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Masterarbeit
Im Studiengang Agrarwissenschaften
Einordnung von Gärresten bezüglich ihrer Humuswirksamkeit als organischer Dünger und deren Treibhausgasemissionspotential nach Feldapplikation
Vorgelegt von
Thorsten Biegemann
Kiel, im Februar 2010
1. Prüfer: Dr. K. Dittert
2. Prüfer: Dr. A. Pacholski
Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde
Institut für Ackerbau und Pflanzenzüchtung
Agrar- und Ernährungswissenschaftliche Fakultät
Christian-Albrechts-Universität zu Kiel
INHALTSVERZEICHNIS
INHALTSVERZEICHNIS..................................................................................................... II
TABELLEN UND ABBILDUNGSVERZEICHNIS ...........................................................IV
ZUSAMMENFASSUNG ..................................................................................................... VII
ABSTRACT .........................................................................................................................VIII
1.
EINLEITUNG .................................................................................................................. 1
1.1
1.2
1.3
1.4
1.5
1.6
1.7
1.8
2
EXPERIMENTELLER TEIL....................................................................................... 12
2.1
2.2
2.3
2.3.1
2.3.2
2.4
3
KLIMAKAMMERVERSUCH........................................................................................ 15
FREILANDVERSUCH ................................................................................................. 15
MESSMETHODEN ...................................................................................................... 15
STATISCHE MESSKAMMER / GASCHROMATOGRAPHISCHE-ANALYSE (GCA) ...... 16
DYNAMISCHE MESSKAMMER / INFRAROT-GAS-ANALYSE (IRGA)....................... 16
STATISTIK UND AUSWERTUNG ................................................................................ 17
ERGEBNISSE ................................................................................................................ 18
3.1
3.1.1
3.1.2
3.1.3
3.1.4
3.2
3.2.1
3.2.2
3.2.3
3.2.4
3.2.5
3.3
4
TREIBHAUSEFFEKT .................................................................................................... 1
LANDWIRTSCHAFT UND KLIMASCHUTZ.................................................................... 3
BIOGAS UND KLIMASCHUTZ ...................................................................................... 4
GÄRRESTE .................................................................................................................. 6
PFLANZENBAULICHE BEWERTUNG VON GÄRRESTEN .............................................. 7
HUMUSWIRKSAMKEIT VON GÄRRESTEN .................................................................. 8
N2O-EMISSIONEN AUS GÄRRESTEN ........................................................................ 11
CH4-EMISSIONEN AUS GÄRRESTEN ........................................................................ 12
CO2-EMISSION ......................................................................................................... 18
N2O-EMISSION ......................................................................................................... 25
CH4-EMISSION ......................................................................................................... 27
NMIN-GEHALTE UND FELDKAPAZITÄTEN ZU VERSUCHSENDE ................................ 30
WITTERUNGSVERLAUF ............................................................................................ 31
CO2-EMISSION ......................................................................................................... 31
N2O-EMISSION ......................................................................................................... 37
CH4-EMISSION ......................................................................................................... 40
NMIN-GEHALTE UND FELDKAPAZITÄTEN ZU VERSUCHSENDE ................................ 41
METHODENVERGLEICH ........................................................................................... 42
MODELLIERUNG ZUR HUMUSWIRKSAMKEIT VON GÄRRESTEN ............ 42
4.1
VERWENDETES MODELL ......................................................................................... 44
4.1.1 MODELL EVALUATION ............................................................................................ 49
4.2
ERGEBNISSE ............................................................................................................. 49
4.2.1 KLIMAKAMMERVERSUCH........................................................................................ 49
4.2.1.1 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DER SCHWEINEGÜLLE .............................. 49
4.2.1.2 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DEM GÄRREST-MONOFERMENT .............. 51
4.2.1.3 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DEM GÄRREST-KOFERMENT .................... 52
4.2.2 FREILANDVERSUCH ................................................................................................. 54
4.2.2.1 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DER SCHWEINEGÜLLE .............................. 56
4.2.2.2 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DEM GÄRREST-MONOFERMENT .............. 57
4.2.2.3 SIMULATION DER C-VERLUSTE AUS DEM GÄRREST-KOFERMENT .................... 58
II
5
DISKUSSION ................................................................................................................. 59
5.1
5.2
5.3
5.4
6
ANHANG ........................................................................................................................ 67
6.1
6.1.1
6.1.2
6.2
7
HUMUSWIRKSAMKEIT VON GÄRRESTEN ................................................................ 59
N2O-EMISSION AUS GÄRRESTEN NACH FELDAPPLIKATION .................................. 62
CH4-EMISSION AUS GÄRRESTEN NACH FELDAPPLIKATION .................................. 65
SCHLUSSFOLGERUNGEN .......................................................................................... 66
ABBILDUNGEN ERMITTELTER CO2, N2O UND CH4-RATEN MIT
KONTINUIERLICHER ZEITACHSE ............................................................................. 67
TABELLENSAMMLUNG DER STATISTISCHEN AUSWERTUNG ................................... 71
LITERATURVERZEICHNIS ...................................................................................... 76
III
TABELLEN UND ABBILDUNGSVERZEICHNIS
TABELLE 1: GLOBALE ERWÄRMUNGSPOTENTIALE (GWP) DER WICHTIGSTEN ANTHROPOGENEN
TREIBHAUSGASE, BEZOGEN AUF CO2, FÜR DEN ZEITHORIZONT VON 100 JAHREN (IPCC,
2007)................................................................................................................................... 3
TABELLE 2: RICHTWERTE FÜR DIE HUMUSREPRODUKTIONSLEISTUNG VERSCHIEDENER
ORGANISCHER MATERIALIEN IN HUMUSÄQIVALENTEN (KG HUMUS-C) JE T SUBSTRAT
(VDLUFA, 2005). .............................................................................................................. 9
TABELLE 3: ZUSAMMENSETZUNG DES AUSGANGS- UND ENDPRODUKTES ZUR GEWINNUNG VON
ETHANOL (JOHNSON ET AL., 2007).................................................................................... 10
TABELLE 4: CHEMISCHE ANALYSE DER SCHWEINEGÜLLE UND DER GÄRRESTE. ....................... 14
TABELLE 5: ERMITTELTE SIGNIFIKANZEN DURCH MEHRSTICHPROBENTEST (ANOVA) UND
MULTIPLE VERGLEICHE (TUKEY-TEST) IM KLIMAKAMMERVERSUCH. METHODE:
DYNAMISCHE MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CO2 M-2 S-1. VARIANTEN (N=4): K:
KONTROLLE, GK: GÄRREST-KOFERMENT, GM: GÄRREST-MONOFERMENT, SG:
SCHWEINEGÜLLE............................................................................................................... 71
STATISCHE MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CO2 M-2 S-1. VARIANTEN (N=4): K: KONTROLLE,
GK: GÄRREST-KOFERMENT, GM: GÄRREST-MONOFERMENT, SG: SCHWEINEGÜLLE. ..... 71
STATISCHE MESSKAMMER. MESSEINHEIT: N2O-N M-2 S-1. VARIANTEN (N=4): K:
KONTROLLE, GK: GÄRREST-KOFERMENT, GM: GÄRREST-MONOFERMENT, SG:
SCHWEINEGÜLLE............................................................................................................... 72
STATISCHE MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CH4 M-2 S-1. VARIANTEN (N=4): K: KONTROLLE,
GK: GÄRREST-KOFERMENT, GM: GÄRREST-MONOFERMENT, SG: SCHWEINEGÜLLE. ..... 72
MULTIPLE VERGLEICHE (TUKEY-TEST) IM FREILANDVERSUCH. METHODE: DYNAMISCHE
MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CO2 M-2 S-1. VARIANTEN (N=3): K: KONTROLLE, GK:
GÄRREST-KOFERMENT, GM: GÄRREST-MONOFERMENT, SG: SCHWEINEGÜLLE. ............. 73
MULTIPLE VERGLEICHE (TUKEY-TEST) IM FREILANDVERSUCH. METHODE: STATISCHE
MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CO2 M-2 S-1. VARIANTEN (N=3): K: KONTROLLE, GK:
MESSKAMMER. MESSEINHEIT: N2O-N M-2 S-1. VARIANTEN (N=3): K: KONTROLLE, GK:
MESSKAMMER. MESSEINHEIT: CH4 M-2 S-1. VARIANTEN (N=3): K: KONTROLLE, GK:
ABBILDUNG 1: GLOBAL UND ÜBER DAS JAHR GEMITTELTE ENERGIEBILANZ DER ERDE. DIE
FLÜSSE SIND IN (W M-2) ANGEGEBEN (IPCC, 2007), NACH KIEHL UND TRENBERTH (1997)
VERÄNDERT DURCH LATIF (2009). ...................................................................................... 2
ABBILDUNG 2: TREIBHAUSGASFLÜSSE IM PRODUKTIONSSYSTEM BIOGASERZEUGUNG............... 5
IV
ABBILDUNG 3: ERMITTELTE CO2-FLÜSSE (MG CO2 M-2 S-1) WÄHREND DES
KLIMAKAMMERVERSUCHS (55 TAGE) IN DEN VARIANTEN: K= KONTROLLE, GM=
GÄRREST-MONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE.
FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT DER
BEHANDLUNGEN (N=4) AN. MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER.
SIGNIFIKANZANALYSE (ANOVA) P<0,05. ........................................................................ 19
GÄRREST-MONOFERMENT, GÄRREST-KOFERMENT UND SG=SCHWEINEGÜLLE.
BEHANDLUNGEN (N=4) AN. MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER.
ABBILDUNG 5: KUMULATIVE C-VERLUSTE (KG C HA-1) WÄHREND DES
KLIMAKAMMERVERSUCHS, 6 TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM= GÄRRESTMONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE.
MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=4) AN. MULTIPLE VERGLEICHE MITTELS
TUKEY. BARPLOTS MIT UNGLEICHEN BUCHSTABEN UNTERSCHEIDEN SICH SIGNIFIKANT
P<0,05. .............................................................................................................................. 22
KLIMAKAMMERVERSUCHS, 6TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM= GÄRRESTMONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE.
MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
P<0,05. .............................................................................................................................. 22
ABBILDUNG 7: KUMULATIVE C-VERLUSTE (KG C HA-1) 20 TAGE NACH APPLIKATION: K=
KONTROLLE, G= GÄRREST (MONO- UND KOFERMENT) UND SG= SCHWEINEGÜLLE.
P<0,05. .............................................................................................................................. 23
KLIMAKAMMERVERSUCHS 20 TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, G= GÄRREST
(MONO- UND KOFERMENT) UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: STATISCHE
MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT
(N=4) AN. MULTIPLE VERGLEICHE MITTELS TUKEY. BARPLOTS MIT GLEICHEN
BUCHSTABEN SIND SIGNIFIKANT UNTERSCHIEDLICH P<0,05. ............................................ 23
ABBILDUNG 9: KUMULATIVE C-VERLUSTE AUS DEM AUSGEBRACHTEN ORGANISCHEN
KOHLENSTOFF (% C AUS CORG) WÄHREND DES KLIMAKAMMERVERSUCH 55 TAGE NACH
APPLIKATION: GM= GÄRREST-MONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG=
SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN
DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=4) AN............................................... 24
KOHLENSTOFF (% C AUS OS) WÄHREND DES KLIMAKAMMERVERSUCHS 20 TAGE NACH
APPLIKATION: GM= GÄRREST-MONOFERMET, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG=
SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=4) AN. .................................................... 24
BBILDUNG
11: ERMITTELTE N2O-N-FLÜSSE (MG N2O-N M-2 S-1) WÄHREND DES
A
V
ABBILDUNG 12: KUMULATIVE N2O-VERLUSTE (KG N2O-N HA-1) WÄHREND DES
KLIMAKAMMERVERSUCHS 48 STUNDEN NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM=
P<0,05. .............................................................................................................................. 26
(MONO- UND KOFERMENT) UND SG=SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: STATISCHE
(N=4) AN. MULTIPLE VERGLEICHE MITTELS TUKEY. BARPLOTS MIT UNGLEICHEN
BUCHSTABEN UNTERSCHEIDEN SICH SIGNIFIKANT P<0,05................................................. 26
ABBILDUNG 14: ERMITTELTE CH4-FLÜSSE (MG CH4 M-2 S-1) WÄHREND DES
ABBILDUNG 15: KUMULATIVE CH4-VERLUSTE (KG CH4-N HA-1) WÄHREND DES
KLIMAKAMMERVERSUCH 48 STUNDEN NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM=
P<0,05. .............................................................................................................................. 29
ABBILDUNG 16: KUMULATIVE CH4-VERLUSTE (KG CH4 HA-1) WÄHREND DES
MESSKAMMER. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT.
MULTIPLE VERGLEICHE MITTELS TUKEY. BARPLOTS MIT UNGLEICHEN BUCHSTABEN
UNTERSCHEIDEN SICH SIGNIFIKANT P<0,05. ...................................................................... 29
ABBILDUNG 17: NIEDERSCHLAG (MM M-2) (SÄULEN), TAGESMITTELTEMPERATUR (LINIE),
TEMPERATUREN ZU DEN MESSTERMINEN (UNTERBROCHENE LINIE) AM
VERSUCHSSTANDORT IN KIEL WÄHREND DES 38 TAGE DAUERNDEN VERSUCHS. ............. 31
ABBILDUNG 18: ERMITTELTE CO2-FLÜSSE (MG CO2 M-2 S-1) WÄHREND DES FREILANDVERSUCHS
(38 TAGE) IN DEN VARIANTEN: K= KONTROLLE, GM= GÄRREST-MONOFERMENT, GK=
GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT DER BEHANDLUNGEN (N=3) AN.
MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER. SIGNIFIKANZANALYSE (ANOVA) P<0,05.
.......................................................................................................................................... 32
GÄRREST-KOFERMENT UND SCHWEINEGÜLLE. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER. SIGNIFIKANZANALYSE (ANOVA) P<0,05. .. 32
ABBILDUNG 20: KUMULATIVE C-VERLUSTE (KG C HA-1) WÄHREND DES FREILANDVERSUCHS 48
STUNDEN NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM= GÄRREST-MONOFERMENT, GK=
VI
GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: DYNAMISCHE
STUNDEN NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM= GÄRREST-MONOFERMENT, GK=
GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: STATISCHE
ABBILDUNG 22: KUMULATIVE C-VERLUSTE (KG C HA-1) WÄHREND DES FREILANDVERSUCH 20
TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, G= GÄRREST (MONO- UND KOFERMENT) UND
SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN
ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=3) AN. MULTIPLE VERGLEICHE
MITTELS TUKEY. BARPLOTS MIT UNGLEICHEN BUCHSTABEN UNTERSCHEIDEN SICH
SIGNIFIKANT P<0,05. ......................................................................................................... 35
TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, G= GÄRREST (MONO- UND KOFERMENT)
UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER. FEHLERBALKEN
ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=3) AN. MULTIPLE VERGLEICHE
MITTELS TUKEY. BARPLOTS MIT UNGLEICHEN BUCHSTABEN UNTERSCHEIDEN SICH
SIGNIFIKANT P<0,05. ......................................................................................................... 35
KOHLENSTOFF (% C AUS CORG) 38 TAGE NACH APPLIKATION: GM = GÄRRESTMONOFERMENT, GK = GÄRREST-KOFERMENT UND SG = SCHWEINEGÜLLE.
ABBILDUNG 25: KUMULATIVE C-VERLUSTE AUS DER AUSGEBRACHTEN ORGANISCHEN
KOHLENSTOFF (% C AUS CORG) 20 TAGE NACH APPLIKATION: GM = GÄRRESTMONOFERMENT, GK = GÄRREST-KOFERMENT UND SG = SCHWEINEGÜLLE.
ABBILDUNG 26: ERMITTELTE N2O-FLÜSSE (MG N2O-N M-2 S-1) WÄHREND DES
FREILANDVERSUCHS (20 TAGE) IN DEN VARIANTEN: K= KONTROLLE, GM= GÄRRESTMONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. FEHLERBALKEN
ZEIGEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT DER BEHANDLUNGEN (N=3) AN.
FREILANDVERSUCHS 48 STUNDEN NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, GM= GÄRRESTMONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE.
P<0,05. .............................................................................................................................. 39
FREILANDVERSUCHS 20 TAGE NACH APPLIKATION: K= KONTROLLE, G= GÄRREST
VII
ABBILDUNG 29: ERMITTELTE CH4-FLÜSSE (MG CH4 M-2 S-1) WÄHREND DES FREILANDVERSUCHS
GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. FEHLERBALKEN ZEIGEN DIE
ABBILDUNG 30: KUMULATIVE CH4-VERLUSTE (KG CH4 HA-1) WÄHREND DES
FREILANDVERSUCHS 48 STUNDEN NACH APPLIKATION: K = KONTROLLE, GM = GÄRRESTMONOFERMENT, GK = GÄRREST-KOFERMENT UND SG = SCHWEINEGÜLLE.
