Abteilung Grünland und Futterbau/Ökologischer Landbau

Nitratbelastung

Vergleich der Nitratbelastung des Grundwassers unter Umtriebsweiden und „Simulierten Umtriebsweiden“

M. Büchter*, M. Wachendorf und F. Taube 

1. Einleitung

Der Stickstoffkreislauf auf Weiden wird besonders durch das Weidetier beeinflusst, da die mit dem Futter aufgenommene Stickstoffmenge nur zu 5-30% durch die Bindung in Milch bzw. Fleisch ausgenutzt wird. 70-95% des Pflanzenstickstoffs werden mit den Exkrementen auf die Fläche zurückgeführt. Literaturangaben zur Nitrataus­waschung unter beweidetem Grünland variieren außerordentlich stark. Die experimen­telle Erfassung der Daten von beweidetem Grünland ist mit einem großem Flächenbe­darf, sowie einem hohen Arbeits- und Kostenaufwand verbunden. Deshalb wird in Versuchsanstellungen die Beweidung häufig durch eine Schnittnutzung ersetzt. Die Nutzungshäufigkeit wird dabei einer tatsächlichen Beweidung angepasst. Unberück­sichtigt bleiben hierbei Narbenschäden durch Tritt und Verbiss, welche die Leistungs­fähigkeit der Narbe mindern und sich somit auch auf das Auswaschungspotential auswirken. Ebenso unterbleibt auch eine Rückführung der Nährstoffe durch das Absetzen von Kot und Harn des Weidetiers auf die Fläche. Zahlreiche Untersuchungen belegen, dass unter Schnittnutzung geringe Nitratausträge auftreten. Unter beweidetem Grünland wurden allerdings zum Teil bedenkliche Nitratkonzentrationen festgestellt (Watson et al., 1991; Klempt, 1991).

Die vorliegende Untersuchung ist Teil des interdisziplinären Forschungsprojektes „N-Flüsse im spezialisierten Milchvieh-/Futterbaubetrieb (Taube & Wachendorf, 2000). Ziel der vorliegenden Untersuchung ist es, die Grund­wassergefährdung von Weiden und „Simulierten Weiden“ zu vergleichen, um Aussagen hinsichtlich der Übertragbarkeit von Versuchsergebnissen zwischen den beiden Nutzungsformen abzuleiten.

2. Material und Methoden

Bei den Beständen handelt es sich um eine 1995 neuangesäte Grünlandnarbe (Standard­mischung GIII mit Weißklee). Durchgeführt wurde der Versuch mit folgenden Versuchsfaktoren und Faktorstufen:

  1. Nutzungsform:  Weidenutzung, Simulierte Weidenutzung
  2. Gülledüngung:   0, 20 m3 ha-1 Jahr-1 (=73 kg N ha-1)
  3. Mineraldüngung:  0, 100, 200, 300 kg N ha-1 Jahr-1

Die Weidenutzung erfolgte durch Färsen (ca. 400 kg LG) als Umtriebsweide (mit durschnittlich 2tägigen Beweidungsperioden). Nach jeder Beweidung wurden die Flächen mit einem Kreiselmäher auf 5 cm Schnitthöhe nachgemäht. Die entsprechenden Varianten der Simulierten Weiden wur­den nach Abtrieb der Tiere von den korrespondierenden Weideflächen schnittgenutzt. Zur Gewinnung des Sickerwassers wurde mittels einer tensiometer- und vakuumgesteuerten Anlage in den beweideten Varianten an 6 bzw. in den schnittgenutzten Varianten

*Kontaktadresse: Institut für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung, Universität für Boden­kultur Wien, Gregor-Mendel Straße 33, A-1180 Wien an 3 keramischen Saugkerzen pro Parzelle ein Unter­druck von 400 hPa angelegt. Die Sicker­wasserprobenahme fand im wöchentlichen Rhythmus statt, die Proben wurden im Labor umgehend auf Nitrat analysiert. Bei den im Ergebnisteil dargestellten NO3-Auswa­schungen handelt es sich um Jahresmittelwerte der 4 Sickerwasserperioden (1997/98, 1998/99, 1999/2000 und 2000/01). Zur Bestimmung der Nmin-Mengen des Bodens zum Vegetationsende wurden jährlich Mitte November Bo­denproben in 0 bis 90 cm Tiefe mittels Pürkhauerbohrer in 6- (Weide) bzw. 3-facher Wieder­holung (Simulierter Weide) pro Parzelle entnommen. Die Flächenbilanzierung erfolgte nach folgendem Schema: Auf der Inputseite wurden die durch mineralischen Dünger und Gülle in das System eingebrachten N-Mengen berücksichtigt. Als symbiontisch fixierte N-Menge wurde die mittels der Differenzmethode geschätzte Menge in den jeweiligen Varianten angesetzt (Ingwersen, 2002). Als Eintrag in Form von trockener und nasser Deposition wurden 20 kg N ha-1 zugerechnet. Auf der Outputseite wurde zunächst der N-Bruttoertrag angerechnet. Im Falle der tatsächlichen Beweidung wurden dann die in Form von Weideresten auf der Fläche verbliebenen N-Mengen, sowie die über die tierischen Ausscheidungen rückgeführten N-Mengen von dieser Zahl abgezogen. Dabei wurde davon ausgegangen, daß die ausgeschiedene N-Menge 7% des zuvor aufgenommenen Futters entsprach.

3. Ergebnisse und Diskussion

Die Berechnung der kumulativen klimatischen Wasserbilanz ergab im Mittel der vier Sickerwasserperioden eine mittlere Sickerwasserrate von 205 mm. Bei der statistischen Auswertung der Nitratauswaschung mit dem Sicker­wasser war ein starker Einfluß des Stickstoffmineraldüngers abzusichern (Tab. 1).

