Abteilung Grünland und Futterbau/Ökologischer Landbau

N2O-Emissionen

Einfluss der N-Düngung auf die N2O-Emissionen auf Grünland

von Carola Lampe1, K. Dittert2, B. Sattelmacher2, M. Wachendorf1, K. Butterbach-Bahl³, H. Papen³, R. Gasche³, F. Taube1    

1Institut für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung - Grünland und Futterbau/Ökologischer Landbau, Christian-Albrechts-Universität Kiel;

2Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde, Christian-Albrechts-Univ. Kiel;

³Institut für Meteorologie und Klimaforschung - Atmosphärische Umweltforschung, Forschungszentrum Karlsruhe GmbH, Garmisch-Partenkirchen

1. Einleitung

Die Verluste gasförmiger N-Komponenten (N2, N2O) aus Böden in die Atmosphäre als Ergebnis der mikrobiellen Aktivität, reduzieren die N-Verfügbarkeit in Böden. Zudem ist Lachgas (N2O) ein wirksames Treibhausgas und besitzt einen großen Einfluss auf den Abbau von stratosphärischem Ozon und auf die globale Erwärmung. Die Bedeutung von N2O nimmt durch dessen steigende Konzentration (ca. 0,3% pro Jahr) in der Atmosphäre zu (Mosier, 1998). N2O wird im Boden im Zuge mikrobieller Prozesse, der Denitrifikation und der Nitrifikation, gebildet. Bei der Denitrifikation wird NO3- oder NO2- über N2O zu N2 reduziert, wobei dieses der einzige Prozess ist, bei dem N2 in Böden entsteht. Als Nitrifikation bezeichnet man die mikrobielle Oxidation von NH3 zu NO3-. Die N2O-Emissionen werden wesentlich von den Standortfaktoren Boden (Bodenfeuchte, pH, Bodendichte, Bodenart), Witterung und Stickstoff (N)-Versorgung (Gehalt von NH4+ bzw. NO3- und der Verfügbarkeit mineralisierbarer organischer Substanz) bestimmt. Böden mit feiner Textur (tonreich) setzen im allgemeinen mehr N2O frei als gut durchlüftete, sandige Böden, da sie eine bessere Wasserretention und verminderte Sauerstoffkonzentration aufweisen und damit fördernde Bedingungen für die Denitrifikation schaffen. Nach umfangreicher Auswertung von Versuchen auf Ackerland und auf mit N gedüngtem Weidegrünland stellt Mogge (1995) heraus, dass für längerfristig angelegte Betrachtungen die emittierte N2O-Menge vorrangig vom NO3--Gehalt des Bodens abhängt. Aus mineralischen Grünlandböden emittieren jährlich etwa 1% des applizierten N (Velthof und Oenema, 1995). In der Bewirtschaftung des Grünlandes als Weide bewirken die Exkrementflecken eine hohe N-Zufuhr zum Boden und damit eine Freisetzung von beträchtlichen Mengen an N2O (Poggemann et al. 1999). Zur exakten Quantifizierung der N2O Emissionen von Grünlandstandorten fehlen bisher systematische Langzeituntersuchungen von ein oder mehreren Jahren. Die meisten Studien decken nur die Vegetationsperiode ab, dabei finden gerade im Winter nennenswerte Emissionsraten statt. Zudem ist die Messfrequenz meist vergleichsweise gering, so dass Emissionsspitzen z.B. nach der Düngerapplikation nur unzureichend oder gar nicht erfasst werden.

Im Rahmen des „N-Projektes Karkendamm“ der Universität Kiel wurden neben dem Verlustpfad Sickerwasser auch die gasförmigen N-Verluste in Form von N2O gemessen. Das Ziel dieser Arbeit ist, in hoher zeitlicher Auflösung die N2O Emissionen über ein Jahr aus einem humosen Sandboden unter Dauergrünlandnutzung zu quantifizieren. Hierbei sollen generelle Vorstellungen der N2O-Freisetzung unter den gegebenen Standortverhältnissen im Jahresverlauf erhalten und die Bedeutung von Bewirtschaftungsmaßnahmen erfasst werden. Der Einfluss der N-Düngerart (Mineraldünger und Gülle) und der N-Düngungsmenge auf die N2O-Freisetzung aus dem Boden wird durch tägliche Gasmessungen zur Zeit der N-Düngungsapplikation im Frühjahr geprüft. Ein weiteres Ziel ist es, die Abhängigkeiten zwischen den N-Emissionen und den parallel gemessenen Boden- und Klimafaktoren zu beschreiben. 

