfen, Pflanzennährstoffe im Werte von 250,- bis 600,- DM.

3. Klärschlammverbleib Die Ausfuhrungen zur Klärschlammbeschaffenheit - das heißt sowohl die Bewertung der Schadstoffgehalte als .auch der .wertgebenden Inhaltsstoffe - erlauben .die Aussage, dass in zunehmendem Maß der überwiegende Teil der in Mecklenburg-Vorpommern anfallenden kommunalen Klärschlämme fur die Landwirtschaft als ,,gut verwertbarer" Sekundärrohstoffdünger einzustufen ist. Vöm Klärschlammaufkommen wurden 1998·in M-V 53% landwirtschaftlich verwertet, 16% dem Landschaftsbau zugefuhrt, 16 % .kompostiert, 14 % · der Klärschlämme verblieben als Lagerbestände auf dem Betriebsgelände der Klärwerke und etwa I % wurde über sonstige Entsorgungspfade ·verbracht.

Autoren: Dr. Baidur Schaecke Landesamt fur Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburi.:Vorpommein Goldherger Straße 12 \. · 18;273 Güstrow ·

<. .

Dr. RalfPöplau Landwirtschaftliche Fachbehörde LUF A Rosteck der LMS· Landwirtschaftsberatung Mecklenburg-Vorpommern Graf-Lippe-Straße I 18059 Rosteck

-327-

Schadstoffimmobilisierung mit Bodenaushub auf schwermetall-belasteten ehemaligen Rieselfeldern in Berlin

C. Hoffmann 1, H. Böken 2, R. Meti & M. Renger 1

Einleitung Im Rahmen von Baumassnahmen fallen in Berlin zur Zeit große Mengen von unbelastetem, lehmigen Geschiebemergel an, welcher als Sicherungsmassnahme im Sinne des § 5 Abs. 3 ff, BBodSchV 1999 auf Altlastenstandorten zu einer Verbesserung des Schadstoffbindungsvermögens und zur pH-Wert Erhöhung eingesetzt werden kann. Damit wird dem Verwertungsgebot des KrW-/Abfg § 4 Abs. 2 Rechnung getragen. Mit diesem Vorgehen wird der Anteil von Bauaushub, der als Abfall entsorgt werden muss, reduziert und Deponien werden entlastet. Bindiges Bodenmaterial wird aufgrund seiner, für die bauliche Verwendung ungünstigen, bodenphysikalischen Eigenschaften, nur in geringem Umfang bei Baumassnahmen wiederverwertet Für zukünftige Vorhaben müssen einheitliche Vorgehensweisen festgelegt werden, welche die Verwendung von Bodenaushub flir die Sicherung von Altlastenstandorten regeln. Solche Regelungen existieren bundesweit bisher nur flir den Einsatz von Bodenaushub als • •

Kultursubstrat Baustoff Bodenverbesserer in Landschaftsbau

(DIN 19731 1998, ISO-DIS 15167 2000) (LAGA 1997, ISO-DIS 15167 2000) (LABO 1997, DIN 1973 I, ISO-DIS 15167 2000).

Für andere Verwendungen existieren - wenn überhaupt - länderspezifische Ausflihrungsvorschriften und Erlasse. Dabei muss in zwei Gruppen unterschieden werden,

Sicherungsmassnahmen: bei Schwermetallen (SM)

- Einmischung von Bodenmaterial zur Erhöhung der Sorptionskapazität und/oderzur Erhöhung des pH-Wertes bei Schwermetallen+ Organika- zur Überdeckung und Anlage einer Rekultivierungsschicht (Reduzierung der Sickerwassermenge) Sanierungsmassnahmen: -zur Verbesserung des boden-chemischen und -physikalischen Milieus zur bei Organika Stimulation der natürlichen Selbstreinigungskraft- passiv bioremediation. In der vorliegenden Arbeit soll die Einmischung von Geschiebemergel zur Sicherung von flachgrUndig schwermetall-kontaminierten, sandigen Standorten, am Beispiel der ehemaligen Rieselfelder im Umland von Berlin betrachtet werden. Nach dem Brandenburger Landesabfallgesetz (§29.4) stellen diese grassflächige Altlastenstandorte dar. welche bei einer Orientierung an den Werten der Berliner Liste (SenStadtUm 1996) bzw. der Bundesbodenschutzverordung (BBodSchV 1999) unter anderem eine Gefahrdung flir die Schutzgüter Mensch und Grundwasser darstellen.

1

TU-Berlin. FG Bodenkunde. lnsl. f. Ökologie und Biologie. Sckr. BK, Salzufer 12, I 0587 Berlin Email: christian.hoffmann@tu-berlin.de. Tel.: 314-21722. FAX: 314-73548 ' Humboldt Universität Berlin. Landwinschaftlich-Gärtnerische Fakultät. FG Ackerbausysteme, Dorfstr. 9 13051 Berlin Email: Holger.Boeken@uba.de. Tel: 9627-5510, FAX: 9627-5550

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Anforderungen an die Verwertung von Bodenmaterial zur Sicherung von schwermetallbelasteten, sandigen Standorten Vor der Verwertung von Bodenmaterial muss selbstverständlich immer das Vermeidungsgebot stehen, welches den mengenmäßigen Anfall von Bodenmaterial, durch sinnvolle Planungsvorbereitung eines Bauvorhabens, reduzieren soll. Sind massenreduzierende Massnahmen hinreichend geprüft, sollte das Bodenmaterial einer Mindestprüfung unterzogen werden, welche den Einsatz des Materials flir Sicherungsmass·nahmen qualifiziert oder ausschließt. Für ein Vorerkundungs- und Mindest-Schadstoff-Untersuchungsprogramm stellen die LAGA-Richtlinien (LAGA 1997) eine sinnvolle Grundlage dar. Vermischungs- und Verdünnungsverbot müssen flir das aufzubringende Material unbedingt eingehalten werden (vgl. BBodSchG 1998). Grundsätzlich ist nur Bodenmaterial zu verwenden, welches in seiner physikalische Beschaffenheit und seinem Schadstoffgehalt geeignet ist, keine Besorgnis einer schädlichen Bodenveränderung hervorzurufen (HOLZW ART et al. 2000). Der Nutzen der Bodenverwertung ist dadurch zu belegen, dass mindestens ein Kriterium, die Erhöhung der Sorptionskapazität oder die langfristige Erhöhung des pHWertes, erflillt ist (Tab. 1). Material, das den Zuordnungswert Z 1.1 (LAGA 1997) überschreitet sollte keinesfalls eingesetzt werden, um die Gefahr des Eintrages zusätzlicher Schadstoffe möglichst zu vermeiden. Aus dem selben Grund sollte kein Bodenmaterial eingesetzt werden, der ein Schadstoffinventar enthält, dass am Einbaustandort nicht vorhanden oder nur in geringeren Konzentrationen vorhanden ist (Tab. 2). Ein pH-Werte > 8,0 sollte dagegen kein Ausschlusskriterium nach LAGA (1997) darstellen, wenn der höhere pH ausschließlich durch den Karbonatgehalt verursacht wird. Der Steinanteil sollte grundsätzlich · < 5 Vol.% liegen, der Anteil an Fremdstoffen (z.B. Bauschutt< I Vol %).

Tab. 1: Einbaukriterien zur Verwendung von Bodenmaterial zur Sicherung von schwermetallbelasteten, jlachgründigen Sandstandorten

Ton [Gew.%]

Ton I Schluff [Gew.%]

Karbonat-Gehalt [Gew.%] <5%




Nein

Nein

Ja

< 10%

0

Nein

Nein

Ja


0

Nein

Ja

Ja


0

Ja

Ja

Ja


Tab. 2: Ausschlusskriterien zur Verwendung von Bodenmaterial zur Sicherung von schwermetallbelasteten, jlachgründigen Sandstandorten Ausschlusskriterien·für den Einbau von I Bodenmaterial Böden die nicht die Einbaukriterien erfüllen • LAGA-Zuordnungswert > Z 1.1 • Schadstoffinventar, welches nicht ain Einbaustandort vorhanden sind • Schadstoffkonzentrationen oder Schadstoffmengen, die über denen des EinbauStandortes Iiegen



Ziel des Pilotprojektes Durch das Einarbeiten des Mergels mittels Fräse in den belasteten Rieselfeldboden sollen hauptsächlich die folgenden Ziele erreicht werden (zusätzlich vgl. Hoffmannet al. 1999): Bildung von stabileren Bindungsformen der Schwermetalle im Boden und Reduzierung der Schwermetallverlagerung (Hoffmann & Renger 1998). Niedrigere Schadstoffkonzentrationen in der Bodenlösung fuhren zu einer Verringerung des ökotoxikologisches Potentials und einer Minoerung von schädiichen Auswirkungen auf Pflanzen, deren Wurzeln sowie Mikroorganismen (Kandeler et al..l998). Der erhöhte Schluff- und Tongehalt im Boden verbessert die Wasser- und Nährstoffspeicherkapazität und fuhrt damit zu besseren Erfolgen bei der Aufforstung (Schlenther et al. ·1996). Die Reduzierung der Grundwasserneubildung unter Wald fUhrt über die Aufnahme von mobilen Schwermetalle und die Reduzierung der Sickerwassermenge, zu einer effektiven Verlangsamung der Schadstoffverlagerung.

-329Um das zu erreichen, darf die Mächtigkeit des kontaminierten Bereichs inklusive des flir die Sicherung notwendigen Bodenauftrags 90 cm nicht überschreiten, da sonst eine Mischung nur mit unvertretbar hohem technischen Aufwand zu realisieren ist.