P<0,05. .............................................................................................................................. 41
ABBILDUNG 31: IDEALISIERTE PF-KURVE ZUR BERECHNUNG DER WASSERSPANNUNG DES IN
DEN VERSUCHEN EINGESETZTEN VERSUCHSBODENS ( Ψ ). ............................................... 45
ABBILDUNG 32: CN-SIM MODELL STRUKTUR. PFEILE ZEIGEN DIE RICHTUNGEN DER CMASSENFLÜSSE AN. RECHTECKE STELLEN DIE C-POOLS UND VENTILE DIE FLUSSGRÖßEN
DAR (PETERSEN ET AL., 2005). .......................................................................................... 48
ABBILDUNG 33:SIMULIERTE (LINIE) UND GEMESSENE (SYMBOLE) CO2-C-RATEN NACH
INKUBATION MIT SCHWEINEGÜLLE ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN GEBEN DIE
INKUBATION MIT GÄRREST-MONOFERMENT ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN
GEBEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=4) AN.................................... 52
INKUBATION MIT GÄRREST-KOFERMENT ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN GEBEN
ABBILDUNG 36: ENTWICKLUNG DES BODENWASSERGEHALTS IN DEN OBEREN 10 CM WÄHREND
DES FREILANDVERSUCHS. ................................................................................................. 56
ABBILDUNG 37: SIMULIERTE (LINIE) UND GEMESSENE (SYMBOLE) CO2-C-RATEN NACH
INKUBATION MIT SCHWEINEGÜLLE ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN GEBEN DIE
ABBILDUNG 38: SIMULIERTE (LINIE) UND GEMESSENE (SYMBOLE) CO2-C RATEN NACH
INKUBATION MIT GÄRREST-MONOFERMENT ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN
GEBEN DIE STANDARDABWEICHUNG VOM MITTELWERT (N=3) AN.................................... 58
ABBILDUNG 39: SIMULIERTE (LINIE) UND GEMESSENE (SYMBOLE) CO2-C RATEN NACH
INKUBATION MIT GÄRREST-KOFERMENT ABZÜGLICH KONTROLLE. FEHLERBALKEN GEBEN
MESSPUNKTE ZEIGEN DEN MITTELWERT DER WIEDERHOLUNGEN (N=4) AN.
MESSMETHODE: DYNAMISCHE MESSKAMMER.................................................................. 67
MESSMETHODE: STATISCHE MESSKAMMER. ..................................................................... 67
VIII
ABBILDUNG 43: ERMITTELTE CH4-FLÜSSE (MG CH4 M-2 S-1) WÄHREND DES
GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSPUNKTE ZEIGEN DEN
MITTELWERT DER WIEDERHOLUNGEN (N=3) AN. MESSMETHODE: DYNAMISCHE
MESSKAMMER................................................................................................................... 69
MITTELWERT DER WIEDERHOLUNGEN (N=3) AN. MESSMETHODE: STATISCHE
MESSKAMMER................................................................................................................... 69
FREILANDVERSUCHS (20 TAGE) IN DEN VARIANTEN: K= KONTROLLE, GM= GÄRRESTMONOFERMENT, GK= GÄRREST-KOFERMENT UND SG= SCHWEINEGÜLLE. MESSPUNKTE
ZEIGEN DEN MITTELWERT DER WIEDERHOLUNGEN (N=3) AN. MESSMETHODE: STATISCHE
MESSKAMMER................................................................................................................... 70
ABBILDUNG 47: ERMITTELTE CH4-FLÜSSE (MG CH4 M-2 S-1) WÄHREND DES FREILANDVERSUCHS
MITTELWERT DER WIEDERHOLUNGEN (N=3) AN. MESSMETHODE: STATISCHE
MESSKAMMER................................................................................................................... 70
IX
Zusammenfassung
Das Bestreben, einen großen Anteil der erneuerbaren Energien durch Fermentierung von
Biomasse von landwirtschaftlich genutzten Flächen in Form von Biogas bereitzustellen, führt
nicht nur zu einem höheren Bedarf an Biomasse, sondern auch zu einer höheren Verfügbarkeit von fermentierter organischer Substanz, den Gärresten. Um das Treibhausgasminderungspotential solcher Systeme beurteilen zu können, ist es notwendig, die Treibhausgaswirkung von Gärresten nach der Rückführung auf die Felder zu beurteilen. Eine wichtige Rolle
hierbei spielt vor allem der Einfluss auf das C-Senkenpotential sowie die Lachgas- (N2O) und
Methanemission (CH4) von landwirtschaftlich genutzten Böden nach der Ausbringung von
Gärresten.
Um Gärreste gegenüber anderen konventionellen Wirtschaftsdüngern bezüglich dieser Fragestellungen besser einordnen zu können, wurde jeweils ein Topfversuch unter Labor- (55 Tage)
und Freilandbedingungen (38 Tage) durchgeführt. Jeder dieser Töpfe wurde mit 3,6 kg auf
≤ 2 mm gesiebten Braunerdeboden befüllt. Der Boden wurde auf eine Feldkapazität von 85 %
eingestellt. Das Experiment umfasste eine ungedüngte Kontrolle und drei organisch gedüngte
Varianten (170 kg N ha-1): Schweinegülle, Gärrest-Monoferment (Mais), Gärrest-Koferment
(NaWaRo + Schweinegülle). Während der Versuche wurde kontinuierlich der CO2-Efflux
mittels dynamischem (JONATHAN et al., 2004) und statischem Messkammerprinzip (HUTCHINSON UND
MOSIER, 1981) und der N2O- und CH4-Efflux mittels statischem Messkammer-
prinzip erfasst. In beiden Versuchen und mit beiden Messmethoden lagen im Vergleich die
kumulativen CO2-C-Verluste aus der Schweinegülle gegenüber den Gärresten drei bis fünf
mal höher. Die kumulativen N2O-N Verlusten betrugen bei dem Laborversuch bzw. Freilandversuch in der Variante Schweinegülle im Mittel 4,67 kg ha-1 bzw. 2,53 kg ha-1und bei den
Gärresten 3,8 kg ha-1 bzw. 1,92 kg ha-1. Sowohl bei den vertikalen CO2-C Verlusten als auch
bei den vertikalen N2O-N Verluste konnten keine signifikanten Unterschiede zwischen den
beiden Gärresten festgestellt werden. Die CH4-Emissionen waren in allen Varianten gering
und gemessen an den Gesamtverlusten vernachlässigbar. Die Ergebnisse dieser Arbeit deuten
auf ein größeres Humusreproduktionspotential von Gärresten hin als derzeitige Richtwerte für
Humusbilanzierung vorgeben (VDLUFA, 2004). Für die Modellierung der Humuswirksamkeit von Gärresten wird in dieser Arbeit mit dem CN-SIM-Modell (PETERSEN et al., 2005) ein
geeigneter Vorschlag gemacht. Die Messergebnisse bezüglich der Treibhausgasemissionen
nach Feldapplikation von Gärresten und Schweinegülle in Form von N2O und CH4 lassen
keinen Aufschluss darüber zu, ob die Emissionen gegenüber anderen Wirtschaftsdüngern
erhöht bzw. erheblich niedriger einzuordnen sind.
VII
Abstract
The ambition to supply renewable energy through the fermentation of biomass produced in
agricultural areas leads both to a higher demand of biomass and to a higher availability of
biogas residues. To gain knowledge about the potential of biogas production systems to decrease greenhouse gas (GHG) emissions it is necessary to estimate the GHG emissions from
biogas residues. In order to do this, the potential of biogas residues to act as a carbon sink as
well as the nitrous oxide (N2O) and methane (CH4) emissions after soil application must be
considered.
For a better comparison of biogas residues with other organic fertilizers we arranged two pot
experiments; one laboratory (55 days) and one field experiment (38 days). We filled each pot
with the equivalent of 3.6 kg dried sieved (≤ 2 mm) soil (stagnic luvisol). At the beginning of
the experiment the soils were adjusted to a water holding capacity of 85 %. The experimental
treatments consisted of one control and three organic fertilizer types (adjusted to
170 kg N ha-1): pig slurry, biogas residues mono-fermentation (fermented maize), biogas residues co-fermentation (renewable raw material + fermented pig slurry). During the experiment
we repeatedly measured CO2 with the dynamic (JONATHAN et al., 2004) and static chamber
method (HUTCHINSON AND MOSIER, 1981) and N2O and CH4 with the static chamber method.
In comparison, in both experiments and with both measurement methods, the CO2-C losses
from the pig slurry were 3-5 fold higher than from the biogas residues. On average the cumulative N2O-N losses during the laboratory and during the field experiment were 4.67 kg ha-1
and 2.53 kg ha-1 respectively in the pig slurry treatment and 3.8 kg ha-1 and 1.92 kg ha-1 respectively in the biogas residues treatment. There were no significant differences in the measured CO2-C-Efflux as well as the N2O-N-Efflux between the both biogas residue treatments.
The CH4-Efflux was very low in all treatments and negligible in comparison to the total
GHG-Emissions.
From the results of this study we conclude that biogas residues have a greater potential for
reproduction of soil organic matter than current standard values suggest (VDLUFA, 2004). In
this trial we gained experience in modelling the reproduction potential of biogas residues with
the CN-SIM-Model (PETERSEN et al., 2005).
Finally, there is no evidence that biogas residues have any advantage or disadvantage regarding their GHG-emission-potential in the form of N2O and CH4 in comparison to other organic
fertilizers.
VIII
1 Einleitung
1. Einleitung
Im Rahmen der aktuellen Klima- und Energiepolitik einigten sich im März 2007 die Staatsund Regierungschefs der EU, mindestens 20 % des gesamten europäischen Energiebedarfs bis
zum Jahre 2020 aus erneuerbaren Energien zu decken (EURACTIV, 2009).
In diesem Kontext treibt die Bundesregierung ihre Bestrebungen voran, bis 2010 den Anteil
der erneuerbaren Energien am Primärenergieverbrauch auf 12 % und bis 2020 auf 30 % auszubauen. Ein großer Anteil soll hierbei durch Biomasse realisiert werden. Daraufhin wurden
bis Ende 2007 in Deutschland 3750 Biogasanlagen mit einer installierten elektrischen Leistung von 1250 Megawatt in Betrieb genommen (BMU, 2008, 2009).
Bei den in Biogasanlagen eingesetzten Substraten hat sich in den letzten Jahren vor allem der
Mais mit seinen hohen Netto-Energieerträgen durchgesetzt. Die Ausdehnung des Maisanbaus
als Energiefrucht wird in vielerlei Hinsicht kontrovers diskutiert. Vor allem bezüglich der
Humusbilanzierung und der damit verbundenen Forderung nach dem Erhalt der organischen
Substanz der Böden und dem Schutz der Bodenstruktur gibt es Unsicherheiten (FLESSA et al.,
2000; KRISTIANSEN et al., 2005; VDLUFA, 2004).
Mit der Zunahme der installierten Biogasanlagen steigt nicht nur der Bedarf an organischen
Substraten sondern auch der Anfall von fermentierten organischen Rückständen. Es ist unklar
inwieweit diese Gärreste in der Humusbilanzierung zu bewerten sind. Hierzu wurden bisher
verschiedene Vorschläge gemacht (KÖRSCHENS et al., 2005; VDLUFA, 2004). Bisher fehlt es
allerdings an einer ausreichenden Anzahl von Langzeitversuchen um wirklich sichere Prognosen bezüglich der Humuswirksamkeit von Gärresten machen zu können.
Im Zuge dieser Masterarbeit soll in einem Topfexperiment unter konditionierten und Freilandbedingungen der CO2-Efflux zweier Gärreste aus maisdominierter Bewirtschaftung und
einer Schweinegülle untersucht werden. Neben CO2, dem quantitativ die größte Bedeutung
bezüglich klimarelevanter Spurengase beikommt, werden in diesem Experiment Lachgas
(N2O) und Methan (CH4) untersucht. N20 und CH4 besitzen ein ca. 200 - 300 mal bzw. ein ca.
23 mal größeres Treibhauspotential als CO2 (LATIF, 2009).
1.1 Treibhauseffekt
Die auf die Erde einfallende kurzwellige Sonnenstrahlung (342 W m-2) wird zu einem geringen Teil in der Atmosphäre absorbiert und reflektiert und zum größten Teil (168 W m-2) von
der Erdoberfläche absorbiert (Abbildung 1). Als Ausgleich der Wärmebilanz wird über die
Erdoberfläche wieder langwellige Wärmestrahlung abgegeben. Würde diese Wärmestrahlung
ungehindert die Atmosphäre verlassen bestünde an der Erdoberfläche lediglich eine Tempera1
1 Einleitung
tur von -20 °C. Durch die Absorption von Sonnenstrahlung durch Wasserdampf und im geringen Maße von Kohlendioxid (CO2) und anderen Spurengasen aber vor allem durch Abgabe
von zusätzlicher langwelliger Wärmestrahlung Richtung Eroberfläche wird die mittlere Temperatur an der Erdoberfläche um etwa 35 °C angehoben. Dieses Phänomen wird als natürlicher Treibhauseffekt bezeichnet. An ihm sind vor allem Wasserdampf, Kohlendioxid, Lachgas und Ozon beteiligt.
Abbildung 1: Global und über das Jahr gemittelte Energiebilanz der Erde. Die Flüsse sind in (W m-2) angegeben
(IPCC, 2007), nach KIEHL und TRENBERTH (1997) verändert durch LATIF (2009).
Durch den anthropogen verursachten Ausstoß von klimarelevanten Gasen wird dieses Gleichgewicht empfindlich gestört. Bekannte anthropogene Treibhausgase sind vor allem: Kohlendioxid (CO2), Methan (CH4), Ozon (O3), Distickstoffoxid (N2O) und Fluorchlorkohlenwasserstoffe (FCKW). Diese Spurengase unterscheiden sich hinsichtlich ihrer Molekülstruktur, was
zu unterschiedlichen Absorptionseigenschaften langwelliger Strahlung führt. Daher tragen
diese Gase pro Moleküleinheit unterschiedlich stark zum Treibhauseffekt bei (Tabelle 1).
Treibhausgase besitzen stark unterschiedliche Verweilzeiten in der Atmosphäre wobei CO2
und N2O eine Verweilzeit von etwa 100 und CH4 von etwa zehn Jahren besitzt. Wegen seiner
langen Verweilzeit und seiner hohen Treibhauswirkung pro Molekül wird Lachgas in den
kommenden Jahren an Bedeutung gewinnen (IPCC, 2007, LATIF 2009).
2
1 Einleitung
Tabelle 1: Globale Erwärmungspotentiale (GWP) der wichtigsten anthropogenen Treibhausgase, bezogen auf
CO2, für den Zeithorizont von 100 Jahren (IPCC, 2007).
Treibhausgas
GWP
Kohlenstoffdioxid (CO2)
1
Methan (CH4)
25
Distickstoffoxid (N2O)
298
Fluorchlorkohlenwasserstoffe
(FCKW)
bis zu 14.400
Flourkohlenwasserstoffe
(FKW / HFKW)
bis zu 14.800
Die anhaltenden anthropogenen Emissionen von Treibhausgasen und die Ergebnisse der Studien aus dem letzten „Intergovernmental Panel on Climate Change“ (IPCC) Bericht, die bei
dem derzeitigen Ausstoß von Treibhausgasen einen Anstieg der globalen Mitteltemperatur bis
2100 um 1,4 °C bis 5,8 °C prognostizieren, veranlassen die Politik und Öffentlichkeit zum
Handeln.
1.2 Landwirtschaft und Klimaschutz
Weltweit trägt die Landwirtschaft in etwa mit 10-12 % zu den gesamten anthropogen verursachten Treibhausgasemissionen bei. Neben dem direkten Ausstoß von CO2 leisten den größten Beitrag hieran vor allem die treibhauswirksamen Gase Methan (CH4) und Distickstoffoxid
bzw. Lachgas (N2O) bei denen die Landwirtschaft in etwa 50 % und 60 % der weltweit erzeugten Emissionen verursacht. Zwischen dem Jahr 1990 und 2005 sind die CH4- und N2OEmissionen in der Landwirtschaft weltweit um ca. 17 % angestiegen (IPCC, 2007). Der
Verbrauch von fossilen Energieträgern in der Landwirtschaft ist gemessen am Verbrauch anderer Sektoren weitestgehend zu vernachlässigen.
Methan wird überwiegend unter anaeroben Bedingungen durch die Zersetzung von organischem Material gebildet. Als Hauptemissionsquellen gelten hier vor allem die fermentative
Verdauung der Wiederkäuer, der Nassreisanbau und die Lagerung von organischen Düngern.
Die Lachgasemission steht im direkten Zusammenhang mit der stickstoffbasierten Düngung
landwirtschaftlicher Flächen. Lachgas entsteht im Boden vor allem als Zwischenprodukt
während der mikrobiellen Prozesse der Nitrifikation und Denitrifikation. Diese Prozesse sind
eng an die Verfügbarkeit von Sauerstoff, an die vorherrschende Bodenfeuchtigkeit sowie an
die Bodentemperatur geknüpft.
In Deutschland hatte die Landwirtschaft im Jahre 2007 einen Anteil an der nationalen Treibhausgasbilanz von 5,4 % was einem Anteil von 54 Millionen Tonnen CO2-Äquivalenten entspricht. Hiervon entfielen 51,4 % auf die Lachgasemissionen aus landwirtschaftlich genutzten
3
1 Einleitung
Flächen und 40,6 % auf die Methanemissionen, die zu 77 % auf die Tierhaltung von Wiederkäuern zurückzuführen ist. Das CO2-Senkenpotential durch Landnutzungsänderung und
Forstwirtschaft wird in Deutschland auf 16 Millionen Tonnen CO2-Äquivalenten eingeschätzt
(UBA, 2009; NIR, 2009).