2. Material und Methoden

Versuchsstandort: Der zugrundeliegende Feldversuch wurde auf dem Versuchsbetrieb Karkendamm der Christian–Albrechts-Universität Kiel in der Geest-Region im Kreis Segeberg von April 2001 bis März 2002 durchgeführt. Der Boden dieses Standortes ist als humoser Sand (3.35% C) mit einem pH-Wert von 5 bis 5,5 anzusprechen. Seit 1996 wird die Versuchsfläche als Grünland in Form einer Mähweide bewirtschaftet. Diese wird zweimal geschnitten und anschließend beweidet. Die Düngungsvarianten bestehen seit 1997, so dass auch mittelfristige Effekte der Bewirtschaftung einbezogen werden. Der durchschnittliche Jahresniederschlag beträgt im langjährigen Mittel (1980-1999) 824mm a-1, die durchschnittliche Jahrestemperatur 8,4°C.

Versuchsfaktoren: Der Versuch beinhaltet fünf Varianten mit je drei Wiederholungen (siehe Tabelle 1). Jede der 15 Parzellen hatte eine Größe von 2,25 m², auf der die Gas- und Bodenanalytik räumlich getrennt voneinander durchgeführt wurde. Die Düngergabe im Jahr 2001 wurde zum ersten und zweiten Aufwuchs geteilt in 70 und 30kg N ha-1. Die Flächen wurden am 21. Mai und 2. Juli 2001 geschnitten und vom 4. bis 6. August sowie vom 7. bis 9. September beweidet. 

Tab. 1: Die fünf Behandlungen des N2O-Versuches unter Mähweidenutzung (2 Schnitte+2 Weidezyklen).

Behandlung mineralischer-N
 (kg ha-1 a-1)
Gülle-N
(kg ha-1 a-1)
N2-Fixierung
(kg N ha-1a-1)
Gesamt-N-Zufuhr
(kg ha-1 a-1)
Kontrolle (C) 0 0 89 89
15N Gülle (S) 0 74 41 115
15N 100 KAS-N (M) 100 0 34 134
15N Gülle+100N (SM) 100 74 88 262
Gülle+ 15N 100N (MS) 100 74 59 233

 

 

Gasanalytik: Im Zentrum der Versuchsparzellen wurde ein PVC-Bodenring (Æ 60 cm) 5 cm tief in den Boden eingelassen. Dieser verblieb während der gesamten Versuchszeit im Boden und wurde nur zum Schnitt bzw. zur Beweidung kurzzeitig entfernt. Die Gasprobenahme wurde nach der Closed-Chamber-Methode durchgeführt. Dazu wurde auf den Bodenring eine PVC-Haube (V=0,1 m³) gesetzt und gasdicht verschlossen. Die Abgabe bzw. Aufnahme von Gasen durch den Boden führte zu einer Veränderung des Gasmischungsverhältnisses in der Messkammer, die durch das Messsystem erfasst wurde. Gasproben wurden 15, 30 und 45 min nach Schließung der Hauben entnommen. Die Gasprobenahme erfolgte während der ersten zwei Wochen nach der jeweiligen Düngung täglich, danach 2 bis 3 mal wöchentlich und über Winter einmal pro Woche. Die N2O-Gehalte der Gasproben und die isotopische Zusammensetzung des N2O wurden an einem Continuous-Flow-Stabilisotopen-Massenspektrometer (Thermo-Finnigan 'Delta Plus') gemessen. Die Untersuchung des Verhältnisses der stabilen 15N zu 14N Isotope des emittierten N2O gestattet die Differenzierung des boden- und düngerbürtigen N2O.

Bodenanalytik: Parallel zu jeder Gasmessung wurden auf der Parzelle außerhalb des PVC-Bodenringes Bodenproben aus der Bodentiefe 0-15 cm mittels Wurzelbohrer genommen. Die Gehalte an Nitrat- und Ammonium-N der Bodenproben wurden durch den Autoanalyzer (Traacs 800 Bran und Luebbe, Norderstedt) bestimmt. Eine zusätzliche Bodenprobe diente zur Ermittlung der Bodenfeuchte. Alle zwei Wochen wurden 10g der feld-frischen Mischprobe zur pH-Wert Bestimmung verwendet.