Das Pilotprojekt auf dem Rieselfeld Buch Als Folge I 00 jähriger Abwasserverrieselung, in den letzten 20 Jahren mit bis zu I 0.000 mm/a, wurden im humosen Oberboden große Mengen Schwermetalle und organische Schadstoffe akkumuliert. Mineralisation von Humus und Klärschlamm sowie Bodenversauerung in den Jahren nach dem Ende der Abwasserverrieselung hat zu einer Remobilisierung von Schadstoffen geflihrt, welche in den ersten Grundwasserleiter verlagert wurden (Hoffmann & Renger 1998). Für PAK, Cd, Pb, Cu, Zn, S0 4 und N0 3 konnten Überschreitungen der Grundwasser-Schadenswerte der Berliner Liste (SenStadtUm 1996) im versauerten Kapillarsaum sowie den oberen 50 cm des oberflächennahen Grundwassers festgestellt werden (Hoffmann et al. 1998). MKW überschritten mit 300 flg/L die Prüfwerte Boden-Grundwasser der BBodSch V ( 1999). Die AOX-Werte erreichten mit fast 100 flg/L deutlich erhöhte Konzentrationen. Die geringen Mengen an pflanzenverfligbarem Wasser und die starke Wasserkonkurrenz der Quecke am Standort haben zu erheblichen Problemen bei den Aufforstungsmassnahmen geflihrt. Zwischen 30 und I 00% der gepflanzten Bäume sind in den letzten Jahren abgestorben ( Schienther et al. 1996). Seit April 1998 wurden etwa 60 ha ehemaliger Rieselgalerien mit Geschiebemergel (S: 69-79%, U: 14-18%, T: 7-14%; pH: 7,3; KAK: 140 mmollkg; Karbonat: II %) in einer Schichtdicke von etwa 35 cm überdeckt. Bisher wurden etwa 20 ha, bis in eine maximale Tiefe von 90 cm gefräst. Um Schadverdichtungen zu vermeiden, wurden die anschließenden Pflanzmassnahmen ausschließlich in Handarbeit, durchgeftihrt. Es wurden verschiedene Bäume (Stieleiche, Winterlinde, Rot- und Hainbuche) gepflanzt und eine Gründüngung eingesät (Lupine, Phacelia, Senf, Sonnenblume). Entlang eines 180m langen Transektes wurde ein Monitaringprogramm auf der Pilotfläche eingerichtet, bei dem Beprobungen vor der Mergelaufbringung 1998 und nach dem Fräsen erstmals im Frühjahr 1999 durchgeflihrt wurden. Die Probenahme erfolgt in I 0 m Abständen, welche im Bereich eines ehemaligen Einleiterbeckens (=hohe Belastung) bis auf I m verkürzt sind. Des weiteren wird das Grundwasser über 12 Pegeln und die Oberflächengewässer an drei Wehren überwacht. Parallel zu den Freilanduntersuchungen wurden Gefäßversuche durchgefiihrt. Dazu wurde Mergel mit Ab-Material des Rieselfeldes in den Verhältnissen I: I und I :2 gemischt. Als Testpflanze flir die SM-Aufnahme wurde Senf(Sinapis arvensis) eingesetzt. Die Bestimmung des pH-Wertes erfolgte in 0,01 M CaCI,-Lsg. Die Gesamt-Schwermetalle in Pflanzen und Boden wurden über einen HN0 3-Druckaufschluß (0,5 g Boden, I 0 ml HN0 1, 6 h bei i85°C im Teflontiegel) ermittelt. Die mobilen SM wurden durch vierstündiges Schütteln mit 0.1 M CaN01-Lsg (I :2.5) bestimmt.

Ergebnisse & Diskussion Die Mischung mit Mergel flihrte zu einer deutlichen Verbesserung der Wasserspeichereigenschaften der untersuchten Böden. Die nFK stieg flir 10 dm Profiltiefe, von durchschnittlich 130 llrn 2 , aufca. 200 Ihn' an. Die Humusgehalte wurden entsprechend des Mischungsverhältnisses nachvollziehbar verdünnt. Siebetrugen 1999 im Schnitt 4 %. Mit dem Mergel wurden umgerechnet etwa 830 to Kalk/ha ausgebracht. Das fiihrte zu einer Erhöhung des pH-Wertes um etwa 2.5 Stufen auf 7.00 bis 7.50 (Abb. I) und wird für langfristig stabile pl-1- Werte sorgen. Durch Verdi.innungseffekte wurden die SM-Gesamtgehalte um 60-70% reduziert. Die mobilen SMAnteile wurden, wahrscheinlich in erster Linie durch den pl-I-Einfluß, deutlich reduziert. Die Wirkung war bei Zn am deutlichsten ausgeprägt. Der mobile Anteil sank von durchschnittlich 35.4% 1998. auf 0.5% !999 ab (Abb. 2). Bei Cd reduzierte sich der mobile Anteil von 21.6% 1998. auf2.6% 1999 (Abb. 3). Bei Cu (Abb. 4) trat nur eine geringe Reduzierung der mobilen Anteile auf ( 1998: 0.5 %, 1999: 0,2 %). Ursächlich kann hier die erhöhte Mobilität von Cu-organischen-Komplexen sein , welche mit steigendem pl·I-Wert zunimmt (Nederlof & Van Riemsdijk 1995). 0.7% des Gesamt-Pb war 1998 noch in der mobilen Fraktion messbar. Die Konzentrationen lagen 1999 unterhalb der Naclnveisgrenze. Die Gefäßversuche zeigten flir die SM-Gesamtgehalte eine nachvollziehbare Verdünnung bei der I: IVariante, bei der I :2-Variante war der Effekt nicht mehr eindeutig nachzuvollziehen. Die hohe Pflanzenverfligbarkeit von Zn und auch Cd im Rieselfeldboden konnte durch die Mischung mit Lehm deutlich gesenkt werden (Tab. 1). Die niedrigen Cu- und Zn-Sprossgehalte in der I :2-Variante könnten auf physiologische

-330-

Störungen im Wurzelbereich durch Cu-Toxizität hindeuten. Diese Variante wies auch Wuchsdepressionen und einen geringeren Biomasseertrag auf. 1998 wurden vergleichbare Ergebnisse gemessen ( Hoffmannet al. 1999)

Tab. 1: Königswasserlösliche SM-Gehalte und, pflanzenverfügbare SM-Gehalte im Bauaushub (Lehm) und Rieselfeldboden sowie deren Mischungen (mit Gülle-/Strohzusatz als Dünger) und SM-Gehalt im Senfipross auf diesen Böden (Versuchsreihe 1999) SM-Gesamtgehalte (m. Königswasser) [mg/kg TS] Cd

Cu

Ni

Zn

Sprossgehalte (sinapis alba) [mg/kg TM]

Cd

Cu

Ni

Zn

Cd

Cu

Ni

n.n.

n.n.

n.n.

n.n.

0,14

3,72

n.n.

53,4

18

224 n.n.

t:o6

2,8

19,7

7,04

II ,5

12,9

927,4

36

14

165

n.n.

0,57

3,7

3,13

7,1

n.n.

196,6

42

15

177

n.n.

0,75

5,4

4,3

7,7

n.n.

246,3

8 n.n.

(L)

0,1

Rieself. (R)

4,3

55

L:R=l:l

3,0

L:R=l:2

3,3

Lehm

pflanzenverfligbare SM (NH 4N0 3 + NH 40Ac) [mg/kg TS]

46

0,9

Zn

Literatur BBodSchG {1998): Gesetz zum Schutz vor schädlichen Bodenveränderungen und zur Sanierung von Altlasten. Bundesgesetzblatt 17.3.1998 1: 502 ff. BBodSchV {1999): Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung. Bundesgesetzblatt, vom 16.07.99 Teil I, 36: 15541582. DIN 19731 {1998): Bodenbeschaffenheit- Verwendung von BodenmateriaL Hoffmann C. & M. Renger {1998): Schwermetallmobilität in Rieselfeldböden: Bodenökologie u. Bodengenese 26: 3039. Hoffmann C., B. Marschocr & M. Renger {1998): Influenceof DOM-Quality, DOM Quantity and Water Regime on the Transport of Selected HeavyMetals. Phys. Chem . Earth 23{2): 205-209. Hoffmann, C.; R, Metz, 0. Zeuschner, A. Jänicke & M. Renger {1999): Verwendung von Bodenaushub zur Sicherung schwermetallbelasteter, großflächiger Altlastenstandorte. Mitt. Dtsch. Bodenkdl. Ges. 9I{3): 1225-1228. Holzwart, · F.; H. Radtke, B. Hilger, G. Bachmann {2000): Bundes-BodenschutzgesetzJBundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung- Handkommentar. 2. Auf!. E. Schmidt Verlag. ISO-DIS 15176 {2000): Einspruchsfassung "Soil quality - Requirements for characterization of excavated soil and other soil materials for re-use. Stand 21-2-2000. Kandeler E., D. Tscherko & G, Wessolek {1998): Reaktion von Bodenmikroorganismen auf Bodenkontamination. Bodenökologie u. Bodengenese 26: 100-107. KrW-/AbfG {1998): Gesetz zur Förderung der Kreislaufwirtschaft und Sicherung der umweltverträglichen Beseitigung von Abflillen. Bundesgesetzblatt Teil I, vom 22.6.98: 1485 ff. LABO {1997): Anforderungen an die Verwertung von kultivierbarem BodenmateriaL BVB-Materialien: I. S. 1-37. LAGA {1997): Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen Reststoffen/Abfallen -Technische Regeln. 4.Auf1. Mitt. LänderAG Abfall20: 1-96. Nederlof, M.M. & W.H. Van Riemsdijk {1995): Effec! of natural organic matter and pH on the bioavailability of meta! ions in soils. in: Htiang, P.M. et al. Environmental impact of soil component interactions. Vol. 2 - Metals, other inorganics and microbial activities. Lewis Pub!., S. 75-86. Schlenthcr, L., B, Marschner, C. Hoffmann & M ..Renger {1996): Ursachen mangelnder Anwuchserfolge bei der Aufforstung der Rieselfelder in Berlin-Buch- bodenkundliehe Aspekte. Verh. Ges. Öko!. 25: 349-359. SenStadtUrn {1996): Bewertungskriterien fllr die Beurteilung stofflicher Belastungen von Böden und Grundwasser in Berlin- Berliner Liste 1996. Amtsblatt fllr Berlin, vom 20.03.96, 46(15): 957-9841 Danksagung Wir danken Michael Facklam, Metanie Fielitz, Nadine Kurowski, Silke Pühringer: Susanne Schimpel, Anke Schwolow, Nevenka Stefancic und Kotan Yildiz ftir Ihre Mitarbeit im Labor sowie Jürgen Hömpler von der Fa. Fritsche Erdbau GmbH (Berlin) ftir ihre kollegiale Mitarbeit im Projekt. Die Forschungsarbeit wird finanziert mit Mitteln des Landes Berlin, Senatsverwaltung ftir Stadtentwicklung, Umweltschutz und Technologie sowie des Europäischen Sozialfonds ftir regionale Entwicklung (EFRE) unter der Projektnummer 40208/l-ZÖW/0 gefördert