Potentiale zur Minderung der Treibhausgasemissionen in der Landwirtschaft liegen vor allem
darin, die Stickstoffeffizienz sowie die Produktivität je Flächeneinheit im Pflanzenbau weiter
zu erhöhen, um Lachgasemissionen pro Produkteinheit einzusparen. In der Tierhaltung gilt es,
die Fütterung von Wiederkäuern weiter zu optimieren um Methan einzusparen (SCHULZ,
2008).
Bezüglich der Einsparung von CO2 wird vor allem den landwirtschaftlich genutzten Flächen,
die weltweit 40-50 % der gesamten Landoberfläche einnehmen, durch die Akkumulation von
organischer Substanz in Form von Humus eine große Bedeutung beigemessen. Eine mögliche
Maßnahme stellt hier unter anderem die konservierende Bodenbearbeitung dar, durch die
nachweislich weniger CO2 und N2O aus den Böden emittiert wird (CHATSKIKH et al., 2008).
FREIBAUER et al. (2004) postulierte für 15 EU-Staaten in den ersten vier Umstellungsjahren
auf alternative Bewirtschaftungsmaßnahmen eine Einspeicherung von Kohlenstoff in Form
von Humus auf landwirtschaftlich genutzten Flächen von 16 -19 Millionen Tonnen C Jahr-1,
welches theoretisch ein Fünftel des Gesamtpotentials darstellt.
Politisch ist in den letzten Jahren vor allem verstärkt die Energiegewinnung aus Biomasse
gefördert worden, um eine klimaneutrale Alternative zu den fossilen Brennstoffen zu bieten.
1.3 Biogas und Klimaschutz
Aufgrund der hohen atmosphärischen Konzentration trägt CO2 etwa zu 60 % zum anthropogenen Treibhauseffekt bei und gilt damit als das wichtigste Treibhausgas (IPCC, 2007).
Um die CO2-Emissionen, die überwiegend aus fossilen Brennstoffen freigesetzt werden, zu
reduzieren, werden nun verstärkt erneuerbare Energien eingesetzt. Ein Bestreben ist es, einen
Großteil des Energiebedarfs aus CO2-neutraler Biomasse zu realisieren. Durch die Förderung
des Energieeinspeisungsgesetzes (EEG), welches eine entsprechende Vergütung dieser Energie vorsieht, stieg die Zahl der Biogasanlagen seit 1992 auf über 3700 in Deutschland an
(BMU, 2008).
Um die Effizienz bezüglich der Reduktion von Treibhausgasen solcher Anlagen beurteilen zu
können ist es nötig Teilprozesse, der Energiegewinnung aus Biogas zu betrachten, um
schließlich Klarheit über die Nachhaltigkeit solcher Systeme zu erhalten. Hierzu zählen vor
allem auch vor- und nachgelagerte Prozesse (Abbildung 2).
4
1 Einleitung
CH4-Schlupf
CO2Transport
CO2-Energie
CH4/N2O
CO2Transport
CO2-Fremdenergie
N2O
CO2
CH4
Humus-C
CO2Aquivalente:
Bearbeitung, Saatgut,
Dünger, PSM, .
C-Fixierung
Biomasse
Abbildung 2: Treibhausgasflüsse im Produktionssystem Biogaserzeugung.
Die steigende Zahl von Biogasanlagen erhöht in erster Linie den Bedarf an vergärbarer Biomasse. Neben dem Vergären von Wirtschaftsabfällen, wie beispielsweise Gülle, wird vor allem Biomasse mit einem hohen Energiewert benötigt. Aufgrund seiner hohen NettoEnergieerträge hat sich in den letzten Jahren vor allem der Mais als Energiefrucht durchgesetzt. Die Ausdehnung des Maisanbaus wird in vielerlei Hinsicht kontrovers diskutiert. Vor
allem bezüglich der Humusbilanzierung und der damit verbundenen Forderung nach dem Erhalt der organischen Substanz der Böden und dem Schutz der Bodenstruktur gibt es Unsicherheiten.
Auch müssen Überlegungen bezüglich der Lagerung und Ausbringung der aus der Fermentierung stammenden Gärreste angestellt werden. So können bei der Lagerung von Gärresten
noch erhebliche Mengen des Treibhausgases Methan und im gewissen Maße auch Lachgas in
die Atmosphäre entweichen wenn das Lager über keine Abdeckung verfügt (AMON et al.,
2006; IFEU, 2009).
Gärreste werden vor allem als organische Dünger den Feldern zurückgeführt. Hier könnten
sich Gärreste aufgrund ihres hohen Anteils an schwer mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen
hypothetisch positiv auf die C-Gehalte der Flächen auswirken und damit dem CO2Minderungspotential solcher Systeme gutgeschrieben werden.
Neben CO2 ist N2O das wichtigste Treibhausgas, welches durch biologische Prozesse aus Böden freigesetzt werden kann. Aufgrund der Stickstoffapplikationen auf landwirtschaftlichen
5
1 Einleitung
Flächen (mineralische und organische Dünger) kann dieses Emissionspotential erheblich steigen. So gilt die Landwirtschaft seit den 1970er Jahren als der Hauptverursacher von N2OEmissionen. Unabhängig von der Düngerart und dem Bodentyp geht man hier gegenwärtig
von einem Emissionsfaktor von 0,01 kg N2O-N kg-1 N aus (IPCC, 2007). Aufgrund der weltweit zunehmenden Bedeutung von organischen Düngern bedarf es hier, gerade auch bei den
Gärresten, einer genaueren Betrachtung für zukünftige Berechnungen.
Neben den ökologischen Vor- und Nachteilen dürfen wirtschaftliche wie auch ethische Aspekte nicht unbedacht bleiben. Der Anbau von Biomasse auf landwirtschaftlich genutzten
Flächen, die auch der Nahrungsmittelproduktion dienlich sein könnten stehen in direkter
Konkurrenz zueinander. Die politischen Forderungen nach der Ausdehnung der Energiegewinnung aus Biomasse und der damit verbundenen verstärkten Nachfrage lassen sich aufgrund steigender Lebensmittelpreise und der jüngsten Ergebnisse der „Food and Agriculture
Organization“ (FAO) (2009), wonach weltweit mehr als eine Milliarde Menschen Hunger
leiden, nur schwer rechtfertigen (MÜLLER, 2008).
1.4 Gärreste
Die Zusammensetzung von Gärresten wird durch die organischen Ausgangssubstrate und den
Grad der Vergärung bestimmt. In Abhängigkeit der eingesetzten Substrate und Co-Substrate
ist eine Einordnung von Gärresten schwierig, da diese einem weiten Schwankungsbereich
unterliegen. In der überwiegenden Anzahl landwirtschaftlich geprägter Biogasanlagen werden
hauptsächlich die Wirtschaftsabfälle aus der Tierhaltung wie zum Beispiel Schweine- oder
Rindergülle als Hauptsubstrat und Energiepflanzen als Co-Substrat eingesetzt. Durch Verbesserung der Anlagentechnik und der Einführung des NaWaRo-Bonus (Erneuerbare-EnergieGesetz, 2009) wurden in den letzten Jahren allerdings auch vermehrt Energiepflanzenteile als
alleiniges Substrat zur Fermentation in Trockenfermentationsanlagen verwendet.
Das in Biogasanlagen entstehende Methan basiert auf natürlichen Zersetzungsprozessen in
sauerstofffreien Systemen. Durch diese anaerobe Fermentation werden organische Stoffe
durch mikrobiologische Aktivität abgebaut. Das Endprodukt dieses Prozesses ist ein brennbares Gas, welches hauptsächlich aus Methan und Kohlendioxid besteht. Im Gegensatz zu der
aeroben Zersetzung wird während dieses Prozesses kaum Wärme erzeugt (ASCHMANN et al.,
2007).
Als Konsequenz kommt es gegenüber dem Ausgangsubstrat zu einer Verminderung des Trockenmassegehaltes (TM), der deutlich unter dem des Eingangsmaterials liegt. Als Richtwerte
für diese Masseverluste können 3 % bei Gülle, 20 – 30 % bei Silagen und 70 – 80 % bei Ge6
1 Einleitung
treidekörnern angenommen werden (AUTORENKOLLEKTIV, 2006). Die absoluten Nährstoffgehalte in der Frischsubstanz ändern sich durch die Vergärung nur unwesentlich. Vielmehr
kommt es durch die Mineralisierung der organischen Bestandteile zu einer Erhöhung des
Ammoniumanteils am Gesamtstickstoff. Zusätzlich werden durch die Abbauprozesse vermehrt Kalziumionen freigesetzt, wodurch es zu einer pH-Werterhöhung kommt. Ebenfalls
erhöhen sich während der Abbauprozesse die Salzkonzentrationen. Schwermetalle unterliegen
keinem biologischen Abbau, wodurch es zu einer höheren Konzentration in der TM kommen
kann. Durch den reduzierten TM-Gehalt kommt es zu einer verbesserten Fließeigenschaft der
Gärreste gegenüber dem Ausgangssubstrat (AUTORENKOLLEKTIV, 2006; LFL AGRARÖKOLOGIE,
2009; WENDLAND et al., 2007).
1.5 Pflanzenbauliche Bewertung von Gärresten
Die verbesserte Fließeigenschaft von Gärresten führt zu einem schnelleren Ablaufen des
organischen Düngers von den Pflanzen nach der Ausbringung. Hierdurch kommt es zu einer
Verminderung der Pflanzenverschmutzung, wodurch die Qualität von Futterpflanzen verbessert wird. Durch das schnellere Abfließen wird die Infiltration in den Boden begünstigt, hierdurch können hypothetisch die gasförmigen Verluste vermindert werden können. Durch den
erhöhten pH-Wert in Verbindung mit dem erhöhten Ammoniumanteil steigt allerdings die
Gefahr von gasförmigen Verlusten in Form von Ammoniak während der Ausbringung, was
den Vorteil der schnellen Infiltration weitestgehend aufheben kann. Dies führt dazu, dass es
bei der Ausbringung von Gärresten, im Vergleich zu anderen organischen Düngern, meist zu
erhöhten Ammoniakverlusten kommt (MÖLLER
UND
STINNER, 2009). Dieser Prozess wird
durch hohe Umwelttemperaturen begünstigt. Daher sind auch Gärreste nach „guter fachlicher
Praxis“ unter Berücksichtigung der aktuellen Wettersituation auszubringen. Die in der Düngeverordnung (ARBEITSKREIS DÜNGUNG DER LANDWIRTSCHAFTSKAMMER, 2006) aufgestellten
Grundsätze für organische Dünger sollten daher auch für Gärreste greifen.
Der Ammoniumgehalt in Gärresten kann bis zu 80 % des Gesamtstickstoffs betragen. Dieser
Anteil ist sofort pflanzenverfügbar und kann in seiner Wirkung mit Mineraldünger
verglichen werden. Der restliche Stickstoff ist überwiegend stabil in der organischen Substanz
gebunden und wirkt daher langfristig und unkontrolliert. MÖLLER et al., (2008) konnte nur
geringfügige Ertragssteigerungen in Fruchtfolgeversuchen mit Applikation von Gärresten aus
fermentierter Schweinegülle gegenüber unbehandelter Gülle nachweisen. Positive Ertragssteigerungen ergaben sich vor allem bei der Ausbringung mit sofortiger Einarbeitung vor der
Aussaat von Sommergetreide. Durch die kurze und intensive N-Aufnahmeperiode dieser Kul7
1 Einleitung
turen kann hier die Ertragswirksamkeit von Gärresten bei reduzierten Ammoniakverlusten
voll ausgeschöpft werden. Man vermutet, dass es durch die schwer abbaubaren organischen
Bestandteile in den Gärresten erst spät zu einer Immobilisierung des mineralisierten Stickstoffs kommt. Hierdurch bleibt der Stickstoff länger pflanzenverfügbar. Bei spät räumenden
Kulturen wie z.B. Mais sind keine hohen Ertragseffekte zu erwarten, da hier verglichen mit
unfermentierter Gülle ein Großteil des Stickstoffs über das Jahr noch mineralisiert wird und
von der Kultur aufgenommen werden kann. Bei Bestandsapplikationen von Gärresten kommt
es durch die noch zusätzlich gesteigerten Ammoniakverluste ebenfalls zu keinen verbesserten
Ertragseffekten (MÖLLER et al., 2008).
Die Verfügbarkeit von Phosphor wird durch die Fermentierung ebenfalls erhöht. Wegen der
meist guten P-Versorgung der Böden sowie der im Vergleich zu Stickstoff geringen Ertragswirkung ergab sich in Versuchen durch Gärreste nur ein schwacher P-Einfluss auf die Ertragsbildung. Bezüglich der erhöhten Salzkonzentrationen in Gärresten muss auf die Verträglichkeit der Kulturen geachtet werden. Dies ist besonders bei chlorempfindlichen Kulturen zu
beachten (WENDLAND et al., 2007). Die Schwermetallbelastung muss durch Analysen auf
Grenzwertüberschreitungen untersucht werden, da das Düngemittelverkehrsgesetz berücksichtigt werden muss (DITTMANN UND GEIGER, 2007).
1.6 Humuswirksamkeit von Gärresten
Seit dem 1. Januar 2005 sind in Deutschland die Cross-Compliance-Regelungen in Kraft getreten. Nach Vorgaben der Europäischen Union wird dort unter anderem der Erhalt der organischen Substanz im Boden und der Schutz der Bodenstruktur gefordert.
Durch die Ziele der Bundesregierung, den Anteil an erneuerbaren Energien zu erhöhen, ist die
Anzahl der Biogasanlagen in den letzten 10 Jahren in Deutschland stark gestiegen. Als Konsequenz hieraus hat der Anbau von Silomais als Kultur mit hohen Biomasseerträgen in den
letzten Jahren noch einmal stark zugenommen. 2007 betrug die Silomaisanbaufläche (inkl.
Lieschkolbenschrot) 1 470 872 ha (STATISTISCHES BUNDESAMT, 2009).
Aufgrund der überwiegend praktizierten Winterbrache vor Mais, dem kulturbedingten späten
Reihenschluss, und der vollständigen Abfuhr des Erntegutes können sich hier negative Effekte auf die Humusgehalte der Böden ergeben. Inwieweit die Ausdehnung des Maisanbaus
quantitativ auf die Veränderungen der Bodenkohlenstoffgehalte einzuschätzen ist, wird bisher
noch kontrovers diskutiert. KRISTIANSEN et al. (2005) ermittelten auf mehreren Versuchsstandorten in Dänemark während eines 14 Jahre dauernden Feldversuches mit Maismonokultur zur Silagegewinnung durchschnittliche Veränderungen der Bodenkohlenstoffgehalte von
8
1 Einleitung
+90 bis +470 kg C ha-1 Jahr-1. Ergebnisse von FLESSA et al. (2000), die auf Flächen des „ewigen Roggenanbaus“ in Halle gesammelt wurden, lassen den Schluss zu, dass Maismonokultur
zur Silagegewinnung gegenüber Getreidemonokultur nur ein geringfügig niedrigeres Kohlenstoffreproduktionspotential aufweist. Hier veränderte sich während eines 37 Jahre dauernden
Feldversuchs der Gehalt des organischen Kohlenstoffs nach Umstellung auf Maismonokultur
gegenüber einer Roggenmonokultur in einer Bodentiefe bis 25 cm von 4,9 kg C m-2 auf 4,8 kg
C m-2. Daraus könnte man auf eine Humusreproduktionsleistung der Maiskultur von -27 kg C
ha-1 Jahr-1 schließen. Richtwerte für die in der Praxis vorgeschriebene Humusbilanzierung gibt
die VDLUFA an. Hier wird die Humuswirksamkeit von Mais mit -560 bis -800 kg C ha-1 veranschlagt, so dass in der Praxis ackerbauliche Maßnahmen für eine ausgeglichene Humusbilanz von großer Bedeutung sind.
In diesem Zusammenhang kommt der Rückführung organischer Substanz eine besondere Bedeutung zu. Über die Humuswirksamkeit von Gärresten herrscht noch große Uneinigkeit, da
entsprechende Langzeitversuche noch ausstehen. WENDLAND et al. (2007) vermuten, dass
eine ausreichende Kohlenstoffrückführung über die Gärreste in vielen Fällen ausscheidet, da
die mögliche auszubringende Menge über die Stickstofffrachten vom Gesetzgeber begrenzt
wird. Einen Auszug über die Humusreproduktionsleistung verschiedener organischer Materialien nach VDLUFA (2005) ist in Tabelle 2 dargestellt.
Tabelle 2: Richtwerte für die Humusreproduktionsleistung verschiedener organischer Materialien in Humusäqivalenten (kg Humus-C) je t Substrat (VDLUFA, 2005).