Zusätzliche Messung von N2O:N2: Die Messungen der N2O und N2 Emissionen wurden in Kooperation mit dem Institut für Meteorologie und Klimaforschung - Atmosphärische Umweltforschung - in Garmisch-Partenkirchen durchgeführt. Anfang September 2002 wurden von der Versuchsfläche sechs intakte Bodensäulen mit einem Durchmesser von 12,5 cm und einer Höhe von 30 cm entnommen und am nächsten Tag ins Labor nach Garmisch-Partenkirchen transportiert. Zwei der Bodensäulen dienten als Kontrollvariante (C), zwei wurden mit umgerechnet 70kg KAS-N ha-1 (M) und zwei weitere Bodensäulen wurden mit umgerechnet 42kg Gülle-N ha-1 (S) gedüngt. Es wurde ein Niederschlag von 10 mm simuliert, um den trockenen Boden anzufeuchten und ein schnelleres Eindringen des Düngers in die Bodensäule zu gewährleisten. Der Stahlzylinder, in dem die Bodensäule eingelassen war, wurde gasdicht verschlossen und 48 Stunden mit Helium gespült, um eine N2-freie Atmosphäre herzustellen. Anschließend ruhten die Bodensäulen 4-6 Stunden, um eine natürliche Einstellung innerhalb der Bodensäule zu bewirken. Um die Zunahme der N2 und N2O Konzentrationen in der Headspace-Atmosphäre (7 cm zwischen Grasnarbe und oberem Stahlzylinderdeckel) zu quantifizieren, wurden alle 4 Minuten Gasproben angesaugt und zum Gaschromatographen transportiert. Die Messungen wurden über 24 Stunden durchgeführt. Diese neu entwickelte Methode wird bei Butterbach-Bahl et al. (2002) genau beschrieben. 

3. Ergebnisse und Diskussion

N2O-Emissionsraten im Jahresgang: In der Abb. 1 werden die N2O-Emissionsraten im zeitlichen Verlauf über ein Jahr für vier Varianten dargestellt. Zum Zeitpunkt der ersten Düngung im Frühjahr traten relativ hohe N2O-Freisetzungen auf. Die Variante SM setzte im April 2001 bis zu 200µg N2O-N m-2 h-1 frei, die Variante M 130µg N2O-N m-2 h-1 und die Variante S 38µg N2O-N m-2 h-1. Die Kontrollbehandlung erreichte zur gleichen Zeit 20µg N2O-N m-2 h-1. Während der zweiten Düngung im Frühjahr fanden keine erhöhten N2O-Emissionen statt. Flessa et al. (1998) erforschten N2O-Emissionsraten auf Grünland während der Vegetationsperiode vergleichbar mit denen der vorliegenden Studie (Kontrollvariante: 44µg N m-2 h-1; 96kg N ha-1 a-1: 47µg N m-2 h-1).

Die hohen N2O-peaks im Sommer sind offensichtlich auf Exkrementapplikationen der weidenden Rinder zurückzuführen. Der Grünlandnarbe werden bezogen auf eine Urinstelle 400 bis 1200 kg N ha-1 und bezogen auf einen Kotfleck 750 bis 1330 kg N ha-1 zugeführt (Holmes, 1968). Diese N-Konzentration im Boden ist viel zu groß, als dass diese durch den Pflanzenbestand auch nur annähernd vollständig verwertet werden könnte und führt zu N-Verlusten. Wie den Graphiken zu entnehmen ist, wurde mit steigender Verfügbarkeit von N mehr N2O freigesetzt. Im Winter wurden periodisch erhöhte Emissionen in allen Varianten festgestellt, wofür Frost-Tau Ereignisse verantwortlich sein dürften, denn durch den Frost werden organische Reststoffe im Boden mechanisch zerkleinert. Die Mikroorganismen werden während der Tauperiode vermehrt aktiv und im feuchten Boden kommt es zu einer erhöhten Denitrifikation und folglich N2O-Freisetzung (Christensen & Christensen, 1991).