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Aktuelle und künftige Entwicklungen der Verwertung von Abfällen in und auf Böden von Claus Gerhard Bannick* und Heinz-Uirich Bertram** Vorbemerkung Die letzten drei Jahrzehnte waren geprägt durch den Übergang von der Abfallbeseitigung über die Abfallwirtschaft hin zur Kreislaufwirtschaft Dieser Übergang war verbunden mit der Weiterentwicklung der gesetzlichen Regelungen, die sich beim 1994 verabschiedeten Kreislaufwirtschaftsund Abfallgesetz (KrW-/AbfG) nicht aufeine Überarbeitung beschränkte, sondern neue Schwerpunkte setzte. Neben einer Stärkung der Eigenverantwortlichkeit der Wirtschaft für die Entsorgung ihrer Abtalle und die Verantwortung für ihre Produkte wird dieses besonders an dem hohen Stellenwert der Abfallverwertung deutlich, die wesentliches Element und Grundvoraussetzung für eine Kreislaufwirtschaft ist. Dieses kommt in § I KrW -/ AbfG zum Ausdruck, in dem es heißt: "Zweck des Gesetzes ist die Förderung der Kreislaufwirtschaft zur Schonung der natürlichen Ressourcen ... "' 2 Rechtliche Grundlagen Nach den Grundsätzen der Kreislaufwirtschaft (§ 4 KrW-/AbfG) sind Abfalle in erster Linie zu vermeiden und in zweiter Linie stofflich zu verwerten oder zur Gewinnung von Energie zu nutzen (energetische Verwertung). Bei der stofflichen Verwertung werden unterschieden(§ 4 Abs. 3 KrW-/ AbfG) I. die Substitution von Rohstoffen durch das Gewinnen von Stoffen aus Abfallen (sekundäre Rohstoffe), z.B. die Substitution von Naturgips durch REA-Gips aus der Rauchgasreinigung, 2. die Nutzung der stofflichen Eigenschafien der Abf
* **

Umweltbundesamt Bismarckplatz I. I 4193 Bcrlin Niedersächsisches Umwcltministcrium. Archivstr. 2. 30169 Hannover

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3 Konkretisicrung der rechtlichen Grundlagen und Umsetzung in die Praxis· Ergänzend zu den allgemeinen Grundsätzen und Pflichten enthalten insbesondere die§§ 4 bis 6 KrW -/ AbfG im Hinblick auf die Verwertung zusätzliche Randbedingungen und Konkretisierungen, die die Entscheidungen beim Vollzug dieses Gesetzes erleichtern sollen. Im konkreten Einzelfall zeigt sich jedoch. dass die Abgrenzungen z.T. fließend sind oder durch unbestimmte Rechtsbegriffe beschrieben werden. so dass zusätzlicher Klarstellungsbedarf besteht. Aus dieser Unsicherheit und der daraus resultierenden .,Gratwanderung" zwischen der Substitution natürlicher Rohstoffe durch Abfalle und dem Schutz von Grundwasser und Boden ergibt sich zwangsläufig das Erfordernis für spezifische Regelungen,.,die sicherstellen müssen, dass es nicht zu einer unterschiedlichen Beurteilung und Behandlung von Verwertungsvorhaben kommt. Konkretisierungsbedarf für die Verwertung von Abfallen in und auf Böden besteht insbesondere im Hinblick auf die Frage, unter welchen Voraussetzungen hierbei von einer schadlosen Verwertung sowie der Nützlichkeit und der Hochwertigkeit der Verwertung ausgegangen werden kann. Die nachfolgende Tabelle zeigt den Stand der wichtigsten vorliegenden Regel werke, die bei der Verwertung von Abfallen in und auf Böden beachtet werden müssen. Die Vollzugshilfen stehen zum Teil bereits wieder auf dem Prüfstand, um an neue Anforderungen angepasst zu werden, die sich insbesondere aus dem Bodenschutzrecht ergeben. Aber auch aus dem Wasserrecht haben sich neue Sachverhalte entwickelt, die es umzusetzen gilt. Grundlage der Überarbeitung sind dabei vor allem die .,Abgrenzungsgrundsätze" des LABO-ad-hoc-Unterausschusses "Vollzugshilfe zu§ 12 BBodSch V" und der Bericht der gemeinsamen Arbeitsgruppe von LABO, LA W A, LAGA und LAI "Harmonisierung bodenbezogener Werteregelungen". Tabelle 1: Rcgelwerke, die bei der Verwertung von Abfällen in und auf Böden zu beachten sind Vollzugshilfen (Technische Regeln) (zur Konkretisierung von Gesetzen und Verordnungen) Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen AbfalBBergG Jen als Versatz unter Tage, LAB 1996 Anforderungen an die stoffliche Verwertung von Abfallen im Bergbau über Tage, LAB 1998 KrW-/AbfG AbfKiärVO. Hinweise zum Vollzug der Klärschlammverordnung BioAbNO Hinweise zum Vollzug der Bioabfallverordnung Merkblatt M I 0 über Qualitätskriterien und Anwendungsempfehlungen BioAbNO fur Kompost, LAGA Mitteilung 21, Erich Schmidt Verlag, 1995 Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen AbtlilJen- Technische Regeln, LAGA Mitteilung 20, Erich Schmidt Verlag, 1997 Grundsätze des Grundwasserschutzes bei Abfallverwertung und ProWHG dukteinsatz, LA WA BBodSchV BBodSchG Anforderungen an die Verwertung von kultivierbarein Bodenmaterial, LABO 1996, BVB Materialien, Erich Schmidt Verlag 1998 Anforderungen an den Einsatz von Biokompost und Klärschlamm bei der Rekultivierung von langjährig devastierten Flächen in den neuen Bundesländern, LABO 1995 BauPG Merkblatt zur Bewertung der Auswirkungen von Bauprodukten auf Boden und Grundwasser, Entwurf: September 2000, D!Bt Harmonisierung bodenbezogener Werteregelungen, LABO, LAGA, LA WA, LAI (2000) Abgrenzung der Anwendungsbereiche der BBodSchV hinsichtlich des Auf- und Einbringens von Materialien aufund in den Boden von den diesbezüglichen abfallrechtlichen Vorschriften (2000)

Gesetz

Verordnung

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Anforderungen des Grundwasserschutzes Das Wasserhaushaltsgesetz enthält eine Reihe von Regelungen, die eine Verunreinigung des Grundwassers verhindern sollen. Um diese vollziehen zu können, muss zunächst definiert werden, wann Grundwasser als verunreinigt einzustufen ist. Daher wurde im Zusammenhang mit der Erarbeitung der BBodSchV zur Beurteilung des Pfades Boden-Grundwasser von einer Arbeitsgruppe aus LA W A, LABO und LAGA das Geringfügigkeitsschwellen-Konzept entwickelt, das auf Verwertungsmaßnahmen übertragen werden kann. Wichtige Stichworte sind dabei die Sickerwasserprognose und der Ort der (rechtlichen) Beurteilung. Zwei Fälle sind bei der Auswahl des Ortes der Beurteilung zu unterscheiden: I. Das Material bzw. die Bodenverunreinigung/Altlast liegt oberhalb der Grundwasseroberfläche. Ort der Beurteilung ist die Grundwasseroberfläche. Zu beurteilen sind die Stoffgehalte im Sickerwasser am Ende der Sickerstrecke, das heißt beim Eintritt in die Grundwasseroberfläche. 2. Das Material bzw. die Bodenverunreinigung/Altlast liegt im Grundwasser. Ort der Beurteilung ist der Kontaktbereich zwischen dem verunreinigten Material/Boden/Altlast und dem durchbzw. umsträmenden Grundwasser (Kontaktgrundwasser). Zu beurteilen sind die Stoffgehalte im Kontaktgrundwasser. Mit der sogenannten Geringfügigkeilsschwelle wird im Hinblick auf die Stoffgehalte konkretisiert, wann eine Grundwasserverunreinigung vorliegt. Die Geringftigigkeitsschwellen der LA W A liegen im Entwurf vor. Ihre numerische Höhe entspricht den Prüfwerten des Pfades Boden-Grundwasser in der BBodSchV. Sie verfügen allerdings über einen erweiterten Parameterumfang. Verwertungsmaßnahmen sind nur dann zulässig, wenn das Grundwasser nicht verunreinigt wird. Unter Beachtung der Definition einer Grundwasserverunreinigung ergibt sich damit als Kriterium für die Zulässigkeil einer Verwertungsmaßnahme. dass die Sicker- bzw. Kontaktgrundwasserkonzentrationen am Ort der Beurteilung nicht über der Geringfügigkeilsschwelle liegen dürfen. Die Konzentration im Sicker- bzw. Kontaktgrundwasser kann von den Materialeigenschaften, aber auch von der Art der Verwertung abhängen. Mit welchen materiellen Vorgaben dies letztlich erreicht wird, ist zunächst offen. Die LAGA hat hierzu bereits in ihren "Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen Abfällen- Technischen Regeln" Einbauklassen mit zugehörigen zulässigen Konzentrationen im Eluat und Feststoff festgelegt. Damit sollte auch die Einhaltung der Anforderungen des vorsorgenden Grundwasserschutzes sichergestellt werden. Im großen und ganzen dürfte dies bei den derzeit gültigen Technischen Regeln auch gelungen sein. Bei besonderen Fallgestaltungen könnte sichjedoch ein Nachbesserungsbedarf ergeben. Dieses wird zur Zeit geprüft. Anforderungen des Bodenschutzes Aus Sicht des Bodenschutzes gibt es neben den Anforderungen an die Auswahl der Materialien, die bei Verfüllungen bzw. für die Herstellung einer durchwurzelbaren Bodenschicht eingesetzt werden können. bereits jetzt stot1liche Anforderungen. die sich entweder direkt aus der BBodSch V ergeben, bzw. sich aus dem BBodSchG ableiten lassen. Für die durchwurzelbare Bodenschicht gelten die Anforderungen des§ 12 BBodSchV und damit im Grundsatz die Vorsorgewerte nach Anhang 2 Nr. 4 BBodSchV unmittelbar. Einzelheiten dazu ergeben sich aus den Abgrenzungsgrundsätzen des LABO-ad-hoc-Unterausschusses ., Vollzugshilfe zu§ 12 BBodSchV" sowie der dazu gehörigen Begründung. Die Anforderungen zum Schutz der Filterfunktion der ungesättigten Zone lassen sich aus dem BßodSchG herleiten. Nach§ 7 BßodSchG ist nämlich die Besorgnis desEntstehenseiner schädlichen Bodenveränderung zu verhindern. Schädliche Bodenveränderungen sind Beeinträchtigungen der Bodenfunktionen, die geeignet sind, Gefahren, erhebliche Nachteile oder erhebliche Belästigungen für den einzelnen oder die Allgemeinheit herbeizuführen.