Humus-Reproduktion
kg Humus-C
-1
Material
TM%
(t Substrat)
Pflanzenmaterial
Stroh
86
80 bis 110
Gründüngung
10
8
Grünschnitt
20
16
Gülle
Schwein
4
4
8
8
Rind
4
6
7
9
10
12
Gärrückstände
flüssig
4
6
7
9
10
12
fest
25
36
35
50
JOHNSON et al. (2004, 2007) bemerkten, dass durch die Rückführung von Gärresten die negativen Effekte einer intensiven Energiefruchtfolge nicht vollends eliminiert würden, gegenüber
ihrem Ausgangssubstrat aber Vorteile aufweisen können.
9
1 Einleitung
Durch die Vergärung organischer Materialien werden vorwiegend die leicht abbaubaren organischen Bestandteile aufgeschlossen. JOHNSON et al. (2007) ermittelten dass bei der Fermentierung von Maisstroh, welches zu ca. 60 % aus Zellulose und Hemizelluose besteht, der größte Teil dieser Rohfaserfraktionen während des Fermentationsprozesses aufgeschlossen und
abgebaut wird. Biomasse geht während dieses Prozesses zwangsläufig verloren. Die Gärrückstände besitzen dennoch pro Einheit einen höheren Ligningehalt als das Ausgangsubstrat (Tabelle 3). Hierdurch kommt es zu einer längeren Verweilzeit der organischen Substanz im Boden, welches sich vor allem mittelfristig positiv auf den Humusgehalt auswirken könnte. Besonderes auf erodierten Böden machten sich solche Effekte bemerkbar. Die Umsetzungsraten
von Maisstroh lagen pro Substrateinheit, in 112 Tage dauernden Inkubationsversuchen von
JOHNSON et al. (2007), etwa 1,4 - 2 mal höher als die von fermentiertem Maisstroh. In den mit
diesen Gärresten behandelten Varianten konnte ein Anstieg der Huminstoffe festgestellt werden, die als hochmolekulare Substanzen auch langfristig gegen Mineralisierung stabilisiert
sind, so dass sich durch die Ausbringung von Gärresten auch langfristig positive Effekte auf
die Humusgehalte der Böden ergeben könnten. Zusätzlich wurde das Bodengefüge positiv
durch eine Zunahme von wasserstabilen Aggregaten unter Gärresten beeinflusst (JOHNSON et
al., 2004, 2007; SCHEFFER, 2002).
Tabelle 3: Zusammensetzung des Ausgangs- und Endproduktes zur Gewinnung von Ethanol (JOHNSON et al.,
2007)
Parameter
C, g kg-1
N, g kg-1
Lignin, g kg-1
Zellulose, g kg-1
Hemizellulose, g kg-1
Maisstroh
Gärrest
470
7
190
360
230
590
20
590
110
50
Bedenken wurden bezüglich der Auswirkung von Gärresten auf die Mikro-, Makro- und Mesofauna der Böden geäußert. Zum einen entstehen während des Fermentationsprozesses
organische Säuren, die toxische Wirkung haben könnten, und zum anderen sinkt der Anteil
der bereits erwähnten leicht verfügbaren Kohlenstoffverbindungen, da diese während der
Fermentation schon weitestgehend verbraucht werden. Die Konkurrenz um schnell verfügbare
C- und N-Verbindungen steigt. TERHOEVEN-URSELMANS et al. (2009) konnten allerdings keine Abnahme der mikrobiellen Aktivität nach Ausbringen von Gärresten gegenüber einer unbehandelten Brache feststellen. Im Gegensatz dazu zeigten ERNST et al. (2007) in Versuchen,
dass durch fermentierte Schweinegülle die mikrobielle Aktivität, basale Respiration und Nitrifikation im Boden gegenüber Varianten, die mit konventioneller Gülle behandelt wurden,
10
1 Einleitung
deutlich reduziert war. Zudem konnte eine direkte Interaktion zwischen den mit Gärresten
behandelten Varianten und verschiedenen Regenwurmspezies nachgewiesen werden. So
könnte die Applizierung von Gärresten eine Abnahme der mikrobiellen Aktivität und einen
Rückgang der Bodenbiodiversität zur Folge haben.
1.7 N2O-Emissionen aus Gärresten
Als Hauptursache für die anthropogen verursachten N2O-Emissionen in der Landwirtschaft
zählen vor allem die stickstoffbasierte Düngung, die N2-Fixierung und atmosphärische NDepositionen. Durch die biologischen Prozesse der Denitrifikation und Nitrifikation gelten
Böden mit 70 % als Hauptverursacher für das atmosphärische N2O, welches als Nebenprodukt
in diesen biologischen Prozessen freigesetzt wird. Regulationsmechanismen dieser Prozesse
sind Substratverfügbarkeit, Sauerstoffverfügbarkeit und Redoxpotentiale in den Kompartimenten des Bodens (SENBAYRAM et al., 2009). Besonders unter Anwesenheit von NitratStickstoff und leicht abbaubarer organischer Substanz kann das Emissionspotential bei hoher
Bodenfeuchtigkeit erheblich zunehmen, so dass es schon kurz nach der Applikation von
Stickstoffdüngern zu erhöhten N2O-Emissionen kommen kann.
Gärreste wie auch andere organische Dünger enthalten große Mengen an verfügbaren C- und
N-Verbindungen. So zeigten SENBAYRAM et al. (2009), dass der N2O-Emissionsfaktor von
0,01 N20-N kg-1 N, wie er derzeit vom IPCC berechnet wird, bei organisch appliziertem N
unter sehr feuchten Bedingungen etwa 2 – 4,5 mal höher liegen kann.
Mit der Zunahme des Anbaus von Energiefrüchten zu Energiegewinnung steigt auch die
Substratverfügbarkeit von Gärresten und deren Bedeutung als organische Dünger. In diesem
Zusammenhang ist es wichtig, bei der Modellierung von Flusssystemen und Klimabilanzen
das Emissionspotential von organischen Düngern und im Besonderen von Gärresten neu zu
überdenken. Vergleicht man organische Dünger untereinander, so kann man die Hypothese
aufstellen, dass aufgrund des höheren Ammoniumgehaltes in Gärresten, die N2O-Emissionen
gegenüber anderen organischen Düngern nicht erhöht sein müssen. Die denitrifizierende Cheterotrophen Bakterien besitzen große Bedeutung bei der N2O-Emission. Für den Abbau von
Kohlenhydraten benötigen sie Sauerstoff. Ist dieser nicht im ausreichenden Maße vorhanden
stellen sie ihn durch Nitratreduktion bereit. Bei sehr niedrigem Nitratangebot wird das Nitrat
sehr effizient und vollständig zu N2 reduziert, so dass es zu geringen N2O-Verlusten während
der Denitrifikation kommt. (DITTERT
UND
MÜHLING, 2009; FARQUHARSON
UND
BALDOCK,
2008).
11
2 Experimenteller Teil
1.8 CH4-Emissionen aus Gärresten
Die Landwirtschaft ist eine der wichtigsten Emissionsquellen für CH4. In Europa kommt der
größte Teil der CH4-Emission aus der viehhaltenden Landwirtschaft. Methan wird im gewissen Maße auch durch Böden unter anaeroben Bedingungen bei der bakteriellen Zersetzung
von organischer Substanz gebildet. Vor allem in Sümpfen und Mooren ist dieses Phänomen
als Sumpfgas bekannt. Die meisten Böden stellen jedoch unter aeroben Bedingungen eine
Methansenke dar. Methanotrophe Bodenbakterien sind in der Lage CH4 in CO2 umzuwandeln. Die globale Senkenstärke von CH4 beläuft sich auf 30 Tg CH4 Jahr-1 wobei man bei
Grünland von 2,5 kg CH4 ha-1 Jahr-1 und bei Ackerland von 1,5 kg CH4 ha-1 und Jahr-1 ausgeht (BOECKX UND VAN CLEEMPUT, 2001; DITTERT UND MÜHLING, 2009).
Der größte Anteil der Methanemission aus Gärresten entsteht vor allem bei der Lagerung.
Durch Nachgärungsprozesse entstehen noch große Mengen an Methan, welches mittlerweile
in vielen Anlagen mittels eines Foliendaches aufgefangen und nutzbar gemacht wird. Verfügen Anlagen nicht über ein solches Nachnutzungssystem kann von Methanemissionen ausgedrückt in CO2-Äquivalenten von 44g CO2 pro kWh elektrische Leistung ausgegangen werden.
Diese Methanverluste können so hoch sein, dass der CO2-Einsparungseffekt aufgehoben wird
(LFL, 2007; BMU, 2008).
Zu direkten Methanemissionen kann es auch während der Ausbringung von organischen
Düngern kommen. Ursache hierfür ist die physikalische Freisetzung von gelöstem
Methan. Dieser Anteil kann jedoch weitestgehend vernachlässigt werden wie AMON et al.
(2006) zeigten. In einem 80 Tage dauernden Versuch lagen die Methanemissionen während
der Lagerung von fermentierter Schweinegülle mit anschließender Feldapplikation bei 1344,6
g CH4 m-3. Hiervon wurden lediglich 0,1% Methan während der Feldapplikation emittiert.
2
Experimenteller Teil
Zur Beschreibung der CO2-, N2O- und CH4-Freisetzung aus Böden nach der Applikation
zweier Gärreste und einer Schweinegülle wurden zwei Topfversuche mit n=4 (Klimakammerversuch) und n=3 (Freilandversuch) Wiederholungen angelegt. Als Topf wurden für den
Versuch handelsübliche Kunststoffrohre verwendet. Der Innendurchmesser dieser Rohre betrug 10,5 cm bei einer Höhe von 32,5 cm.
Der für das Experiment verwendete Boden stammte von dem Versuchsgut Hohenschulen der
Christian-Albrechts-Universität zu Kiel (CAU) 15 km westlich (10.0°O, 54,3°N) von Kiel.
Der Boden wurde aus einer von der Fruchtfolge entkoppelten Nullparzelle entnommen, in der
in den vorhergehenden drei Jahren keinerlei Stickstoffapplikationen vorgenommen worden
12
sind. Bei dem Boden handelt es sich um eine Parabraunerde mit einem Corg Gehalt von 1,47
% und einem nahezu neutralen pH-Wert von 6,5 (HORN, 2004). Von diesem Boden wurden
150 kg auf ≤ 2 mm Größe gesiebt und anschließend in einem Gewächshaus auf 1% Feuchtigkeit luftgetrocknet.
Die für den Versuch verwendeten Gärreste entstammten zum einen einer Trockenfermentationsanlage in Marienthal („Monoferment-Gärrest“) bei Eckernförde, die ausschließlich mit
Silagemais bewirtschaftet wird. Die Silage wurde bei 40 °C über den Zeitraum von 65 Tagen
fermentiert. Die Proben wurden direkt am Nachgärer entnommen.
Der zweite Gärrest entstammte einer Nassfermentationsanlage („Koferment-Gärrest“) in der
schleswig-holsteinischen Marsch, die mit Ganzpflanzensilage, Grassilage, Maissilage und
Rindergülle als Hauptsubstrate bewirtschaftet wird. Die Gärreste wurden hier in einem unüberdachten Güllebehälter bis zur Ausbringung zwischengelagert. Das Probematerial wurde
vor der Feldapplikation direkt am Güllewagen entnommen. Die Schweinegülle stammt aus
dem Güllebehälter des Versuchsgutes Hohenschulen.
Die chemische Analyse dieser Substrate wurde von der LUFA-Nord durchgeführt. Die CGehalte der Substrattrockenmasse wurden im Institut für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung
der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel mit einem C/N-Analyzer (Modell Vario Max CN,
Elementar Analysesysteme, Hanau, GER) untersucht. Zur Überprüfung des anorganischen
Kohlenstoffgehaltes in Form von Carbonat wurden zusätzlich Gärrestproben mit Salzsäure
(HCl 0,1 mol/l) auf pH<3 eingestellt und anschließend ebenfalls mit dem C/N-Analyzer untersucht. Die ermittelten C-Gehalte der mit HCl behandelten Proben können als organische
Kohlenstoffgehalte verstanden werden. Für die Schweinegülle wurden keine weiteren Untersuchungen bezüglich des Anteils von anorganischem Kohlenstoff durchgeführt, so dass für
diese Versuche vorausgesetzt wird, dass der ermittelte Kohlenstoffgehalt bei der Schweinegülle als organischer Kohlenstoff vorliegt. Die Ergebnisse aller Untersuchungen sind in Tabelle 4 dargestellt.
Die Feldkapazität des gesiebten Bodens wurde im Institut der Bodenphysik der CAU Kiel
bestimmt. Für die Bodenanalyse wurde ein grundwassernaher Standort vorausgesetzt. An dem
zuvor wassergesättigtem gesiebten Bodenmaterial wurde eine Saugspannung von -60 hPa
oder pF 1,8 angelegt. Die Wasserhaltefähigkeit nach einer Woche entspricht einer Feldkapazität 100 %.
Um die Emissionen aufgrund von Mineralisationsprozessen im Boden während der Versuchsmessungen möglichst gering zu halten, wurden die unteren 17,5 cm der 27,5 cm Boden-
13
säule 14 Tage vor Versuchsbeginn mit destilliertem Wasser auf 85 % Feldkapazität vorinkubiert. Die oberen 10 cm wurden bis zum Versuchsbeginn auf 65 % Feldkapazität vorinkubiert.
Um eine praxisnahe Vergleichbarkeit der eingesetzten Substrate zu erreichen, wurde die
eingesetzte Substratmenge pro Variante durch den Gesamtstickstoffgehalt (N) auf 170 kg N
ha-1 begrenzt. Dies entsprach in den Varianten einer eingesetzten Substratmenge von: GärrestMonoferment 30,9 m3 ha-1, Gärrest-Koferment 38,63 m3 ha-1 und Schweinegülle 43,58 m3 ha1
.
Zu Versuchsbeginn wurden die oberen 10 cm des Bodens, welche nach der gängigen Praxis
dem Einarbeitungshorizont entsprechen, mit Hilfe eines Rührstabes mit dem organischen
Dünger homogenisiert. Der Bodenwasservorrat der oberen 10 cm des Bodenhorizontes wurde
unter Berücksichtigung der mit dem organischen Dünger applizierten Wassermenge mit destilliertem Wasser auf 85 % Feldkapazität aufgefüllt. Die Nullvariante wurde nicht gedüngt
und lediglich mit der entsprechenden Menge destilliertem Wasser inkubiert und homogenisiert. Ansonsten entsprach die Behandlung der Kontrolle jener der anderen Varianten.
Die Töpfe wurden so befüllt, dass die obersten 5 cm jedes Topfes frei blieben.
Tabelle 4: Chemische Analyse der Schweinegülle und der Gärreste.
Schweinegülle
Nährwerte / Inhaltsstoffe
NDF
ADF
ADL
Physikalische /
chemische Parameter
Wassergehalt
Organische Substanz
Gesamt Kohlenstoff
Organischer Kohlenstoff (Corg)
Pflanzennährstoffe
Gesamtstickstoff (N)
Ammoniumstickstoff (NH4-N)
Phosphat ges. (P2O5)
Kalium ges. (K2O)
Magnesium ges. (MgO)
Natrium (Na)
Einheit
%
%
%
Wert
i.d.OS
0,7
0,4
0,2
%
%
%
%
96,3
2,6
%
%
%
%
%
mg/kg
0,39
0,27
0,16
0,21
0,067
718
Wert
i.d.TS
18,9
11
5,8
70,5
39,02
(39,02)
11
7,3
4,2
5,8
1,8
19400
GärrestMonoferment
Wert
i.d.OS
2,6
2,5
1,7
92,4
5,9
0,55
0,23
0,2
0,53
0,084
176
Wert
i.d.TS
33,7
33,2
23
78,2
41,75
33,86
7,2
3
2,6
7
1,1
2320
GärrestKoferment
Wert
i.d.OS
2,95
2,75
1,15
92
5,05
0,44
0,25
0,28
0,53
0,11
461
Wert
i.d.TS
36,55
34,5
14,1
62,95
39,73
33,77
5
3,2
3,6
6,6
1,3
5570
Nach dem Befüllen der Töpfe mit dem Versuchsboden wurde dieser beim Klimakammerversuch mittels eines Holzstiels in Handarbeit rückverdichtet. Aufgrund der dadurch entstehenden starken Verdichtung und zum Teil Verschlammung der Bodenoberfläche wurde von dieser Methode während des Freilandversuchs abgesehen und lediglich durch Herabklopfen der
Töpfe auf einen harten Grund rückverdichtet. Die befüllte Menge des inkubierten Bodens
14
entsprach in jedem Topf 3,6 kg luftgetrocknetem gesiebtem Boden, welches einer Lagerungsdichte von ca. 1,5 g cm-3 entspricht.
Für den Klimakammerversuch wurde der Boden der Töpfe luftdicht mit einer Plastikkappe
verschlossen. Für den Freilandversuch wurde der Boden mit Hilfe eines feinmaschigen Drahtes abgedichtet, um ein Austreten von Boden zu vermeiden und um ein Versickern von Wasser zu ermöglichen.
2.1 Klimakammerversuch
Der Klimakammerversuch wurde in einer Klimakammer des Instituts für Pflanzenernährung
der CAU Kiel durchgeführt. Jede Variante des Topfexperimentes besaß vier Wiederholungen
(n=4). Die Töpfe wurden in numerischer Reihenfolge auf zwei Tischen angeordnet.