Gesamt-N2O-N Emissionen: Für den Zeitraum April 2001 bis März 2002 variierten die jährlichen N2O-N Emissionen zwischen 2 und 5 kg N2O-N ha-1 a-1 (Abb. 2). Zur Ermittlung dieser Werte wurden die Messergebnisse der Messtermine linear interpoliert und anschließend aufsummiert. Die statistische Verrechnung mit dem Programmpaket SAS ergab, dass es keine signifikanten Unterschiede zwischen den Varianten gibt. Das heißt, dass offensichtlich eine 4jährig unterschiedliche Bewirtschaftungsintensität und eine niedrige bis mittlere N-Düngungsintensität nur unerhebliche Effekte auf die Gesamt-N2O-Freisetzungen ausübten. Die Höhe der jährlichen N2O-N Emissionen stimmt mit Ergebnissen von Flessa et al. (1998) und Poggemann et al. (1999) u.a. überein. Von diesem Standort emittierten ungefähr 0,6% des applizierten mineralischen N und 0,8% des applizierten Gülle-N. Werte in diesem Bereich wurden auch von Clayton et al. (1997) ermittelt.

Die jährlichen N2O-Emissionsraten bezogen auf eine Einheit produzierte Nettoenergie (GJ NEL ha-1) betrugen im Mittel aller Varianten 38 g N2O-N/GJ NEL (20g-62g). Die Abbildung 3 zeigt, dass unabhängig von der Bewirtschaftungsintensität die produzierte Einheit Futter mit vergleichbaren N2O Emissionen belastet ist. Weiterführende Informationen über die Grünlanderträge von diesem Standort werden bei Trott (2003) dargestellt.

Die Gesamt-N2O-N Emissionen zeigten zwar keine signifikanten Unterschiede in Abhängigkeit von den Versuchsfaktoren. Die folgende Analyse ausgewählter Zeiträume in der Messkampagne dokumentiert jedoch, dass gesicherte Effekte unter Schnittnutzung (2.4.-2.7.2001) durch die hohen Streuungsmaße während der nachfolgenden Weideperiode maskiert werden.

N2O-Emissionsraten – 1. Düngungsperiode (2.4.-14.4.2001): Zur Bestimmung der mittleren N2O Emissionen zur Zeit der ersten Düngung im Frühjahr wurden die Werte von 10 Messterminen gemittelt und das arithmetische Mittel der drei Einzelhauben gebildet (Abb. 4). Die mittleren N2O-Emissionsraten der Varianten variierten zwischen 15 und 92 µg N m-2 h-1 (ganzer Balken). Die Varianzanalyse mit dem Dunnett-Test ergab, dass sich bis auf die Güllevariante alle Varianten signifikant von der Kontrollvariante unterscheiden. Mit dem T-Test konnte festgestellt werden, dass sich die Gülle- und die mineralisch gedüngte Variante signifikant voneinander unterscheiden. Der gestreifte bzw. karierte Teil der Balken stellt den mineraldünger- bzw. güllebürtigen Anteil des N2O dar, die Zahl oberhalb des Balkens den düngerbürtigen Anteil in Prozent der Emissionsrate. Aus dem Mineraldünger emittierte signifikant mehr N2O-N (49%) als aus der Gülle (22%), was darauf zurückzuführen ist, das der gesamte Mineraldünger für die Mikroorganismen sofort verfügbar war, aber nur etwa 50% des Gülle-N in Form von NH4-N. Das bedeutet auch, dass mit steigender N-Intensität der Anteil des N2O aus dem Dünger steigt. Es wird gezeigt, dass der Boden-N-Vorrat einen erheblichen Beitrag zur N2O-Bildung leistet. Ein Vergleich mit anderen Studien ist derzeit nicht möglich, da es zu diesem Thema kaum vergleichbare Versuchsansätze gibt.

N2O-Emissionsraten – 2. Düngungsperiode (28.5.-8.6.2001): Zur Zeit der 2. Düngung schwächte sich der Effekt der vermehrten N2O-Freisetzung nach N-Applikation stark ab, dieses Ergebnis zeigt sich auch bei Poggemann et al. (1999). Dieses ist auf einen geringeren Bodenwassergehalt während dieser Zeit zurückzuführen, welcher 16 Gewichts % betrug und in der 1. Düngungsperiode 25%. Es emittierten zwischen 10 und 18 µg N2O-N m-2 h-1 im Mittel über 10 Messtermine (Abb. 5). Aus dem zugeführten Mineraldünger emittierten 28% bzw. 16%. 1% bzw. 3% aus der im Frühjahr zugeführten Gülle wurde in Form von N2O in dieser Periode freigesetzt. Signifikante Unterschiede zwischen den Varianten konnten nicht festgestellt werden.