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Bezüglich der Auswirkungen von Verwertungsmaßnahmen auf die Bodenfunktionen ist die Filterund Pufferfunktion des Bodens besonders zu berücksichtigen. Wenn Standortbedingungen bei Verwertungsmaßnahmen (wasserdurchlässige Bauweisen) nicht festgelegt \\'erden können. ist die oben genannte Geringfügigkeitsschwelle bereits unmittelbar unterhalb der Einbaustelle des Abi~Jlls (Kontaktbereich zwischen Boden und Abfall) einzuhalten. da in diesen Fällen keine Rückhaltung von Schadstoffen durch den Boden in Anrechnung gebracht werden kann. Dadurch wird auch sichergestellt, dass die Geringfügigkeilsschwelle am Ort der Beurteilung dauerhaft unterschritten wird und es zu keiner erheblichen Anreicherung von Schadstoffen im Untergrund kommt. Wasserundurchlässige Bauweisen oberhalb des Grundwassers werden aus Sicht des Bodenschutzes in der Regel nicht als kritisch angesehen. da keine relevanten Sickerwassermengen entstehen. durch die Schadstoffe in den Unterboden eingetragen werden könnten. Bei im Grundwasser eingebauten Materialien werden die Anforderungen des Bodenschutzes durch die Anforderungen des Grundwasserschutzes mit abgedeckt. .

4 Zusammenfassung Bei der Verwertung von Abfällen kommt es zu einem engen Zusammenwirken von Abfall-. Wasser-, und Bodenschutzrecht Dies ergibt sich bereits aus den Anforderungen der einzelnen Gesetze hinsichtlich eines ordnungsgemäßen Handelns. Materielle Anforderungen des Boden- und Gewässerschutzes finden somit Eingang in die Regelungen des Abfallrechtes. Um Abfälle einer Verwertung zuführen zu können, sind deshalb zunächst mit den Instrumenten des Medienschutzes (Boden, Wasser, Luft) Anforderungen an die Verwertung zu formulieren. Darüber hinaus muss auch die Schadstoffanreicherung im Wertstoffkreislauf und die Verdünnung schad- · Stoffhaitiger Abfälle bei der Herstellung von "Produkten" aus Abfällen konsequent verhindert werden. Dabei sind Einsatzort und Rechtsbereich zunächst von untergeordneter Bedeutung. Die Qualität der zu verwertenden Abfälle ist auf dieser Grundlage zu sichern und zu verbessern. Die Erfahrungen, die bei der Erarbeitung der Rechtsvorschriften und Regelwerke gesammelt wurden, sowie die Diskussionen über die fachlichen Konzepte haben gezeigt, dass es an der Nahtstelle zwischen Abfallwirtschaft, Bodenschütz und Grundwasserschutz sowie den anderen Rechtsbereichen eine gute Übereinstimmung auf der Fachebene gibt. Diese führt im Hinblick auf die Verwertung von organischen und mineralischen Abfällen in und auf Böden zu Regelungen, die sich auf drei Säulen stützen: I.

2.

3.

Der Schutzstatus von Böden und Gewässern wird durch die Anforderungen der vorliegenden Rechtsvorschriften gesichert. Einen wichtigen Maßstab bilden dabei die Vorsorgewerte nach Anhang 2 Nr. 4 BBodSchV sowie die Geringfügigkeilsschwellen der LA W A. Durch die Festlegung von Werten für weitere Parameter muss die Vorsorge verbessert werden. Die Festlegung von maximal zulässigen Schadstoff- und Nährstofffrachten - insbesondere für alle vegetationstechnisch zu verwertenden Abfälle - muss die Einträge in Böden und Gewässer begrenzen. Die Schadstofffrachten dienen der Ermittlung der verbleibenden Verwertungszeiträume, die umso größer sind, je weiter die maximale Fracht unterschritten wird. Die Qualität der zu verwertenden Abfälle ist auf der Grundlage des "abfallwirtschaftlicheri Vorsorgeprinzips" durch maximal zulässige Gesamtschadstoffgehalte und mobile Anteile zu sichern und zu verbessern. ·

Diese drei Säulen stellen somit das Grundgerüst ftir die Verwertung von Abfällen dar. Sie werden daher integraler Bestandteil der Regelungen sein, die sich mit dieser Fragestellung befassen. Nur so wird es langfristig gelingen, Akzeptanz der Betroffenen in den unterschiedlichen Bereichen zu erlangen, da dann letztlich die gleichen Maßstäbe für alle gelten müssen.

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Anwendung von Frisch- und Fertigkompost auf einen Rekultivierungsboden

Stefanie Siebert1, Jens Leifeld2 und Ingrid Kögei-Knabner3

1 Einleitung Gegenstand der Rekultivierung von Braunkohletagebauflächen der Lausitz ist die Wiederherstellung von tragbaren Bodenschichten filr die landwirtschaftliche und ·forstwirtschaftliche Nutzung. Von besonderer Bedeutung ist dabei, die Anreicherung und Stabilisierung der organischen Substanz zur Gewährleistung einer langfristigen Nährstoffnachlieferung. Zur schnellen Humusakkumulation eignet sich die Anwendung von Bioabfallkomposten auf diesen Böden. Ob es dadurch mittelfristig zur Stabilisierung der organischen Substanz in diesen Substraten kommt, war bisher ungeklärt. Ziel der vorliegenden Untersuchung war, • die Umsetzungsprozesse im Boden nach Kompostanwendung • die Stabilisierung der organischen Substanz • die unterschiedlichen Aspekte von Frisch- und Fertigkomposten zu erfassen. 2 Versuchsaufbau und -methoden In einem Kleinlysimeterversuch unter kontrollierten Bedingungen wurde die Anwendung von 70 t TS ha" 1 Frisch- und 65 t TS ha· 1 Fertigkompost auf einem humusfreien Rekultivierungsboden der Niederlausitz im Vergleich zu zwei natürlichen Böden unter landwirtschaftlicher Nutzung über einen Zeitraum von 18 Monaten untersucht (Siebert, 1998). Bestimmt wurde die • jährliche C-Mineralisierung, diskontinuierliche C02-Messung mittels Gaschromatographie • jährliche N-Mineralisierung, Nitrifikation nach Beck 1979 • mikrobielle Aktivität, DMSO-Reduktion nach Alef & Kleiner 1989 • mikrobielle Biomasse, Fumigations-Extraktionsmethode nach Ocio & Brookes 1990 • strukturelle Zusammensetzung der organischen Substanz, 13C NMR Spektroskopie • Zusammensetzung des organischen N-Pools, Saure Hydrolyse nach Bremner 1969.