Die Temperatur in der Klimakammer betrug während der gesamten Versuchsdauer von 55
Tagen 20 °C bei einer konstanten relativen Luftfeuchtigkeit von 70 %.
2.2 Freilandversuch
Der Freilandversuch wurde auf einer Fläche des Gewächshausareals des Instituts für Ackerund Pflanzenbau der CAU Kiel durchgeführt. Bei dem Beet handelte es sich um eine umgebrochene Anzuchtfläche, die weitestgehend von Unkräutern befreit war, und einer Brache
entsprach. Hier besaß jede Variante des Topfexperiments drei Wiederholungen (n=3). Die
Töpfe wurden bis auf das befüllte Niveau eingegraben, so dass sich lediglich die oberen 5 cm
der Töpfe über dem Erdreich befanden. Die Versuchsfläche entsprach ca. 8 m2, die Töpfe
waren vollständig randomisiert angelegt.
Niederschlag, Temperatur und Windgeschwindigkeit wurden von einer mobilen Wetterstation
aufgezeichnet, die direkt vor Ort installiert war (Wind-/Regen-Kombisensor KS555, Conrad
Holding, Hirschau, GER). Zusätzlich wurden bei einer Wiederholung zwei Datenlogger
(Standard logger auf Edelstahlplatte, Kooltrak Gmbh, Geisenheim, GER) jeweils in einer Tiefe von 5 cm und 15 cm mit in das Erdreich eingegraben. Die Datenlogger speicherten alle
zwei Stunden die aktuelle Bodentemperatur während der gesamten Versuchsdauer.
2.3 Messmethoden
Während des Klimakammerversuchs betrug das Messintervall in den ersten zwei Tagen sechs
Stunden, bis zum vierten Tag 12 Stunden, bis zum zwölftem Tag einmal täglich, bis zum 21.
Tag alle zwei Tage und bis zum 55. Tag einmal wöchentlich. Während des Freilandversuches
wurde während der ersten fünf Tage ein Messintervall von mindestens zwei Messungen täg15
lich eingehalten. Vom sechsten Tag bis zum 32. Tag wurde mindestens einmal täglich gemessen.
Während des Klimakammerversuchs wurde vor jeder Messung die Klimakammer 30 Minuten
belüftet, um einen ausreichenden Gasaustausch zu gewährleisten. Sowohl beim Klimakammerversuch wie auch beim Freilandversuch wurden zunächst während eines 40 Minuten
dauernden Intervalls drei Gasproben für eine gaschromatographische-Analyse auf CO2, N2O
und CH4 aus jeder Wiederholung und Variante des Topfversuchs entnommen. Nach einer 15
Minuten dauernden Pause wurde dann jeweils noch einmal jeder Topf für die Ermittlung der
aktuellen CO2-Konzentration mittels einer Infrarot-Gas-Messung analysiert.
2.3.1
Statische Messkammer / Gaschromatographische-Analyse (GCA)
Unter Chromatographie versteht man eine physikalische Trennmethode, bei der ein Stoffgemisch durch Verteilung zwischen zwei nicht mischbaren Stoffen getrennt wird. Die Funktions- und Arbeitsweise solcher gaschromatographischen Analysen ist in der Literatur vielfach
beschrieben worden und bedarf an dieser Stelle keiner näheren Erläuterung (JENTZSCH, 1968).
Die Analyse von CO2, N2O und CH4 wurde mit einem Gaschromatograph (Modell 3400 CX,
Varian Inc., Palo Alto, CA, USA) mit vorangestelltem Autosampler am Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde der CAU Kiel durchgeführt.
Die Probeentnahme für die gaschromatographische Analyse wurde nach dem statischen
Messkammerprinzip vorgenommen (HUTCHINSON UND MOSIER, 1981). Jeder Topf wurde mit
einem gasdichten Deckel versehen an dessen Oberseite ein Septum die Probeentnahme des
Gasgemisches mit einer Kanüle erlaubt und gleichzeitig einen unkontrollierten Gasaustritt
verhinderte.
Zur Berechnung des Konzentrationsanstiegs in Abhängigkeit von der Zeit ist es notwendig
mindestens drei Gasgemischproben aus der Messkammer zu entnehmen. So wurde unmittelbar nach dem luftdichten Befestigen des Deckels auf den Topf die erste Probe entnommen.
Die zweite Probe folgte nach 20 Minuten und die letzte Probe nach 40 Minuten. Entnommen
wurden mit einer Spritze jeweils 10 ml Gasgemisch. Für den Transport und die Analyse wurde die Proben in zuvor vakuumierte Glasflaschen „Exetainer“ (Labco, High Wycombe, UK)
überführt.
2.3.2
Neben
Dynamische Messkammer / Infrarot-Gas-Analyse (IRGA)
den
gaschromatographischen
Messungen
wurden
die
CO2-
Bodenrespirationsmessungen auch mit dem LI-6400XT (LI-COR Inc., Lincoln, Nebraska,
16
USA) durchgeführt. Hierbei handelt es sich um ein auf Absorption von Infrarotstrahlung basierendem Messsystem, welches es erlaubt, CO2- und H2O-Flüsse zu messen. Das Gerät kann
augrund der Verfügbarkeit unterschiedlicher Messsensoren für die Messung von Blattphotosynthese, Fluoresenzmessung, Bodenrespiration und Insektenrespiration eingesetzt werden.
Ein großer Vorteil dieses Systems ist, dass sich der CO2/H2O-Sensor direkt am Messkopf befindet, was eine Darstellung der Flüsse in Echtzeit erlaubt.
Die CO2-Respiration aus dem Boden in die Atmosphäre steht im direkten Zusammenhang mit
dem Konzentrationsgradienten zwischen Boden und Atmosphäre. Durch den Gaskonzentrationsanstieg in geschlossenen Messkammersystemen kann es zu einer Unterbewertung der
Flussraten kommen. Um diesen Fehler möglichst gering zu halten ist das LI-6400XT in der
Lage die, CO2/H2O-Konzentration in der in diesen Versuchen eingesetzten Bodenrespirationsmesskammer (Licor 6400-09), zwischen den Messintervallen auf die zuvor eingestellten
CO2/H2O Außenluftkonzentration zu reduzieren, so dass jeweils nur unterhalb und oberhalb
der zuvor eingestellten Außenluftkonzentration die eigentliche Messung stattfindet. Die eingesetzte Messmethode entspricht dem dynamischen Messkammerprinzip, welches vor allem
bei hohen Flussraten gegenüber dem geschlossenen Messkammerprinzip Vorteile bezüglich
der Präzision und Wiederholbarkeit bei geringem Zeitaufwand mit sich bringt. An der Messeinheit selbst befindet sich eine Computereinheit, die direkt vor Ort das Ablesen der Messwerte erlaubt (JONATHAN et al., 2004; LI-COR BIOSCIENCE, 2009).
2.4 Statistik und Auswertung
Die statistische Auswertung wurde mit dem Statistikprogramm R 2.9.2 (The R Foundation for
statistical computing) durchgeführt.
Der Versuch beinhaltete die vier Varianten Kontrolle, Schweinegülle, Gärrest-Monoferment
und Gärrest-Koferment. Der Klimakammerversuch umfasste pro Variante vier Wiederholungen (n=4). In der Klimakammer selbst waren die Töpfe auf zwei Tischen numerisch angeordnet: 1-4 = Kontrolle; 5-8 = Gärrest (Monoferment); 9-12 = Gärrest (Koferment); 13-16 =
Schweinegülle. Der Feilandversuch umfasste pro Variante drei Wiederholungen (n=3). Die
einzelnen Versuchsglieder waren auf der Versuchsfläche randomisiert angelegt.
Für die statistische Analyse wurde von einer parametrischen Verteilung der Daten in den
einzelnen Varianten ausgegangen. Zur Beurteilung signifikanter Unterschiede zwischen den
Versuchsgruppen wurden jeweils für die einzelnen Faktoren CO2, N2O und CH4 ein Mehrstichprobentest (ANOVA) durchgeführt. Für multiple Vergleiche zwischen den Gruppen
wurde der Tukey-Test durchgeführt. Das statistische Signifikanzniveau betrug p < 0,05.
17
3 Ergebnisse Klimakammerversuch
Die Signifikanzcodes sind wie folgt gekennzeichnet:
p < 0,001
***
p < 0,01
**
p < 0,05
*
Für einen Vergleich der eingesetzten Methoden wurde das Bestimmtheitsmass (R2) mit dem
Computerprogramm MS Excel 2003 überprüft.
Die kumulativen CO2-, N2O- und CH4-Emissionen wurden durch lineare Interpolation zwischen den täglichen Flüssen berechnet. Die C-Mineralisation aus den ausgebrachten Substraten wurde aus der Differenz zwischen Kontrolle und Kontrolle + Substrat berechnet wobei
eine unveränderte C-Mineralisation aus dem Boden nach Substratapplikation vorausgesetzt
wurde. Bei einem Überschreiten der C-Flüsse aus der Kontrolle gegenüber den organisch gedüngten Varianten wurde die C-Mineralisation aus dem Substrat mit null angenommen. Die
graphische Auswertung und Darstellung erfolgte mit Excel 2003.
3
Ergebnisse
Die graphische Darstellung für die ermittelten Raten von CO2, N2O und CH4 erfolgt in diesem
Kapitel aufgrund von Darstellungszwecken mit einer diskreten Zeitachse. Zusätzliche Abbildungen für die ermittelten Raten von CO2, N2O und CH4 mit kontinuierlicher Zeitachse finden sich im Anhang.
3.1 Klimakammerversuch
3.1.1
CO2-Emission
Während der ersten 126 Stunden nach Versuchsbeginn wurde mit beiden Messverfahren und
in allen Varianten ein Anstieg der CO2-Raten ermittelt. Bei den Messungen der Bodenrespiration mit der dynamischen Messkammer blieben die CO2-Raten zwischen der 126. Stunde und
der 476. Stunde bei ca. 0,28 mg CO2 m-2 s-1 weitestgehend konstant. Die statische Messkammermethode ergab, dass nach dem Erreichen eines Maximums bei 138 Stunden die CO2Raten wieder abnahmen und bis zur 696. Stunde etwa bei 0,1 mg CO2 m-2 s-1 konstant blieben
(Abbildung 3 und 4). Obwohl der gesamte Versuchsboden 14 Tage vor Versuchsbeginn mit
destilliertem Wasser vorinkubiert worden war, wies die Kontrolle ebenfalls nach dem dritten
Tag einen Anstieg der CO2-Raten auf. Vermutlich ist dies in bodenphysikalischen Ursachen
begründet. Durch das Homogenisieren des Bodens mit anschließender Befüllung der Töpfe
18
war das Bodengefüge stark gestört, so dass sich hier erst nach einiger Zeit ein Gleichgewicht
der CO2-Raten aus dem Versuchsboden einstellen konnte. Trotzdem waren während der ersten sechs Tage signifikante Unterschiede zwischen den ermittelten CO2-Raten der Varianten
Kontrolle, Gärrest (Gärrest-Monoferment + Gärrest-Koferment) und Schweinegülle nachweisbar. Die CO2-Raten lagen während dieser Zeit bei den Gärresten etwa doppelt so hoch
und bei der Schweinegülle etwa dreimal so hoch wie bei der Kontrolle. Zwischen den Gärresten selbst konnten während der gesamten Versuchsdauer keine signifikanten Unterschiede
zwischen den ermittelten Raten festgestellt werden. Die durch die dynamische- bzw. statische
Messkammer ermittelten kumulativen C-Verluste betrugen im Mittel in den ersten sechs Tagen nach Inkubation 141 kg C ha-1 bzw. 96 kg C ha-1 in der Kontrolle und 316 kg C ha-1 bzw.
198 kg C ha-1 bei der Schweinegülle. Die Verluste bei den Gärresten langen im Mittel bei 200
kg C ha-1 bzw. 138 kg C ha-1. Verglichen mit der dynamischen Messkammer wurden mit den
statischen Messkammern anhaltend niedrigere CO2-Raten gemessen.
0.4
0.35
mg CO2 m-2 s-1
0.3
0.25
K
GM
GK
SG
0.2
0.15
0.1
0.05
84
10 0
12
*
11 *
77
*
13
21
22
2
24
6
29
4
33
2
39
0
43
4
47
6*
69
6
0*
*
6*
*
12
*
18
**
24
**
*
30
**
*
36
**
*
42
**
*
78
**
10 *
2*
*
12 *
6*
*
13
8*
16
2*
19
8
0
Stunden nach Inkubation
Abbildung 3: Ermittelte CO2-Flüsse (mg CO2 m-2 s-1) während des Klimakammerversuchs (55 Tage) in den
Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=4) an. Messmethode: Dynamische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
19
0.4
0.35
mg CO2 m-2 s-1
0.3
0.25
K
GM
GK
SG
0.2
0.15
0.1
0.05
16
2
19
8
22
2
24
6
29
4
33
2
39
0
43
4
47
6
69
6
84
0
10
12
11
77
13
21
6*
*
12
**
18
**
*
24
**
*
30
**
*
36
**
*
42
**
78
*
10
2*
12
6*
**
13
8
0*
**
0
Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, Gärrest-Koferment und SG=Schweinegülle. Fehlerbalken
zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=4) an. Messmethode: Statische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
Die ermittelten kumulativen C-Verluste waren mit der dynamischen Messkammer in allen
Varianten nach dem sechsten Tag etwa 1/3 höher und nach dem 20 Tag etwa doppelt so hoch
wie mit der statischen Messkammer (Abbildung 5, 6, 7 und 8).
Im Verhältnis betrachtet gibt es allerdings bezüglich der absoluten C-Verluste, vor allem im
signifikanten Messbereich, Übereinstimmungen. Verglichen mit der Kontrolle wiesen während der ersten sechs Tage bei der dynamischen Messkammermethode die Varianten GärrestMonoferment 75 %, Gärrest-Koferment 55 % und Schweinegülle 178 % höhere kumulative
C-Verluste auf. Die statische Messkammermethode ergab bei dem Gärrest-Monoferment 76
%, Gärrest-Koferment 51 % und bei der Schweinegülle 160 % höhere C-Verluste pro ha (Abbildung 5 und 6). Betrachtet man die kumulativen C-Verluste über 20 Tage so zeigt sich, dass
bei der dynamischen Messkammermethode die Verluste bei den Gärresten um 1 % und bei
der Schweinegülle um 25 % größer sind als die der Kontrolle. Bei der statischen Messkammermethode machten diese Unterschiede 11 % für die Gärreste und 27 % für die Schweinegülle aus (Abbildung 7 und 8). Durch die relativ großen Standardabweichungen zu den einzelnen Messtermine und den nicht vorhandenen signifikanten Unterschieden der Varianten
zwischen dem sechsten und zwanzigsten Tag ist dieser Bereich allerdings nur unzureichend
interpretierbar. Die Messungen der CO2-Bodenrespiration wurden mit der dynamischen Messkammer nach dem 20. Tag wöchentlich bis zum 55. Tag nach Versuchsbeginn fortgeführt. Ab
20
der 696. Stunde zeigten die CO2-Raten abermals eine Abnahme. Bis zur 1321. Stunde zeigte
das Gärrest-Monoferment noch einmal signifikant höhere CO2-Raten als die Kontrolle. Dennoch schienen sich alle Varianten weiterhin einem Fließgleichgewicht anzunähren.
Aufgrund der stickstofforientierten Düngung gab es zwischen den Varianten Unterschiede
bezüglich der eingearbeiteten organischen Substanz. So wurde in der Variante GärrestMonoferment 1770 kg OS ha-1, in der Variante Gärrest-Koferment 2125 kg OS ha-1 und in der
Variante Schweinegülle 1133 kg OS ha-1 eingearbeitet. Dies entspricht einer Menge an ausgebrachten organischen Kohlenstoff (Corg) von 795 kg Corg ha-1 für die Variante GärrestMonoferment, 1045 kg Corg ha-1 für die Variante Gärrest-Koferment und 629,18 kg Corg ha-1
für die Variante Schweinegülle. Obwohl zusammen mit der Schweinegülle die geringsten
Mengen an organischer Substanz ausgebracht worden sind, wurden hier wie beschrieben die
höchsten CO2-Raten gemessen. Da davon ausgegangen wird, das die zum jeweiligen Termin
gemessenen CO2-Emissionen (mg CO2 m-2 s-1) im direkten Zusammenhang mit der mikrobiellen Aktivität und dem Abbau der organischen Substanz stehen, betrug die C-Mineralisation
aus dem Corg der ausgebrachten Substrate bis zum 6. Tag für den Gärrest-Monoferment 9 %
bzw. 6,09 %, den Gärrest-Koferment 4,85 % bzw. 3,4 % und für die Schweinegülle 27 %
bzw. 16,2 % bei der dynamischen bzw. statischen Messkammermethode. Im Mittel konnte
eine weitere Zunahme der C-Mineralisierung bis zum 20. Tag aus den ausgebrachten Substraten von 11,56 % bzw. 7,49 % bei dem Gärrest-Monoferment, 7,9 % bzw. 7,88 % bei dem
Gärrest-Koferment und 42,2 % bzw. 19,65 % bei der Schweinegülle ermittelt werden. Die
einmal wöchentlich mit der dynamischen Kammermethode fortgeführten Messungen ergaben
bis zum 55. Tag weitere Zunahmen der C-Mineralisation aus Corg auf 24,28 % bei dem Gärrest-Monoferment, 40,6 % bei dem Gärrest-Koferment und 79,15 % bei der Schweinegülle
(Abbildung 9 und 10).