Tab. 1:    Ergebnisse der Varianzanalyse für Nmin-Wert und NO3-Auswaschung (Mittelwerte 1997-2001)


Boden-Nmin-Wert
(kg ha-1)
NO3-Auswaschung
(kg N ha-1)
Effect t-Value Pr>t t-Value Pr>t
SYS 70,21 0,0139 45,03 0,0215
N 4,78 0,0169 6,15 0,0050
G 2,35 0,1472 6,70 0,0192
N x G 4,57 0,0197 0,36 0,7802
SYS x N 3,31 0,0515 7,92 0,0016
SYS x G 2,72 0,1214 4,42 0,0508
SYS x N x G 4,97 0,0148 0,25 0,8631

 

Die Nmin-Werte des Bodens zum Vegetationsende zeigten nur unter Weide starke Effekte des N-Mineraldüngers auf. Graphisch ist dieser Zu­sammenhang in Abb. 1b durch eine funktionelle Anpassung mittels einer multiplen Re­gression in dreidimensionaler Form dargestellt. Die ermittelten Nmin-Werte fallen da­bei durchschnittlich um 40 kg N ha-1 höher aus als die tatsächlich ausgewaschenen Mengen. Beim Vergleich des Systems Weide mit dem der Simulierten Weide sind hoch signifi­kante Einflüsse des Systems sowie Wechselwirkungen zwischen den Systemen und den Düngungsfaktoren festzustellen (Tab. 1). Das unterschiedlich hohe N-Niveau der beiden Systeme, sowie die relativ große Steigung der Graphen der Weide sind durch die N-Rückführung mittels Kot und Harn der Weidetiere zu erklären. Der flache Verlauf der Graphen für die Simulierte Weide resultiert dagegen aus den N-Entzügen in dem abgefahrenen Schnittgut (Ingwersen et al., 2002).

Die Beziehung zwischen dem Nmin-Menge im Boden zum Vegetationsende und der Nitratauswaschung ist in Abb. 2a dargestellt. Die Untersuchung ergab eine positive Korrelation zwi­schen den herbstzeitlichen Nmin-Werten und der N-Auswaschung (r2=0,78).

 

Abb. 1:   NO3-Auswaschung (a) und Nmin-Menge im Boden zu Vegetations­ende (b) unter Weide bzw. (c) und (d) unter Simulierter Weide in Abhängig­keit von der N-Mineral- (N) und Gülledüngung (G)

Allerdings trifft die Annahme einer völligen Auswaschung des zu Vegetationsende im Boden vorliegenden mineralischen N nicht zu. Die Werte der Nitratauswaschung unter Simulierter Weide liegen allesamt unterhalb des kritischen Wertes von 23 kg N ha-1, welcher sich entsprechend der Sickerwassermengen im Untersuchungszeitraum aus dem TVO-Grenzwert von 50 mg NO3 l-1 ergibt. Beweidete kleebasierte Umtriebsweiden zeigen demgegenüber auch ohne jegliche Stickstoffdüngung kritische N-Austräge auf.

In Abb. 2b ist die Beziehung zwischen den N-Frachten und N-Salden mittels einer Regressionsfunktion dargestellt. Mit akzeptabler Streuung kann der N-Saldo mithin als Indikator zur Abschätzung der N-Auswaschung herangezogen werden (r2=0,89).

 

Abb. 2:   Beziehung zwischen Nmin-Wert des Bodens zu Vegetations­ende (kg ha-1) und NO3-Auswaschung (kg N ha-1) (a) sowie N-Saldo (kg ha-1) und NO3-Auswa-schung (kg N ha-1) (b) unter Weide und Simulierter Weide

4. Schlußfolgerung

Die Grundwassernitratbelastung fällt unter Weide und Simulierter Weide sehr unter­schiedlich aus. Simulierte Weiden zeigen aufgrund der N-Abfuhr mit dem Erntegut von der Fläche auch bei hohen N-Düngergaben nur geringe Nitratausträge auf. Weiden stellen aufgrund des geringen N-Exports von der Fläche ein höheres Belastungspotential dar. Die geschätzte Rück­lieferung durch die Weidetiere liegt hierbei in Ab­hängigkeit von der Prüfvariante zwischen 155-305 kg N ha-1 Jahr-1. Die Untersu­chungsergebnisse belegen, dass eine Übertragbarkeit von Daten bezüglich der Nitrataus­waschung, der Nmin-Mengen des Bodens zum Vegetationsende und des N-Saldos durch eine Simulation der Beweidung mittels Schnittsystemen aufgrund fehlender Nährstoffrückflüsse nicht möglich ist.

5. Literatur

  • Ingwersen, B., 2002: Einfluß von Bewirtschaftungsmaßnahmen auf die Leistungsfähigkeit von leguminosenbasiertem Dauergrünland unter besonderer Berücksichtigung der Nährstoffbilanzierung. Diss. Uni Kiel. Schriftenreihe des Inst. f. Pflanzenbau u. –züchtung 21.
  • Klempt, L., J. Neuendorff, R. Tenholten, & G. Spatz, 1991: Probleme bei der flächenhaften Erfassung des Nitrataustrags bei Weidewirtschaft. Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Ges., 66, 967-970.
  • Taube, F. and M. Wachendorf (2000): The Karkendamm Project: A system approach to optimize nitrogen use efficiency on the dairy farm. Proceedings of the 18th General Meeting of the European Grassland Federation, Aalborg, May 22-25,449-451.
  • Watson, C.J., C. Jordan, S.D. Lennox, R.V. Smith & R.W.J. Steen, 2000: Inorganic nitrogen in drainage water from grazed grassland in Northern Ireland. J. Env. Qual., Vol. 29, 225-232.
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