Zur Übersicht sind in der Tab.! die Parameter der eingesetzten Ausgangssubstrate und nach Einarbeitung der Komposte zusammengestellt: Tab. 1: CharakterisierunG der AusGanGssubstrate Materiai/Bodenart pH ----·---

Corg

(CaCiz)

CIN

Nt ----- g kg·I

-----

Frischkompost Fertigkompost

7,8 7,9

232,7 186,1

18,5 15,9

13 12

Kippboden (oj-ss) Kippboden mit Frischkompost Kippboden mit Fertigkompost

6,7 7,5 7,7

< 0,5 19,1 15,2

<0,1 2,1 1,5

n.b. 9 10

Braunerde (SI2) Braunerde mit Frischkompost Braunerde mit Fertigkompost

4,5 6,2 6,5

17,4 37,6 34,4

1,3 3,2 3,3

14 12 10

Parabraunerde (Ut4) Parabraunerde mit Frischkompost Parabraunerde mit Fertigkompost

7,0 7,3 7,4

13,0 33,7 35,0

1,7 3,5 3,8

8 10 9

1 2

3

VHE NRW e.V., Rochusstrasse 34,40479 DUsseldorf Eidgenössische Forschungsanstalt ftlr Agrarökologie und Landbau FAL, CH- 3003 Bern Lehrstuhl ftlr Bodenkunde, TIJ München, 85350 Freising-Weihenstephan

-336-

3 Ergebnisse Im Vergleich der beiden Komposte weist der Frischkompost einen höheren Kohlen- und Stickstoffgehalt als der Fertigkompost auf. Das C/N-Verhältnis ist mit 13 bzw. 12 fiir Komposte relativ eng. Im Zuge der Rekultivierungsmaßnahmen wurde das quartäre Kippbodensubstrat aufgekalkt, wodurch der pH-Wert im Vergleich zu der sandigen Braunerde nach Kompostanwendung nur geringftigig gestiegen ist (Tab. 1). Da es sich beim Rekultivierungsboden um ein humusfreies Kippbodensubstrat handelt, wird erst durch die .Einarbeitung der Komposte der Humus- und Nährstoffpool in diesem Boden aufgebaut. Dies hat zur Folge, dass die mikrobiellen Umsetzungsprozesse initiiert werden .. In Abhängigkeit von der Bodenart ist festzustellen, dass sandige Substrate höht;:re C-Mineralisierungen (17-20 % COz-C/Corg*a) aufweisen als stark tonige Substrate (Siebert et al., 1997). Beim Kippboden zeigt sich, dass die C-Mineralisierung im ersten Jahr mit Frischkompost gegenüber mit Fertigkompost höher ist, was auf den höheren Anteil an leichtverfilgbaren Kohlenstoffverbindungen im Frisch. ~. · kompost zurückruftihren ist (Leifeld, 1998). Die jährliche N-Mineralisierung ist 1pit 6,7% Nm 1n/N 1*a beim sandigen Kippboden mit Kompost am höchsten. Auch hier weist der Frischkompost. eine geringfiigig höhe~e Mineralisierung als der . . Fertigkompost auf (Siebert et al., 1997). Dass es sich nicht nur um kurzfristige Mineralisierungsschübe durch die Zufuhr leicht abbaubarer organischer Substanz handelt, zeigen die Ergebnisse der mikrobiellen Aktivität, die ein Jahr nach Komposteinarbeitung in den Böden gemessen wurde (Abb.1). Bei allen Varianten fiihrt die Anwendung von Kompost zur ,Erhöhung der mikrobiellen Aktivität.. · . ng DMS g-1TS*h

7000

r:t

6000

Ir:~

5000

1;:;

4000 3000

F:

2000

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1000 0

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I

n.n. I;'~

Kippboden

0 Kontrolle

v·;·

~3i' ~=-s;

~·~

'

Braunerde

81

Frischkompost

I~

1-----

I~

1-----

r-

1--c----

r--------c.___

Parabraunerde

0 Fertigkompost

n.n.: nicht

Abb. 1: Mikrobielle Aktivität der Böden und Boden-KOJ!lPOStgemisc:he nach 12 Monaten

Auch hier zeigen die Frischkompostvarianten höhere Aktivitäten als die Fertigkompostvarianten. Entscheidend ist, dass die mikrobielle Aktivität ein Jahr nach Kompostanwendung beim Kippboden mit Kompost über bzw. auf dem Niveau der natürlichen Böden ohne Kompostanwendung liegt. Dies deutet darauf hin, dass sich mittelfristig bereits eine stabile Mikroorganismenpopulation ausgebildet hat, die trotzder relativ hohen C- und N-Mineralisierungsraten nicht abgebaut wurde. Bestätigt wird dies durch die Messung der mikrobiellen Biomasse ein Jahr nach Kompostanwendung (Tab. 2). Das Verhältnis BiomasseN!N, liegt nach 12 Monaten beim Kippboden mit Kompost bei 2,6 und 2,9. Dies entspricht BiomasseN/N,- Verhältnissen, wie sie in natürlich gewachsenen Böderi vorkommen. Nach Joergensen (1995) spricht ein BiomasseN/N1 - Verhältnis > 2,3 für eine hohe N-Verfilgbarkeit, das bedeutet, dass auch weiterhin der Kippboden durch die Kompostanwen· dung über ein hohes N-Nachlieferungsvermögen verfUgt. Die BiomasseeiN-Verhältnisseliegen ein Jahr nach Kompostanwendung im Bereich der üblich in Böden vorkommenden BiomasseC/N-Verhältnisse (Joergensen, 1993). Auffallig ist, dass der Kipp-

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bodenmit Frischkornpost ilber ein BiornasseC/N-Verhältnis von 9,3 verfugt, das im Vergleich zu den anderen Substraten relativ hoch ist. Zurtickzufuhren ist dies, auf einen höheren pilzliehen Anteil in der Zusammensetzung der Mikroorganisrnenpopulation. Tab. 2: BiomassseN/N1 und BiomasseeiN 12 Monate nach Kom Böden Biomasse-NIN, Angaben in% Kippboden mit Frischkornpost Kippboden mit Fertigkornpost

3,0 2,5

9,3 3,6

Braunerde Braunerde mit Frischkornpost Braunerde mit Fertigkornpost

2,4 2,4 2,2

3,5 4,8 3,9

Parabraunerde Parabraunerde mit Frischkompost Parabraunerde mit Fertigkornpost

5,3 3,6 4,0

2,4 3,2 2,8

Die Ergebnisse zeigen, dass ein Teil der zugefilhrten organischen Substanz durch den Kornpost in der mikrobiellen Biomasse stabilisiert wird. Im Vergleich der beiden Kornposte läßt sich feststellen, dass nach Anwendung von Frischkornpost höhere Umsetzungsprozesse im Boden stattfinden, die vorwiegend auf den höheren Anteil an leicht verfügbaren C-Quellen zurtickzuführen sind. Zur Charakterisierung der Zusammensetzung der organischen Substanz wurde auf die 13C CPMAS NMR Spektroskopie zurückgegriffen. Da das Kippbodensubstrat ilber keinen bodenhUrtigen Kohlenstoffverfugt (Tab. 1), spiegeln die Spektren der Kippboden-Kornpostvarianten die Veränderung der chemischen Zusammensetzung des Frisch- und Fertigkompostes wider. In Tab. 3 sind die relativen Intensitäten der organischen Stoffgruppen der beiden Komposte, nach Anwendung auf den Kippboden und nach 18 Monaten zusammengestellt. Tab. 3: Relative Intensitllten der 13C NMR Spektren der Komposte und des Kippbodens mit Kompost Inkuba- Carboxyl C Aromaten C 0-Alkyl C Alkyl C 220-160 160-110 110-45 45--10 tionszeit ppm Tage Frischkornpost Kippboden/Frischkompost Kippboden/Frischkompost Fertigkornpost Kippboden/Fertigkompost Kippboden/Fertigkompost

% der Signalintensität

0

6

13

61

20

0 529

8 12

23 26

50 40

19 22

0

6

15

59

20

0 529

8 8

24 29

51 45

17 18

Die Spektren zeigen ein intensives Signal im chemischen Verschiebungsbereich des 0-Alkyl Kohlenstoffs, der vorwiegend auf Kohlenhydrate zurtickzufuhren ist (Siebert, 1998). Anhand der relativen Intensitäten wird deutlich, dass die beiden Kornposte ilber eine ähnliche chemische Zusammensetzung der organischen Substanz verfugen. Naßchemische Untersuchungen von Leifeld (1998) zeigten, das Frischkornpost ilber doppelt so hohe Lipidgehalte wie Fertigkornpost verfugt. Nach Anwendung von Frisch- und Fertigkornpost auf den Kippboden kommt es zu einer Abnahme der Polysacchariden und relativ dazu reichem sich die aromatischen Verbindungen an. Dies deutet auf eine Stabilisierung der organischen Substanz im Kippboden hin.

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Die Charakterisierung der organischen N-Verbindungen beruht auf der Hydrolyse mit 6N HCl. Dabei wird unterschieden zwischen dem a-Amino N, dem hydrolysierbaren unbekannten N (HUN) und dem nichthydrolysierbaren N (refraktärer N-Pool). Die Abb. 2 zeigt die Zusammensetzung des organischen N-Pools 18 Monate nach Kompostanwendung. %Nt 70r---------------------------------------------~

s·c

Frischkompost

14"C

Fertigkompost

0 Amino-N

Frischkompost

0 Nichthydr.-N

Fertigkompos

0 HUN

Abb. 2: OrganischeN-Fraktionen des Kippbodens 18 Monate nach Kompostanwendung Der a-Amino N liegt sowohl bei Frisch- als auch bei Fertigkompostanwendung auf dem Kippboden mit ca. 20 % im durchschnittlichen Bereich von gewachsenen Böden. Ein hoher Anteil (32-55 % HUN) des Stickstoffs kann bei der Hydrolyse nicht identifiziert werden. Wesentlich ist jedoch, dass 18 Monate nach Kompostanwendung 20-42 % im nichthydrolysierbaren N-Pool gebunden sind. Dies ist ein Indiz dafiir, dass der Stickstoff im Kompost stabilisiert wird. Es zeigt sich hier, dass der Fertigkompost über einen höheren Anteil an stabilen N-Verbindungen verfugt als der Frischkompost

4 Fazit Biokompost eignet sich nicht nur zur kurzfristigen Versorgung der Kippböden mit Stick- und Kohlenstoffverbindungen, sondern auch mittelfristig wirkt sich Frisch- und Fertigkompost positiv auf den Humushaushalt der.Böden aus. Es kommt zu einer Stabilisierung der zugefiihrten organischen Substanz in der mikrobiellen Biomasse und gleichzeitig wird ein stabiler Kohlenstoff- und Stickstoffpool im Kippboden aufgebaut. Dank Dem BMBF danken wir filr die finanzielle Unterstützung des Forschungsvorhabens. Besonderer Dank gilt Herrn Dr. H. Stöppler-Zimmer und Frau Dipl.-lng. U. Petersen von der Fa. PlanCoTec filr die Bereitstellung der Komposte und der landwirtschaftlich genutzten Bodensubstrate. Herrn Dr. M. Haubold-Rosar vom Forschungsinstitut filr Bergbaufolgelandschaften danken wir filr die Bereitsstellung des Kippbodensubstrates. Frau Dr. H. Knicker danken wir filr die Durcbftlhrung der 13 C NMR Spektroskopie.