21
400
b
350
300
a
250
kg C ha
-1
a
a
200
150
100
50
0
K
GM
GK
SG
Abbildung 5: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Klimakammerversuchs, 6 Tage nach Applikation:
K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messmethode:
dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an. Multiple
Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
400
350
300
c
kg C ha
-1
250
200
150
b
b
a
100
50
0
K
GM
GK
SG
Abbildung 6: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Klimakammerversuchs, 6Tage nach Applikation:
Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
22
1600
b
1400
a
a
1200
kg C ha
-1
1000
800
600
400
200
0
K
G
SG
Abbildung 7: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) 20 Tage nach Applikation: K= Kontrolle, G= Gärrest (Monound Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die
Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen
Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
1600
1400
1200
kg C ha
-1
1000
800
600
a
a
b
400
200
0
K
G
SG
Abbildung 8: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Klimakammerversuchs 20 Tage nach Applikation: K= Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an. Multiple Vergleiche mittels
Tukey. Barplots mit gleichen Buchstaben sind signifikant unterschiedlich p<0,05.
23
%C aus Corg
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
GM
GK
SG
1
4
7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55
Tage nach Inkubation
%C aus Corg
Abbildung 9: Kumulative C-Verluste aus dem ausgebrachten organischen Kohlenstoff (% C aus Corg) während
des Klimakammerversuch 55 Tage nach Applikation: GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und
SG= Schweinegülle. Messmethode: Dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung
vom Mittelwert (n=4) an.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
GM
GK
SG
1
4
7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55
Abbildung 10: Kumulative C-Verluste aus dem ausgebrachten organischen Kohlenstoff (% C aus OS) während
des Klimakammerversuchs 20 Tage nach Applikation: GM= Gärrest-Monofermet, GK= Gärrest-Koferment und
SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom
Mittelwert (n=4) an.
24
3.1.2
N2O-Emission
Alle Varianten zeigten direkt nach der Inkubation einen deutlichen Anstieg der N2OEmissionen (mg N2O-N m-2 s-1), die nach ca. 18 Stunden ihr Maximum erreichten. Die
ermittelten N2O-Emissionen in der Kontrolle sind auf den mineralisierten Stickstoff in dem
vorinkubierten Boden, die relativ hohe Feuchtigkeit (85 % FK) und die Rückverdichtung des
Bodens mit der damit verbundenen reduzierten Sauerstoffverfügbarkeit zurückzuführen. Alle
diese Faktoren haben zu einer Begünstigung der Lachgasfreisetzung in allen Varianten eben
so auch in der Kontrolle geführt. Die höchste N2O Freisetzung wurde in der mit Schweinegülle inkubierten Variante festgestellt. Hier lag 18 Stunden nach Inkubation die maximale N2ORate bei 0.0041 mg N2O-N m-2 s-1. Die N2O-Emissionen erreichten bei den Gärresten, ebenfalls nach 18 Stunden, ein Maximum von 0,003 mg N2O-N m-2 s-1. Ein Tag nach der Inkubation waren keine signifikanten Unterschiede mehr zwischen den beiden Gärresten und der
Schweingülle festzustellen. Zwischen den beiden Gärresten konnten während der gesamten
Versuchsdauer kaum signifikante Unterschiede festgestellt werden. Im Mittel lagen die N2OEmissionen aus dem Gärrest-Monoferment über dem des Gärrest-Kofermentes (Abbildung
11).
0.006
0.005
mg N2O-N m-2 s-1
0.004
K
GM
GK
SG
0.003
0.002
0.001
47
6
78
*
10
2*
*
12
6*
**
13
8
16
2*
**
19
8*
*
22
2*
*
24
6*
*
29
4*
**
33
2*
**
39
0*
43
4
42
*
36
*
0
6*
*
12
**
*
18
**
*
24
**
30
**
*
0
Abbildung 11: Ermittelte N2O-N-Flüsse (mg N2O-N m-2 s-1) während des Klimakammerversuchs (20 Tage) in
den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle.
Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=4) an. Messmethode: Statische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
25
6
5
kg N2O-N ha
-1
4
b
b
b
3
2
a
1
0
K
GM
GK
SG
Abbildung 12: Kumulative N2O-Verluste (kg N2O-N ha-1) während des Klimakammerversuchs 48 Stunden nach
Applikation: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle.
Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an.
Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
6
b
b
5
kg N2O-N ha
-1
4
3
a
2
1
0
K
G
SG
Abbildung 13: Kumulative N2O-Verluste (kg N2O-N ha-1) während des Klimakammerversuchs 20 Tage nach
Applikation: K= Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG=Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an. Multiple Vergleiche
mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
26
Die kumulativen N2O-Verluste lagen im Mittel während der 20 Tage dauernden Messung
zwischen 1,2 kg N2O-N in der Kontrolle bis 4,67 kg N2O-N bei der Schweinegülle. Die
Verluste bei den Gärresten betrugen 3,8 kg N2O-N. Mehr als 65 % der N2O-Emission aus den
mit organischen Düngern behandelten Varianten wurden während der ersten 48 Stunden emittiert (Abbildung 12 und 13).
Gegenüber der Kontrolle ergibt sich daraus im Mittel für die Gärreste eine 207 % und für die
Schweinegülle eine 275 % höhere N2O-Freisetzung. Abzüglich der Kontrolle gingen während
der 20 Tage dauernden Messung bei den Gärresten schätzungsweise 1,51 % und bei der
Schweinegülle 2,01 % des mit den organischen Düngern ausgebrachten Stickstoffs (170 kg N
ha-1) über die N2O-Emissionen verloren.
3.1.3
CH4-Emission
Die Methanemissionen nach der Applikation der organischen Düngemittel waren in allen Varianten gering und rangierten zwischen -0,00000751 mg CH4 m-2 s-1 in der Kontrolle und
0,00001373 mg CH4 m-2 s-1 bei dem Gärrest-Monoferment.
0.0003
0.00025
mg CH4 m-2 s-1
0.0002
0.00015
K
GM
GK
SG
0.0001
0.00005
22
2
24
6
29
4
33
2
39
0
43
4*
47
6
78
10
2*
*
12
6
13
8*
16
2*
19
8*
**
6*
12
**
18
*
24
**
30
**
*
36
*
42
**
*
0*
0
-0.00005
Abbildung 14: Ermittelte CH4-Flüsse (mg CH4 m-2 s-1) während des Klimakammerversuchs (20 Tage) in den
Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=4) an. Messmethode: Statische
Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
27
Die Variante Gärrest-Monoferment zeigte während der ersten zwei Tage nach Applikation die
höchsten CH4-Emissionen (Abbildung 14). In den ersten 48 Stunden nach Inkubation betrugen die kumulativen Verluste in der Kontrolle 0,004 kg CH4 ha-1, bei der Variante GärrestMonoferment 0,046 kg CH4 ha-1, bei der Variante Gärrest-Koferment 0,011 kg CH4 ha-1 und
in der Variante Schweinegülle 0,016 kg CH4 ha-1 (Abbildung 15). Das entspricht einer NettoCH4-Emission während dieser Zeit pro eingesetzter Substrateinheit von 1,35 g CH4 m-3 für
den Gärrest-Monoferment, 0,18 g CH4 m-3 für den Gärrest-Koferment und 0,28 g CH4 m-3 für
die Schweinegülle. Der im Verhältnis große Unterschied zwischen den beiden Gärresten ist
nur mit dem Ort und Zeitpunkt der Probeentnahme der für diesen Versuch verwendeten Substrate zu erklären. Der Gärrest-Monoferment wurde direkt aus dem Nachgärer der Biogasanlage in Marienthal entnommen. Der Gärrest-Koferment wurde unmittelbar vor der Feldapplikation am Güllewagen entnommen. Allerdings wurde das Substrat aus der Kofermentationsanlage vor der Feldapplikation in einem Güllebehälter ohne Foliendach mehrere Tage zwischengelagert, so dass hier potentielle Methanemissionen schon im Vorwege entweichen
konnten.
Zum Versuchsende nach 20 Tagen waren bezüglich der kumulativen Methanverluste keine
signifikanten Unterschiede mehr zwischen den Varianten und der Kontrolle festzustellen
(Abbildung 16). Betrachtet man die Ergebnisse der Kontrolle so kann in diesem Experiment
dem Versuchsboden während des Versuchszeitraums keine Methansenkenfunktion nachgewiesen werden. Dies unterstützt die Vermutung, dass der Boden physikalisch gestört ist. Methan entsteht im Boden vor allem durch den Ab- und Umbau organischer Substanz durch anaerobe Mikroorganismen. Daher tritt es umso stärker in Erscheinung je nasser und sauerstoffärmer Böden unter Anwesenheit von abbaubarer organischer Substanz sind (SCHAEFFER,
2002).
28
0.18
0.16
0.14
kg CH4 ha
-1
0.12
0.1
0.08
b
0.06
0.04
0.02
a
c
c
0
K
GM
GK
SG
Abbildung 15: Kumulative CH4-Verluste (kg CH4-N ha-1) während des Klimakammerversuch 48 Stunden nach
Applikation: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle.
Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an.
Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
a
0.18
0.16
a
0.14
kg CH4 ha
-1
0.12
0.1
a
0.08
0.06
0.04
0.02
0
K
G
SG
Abbildung 16: Kumulative CH4-Verluste (kg CH4 ha-1) während des Klimakammerversuchs 20 Tage nach Applikation: K= Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische
Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert. Multiple Vergleiche mittels Tukey.
Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
29
3.1.4
Nmin-Gehalte und Feldkapazitäten zu Versuchsende
In der Kontrolle betrug zu Versuchsbeginn der Nmin-Gehalt in dem 14 Tage zuvor mit destilliertem Wasser vorinkubierten Boden bis zu einer Tiefe von 15 cm etwa 19 kg N ha-1. Hiervon entfielen 5 kg N ha-1 auf Nitrat-Stickstoff (NO3-) und 14 kg auf Ammonium-Stickstoff
(NH4+). Der hohe Ammonium-Stickstoffgehalt resultiert vor allem aus der mineralisierten
organischen Substanz des Versuchsbodens. Der Versuchsboden wurde während der Vorinkubation in der Klimakammer bei 20 °C gelagert. Die konstanten Temperaturverhältnisse bei
gleichzeitig hoher Boden- und Luftfeuchtigkeit führten zu hohen Mineralisationsraten während der Vorinkubation.
Zum Versuchsende lag der Nmin-Gehalt in der Kontrolle bei 29 kg N ha-1 und lag damit, durch
fortgesetzte Mineralisation des organische gebundenen Stickstoffs, 10 kg N ha-1 höher als zu
Versuchbeginn.
Der Ammonium-Stickstoff wurde während des 55 Tage dauernden Versuchs vollständig nitrifiziert, so dass der anorganische Stickstoff fast ausschließlich in Form von Nitrat-Stickstoff
vorlag. Die Umwandlung von Ammonium-Stickstoff zu Nitrat-Stickstoff laufen bei einem
neutralen pH-Wert und Temperaturen zwischen 25 °C – 30 °C am schnellsten ab. Durch den
annährend neutralen pH-Wert des Versuchsbodens (pH 6,5) bei gleichzeitig hoher Bodentemperatur (20 °C) wurden Nitrifikationsprozesse begünstigt (HEGE et al., 2006).
In denen mit Gärresten behandelten Varianten lag zu Versuchsende der Nmin-Gehalt bei 60 kg
N ha-1 für Gärrest-Monoferment und bei 70 kg N ha-1 für Gärrest-Koferment. Die NminGehalte der mit Schweinegülle inkubierten Töpfe lagen durchschnittlich bei 63 kg N ha-1. Der
Anteil an Ammonium-Stickstoff lag in allen organisch gedüngten Varianten zum Versuchsende jeweils nur bei 0,5 kg N ha-1.
Während sich in der Kontrolle der analysierte Stickstoff gleichmäßig über den Beprobungshorizont verteilte, lag bei den organisch gedüngten Varianten zum Versuchsende im Durchschnitt 83 % des Stickstoffs im Bearbeitungshorizont (bis 10 cm) vor.
Nach dem 55 Tage dauernden Versuch betrug die Feldkapazität im Mittel aller Töpfe noch 52
% in der gesamten Bodensäule (27,5 cm). Mit der Bodenanalyse wurden für die oberen 15 cm
des Bodenhorizonts eine Feldkapazität für 0 – 5 cm, 5 – 10 cm und 10 – 15 cm von 23 % FK,
38 % FK und 42 % FK nachgewiesen. Das entspricht einer gemittelten Feldkapazität des Inkubationshorizonts (-10 cm) von 30,5 % FK zum Versuchsende. Überproportionale Wasserverluste waren, trotz der hohen Luftfeuchtigkeit in der Klimakammer, in der oberen Bodenschicht durch Evaporation zu erwarten.
30
3 Ergebnisse Freilandversuch
3.2 Freilandversuch
3.2.1
Witterungsverlauf
Der Versuch fand zwischen dem 21. Juli und dem 26. August 2009 auf dem Freilandareal des
Instituts für Acker- und Pflanzenbau der CAU Kiel statt.
Der Tagesniederschlag (mm m-2), die Tagesmitteltemperatur und der Temperaturverlauf (°C)
zu den einzelnen Messterminen während der Versuchszeit sind in Abbildung 17 gezeigt. Die
Durchschnittstemperatur betrug während des 38 Tage dauernden Versuchs 19 °C. Insgesamt
betrachtet war es ein sehr warmer Versuchszeitraum. Während 6 der 38 Tagen des Versuchszeitraums lagen die Tagesmitteltemperaturen über 22 °C.
Der Messzeitraum war allerdings auch durch starke Regenereignisse geprägt, so dass der Gesamtniederschlag während dieser Zeit 87 mm m-2 betrug wovon 59 mm m-2 Regen während
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Temperatur °C
Niederschlag mm m
-2
der ersten 11 Tage fielen.
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37
Abbildung 17: Niederschlag (mm m-2) (Säulen), Tagesmitteltemperatur (Linie), Temperaturen zu den Messterminen (unterbrochene Linie) am Versuchsstandort in Kiel während des 38 Tage dauernden Versuchs.
3.2.2
CO2-Emission
Mit beiden Messmethoden wurden die höchsten CO2-Raten während der ersten 48 Stunden
ermittelt. Durch die hohen Niederschlagsereignisse nach dem dritten Tag kam es in den meisten Töpfen zu einer Staunässe. Dadurch fielen die gemessenen CO2-Raten während dieser
Zeit mit beiden Methoden auf ein Minimum ab. Nach dem vierten Tag stiegen in allen Varianten die Emissionen wieder an (Abbildung 18 und 19). Die gemessenen Raten korrelierten
vor allem mit den Temperaturen während der Probenentnahme.
31
1.2
1
mg CO2 m-2 s-1
0.8
K
GM
GK
SG
0.6
0.4
0.2
86
2
72
2
57
9
48
2
43
4
38
6
33
6
29
2
24
8
19
7
14
4
95
65
*
29
*
17
**
0*
**
0
Stunden nach Inkuabtion
Abbildung 18: Ermittelte CO2-Flüsse (mg CO2 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (38 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Fehlerbalken
zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=3) an. Messmethode: Dynamische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
1.2
1
mg CO2 m-2 s-1
0.8
K
GM
GK
SG
0.6
0.4
0.2
86
2
72
2
57
9
48
2
43
4
38
6
33
6
29
2
24
8
19
7
14
4
95
65
*
29
*
17
**
0*
**
0
Abbildung 19: Ermittelte CO2-Flüsse (mg CO2 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und Schweinegülle. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=3) an. Messmethode: Statische Messkammer.
Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
32
Ein signifikanter Unterschied der gemessenen CO2-Raten zwischen der Kotrolle und den Gärresten konnte nur während der ersten sechs Stunden, ein Unterschied zwischen der Kontrolle
und der Schweinegülle nur während der ersten 48 Stunden festgestellt werden. Während der
restlichen 38 Tage (hier nur 20 Tage gezeigt) konnten keine weiteren signifikanten Unterschiede zwischen den gemessenen Raten der Varianten nachgewiesen werden.
Die Variante Schweinegülle zeigte während der ersten 48 Stunden die höchsten Raten. Bei
den beiden eingesetzten Gärresten waren während des Versuchs keine signifikanten Unterschiede zueinander feststellbar. Die CO2-Raten der Gärreste lagen während der ersten 48
Stunden etwa halb so hoch wie die der Schweinegülle.
Auffällig sind vor allem, wie schon im Klimakammerversuch gezeigt, die Unterschiede
zwischen den gemessenen CO2-Raten der beiden Messmethoden. So lagen durchschnittlich
die durch die statischen Messkammern ermittelten Raten etwa halb so hoch wie die durch die
dynamischen Messkammer ermittelten Werte. Hierdurch lassen sich auch die großen Unterschiede bezüglich der kumulativen C-Verluste aus den Varianten zwischen den beiden Messmethoden erklären. Die kumulativen C-Verluste lagen während der ersten 20 Tage nach Inkubation bei den dynamischen Messungen zwischen 731 kg C ha-1 bei der Kontrolle und 1122
kg C ha-1 bei der Schweinegülle. Im Vergleich lagen die durch die statischen Messkammern
ermittelten Werte zwischen 374 kg C ha-1 in der Kontrolle und 537 kg C ha-1 bei der Schweinegülle.