N2O-Emissionsraten – Beweidungsperiode (3.8.-26.11.2001): Während der Beweidungs-periode wurde die Großparzelle an zwei Terminen über zwei Tage von etwa 20 Jungrindern beweidet. Die Unterschiede zwischen den Varianten in bezug auf die mittlere N2O Emission (20 Messtermine) ist auf die von den Rindern willkürlich verteilten Exkremente und damit hohen N-Konzentrationen zurückzuführen (Abb. 6). Die N2O-Freisetzungen variierten zwischen 25 und 121 µg N2O-N m-2 h-1. Es wurden noch 2% bzw. 1% des applizierten Dünger-N aus vorrangegangenen Düngungszeiträumen in dieser Periode freigesetzt.

N2O-Emissionsraten – Winterperiode (13.12.01-4.2.02): Zur Zeit der Winterperiode (8 Messtermine) traten erhöhte N2O Emissionen von 23 bis 62 µg N m-2 h-1 aufgrund von Frost-Tau Ereignissen auf (Abb. 7). 1% bzw. 2% des applizierten Dünger-N der Düngungsperioden wurde noch in dieser Periode freigesetzt.

Diurnale Variabilität der N2O Emissionen: Generell wurde die Gasprobenahme zwischen 13 und 14Uhr durchgeführt. Da N2O Emissionen eine diurnale Variabilität z.B. in Abhängigkeit von der Bodentemperatur in 5 cm Tiefe aufzeigen können (Velthof 1997), sollte die Aufnahme einiger Tagesgänge Aufschluss darüber liefern, ob zu dem Messzeitpunkt eine erhöhte oder erniedrigte Emission gegenüber dem Tagesmittelwert auftrat. Die Abbildung 8 bestätigt die Annahme einer signifikanten Beziehung zwischen der Bodentemperatur in 7 cm Tiefe und der N2O-Emissionsrate. Während der 40 Stunden (23.3.-25.3.2002) schwankte die Bodentemperatur in 7 cm Tiefe zwischen 1,1 und 5,3°C und parallel dazu die N2O Emissionen der Kontrollvariante zwischen 2,9 und 11,8 µg N2O-N m-2 h-1. Zwischen 15 und 17Uhr waren die Bodentemperatur und die N2O Emission am höchsten und am frühen Morgen am niedrigsten.

N2- und N2O-Emissionsraten: Die Abb. 9 zeigt die N2- und N2O-Emissionsraten, die durch die intakte Bodensäulen-Methode zur direkten Bestimmung dieser Gase im September 2002 gemessen wurden. Die N2 Emissionen der Kontroll- und der Güllevariante waren bedeutend höher (C:1700, S:3500µg N m-2 h-1), als deren N2O-Emissionen (C:28, S:250µg N m-2 h-1). Die N2 und N2O Emissionen der mineralisch gedüngten Variante waren annähernd gleich (M:~1200µg N m-2 h-1). Nach varianzanalytischer Untersuchung mit dem Dunnett- und dem T-Test konnte festgestellt werden, dass sich die drei Varianten in den N2O Emissionen signifikant unterscheiden, in den N2 Emissionen aber nicht. Dies bedeutet, dass mit einer NO3- Zufuhr die N2O-Freisetzung überproportional ansteigt, denn NO3- hemmt die N2O-Reduktion, so dass N2 nicht mehr das dominante Endprodukt der Denitrifikation ist (Butterbach-Bahl et al. 2002). Die N2O Emissionen der Güllevariante waren absolut niedriger als die der mineralisch gedüngten Variante, das liegt daran, dass den Mikroorganismen nur etwa 21kg leicht verfügbares NH4-N ha-1 zur Verfügung stehen, bei der mineralisch gedüngten Variante sind es 70kg leicht verfügbares N ha-1. Das N2O:N2 Verhältnis nahm mit steigender N-Intensität zu (0,02 - 1,12); diese Ergebnisse stimmen mit Messungen von Butterbach-Bahl et al. (2002), in Nadelwäldern Süddeutschlands, überein (0,01 - 1,26).