Literatur Joergensen, R. G., 1995: ·nie quantitative Bestimmung der mikrobiellen Biomasse in Böden mit der Chloroform-Fumigations-Extraktions-Methode. Göttinger Bodenkundl. Berichte, 104, 229 S. Joergensen, R. G.; H. Kühler, B. Meyer und V. Wolters, 1993: Die Beziehungen von mikrobiell gebundenem C, N und P in Acker- und Graslandböden. - VDLUFA-Schriftenreihe, 37 , 189-192. Leifeld, J., 1998: Einfluß von Kompostanwendung auf den Umsatz der organischen Substanz in Böden. - Diss. RuhrUniversität Bochum, 113 S. Siebert, 1998: Charakterisierung des Sticktoffpools in Böden nach der Anwendung von Kompost. - Diss. RuhrUniversität Bochum, 141 S. Siebert, S.; J. Leifeld u. I. Kögel-Knabner, 1997: Mineralisierungsprozesse bei der Anwendung von Bioabflillen auf Böden. - Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundlieber Gesellsch., 83, 383-387.

·s.,

-339-

Verwertung von Abfällen bei der Rekultivierung von Kalirückstandshalden V. Wähler*

I.

Motivation

Die Rekultivierung von Rückstandshalden der Kaliindustrie stellt räumlich gesehen ein relativ geringes Problem dar. Durch die enormen Salzfrachten, die mit den Haldenwässern in die Vortluter eingeleitet werden, ist die Rekultivierung dieser Halden in erster Linie als Gewässerschutz zu sehen, aber dennoch eine erheblicher Relevanz für die Umwelt haben. Mit lnkratitreten der Bodenschutzgesetzgebung auf Bundesebene wird auch im Bergbau die Einhaltung der in der Bodenschutzverordnung genannten Rahmenbedingungen diskutiert, da der Bergaufsicht unterstehende Bauwerke zu einem Zeitpunkt, an dem keine Gefährdungen für Umwelt und Sicherheit besorgt werden müssen, aus derselben entlassen werden. Zu diesem Zeitpunkt greift u.a. das BBodSchG. Im Falle der Rückstandshalden der Kaliindustrie handelt es sich in der Regel um Salzhalden mit einer Basisabdichtung der wasserführenden Haldenteile und um Areale, die mit einem Ringgrabensystem ausgestattet sind, in dem der Abfluss des gesamten Areals gefasst und gegebenenfalls nach einer Klärung in die Vorflut eingeleitet wird. Somit stellt das Haldenareal ein aus der Landschaft genommenes Gebiet dar, welches als einzelner Punkt bzw. spot zu betrachten wäre. In vergleichbarer Weise könnten auch Deponien gesehen werden, solange man nur die flüssigen und festen Wirkungspfade betrachtet.

2.

Phasen der

Projektbeschreibung

Zur Rekultivierung einer Rückstandshalde der Kaliindustrie wurden verschiedene Abfälle in unterschiedlichen Mischungsverhältnissen getestet. Das Hauptziel der Rekultivierung war die Minimierung derjenigen Wassermenge, die vom Haldengelände in die Umwelt (hier Vorflut) eingeleitet wird. Vor Beginn der Rekultivierungsmaßnahme erfolgte ein Abfluss von Wässern in die Vorflut in einer Größenordnung, die der Niederschlagsmenge entsprach.

Dr.-Ing. Volko Wähler Forschungsinstitut für Bergbaufolgelandschaften e.V. Brauhausweg 2 03238 Finsterwalde volkowoehler@gmx.de

-340-

Durch den Autbau der Halde und den Sicherungsmaßnahmen gibt es nur einen relevanten Pfad. über den Schadstoffe in die Umwelt gelangen können. Ist dieser Pfad mit einer Sicherung. z.B. einer Kläranlage, versehen, könnte man das gesamte Haldengelände als nospot bezeichnen. Der BegritTno-spot soll eine Situation beschreiben, in der keine schädlichen Umwelteinflüsse besorgt werden müssen. Aus wissenschaftlicher Sicht ist die Existenz eines solchen Areals zu verneinen, aus Sicht der Praxis und Umweltaufsicht - keine Deponieabdeckung ist dicht, kein Bergwerk vollkommen vom Wasser abgeschirmt - könnte der Begriff bei marginalen Schadstoffströmen verwendet werden. In jüngster Zeit werden Abdecksysteme diskutiert, die das zu sichernde Gut I den Abfall nicht vollkommen vor Wasserströmen abschirmen, sondern gerirge. Flüsse in das zu sichernde Material tolerieren. Vor allem bei der Sicherung von Rückstandshalden der Kaliindustrie verspricht dieses Konzept eine sehr positive Wirkung. Die Problematik der Rekultivierung von Rückstandshalden der Kaliindustrie besteht in der Ha,ldengeometrie mit langen und steilen Böschungen. Zudem handelt es sich bei Salz um keine feste Masse, so dass starre Dichtungssysteme versagen müssen. Um den Flächenverbrauch zu minimieren und um adäquate Mengen an Baumaterialien zu beschaffen, wurden schwachmächtige Andeckungen getestet. Zur Stabilisierung dieser geringmächtigen Schichten werden Zuschlagsstoffe verwendet. Dabei handelt es sich um Aschen und Kalke, . die eine chemisch-mineralogische Verfestigung bewirken (z.B. Hydratation, Puzzolan-Effekt, Ettringitbildung). Ziel der Rekultivierungsmaßnahme ist es, die Haldenwassermenge zu reduzieren, indem eine Vegetation "installiert" wird, die über Transpiration und Interzeption die Sickerwassermenge erheblich reduziert. Aus Sicherheitsgründen ist ein Baumbestand unerwünscht (Baumwur.f). Daraus ergibt sich die Forderung nach einem begrunbaren Material. Zusammenfassend lassen sich . folgende Anforderungen an ein Rekultivierungsmaterial in angegebener Reihung definieren: •

Verfiigbarkeit Standsicherheit



BegrünungsHihigkeit



Umweltverträglichkeit

3.

Verwertung von Abfällen

Nach dem (BVB 1999) sind die typischen im Landschaftsbau eingesetzten Abfalle Bodenmaterial, Bauschutt, Gießereisande, Schlacken und Aschen, Klärschlamm, Kompost, Grünschnitt und Abfalle aus der Lebensmittelproduktion. Die meisten der genannten Abfallarten sind bereits in Reinform oder als Gemisch auf Rückstandshalden der Kaliindustrie getestet worden, z.B. Erdaushub (Podlacha 1999), Klärschlämme, Komposte (Lücke 1997) sowie Aschen und Schlacken (Wähler 1999). Am aussichtsreichsten hat sich die Variante Erdaushub und Aschen erwiesen.

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Nach dem nach dem bekannten verändert,

Gebot der Substitution von Materialien durch gleichartige Abfalle geringerer Güte KrW/ AbfG (vgl. LAGA 1997) wurde das Rekultivierungsmaterial der besten Variante (Bodenaushub-Asche-Gemisch) in seiner Zusammensetzung derart dass statt des Bodenaushubs eine aufbereitete Aluminium-Salzschlacke verwendet

wurde (Wähler 1999). Eine der Eigenschaften dieser Schlacke ist ihr hoher Schwermetallanteil sowie ein sehr hoher pH-We11. In Verbindung mit den enthaltenen Salzen kommt es kurzfristig zu einer starken Freisetzung an Schadstoffen. Die Schlacke wurde in Verbindung mit Aschen aus der Wirbelschichtfeuerung und dem Spiiihadsorptionsverfahren angewendet. Diese brachten die stabilisierenden Effekte.

Greift man die oben genannte Liste der Anforderungen an ein Rekultivierungsmaterial auf, so kommt die Umweltverträglichkeit an letzter Stelle. Dies ist nicht der minderen Wertigkeit der Umwelt geschuldet, sondern vielmehr den technischen und logistischen Problemen, die sich bei der Rekultivierung größerer Landschaftsbauwerke ergeben. Nach Podlacha ( 1999) ist der Einsatz von Klärschlämmen und Komposten bei der Rekultivierung einzuschränken. Er nimmt dabei besonderen Bezug auf die Nährstoffausträge, vor allem Stickstoff. Diese Haltung ist zu unterstützen. In dem Fall, dass es sich bei der Rekultivierung um einen no-spot handelt, wie er oben definiert wurde, ist gegebenenfalls von dieser Haltung abzuweichen. Der Punkt an dem der Wirkungspfad beginnt, ist nach Verlassen des gekapselten Areals zu sehen. Somit sind einzelne Bereiche innerhalb der Rekultivierung, die jegliche Grenzwerte überschreiten, nicht gesonderte Bereiche, sondern Teil des spots bzw. Areals. Werden die in die Umwelt gelangenden Stoffe zudem in einer Sicherung, hier eine Klärung, den erwünschten Konzentrationen und Frachten angepasst, ist der Verstoß zu möglicherweise zu tolerieren. Deutlich sei nochmals darauf hingewiesen, dass die Klärung der Wässer und damit die Sicherung des Areals dieses erst zu einem no-spot macht. Diese Sichtweise könnte die Verwertung durch Deponierung ansonsten wertloser Abfalle bewirken. Damit würde im Falle einer Rückstandshalde der Kaliindustrie aber auch anderer Deponien i.w.S. ein doppelter Effekt fur den Flächenverbrauch erreicht. Zum einen minimiert sich die Rekultivierungsschicht in ihrer Mächtigkeit, zum anderen fallen zu schaffende Depunieräume weg, die zur Aufnahme dieses Abfalls geschaffen werden müssten. Da es sich bei der verwendeten Schlacke zudem um ein salzhaltiges Material handelt, ist die Deponierung auf einer Salzhalde in diesem Bereich schadlos. Zur stotllichen Bewertung der Rekultivierungsmaterialien sei nochmals auf die Problematik alkalischer. salzhaltiger Materialen verwiesen, die in Wähler and Wildhagen ( 1999) angespruchen wurde. Ein weiterer, bereits breit diskutierter Punkt ist die Unterscheidung zwischen einmaliger und wiederkehrender Anwendung eines Abfalls zur Erzeugung eines gewünschten, positiven Effekts. Bspw. stellt eine Rekultivierung einer Rückstandshalde der Kaliindustrie eine