Die ermittelten Trends zwischen den einzelnen Varianten wiesen allerdings in beiden Messverfahren, wie auch schon bei dem Klimakammerversuch, Übereinstimmungen auf (Abbildung 20 und 21). Die kumulativen C-Verluste lagen in den ersten 48 Stunden nach der Inkubation für die Gärreste bei 60 % bzw. 45 % und für die Schweinegülle bei 168 % bzw. 117 %
über denen durch die dynamische bzw. statische Messkammer ermittelten, Werte der Kontrolle. Für 20 Tage nach Inkuabtion lagen diese Verluste im Mittel für die Gärreste bei 19 % bzw.
19 % und für die Schweinegülle bei 43 % bzw. 53 %. In jedem Fall lagen die ermittelten CO2C-Mineralisationsverluste mit beiden Messmethoden in den mit Gärresten behandelten Varianten gegenüber der Variante Schweinegülle um 25 % niedriger.
Zu berücksichtigen ist, dass auch während des Freilandversuchs stickstofforientiert mit 170
kg N ha-1 gedüngt wurde. Die Mengen an ausgebrachter organischer Substanz entsprachen
denen des Klimakammerversuchs.
33
400
350
300
c
kg C ha
-1
250
200
b
b
GM
GK
150
100
a
50
0
K
SG
Abbildung 20: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Freilandversuchs 48 Stunden nach Applikation:
Dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple
Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
400
350
300
kg C ha
-1
250
200
150
c
100
a
b
b
GM
GK
50
0
K
SG
Abbildung 21: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Freilandversuchs 48 Stunden nach Applikation:
Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
34
1600
1400
b
1200
a
1000
kg C ha
-1
a
800
600
400
200
0
K
G
SG
Abbildung 22: Kumulative C-Verluste (kg C ha-1) während des Freilandversuch 20 Tage nach Applikation: K=
Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey.
1600
1400
1200
kg C ha
-1
1000
800
b
600
a
a
400
200
0
K
G
SG
-1
Abbildung 23: Kumulative C-Verluste (kg C ha ) während des Freilandversuchs 20 Tage nach Applikation: K=
Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer.
Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey.
35
%C aus Corg
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
GM
GK
SG
1
3 5 7
9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37
%C aus Corg
Abbildung 24: Kumulative C-Verluste aus dem ausgebrachten organischen Kohlenstoff (% C aus Corg) 38 Tage
nach Applikation: GM = Gärrest-Monoferment, GK = Gärrest-Koferment und SG = Schweinegülle. Messmethode: Dynamische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
GM
GK
SG
1 3 5
7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37
Abbildung 25: Kumulative C-Verluste aus der ausgebrachten organischen Kohlenstoff (% C aus Corg) 20 Tage
nach Applikation: GM = Gärrest-Monoferment, GK = Gärrest-Koferment und SG = Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an.
36
Ermittelt durch die dynamische- bzw. statische Messkammermethode lagen die CO2-CMineralisationsverluste abzüglich der Kontrolle bezogen auf die jeweilige ausgebrachte Menge an organischem Kohlenstoff (Corg) hier während der ersten 48 Stunden in den Varianten
Gärrest-Monoferment bei 6,13 % bzw. 2,2 %, Gärrest-Koferment bei 4,7 % bzw. 1,84 % und
bei der Schweinegülle bei 21 % bzw. 8,03 %. Im Verlauf der weiteren Messungen stiegen
diese Anteile im Mittel bis zum 20. Tag bei dem Gärresten-Monoferment auf 21,02 % bzw.
11,59 %, bei dem Gärrest-Koferment auf 9,7 % bzw. 7,14 % und bei der Schweinegülle auf
56,5 % bzw. 27,35 %. Durch die bis zum 38. Tag fortgeführten Messungen mit der dynamische Kammermethode konnten im Mittel weitere C-Verluste aus der applizierten organischen
Substanz von 21,31 % aus dem Gärrest-Monoferment, 16,89 % aus dem Gärrest-Koferment
und 100 % aus der Schweinegülle geschätzt werden (Abbildung 24 und 25).
3.2.3
N2O-Emission
Im Gegensatz zum Klimakammerversuch zeigten lediglich die mit Schweinegülle inkubierten
Töpfe einen deutlichen Anstieg der N2O-Emissionen während der ersten 48 Stunden. Ähnlich
wie bei den unter Freilandbedingungen gemessenen CO2-Emissionen gingen die N2O0.002
0.0018
0.0016
mg N20-N m-2 s-1
0.0014
0.0012
K
GM
GK
SG
0.001
0.0008
0.0006
0.0004
0.0002
95
11
7
14
4
16
8
19
7
21
7
24
8
27
29 3
2*
*
31
2*
33
6*
*
36
0*
38
6
41
2
43
4
45
6
48
2
75
6
17
**
23
**
29
*
48
*
65
0
0
Abbildung 26: Ermittelte N2O-Flüsse (mg N2O-N m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=3) an. Messmethode: Statische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
37
Emissionen in allen Varianten nach dem dritten Tag, verursacht durch die hohen Niederschlagsereignisse, deutlich zurück. Nach dem oberflächlichen Abtrocknen des Bodens in
Verbindung mit hohen Temperaturen nahmen die Emissionen nach dem vierten Tag wieder
zu. 144 Stunden nach der Inkubation wurden hier einmalig bei dem Gärrest-Monoferment die
höchsten Raten gemessen (Abbildung 26).
Bezüglich der kumulativen Ergebnisse hatte dieser Emissionspik zur 144. Stunde allerdings
kaum Einfluss auf die für den Versuchszeitraum kumulierten N2O-Emissionen. Aus denen bis
zur 48. Stunde ermittelten N2O-N-Raten errechnen sich kumulative Stickstoffverluste von
0,19 kg N2O-N ha-1 in der Kontrolle, 0,2 kg N2O-N ha-1 bei dem Gärrest-Monoferment, 0,31
kg N2O-N ha-1 bei dem Gärrest-Koferment und 0,94 kg N2O-N ha-1 bei der Schweinegülle
(Abbildung 27). Damit lagen im Mittel die N2O-Verluste bei der Variante Schweinegülle mit
397 % über derer der Kontrolle, während die Gärreste nur 35 % höhere Verluste aufwiesen.
Die kumulativen Verluste über 20 Tage zeigten eine ähnliche Tendenz. Hier lagen die Verluste zwischen 0,4 kg N2O-N ha-1 in der Kontrolle und 2,53 kg N2O-N ha-1 in der Variante
Schweinegülle. Die Gärreste lagen bezüglich ihrer N2O-Raten bis zur 48. Stunde zwar deutlich unter der Variante Schweinegülle, zeigten im Mittel jedoch kontinuierlich höhere Emissionen als die Kontrolle. So betrugen die Verluste bei den Gärresten während des 20 Tage dauernden Versuchs 1,92 kg N2O-N ha-1 (Abbildung 28). Verglichen mit dem Klimakammerversuch waren die kumulativen N2O-N-Verluste 20 Tage nach Inkubation im Freilandversuch
etwa halb so hoch. Dadurch waren die N2O-Emissionen ebenfalls gegenüber den Ergebnissen
aus dem Klimakammerversuch deutlich reduziert. So gingen bei den Gärresten vermutlich im
Mittel 0,89 % und bei der Schweinegülle 1,25 % des applizierten Stickstoffs während des
Messzeitraums als N2O verloren.
38
6
5
kg N2O-N ha
-1
4
3
2
1
c
a
a
a
0
K
GM
GK
SG
Abbildung 27: Kumulative N2O-Verluste (kg N2O-N ha-1) während des Freilandversuchs 48 Stunden nach Applikation: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
6
5
4
kg N2O-N ha
-1
b
b
3
2
1
a
0
K
G
SG
Abbildung 28: Kumulative N2O-Verluste (kg N2O-N ha-1) während des Freilandversuchs 20 Tage nach Applikation: K= Kontrolle, G= Gärrest (Mono- und Koferment) und SG= Schweinegülle. Messmethode: Statische
Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
39
3.2.4
CH4-Emission
Während des Freilandversuches konnten keine signifikanten Unterschiede zwischen den Varianten festgestellt werden. Im Gegensatz zum Klimakammerversuch kam es während des Freilandversuches oftmals aufgrund der Methansenkenfunktion von Böden zu negativen CH4Raten.
Zu Inkubationsbeginn zeigten die Gärreste während der ersten 6 Stunden die höchsten gemessenen CH4-Raten. Während der restlichen Versuchsdauer bewegten sich die gemessenen
Emissionsraten aller Varianten auf einem ähnlichen Niveau (Abbildung 29). Nach dem dritten
Tag kam es aufgrund der Niederschlagsereignisse im Mittel zu einem Anstieg der CH4Emissionen. Gründe hierfür liegen vor allem bei der beschriebenen Staunässe. Aufgrund der
anaeroben Bedingungen kam es zu einer verstärkten Methanproduktion im Boden. Eine Korrelation zwischen Temperatur und CH4-Emissionen ist zu vermuten, konnte in diesem Versuch allerdings nicht nachgewiesen werden.
0.00002
0.000015
mg CH4 m-2 s-1
0.00001
K
GM
GK
SG
0.000005
95
11
7
14
4
16
8
19
7
21
7
24
8
27
3
29
2
31
2
33
6
36
0
38
6
41
2
43
4
45
6
48
2
65
75
29
48
6
17
23
0*
0
-0.000005
-0.00001
Abbildung 29: Ermittelte CH4-Flüsse (mg CH4 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Fehlerbalken
zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert der Behandlungen (n=4) an. Messmethode: Statische Messkammer. Signifikanzanalyse (ANOVA) p<0,05.
40
a
0.009
0.008
0.007
0.006
a
0.005
kg CH4 ha
-1
a
0.004
a
0.003
0.002
0.001
0
K
GM
GK
SG
-0.001
-0.002
Abbildung 30: Kumulative CH4-Verluste (kg CH4 ha-1) während des Freilandversuchs 48 Stunden nach Applikation: K = Kontrolle, GM = Gärrest-Monoferment, GK = Gärrest-Koferment und SG = Schweinegülle. Messmethode: Statische Messkammer. Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an. Multiple Vergleiche mittels Tukey. Barplots mit ungleichen Buchstaben unterscheiden sich signifikant p<0,05.
Die kumulativen CH4-Verluste beliefen sich im Mittel während der ersten 48 Stunden auf
0,003 kg CH4 ha-1 in der Kontrolle, 0,005 kg CH4 ha-1 bei der Variante Gärrest-Monoferment,
0,002 kg CH4 ha-1 bei der Variante Gärrest-Koferment und 0,001 kg CH4 ha-1 bei der Variante
Schweinegülle, wobei keine signifikanten Unterschiede feststellbar waren (Abbildung 30). Im
Mittel konnten während dieser Zeit nur Netto-CH4-Emissionen pro Einheit eingesetztem Substrat aus dem Gärrest Monoferment von 0,005 g CH4 m-3 nachgewiesen werden.
3.2.5
Nmin-Gehalte und Feldkapazitäten zu Versuchsende
Aufgrund der Homogenität des eingesetzten Versuchsbodens wurde zu Versuchsbeginn des
Freilandversuchs der gleiche Nmin-Gehalt wie beim Klimakammerversuch von 18 kg N ha-1
bis zu einer Bodentiefe von 15 cm vorausgesetzt.
Zu Versuchsende nach 32 Tagen betrug der Nmin-Gehalt im Beprobungshorizont der Kontrolle
13 kg N ha-1. Der Anteil an Ammonium-Stickstoff betrug hier etwa 1 kg N ha-1. Damit lag zu
Versuchsende der analysierte Nmin-Gehalt in den oberen 15 cm des Bodenhorizonts um 5 kg
N ha-1 niedriger als zu Versuchsbeginn. Im Gegensatz zum Klimakammerversuch wurde während des Freilandversuchs Stickstoff, insbesondere der Nitrat-Stickstoff, in tiefere Bodenschichten verlagert bzw. ausgewaschen.
41
4 Modellierung zur Humuswirksamkeit
In den mit Gärresten inkubierten Varianten betrug der Nmin-Gehalt nach Versuchsende 54 kg
N ha-1 bei dem Gärrest-Monoferment und 71 kg N ha-1 bei dem Gärrest-Koferment, wobei
hiervon jeweils 4 kg N ha-1 auf Ammonium-Stickstoff entfielen. Der Nmin-Gehalt bei der
Schweinegülle betrug 50 kg N ha-1. Der Ammonium-Stickstoffanteil lag hier etwas höher als
bei den Gärresten und betrug 7 kg N ha-1. Von dem analysierten Gesamtstickstoff fanden sich
bei den organisch gedüngten Varianten 76 % im Einarbeitungshorizont (bis 10 cm) wieder.
Der nachgewiesene Ammonium-Stickstoff wurde zu 92 % in der Bodenschicht von 10-15 cm
nachgewiesen. Die Feldkapazität zum Ende des Versuchs betrug auf Grund der hohen Niederschlagsereignisse während des Messzeitraums im Mittel der gesamten Bodensäule (27,5 cm)
80 % FK. Durch die Bodenanalyse wurden für die oberen 15 cm des Bodenhorizonts im Mittel eine Feldkapazität für 0 – 5 cm, 5 – 10 cm und 10 – 15 cm von 67 % FK, 67 % FK und 76
% FK nachgewiesen. Das entspricht im Mittel einer Feldkapazität des Inkubationshorizonts
(bis 10 cm) von 67 %.
3.3 Methodenvergleich
In beiden Versuchen lagen die ermittelten CO2-Raten bei der dynamischen Messkammermethode über denen der statischen Messkammermethode. Das Bestimmtheitsmaß der beiden
Messverfahren war bis zu einer Flussrate von 0,1 mg CO2 m-2 s-1 mit R2=0,78 gegeben. Bei
höher gemessenen Flussraten nahm der rechnerische Zusammenhang der beiden Methoden
jedoch zunehmend ab und betrug im ganzen Versuchsverlauf noch R2=0,59.
4
Modellierung zur Humuswirksamkeit von Gärresten
Die organische Substanz der Böden umfasst alle in und auf dem Mineralboden befindlichen
abgestorbenen pflanzlichen und tierischen Stoffe und deren organische Umwandlungsprodukte. Dem Erhalt von organischer Substanz kommt in vielen Ackerbausystemen eine besondere
Bedeutung zu. Die als Humus bezeichnete organische Substanz steht vor allem auf sandigen
Standorten für den Erhalt von Fruchtbarkeit und Erosionsvermeidung.
Neben der ackerbaulichen Bedeutung stellt Humus mit 1200 Gigatonnen Kohlenstoff den
drittgrößten Kohlenstoffspeicher dieser Welt dar, der aktiv am globalen Kohlenstoffkreislauf
teilnimmt. Der in der terrestrischen toten Biomasse gespeicherte Kohlenstoffanteil ist etwa 1,2
mal größer als der Kohlenstoffanteil, der in der lebenden Biomasse der Landoberfläche gespeichert ist und etwa 1,6 mal größer als der in der Atmosphäre in Form von CO2 vorhandene
Kohlenstoff (FALKOWSKI et al., 2000). Der Erhalt von organischer Substanz steht in diesem
Zusammenhang somit zum einen für eine nachhaltige Landwirtschaft durch die Bewahrung
42
der Fruchtbarkeit von Böden und zum anderen für den Klimaschutz durch das Potential von
Böden Kohlenstoff in Form von Humus zu speichern.
Einschätzungen darüber, wie groß das Kohlenstoffsenkenpotential von landwirtschaftlich genutzten Böden ist und in wie weit sie damit zur Minderung von atmosphärischen CO2-C beitragen können ist mit großen Unsicherheiten verbunden. Durch Landnutzungsänderungen, wie
z.B. durch Waldrodung und Grünlandumbruch mit anschließender ackerbaulicher Nutzung,
können über Jahrzehnte hinweg erhebliche Mengen an Kohlenstoff aus der organischen Substanz des Bodens freigesetzt werden. Bis zum Eintreten eines neuen Fließgleichgewichtes
zwischen Kohlenstoffeintrag und Kohlenstoffaustrag durch mikrobielle Mineralisierungsprozesse können bei unveränderter Nutzung fünfzig bis hundert Jahre vergehen.