 



4. Zusammenfassung

Die N2O Emission aus einer mehrjährig unterschiedlich intensiv mit N gedüngten Mähweide wird untersucht. Die jahreszeitliche Variabilität der N2O Emissionen wird durch diese 11 monatige Langzeitmessung und der hohen Messfrequenz besonders zu Zeiten der Düngerapplikation dargestellt. Es zeigt sich, dass zur Zeit der Düngung im Frühjahr und insbesondere zur Zeit der Beweidung erhöhte Emissionen auftreten. Die N2O-Freisetzungen werden durch unterschiedliche Klimafaktoren beeinflusst (u.a. Frost-Tau Zyklen). Es wird dargestellt, dass unter den gegebenen Standortbedingungen die jährlich freigesetzte N2O-Menge nicht von der Höhe der N-Düngung abhängt. Durch die 15N-Markierung des Düngers kann gezeigt werden, dass aus dem Mineraldünger deutlich mehr N2O emittiert als aus der Gülle und dass der Boden-N-Vorrat einen erheblichen Beitrag zur N2O-Freisetzung leistet. Ebenso zeigt sich, dass N2O-Emissionsraten in enger Beziehung zur Bodentemperatur stehen. Durch Messungen mit der intakten Bodensäulen-Methode wird gezeigt, dass der Versuchsstandort ein erhebliches Denitrifikationspotential besitzt und dass eine N-Dünger Zufuhr einen überproportionalen Anstieg der N2O-Emission zur Folge hat. Über die quantitativen Ausprägungen wird eine weiterführende statistische Auswertung unter Berücksichtigung der Umweltvariablen Aufschluss geben.

5. Literatur

  • Augustin, J., W. Merbach, L. steffens & B. Snelinski (1998). Nitrous oxide fluxes of disturbed minerotrophic peatlands. Agribiological Research, 51, 47-57.
  • Butterbach-bahl, K., G. Willibald & H. Papen (2002). Soil core method for direct simultaneous determination of N2 and N2O emissions from forest soils. Plant and Soil, 240, 105-116.
  • Christensen, S. & B.T. Christensen (1991). Organic matter available for denitrification in different soil fractions: effect of freeze/thaw cycles and straw disposal. Journal of Soil Science, 42, 637-647.
  • Clayton, H., I.P. Mc Taggart, J. Parker, L. Swan & K.A. Smith (1997). Nitrous oxide emissions from fertilised grassland: A 2-year study of the effects of N fertiliser form and environmental conditions. Biology and Fertility of Soils, 25, 252-260.
  • Flessa, H., U. Wild, M. Klemisch & J. Pfadenhauer (1998). Nitrous oxide and methane fluxes from organic soils under agriculture. European Journal of Soil Science, 49, 327-335.
  • Holmes, W. (1968). The use of nitrogen in the management of pasture for cattle. Herb. Abstr. 38, 265-277.
  • Mogge, B. (1995). N2O-Emissionen und Denitrifikationsabgaben von Böden einer Jungmoränenlandschaft in Schleswig-Holstein. Dissertation Projektzentrum Ökosystemforschung der Christian-Albrechts-Universität Kiel.
  • Mosier, A.R. (1998). Soil processes and global change. Biology and Fertility of Soils, 27, 221-229. 
  • Poggemann, S., F. Weißbach & U. Küntzel (1999). Reduktion der N-Überschüsse und Freisetzungen von N2O aus Grünland. Berichte über Landwirtschaft Band 77, 21-34.
  • Trott, H.T. (2003). Mittelfristige Auswirkungen einer variierten Bewirtschaftungsform und N-Intensität auf Leistungsparameter und die Stickstoffbilanz von Dauergrünland. Dissertation, Lehrstuhl Grünland und Futterbau/Ökologischer Landbau der Christian-Albrechts-Universität Kiel.
  • Velthof, g.l. & o. oenema (1995). Nitrous  oxide fluxes from grassland in the Netherlands: 2. Effects of soil type, nitrogen fertilizer application and grazing. European Journal of Soil Science, 46, 541-549.
  • Velthof, G. L. (1997). Nitrous oxide emission from intensively managed grasslands. Doctoral thesis, Wageningen Agricultural University (Netherlands).


Diese Untersuchung wurde mit finanzieller Unterstützung des Ministeriums für Umwelt, Natur und Forsten des Landes Schleswig-Holstein durchgeführt.

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