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einmalige Applikation von Abfallen zur Andeckung dar. Ergänzend werden periodisch Nährstoffgaben erforderlich sein, die aber durch geringe Mengen keinen Einfluss auf Schadstofllnobilitäten haben werden oder eine entsprechende Anreicherung darstellen. Im Gegensatz dazu stellt eine periodische Anwendung von Aschen z.B .. in der Forstwirtschaft (Meliorationskalkung) einen Anreicherungsprozess dar. Hier sollten die Grundsätze des Bodenschutzes greifen. Bei einmaliger Anwendung kann es kurzfristig zu erhöhten Schadstoffausträgen kommen, die aber im langfristigen Mittel der Austräge keine Rolle spielen. Die Zeit der erhöhten Schadstattkonzentrationen endet in der Regel nach Durchspülung von zwei bis drei Porenvolumina Danach sind nur noch wenige mobilisierbare Schadstoffe im Material enthalten. Dies gilt um so mehr fiir Gegebenheiten, bei denen in der ersten Phase durch ungünstige Bedingungen größere Anteile an Schadstoffen analog des Leachings aus den verwendeten Materialen verlagert und in einer Klärung aufgefangen wurde~.

4.

Zusammenfassung

Die angestrebten Ziele bei der Verwertung von Abfallen bei der Rekultivierung von Rückstandshalden der Kaliindustrie sind die Minimierung des Flächenverbrauchs durch dünnmächtige stabile Andeckungen, die Konzentration von umweltgefahrdenden Stoffen. in no-spots, die Kopplung erwünschter Effekte durch Mischung geeigneter Materialien und die Substitution höherwertiger Abfalle durch "geringwertigere" Abfalle gleicher Eigenschaft. Im Projekt sind die wesentlichen Ziele erreicht worden. Die Substitution geeigneten Abfalls, in diesem Fall von Bodenaushub durch die Anwendung einer aufbereiteten AluminiumSalzschlacke ist möglich. Zu beachten ist der extrem hohe Schadstoffausstoß in der ersten Rekultivierungsphase, der aber durch die einmalige Anwendung nicht nachhaltig ist.

5.

Literatur

BBodSchG (1998): Gesetz zum Schutz vor schädlichen Bodenveränderungen und zur Sanierung von Altlasten (Bundes-Bodenschutzgesetz) vom 17.03.1998. BGBI. I : 502. BVB (1999): Grundsätze des Bodenschutzes bei der nützlichen und schadlosen Verwertung von Abfallen. BVB-lnformatio(len XX/1999. LAGA (1997): Definition und Abgrenzung von Abfallverwertung und Abfallbeseitigung sowie von Abfall und Produkt nach dem KrW-/AbfG, LAGA.. Wöhler, V. (1999): Aufbereitete Aluminium-Salzschlacke' als Rekultivierungsmaterial. Witzenhausen, Dissertation an der Universität GhKassel. Wöhler, V. and H. Wildhagen (1999): Schwermetallmobilisierung in einem salzhaltigen Material. Mittig. Dtsch. Bodenkdl. Ges. 85: 801-804.

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Bioabfallkompost als Bodenschutz für Niedermoorböden von Käding, H* und G. Schalitz**

1. Einleitung und Problemstellung Bei landwirtschaftlicher Nutzung mineralisiert Niedermoorboden kontinuierlich, so dass die Moormächtigkeit ständig abnimmt. Durch At~bringung von Deckschichten wird diese negative Entwicklung reduziert. Die landbauliche Ven\<.:rtung großer Biokompostmengen bietet sich auf Niedermoorflächen an, weil dadurch ein Bedeckungs- und damit Bodenschutzeffekt erreicht wird. Die Bioabfallkompostmenge erhöht sich ständig, so dass eine sinnvolle Verwertung im Umland von Ballungszentren erforderlich wird. Eine Möglichkeit der Verwertung ist die Ausbringung auf Niedermoorgrünland, da die Gartenbaubetriebe, Stadtgrünunternehmen und stadtnahen Landwirtschaftsbetriebe den anfallenden Biokompost selbst nicht vollständig verbrauchen können. Mit der schichtweisen Kompostaufbringung auf Niedermoorgrünland werden gleichzeitig Nähr- aber auch Schadstoffe zugeführt. Die Auswirkungen auf die Bodenparameter wurden ermittelt und bewertet.

2. Material und Methoden Anlage von 3 Parzellenversuchen (zweifaktorielle Spaltanlagen) mit insgesamt 28 Prüfgliedern und 4 Wiederholungen und I Lysimeterversuch mit 3 Lysimetern. Laufzeit der Versuche: 1993 bis 2000 Prüffaktoren und Stufen Faktor I

Höhe der Kompostauflage

Stufe I

2 3

Faktor 2

-

Stufe I 2 3

jährlich ohne 2,5 cm 5,0 cm

Summe 4 Versuchsjahre ohne IOcm 20 cm

Grünlandbestände Hauptbestandsbildner Rispengräser (Dauergrünland) Rohrschwingel Rohrglanzgras

* ZALF; Institut für Landnutzungssysteme und Landschaftsökologie, Gutshof7, 14641 Paulinenaue ** ZALF; Forschungsstation, Gutshof7, 14641 Paulinenaue

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3. Ergebnisse Vier Jahre lang (von 1993 bis 1996) wurden jährlich 2,5 bzw. 5,0 cm Kompost als Deckschicht ausgebracht und danach (1997 bis 2000) die Nachwirkung geprüft. Höhenmessungen nach vier Versuchsjahren ergaben. dass durch Kompostmineralisation und -sackung Nivellementerhöhungen von 6.8 bzw. 9.5 cm erreicht wurden. Nach vier weiteren Versuchsjahren reduzierten sich die Komposthöhen auf 5.9 bzw. 8, 7 cm (Abb. I).

Nivellement (mm) 100 76

80

/

60 50/

.... ....

88

95 ."",.-..:--

:

",.,.,.....

68

/

-------

-

87

59

/ 40

""

_/'

:

Kompostaulbringung

Nachwirkung

20 0 1993

1994

1995

. 1996

1997

1998

1999

2000

Jahr 2,5 cm jährliche Kompostauflagen- -

-

5,0 cm jährliche Kompostauflagen

Abbb. I: Veränderungen der Mächtigkeit der Kompostdeckschicht

Die Gehalte an Nähr- und Schadstoffen der aufgebrachten Komposte weichen von denen des Niedermoorbodens ab. Die Nähr- und Schadstoffgehalte der Kompostdeckschichten und der darunter liegende Moorboden wiesen am Ende der Vegetationsperiode Gehalte zwischen den Ausgangswerten von Kompost und Niedermoorboden auf (Tab. I). Offensichtlich hat im Laufe der Vegetationsperiode eine gewisse Durchmischung der Substrate durch Bodenlebewesen bzw. Niederschlagswasser stattgefunden. Die moorschonende Wirkung des Kompostes beruht auf den höheren Feststoffanteilen. Die Glührückstände der Niedermoorversuchsfläche liegen im Mittel bei 29 %, während der Biokompost 86 % aufweist. Es wird ersichtlich, dass gut aufbereiteter und zersetzter Bioabfallkompost nahezu als Sanddecke anzusehen ist. Neben dem Bodenschutz ist die Düngewirkung beachtlich. Die Zufuhr von Phosphor und Kalium ist für Niedermoore eine wertvolle Anreicherung, da sie arm an diesen Nährstoffen sind. N;lchteilig sind die durch Bioabfallkompost zugeführten Schwermetallfrachten, die die Belastungsgrenze nicht übersteigen dürfen. ·

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Tabelle 1:

Inhaltsstoffe von Bioabfallkompost und Niedermoorboden (Mittel 1993 bis 1999) Kompostdeckschicht über Moor

Kompostbei Ausbringung

Moor unter Deckschicht

Moor ohne Deckschicht

N,

mg/IOOg TS

560

684

1891

2828

c,

mg/IOOg TS

7469

9693

23908

35509

GI ührückstand

%

86,1

82,0

53,7

29,3

p

mg/IOOg TS

52,2

43,2

23,6

10,8

K

mg/IOOg TS

215,9

83,3

47,2

10,4

Mg

mg/IOOg TS

33,8

29,5

36,0

38,1

7,3

7,2

6,8

6,4

pH-Wert Pb

mg/kg TS

82,9

77,4

60,6

42,4

Cd

mg/kg TS

0,51

0,53

0,59

0,70

Cr

mg/kg TS

37,2

45,0

33,8

22,3

Cu

mg/kg TS

40,4

40,8

30,4

24,8

Ni

mg/kg TS

19,7

21,5

14,1

7,6

Hg

mg/kg TS

0,19

0,19

0,18

0,17

Zn

mg/kg TS

179,7

168,7

98,8

44,2 -

Die Schwermetallgehalte im Grundwasser wurden durch Kompostausbringung teilweise geringfügig erhöht. Das Perkolat aus der Lysimeteranlage hatte geringere Schwermetallkonzentrationen als das Grundwasser (Tab. 2). Tabelle 2:

Schwermetallgehalte (mg/1) im Grundwasser und im Perkolat

Kompostauflage

Pb

Cd

Cr

Cu

Ni

Hg

Zn

Grundwasser; 60 cm unter Flur; Mittel 1995 bis 1999 ohne Kompost

18,1

0,72

7,55

55,6

17,0

0,01

3202

2,5 cm Kompost

25,4

0,41

8,92

60,1

23,8

0,01

1336

5,0 cm Kompost

25,0

0,41

12,23

65,3

24,9

0,02

2966

Perkolat (Abflusswasser) aus der Lysimeteranlage; Mittel 1993 bis 1998 ohne Kompost

10,2

0,20

3,58

29,5

6,12

0,13

1010

5,0 cm Kompost

7,2

0,23

3,21

31,5

5,36

<0,02

741

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Zusammenfassung und Schlussfolgerungen Die moorkonservierende Wirkung des Bioabfallkompostes beruht auf seinem wesentlich höheren Gehalt an Mineralbestandteilen. Bioabfallkompost enthält 86% Mineralstoffanteile, Niedemworboden dagegen nur 29 %. Durch Aufbringung einer Kompostdeckschicht soll die Mineralisierung der organischen Substanz eingeschränkt und somit der Moorschwund reduziert werden. (

Schichtweise Biokompostausbringungen auf Niedermoorgrünland sind ohne Grasnarbenschäden bis zu 500 m3/ha (200 t TM/ha) jährlich möglich. Nach der Bioabfallverordnung (Bio Abf V) sind bei Nichtüberschreitung vorgeschriebener Obergrenzen von Schadstoffgehalten im Kompost Ausbringungsmengen bis 30 t TM/ha innerhalb von 3 Jahren zugelassen. Mit dieser Menge kann aber nur eine begrenzte moorschonende Wirkung mit gleichzeitig geringerer Nährstoffzufuhr erreicht werden. Die positive Wirkung des Bioabfallkomposteinsatzes auf den Ertrag von Niedermoorgrünland beruht auf seiner Komplementärwirkung bedingt durch relativ wenig Stickstoff und viel Kalium und Phosphor. Niedermoor verfügt dagegen über viel Stickstoff und wenig Kalium und Phosphor. Die Schwermetallgehalte aller in der Versuchsperiode verwendeten Kompostchargen lagen unter den Grenzwerten der Bioabfallverordnung. Damit sind in Abhängigkeit von der zulässigen Gesamtfracht höhere Ausbringungsmengen möglich. Nährstoff- und Schwermetallgehalte der Kompostdeckschichten und des Moorbodens unter den Deckschichten lagen während der Versuchsperiode zwischen den Werten des ausgebrachten Bioabfallkomposts und des unbedeckten Niedermoorbodens. Im Grundwasser wurden durch Kompostausbringung teilweise geringfügig erhöhte Schwermetallgehalte festgestellt. Das Perkolat aus der Lysimeter~nlage hatte geringere Schwermetallkonzentrationen als das Grundwasser.

Literatur Käding, H.; Schalitz, G. & Anders, L. (2000): Auswirkungen von Biomüllkompost auf Standortparameter, Pflanzenbestand und Ertrag von Niedermoorgrünland Archiv für Acker- und Pflanzenbau-und Bodenkunde 45, S. 67- 80 Schalitz, G.; Käding, H.; Behrendt, A. (2000): Effects of decomposed organic waste on site parameters, components ofvegetation and yield on peat grassland · II th International peat congress, Quebec, S. 440 - 449

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Schlusswort zur Vortragsveranstaltung "Anforderungen des Bodenschutzes an die Verwertung von Abfällen im Landbau und Landschaftsbau" am 10./11. Oktober 2000 in Stuttgart-Hohenheim von LAVES, 0.'>

Meine s'chr geehrten Damen und Herren, die Verwertung schadstoffualtiger organischer Abfalle als Sekundärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate ist ohne Schadstoffeinträge in die Umwelt solange nicht möglich, wie die Abtrennung und gesonderte Behandlung der Schadstoffe unwirtschaftlich ist. Deshalb werden z. Zt. ubiquitäre Schadstoffeinträge in die Umwelt bei der Verwertung Schadstoffbaitiger Abfalle toleriert. Für die Abfallwirtschaft ergibt sich daraus die Pflicht, die Konzentration aller in den Abfallen vorkommenden Schadstoffe weiterhin zu senken. Aus der Sicht des Bodenschutzes sind bei der stofflichen Verwertung besonders hohe Anforderungen an die Minimierung der Schadstoffeinträge zu stellen. Eine Lösungsmöglichkeit zeigt das an anderer Stelle schon ausfuhrlieh dargestellte folgende Beispiel. In Sachsen werden ca. 70 % der landwirtschaftlich genutzten Fläche nach dem Agrarumweltprogramm "Umweltgerechte Landwirtschaft" bewirtschaftet. Bis 1998 gehörte das Klärschlammausbringungsverbot zum Fördertatbestand. Seit 1999 greift eine Öffnungsklausel mit deutlich geminderten Schadstoffeinträgen. Gegenüber der Klärschlamm-VO beträgt die zulässige Konzentration der Schadstoffe nur noch 15 ... 50 % und die zulässige Ausbringungsmenge 60 %. Daraus folgen gegenüber den Regelungen in der Klärschlammverordnung abgesenkte Schadstoffeinträge in Höhe von 70% (Dioxine, Furane) bis 90% (Cd). Von den seit 1993 außerhalb des Agrarumweltprogramms landwirtschaftlich verwerteten Klärschlämmen erfiillten 5 %, d. h. 25 von 497 untersuchten Klärschlammproben alle Schadstoffkriterien der ÖffnungsklauseL Bei Betrachtung einzelner Schadstoffe lag dieser Prozentsatz aber deutlich höher, und zwar zwischen 40 % (Cd) und 100 % (PCB6). Ein aus Einträgen durch Luftdeposition, Mineral-, Wirtschaftsdünger- und Kalkeinsatz und Austrägen durch Ernteentzug und Auswaschung fiir Sachsen bilanzierter CdÜberschuss schöpft die Grenzwerte der Klärschlamm- VO bei leichten Böden nach ca. 1100 Jahren und bei allen anderen Böden nach etwa 2000 Jahren aus. Dieser Zeitraum verkürzt sich bei Berücksichtigung der zulässigen Cd-Einträge gemäß Klärschlamm-VO auf etwa 250 Jahre gemäß Bodenschutz-VO bei leichten Böden auf ca. 330 Jahre und bei allen anderen Böden auf etwa 600 Jahre

'>Sächsische Landesanstalt ftir Landwirtschaft, Fachbereich 10, Gustav-Kühn-Str. 8, 04159 Leipzig

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gemäß Öffnungsklausel auf etwa 700 Jahre bei leichten und ca. 1250 Jahren bei allen anderen Böden. Berücksichtigt man bei dieser Abschätzung, dass Klärschlamm 'nicht ununterbrochen . auf derselben Fläche ausgebracht wird und sich die .Schadstoffeinträge über alle Wirkungspfade infolge des technischen Fortschritts zukünftig noch verringern werden, so ist mit einer weiteren Verlängerung der Zeitspannen bis zur Grenzwertausschöpfung zu rechnen. 1999 vom Bundesumweltministerium veröffentlichte durchschnittliche Schwermetallgehalte der 1995 bis 1997 in Deutschland landwirtschaftlich verwerteten Klärschlämme sind (Cu und Cd ausgenommen) niedriger als die verschärftenz~lässigen Schwermetallgehalte gemäß Öffnungsklausel im sächsischen Agrarumweltprogramm und schöpfen diese prozentual wie folgt aus: Cr: 25, fb: 34, Ni: 46, Hg: 60, Zn: 84, · · · Cd: 100 und Cu: 138. Dieses Beispiel zeigt, dass es möglich, ist, Schadstoffeinträge bei der ressourcenschonenden Iandbaulichen Nutzung von Abfallwertstoffen in starkem Maße zu reduzieren. Die landbauliche und l!indschaftsbauliche Verwertung der organischen Abfälle als Sekund,ärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate ist m. E. akzeptabel bei bei Gefahrenau~schluss aller im Abfall enthaltenen Schadstoffe bei ·Ablösung ·der phosphatbindenden Ei~en- und Aluminiumsalzzusätze durch mikrobiologische Phosphatfällungsverfahren bei der Klärschlammerzeugung sowie bei gesetzlich festgelegten, deutlich abgesenkten Schadstoffeinträgen über alle Wirkungspfade auf der Grundlage einer Harmonisierung der Gesetze, die diesen Sachvei:halt"regeln. · Nach der überwiegende~ Aussage der Beiträg~ unserer Vortragsveranstaltung muss' es das Ziel sein, nur die Sekundärrohstoffdünger, Bodenhilfsstoffe und Kultursubstrate mit qen niedrig~ten Schadstoffeinträgen la~dbaulich un~ landschaftsbaulich ZU verwerten, sei es direkt ·oder über zwischengeschaltete Biogasanlageri, dagegen Abfälle mit höheren Schadstoffeinträgen entsprechend ihrer Schadstoffkonzentration energetisch zu verwerten bzw. zu deponieren. Abschließend wurde(n) die nächsten. Vortragsveranstaltungen der' Kommission Bodenschutz angekündigt, an den Annahmeschluss 25.10.00 der Veröffentlichungsmanuskripte der Vorträge und Posterbeiträge bei der DBG-Geschäftsstelle in Oldenburg erinnert und Herrn Präsident Stahr und seinen. Mitarbeitern sowie Herrn br. Monn für ihre Mitwirkung bei der Organisation der Vortragsveranstaltung gedankt, ebenso allen Vortragend.en und Diskussionsrednern fiir ihre Beitr~ge sowie den Teilnehmern fiir ihr · Interesse. ' I,

' '