Bestehende Ackerbausysteme können den Humusanteil in der Ackerkrume vor allem durch
konservierende Bodenbearbeitung und einem gesteigerten Eintrag an organischer Primär- und
Sekundärsubstanz in Form von Zwischenfruchtanbau und Wirtschaftsdüngern erheblich steigern. Zur Beurteilung, in wie weit sich veränderte Nutzungen von Ackerbausystemen und der
Eintrag an organischer Substanz langfristig auf den Humusgehalt der Böden auswirken und
wo das ökologische Optimum solcher Einträge liegt, sind in den letzten Jahren komplexe Modelle erstellt worden wie z. B. CN-SIM (PETERSEN et al., 2005), CENTURY (PARTON, 1996),
DAISY (HANSEN et al., 1990), DNDC (LI et al., 1994), ECOSYS (GRANT et al., 1993) EPIC
(IZAURRALDE, 2005), und ROTHC (COLEMAN et al., 1997). Gerade für die Beurteilung von CUmsatzprozessen in Böden und der damit verbundenen Veränderungen der Boden-C-Gehalte
eignen sich alleinige Feld- und Laborexperimente nur bedingt. Durch die beschriebenen langsamen Veränderungen der Boden-C-Gehalte, selbst bei einem deutlich veränderten CMangement, sind quantitative Prognosen für das Kohlenstoffsenkenpotential von Böden nur
über Modelle abbildbar. Für verschiedenste organische Dünger stehen durch die Verfügbarkeit von Daten durch zahlreicher Feld- und Laborversuche mittlerweile geeignete Parameter
zur Validierung von Modellen zur Verfügung. Aufgrund der mangelnden Datenverfügbarkeit
wurden für Gärreste allerdings noch keine geeigneten Vorschläge gemacht. Allerdings kann
aufgrund des höheren Anteils an schwer mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen und organischen Säuren vermutet werden, das Gärreste gegenüber anderen organischen Düngern ein
höheres Humusreproduktionspotential besitzen als derzeit angenommen wird. Wie erläutert,
sind für solche Einschätzungen Modellierungsansätze mit geeigneten Parametern notwendig,
um langfristige Effekte beurteilen zu können. Für die Parametrisierung der in diesem Versuch
erhobenen Daten wurde das CN-SIM-Modell verwendet (PETERSEN et al. 2005).
43
4.1 Verwendetes Modell
Das CN-SIM-Modell wurde zur Simulation von Kohlenstoff- und Stickstoffmineralisierungsraten in temperierten humiden Klimaten erstellt. Die Grundlage bei der Erstellung dieses Modells bildeten zahlreiche Lang- und Kurzzeitversuche aus Labor und Feldexperimenten einschließlich C- und N-Isotopenmessungen. Zur besseren Einschätzung der schnell und langsam
umsetzbaren C-Fraktionen der organischen Substanz beinhaltet das CN-SIM-Modell sieben
verschiedene C-Pools, zwei Pools für die ausgebrachte organische Substanz (AOM1 und
AOM2), zwei für die mikrobielle Substanz (SMB1 und SMB2), einen für die abgestorbenen
mikrobielle Substanz (SMR), einen für die humifizierte organische Substanz (NOM) und einen für die immobile organische Substanz (IOM) im Boden. Die Komplexität der C-Pools
erlaubt eine bessere Einschätzung bezüglich der kurz- und langfristigen Humuswirksamkeit
organischer Dünger.
Einflussfaktoren die das Modell berücksichtigt sind vor allem Bodentemperatur, Bodenwassergehalt und Intensität der Bindung von Kohlenstoff durch den Tongehalt sowie die Eigenschaften und C-Gehalte der ausgebrachten organischen Substanz (PETERSEN et al., 2005).
Die Simulation des Modells wurde mit ModelMaker Version 4.0 (Cherwell Sientific Ltd.)
durchgeführt und grafisch dargestellt.
Gezeigt wurde über die Versuchsdauer die Entwicklung der CO2-C-Mineralisation aus den
applizierten Substraten in den oberen 10 cm des Bodenhorizonts (CO2-C ha-1 h-1). Als Einheit
für die ausgebrachte organische Substanz wird der mit dem Substrat ausgebrachte organische
Kohlenstoff (Corg) verwendet. Basierend auf den Laboranalysen entsprach das 795 kg Corg ha-1
für den Gärrest-Monoferment, 1045 kg Corg ha-1 für den Gärrest-Koferment und 629 kg Corg
ha-1 für die Schweinegülle. Da die gemessenen CO2-C-Raten jeweils die vertikalen CO2-CVerluste aus der schon im Boden vorhandenen organischen Substanz sowie aus der applizierten organischen Substanz repräsentieren, wurden die gemittelten CO2-C-Raten der Kontrolle
von den einzelnen gemessenen Raten jeder anderen Wiederholung der Varianten subtrahiert.
Von einer Abbildung der Boden-CO2-C-Respiration inklusive Kontrolle wurde in dieser Modellsimulation abgesehen, da sich die Kinetik der C-Mineralisation des physikalisch stark
gestörten Versuchsbodens für den relativ kurzen Versuchszeitraum nur schwer darstellen lässt
da das Modell für mittelfristig stabilisierte Bodenstrukturen konstruiert wurde. Konsequenterweise wurden daher für die Modellsimulation die im Boden vorhandenen C-Initialpools
zum Modellstart mit null angenommen. Es wird an dieser Stelle vorausgesetzt, dass sich die
C-Mineralisation aus dem Boden unverändert mit und ohne Substratapplikation verhält.
44
Die Ergebnisse aus den in dieser Arbeit durchgeführten Versuchen bezüglich der CO2-CBodenrespiration lassen bei einem Methodenvergleich darauf schließen, das die dynamische
Messkammermethode gegenüber der statischen Messkammermethode insbesondere bei Flussraten über 0,1 mg CO2 m-2 s-1 höhere Genauigkeiten erzielte. Zur Parametrisierung des hier
angewendeten Modells wurden daher die CO2-C-Flussraten aus den Infrarot-Gas-Messungen
verwendet.
Der Einfluss von Temperatur und des Bodenwassergehaltes spielt in der Darstellung von Boden-C-Mineralisationsprozessen eine übergeordnete Rolle. Die Bodentemperatur konnte
durch die konditionierten Bedingungen während des Klimakammerversuchs mit 20° C fix
gesetzt werden. Für den Freilandversuch wurde die Bodentemperatur anhand der Auswertungen der Bodentemperatursensoren variabel dargestellt. Anhand der ermittelten Wassergehalte
(Vol%) zu Beginn und zum Ende des Versuchs wurde die Entwicklung der Feldkapazität des
Bodens während des Klimakammerversuchs interpoliert. Der Verlauf der Wasserspannung
wurde über eine idealisierte pF-Kurve dargestellt (Abbildung 31).
Da für die Modellsimulation der CO2-C-Efflux aus der applizierten organischen Substanz
dargestellt werden sollte, waren vor allem die Veränderungen der Bodentemperatur und
Bodenwassergehalte im Inkubationshorizont, also bis 10 cm, ausschlaggebend. Die Wasserspannung ( Ψ ) lag während des Klimakammerversuchs zwischen -350 hPa und -1000 hPa,
während des Freilandversuchs lagen diese Werte unter Berücksichtigung der Niederschlagsereignisse zwischen 0 hPa und -107 hPa. Der Tongehalt des Versuchsbodens lag bei 0,12 % kg
kg-1 und wurde entsprechend im Modell berücksichtigt. Aufgrund des homogenisierten Versuchsbodens konnten bodeschichtspezifische Tongehalte unberücksichtigt bleiben.
Abbildung 31: Idealisierte pF-Kurve zur Berechnung der Wasserspannung des in den Versuchen eingesetzten
Versuchsbodens ( Ψ ).
45
Für verschiedenste organische Dünger liefern PETERSEN et al. (2005) Anhaltspunkte für geeignete Parameter. Für die in diesem Versuch verwendeten Substrate standen keine Parameter
zur Verfügung und wurden für die Modellsimulation mittels der fit-of-eye Methode neu bestimmt. Die Modifizierung beschränkte sich auf die Parameter für die Fraktionierung von
f AOM 1 , f AOM 2 und f NOM sowie der Verfallsraten k AOM 1 (h-1), k NOM (h-1) und k AOM 2 (h-1).
Die in diesem Modell verwendeten Funktionen lauten wie folgt:
(1)
Verfallsrate von Kohlenstoff; Funktion erster Ordnung
dC i
= − k ia C i
dt
(2)
Abhängigkeit der Verfallsrate von abiotischen Faktoren
k ia = k i Ft (T )Fw ( Ψ )
(3)
Temperaturfunktion

 1 − 0,5T  
Ft (T ) = 7,24 exp − 3,42 + 0,168T 

 36,9  

(4)
Bodenwasserfunktion
0,6
−Ψ


0,6 + 0,4 log
−5 
 9,81 × 10 
1,5
Fw (Ψ ) =
(5)
Ψ ≥ −9,81 × 10 −5
− 9,81 × 10 −5 > Ψ ≥ −3,1 × 10 −3
1
− 3,1 × 10 −3 > Ψ ≥ −3,1 × 10−2
1
− 3,1 × 10 −2 > Ψ ≥ −31
0
− 31 > Ψ
Einfluss des Tongehaltes auf die Abbau und Respirationsrate
g ( x ) = 1 − 2 min( 0,25, X )
46
Abkürzungs- und Symboldefinitionen verwendeter Parameter:
Organic Input
ausgebrachte organische Substanz (kg Corg ha-1)
AOM1
langsam mineralisierbarer C-Pool (kg C ha-1)
AOM1
schnell mineralisierbarer C-Pool (kg C ha-1)
NOM
C-Pool der humifizierten organischen Substanz (kg C ha-1)
IOM
C-Pool der stabilen organischen Substanz (kg C ha-1)
SMB1
autochthon mikrobieller Biomasse Pool (kg C ha-1)
SMB2
zymogenisch aktiver mikrobieller Pool (kg C ha-1)
SMR
C-Pool resultierend aus SMB2 (kg C ha-1)
fAOM2
Fraktion der applizierten organischen Substanz nach AOM2 (%)
fNOM
Fraktion der applizierten organischen Substanz nach NOM (%)
1- fAOM2- fNOM
Fraktion der applizierten organischen Substanz nach AOM1 (%)
kai
aktuelle Mineralisierungsrate von C-Pool i (kg C ha-1 h-1)
Ci
Kohlenstoffgehalt in C-Pool i (kg C ha-1)
MSMBi
zusätzliche Umsatzrate in Pool SMB (kg C ha-1 h-1)
ESMB
Ausnutzungsrate von Kohlenstoff aus der organischen Substanz
(kg C ha-1 h-1)
1-ESMB
Anteil des physikalisch gelösten Kohlenstoff als CO2
(kg C ha-1 h-1)
47
Abbildung 32: CN-SIM Modell Struktur. Pfeile zeigen die Richtungen der C-Massenflüsse an. Rechtecke stellen die C-Pools und Ventile die Flussgrößen dar (PETERSEN et al., 2005).
48
4.1.1
Modell Evaluation
Für die Modellevaluierung wurde die Beziehung der beobachteten und simulierten CO2-CRaten durch das Bestimmtheitsmass (R2) mit dem Computerprogramm MS Excel 2003 überprüft. Zusätzlich wurde die Leistungsstärke des hier eingesetzten Modells mit dem ModellEfficency-Test ( ME ) überprüft:
n
ME = 1 −
∑ (O
i
− Si )2
∑ (O
− O)2
i =1
n
i =1
i
Wobei O die beobachteten und S die simulierten Werte darstellen. O steht für den Mittelwert der beobachteten Werte und n für die Anzahl der beobachteten und simulierten Werte.
Ein Modelllauf wird bei einem negativen Ergebnis der Funktion ME als nicht aussagekräftig
eingestuft.
4.2 Ergebnisse
4.2.1
Klimakammerversuch
Durch die standardisierten Bedingungen während des Klimakammerversuchs lag der ermittelte Wert für die Temperaturfunktion ( FT (T ) ) bei 0,14. Die Werte der Bodenwasserfunktion
( Fw ( Ψ ) ) lagen aufgrund von Wasserverlusten durch Evaporation während des Versuchszeitraums zwischen 0,98 und 0,8.
Die Immobilisierung von Kohlenstoff bedingt durch den Tongehalte wurde durch Multiplikation von g ( x ) mit k SMBi und M SMBi berücksichtig. Bei dem Tongehalt von 0,12 % kg kg-1 lag
der Parameter von g ( x ) bei 0,76.
4.2.1.1 Simulation der C-Verluste aus der Schweinegülle
Die Schweinegülle verfügte im Vergleich zu den Gärresten über einen höheren Anteil an
leicht mineralisierbaren Rohfaserfraktionen (Tabelle 4). Dieser Anteil entspricht als Modellparameter 50 %, welcher als schnell mineralisierbare organische Substanz dem C-Pool AOM2
zugeordnet wird. Der Anteil der direkt dem C-Pool der mineralisierten organischen Substanz
zugerechnet wird beträgt 20,3 %. Dieses ist ein für tierische Wirtschaftsdünger generalisierter
Wert. PETERSEN et al. (2005) bemerkten, das dieser Wert aufgrund der großen Heterogenität
von tierischen Wirtschaftsdüngern nur eine grobe Einschätzung bietet, für dieses Modell aber
49
als gegeben angesehen wurde. Daraus ergibt sich ein Anteil für die langsam mineralisierbare
C-Fraktion für AOM1 von 29,7 %.
Aufgrund des relativ niedrigen C/N-Verhältnises kommt es nach der Inkubation zu einer raschen Umsetzung der schnell mineralisierbaren C-Fraktionen (AOM2). Dieses stellt sich in
der Simulation durch einen Emissionspik direkt nach der Inkubation dar. Diese hohe CInitialphase zeigt während der ersten 150 Stunden gute Übereinstimmungen mit den Messwerten. Die CO2-C-Raten sind nach der Initialphase mit maximalen CO2-C-Raten rasch abnehmend. Zwischen der 300. und 400. Stunde wurden niedrigere CO2-C-Raten gemessen als
die Simulation zeigt. Gründe hierfür könnten vor allem auf die Wasserverluste durch Evaporation, die trotz der hohen Luftfeuchtigkeit in der Klimakammer im oberen Bodenhorizont
auftraten, zurückzuführen. Fehler durch die interpolierten Wassergehaltsbestimmungen während des Klimakammerversuchs sind hier nicht auszuschließen. Vermutlich ist es aufgrund
der hohen Bodenfeuchte zu Versuchsbeginn im Vergleich zu der gesamten Versuchsdauer
während der ersten 200 Stunden zu überproportionalen Wasserverlusten im oberen Bodenhorizont gekommen, so das möglicherweise die lineare Interpolation der Wassergehalte über die
Zeit zu Ungenauigkeiten führte.
Im weiteren Verlauf der CO2-C-Verluste, die dann vor allem aus dem langsameren C-Pool
(AOM1) resultieren, zeigt die Simulation mit den Messwerten wieder gute Übereinstimmungen wobei vereinzelt die CO2-C-Raten etwa doppelt bis dreimal höher liegen als die Simulationskurve abbildet (Abbildung 32).
Abbildung 33:Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C-Raten nach Inkubation mit Schweinegülle
abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an.
50
Die simulierten kumulierten CO2-C-Verluste betrugen bis zum Versuchsende 473 kg C ha-1
wobei die gemessenen Verluste nach 55 Tagen im Mittel bei 498 kg C ha-1 lagen. Das entspricht einer Unterbewertung der Modellsimulation mit den angewendeten Parametern von
5,28 % während des Versuchszeitraums. Die Simulationsgenauigkeit, vor allem ab Stunde
500, ist anhand der geringen Anzahl der Messdaten allerdings nur unzureichend gegeben.
Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,67. Durch den Modell-efficencyTest wurde die Simulation mit ME=0,14 angenommen.
4.2.1.2 Simulation der C-Verluste aus dem Gärrest-Monoferment
Durch die Fermentierung von Biomasse kommt es vor allem zu einem Abbau der leicht mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen. Dies führt unter der Berücksichtigung des hier angewendeten CN-SIM Modells bei Gärresten gegenüber anderen Wirtschaftsdüngern, wie z.B. der in
diesem Versuch untersuchten Schweinegülle, zu einer Verschiebung zugunsten der langsam
mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen (AOM1). Aufgrund des hohen Anteils von organischen Säuren wird vor allem der Anteil an Kohlenstofffraktionen gesteigert, der eine lange
Verweilzeit im Boden besitzt und somit direkt dem C-Pool der mineralisierten organischen
Substanz (IOM) gutgeschrieben werden kann. Daraus ergeben sich geschätzte Fraktionierungen für die applizierte organische Substanz von 44 % nach AOM1, 9 % nach AOM2 und
47 % nach IOM. Durch den im Vergleich zur Schweinegülle geringeren Anteil an leicht mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen kommt es zu einem raschen Umsatz dieser Kohlenstofffraktion bis zur 100. Stunde der Simulation. Unterschiede bezüglich der simulierten Kinetik in
der Initialphase mit höchsten C-Umsatzraten gegenüber der Schweinegülle resultieren aus der
Menge des ausgebrachten Kohlenstoffs und der veränderten Fraktionierung der C-Pools. Die
Messdaten zeigen vor allem bis zur 50. Stunde nach Inkubation eine gute Übereinstimmungen
mit der Simulation. Die Messdaten zeigen während der Initialphase verglichen mit der Simulation zwar eine leichte Verschiebung auf der Zeitachse aber eine ähnliche Kinetik. Nach der
200. Stunde zeigt die Messreihe, genau wie auch schon bei der Schweinegülle, verglichen mit
der Simulation einen verfrühten Abfall der vertikalen Kohlenstoffverluste. Auch hier sind
Ungenauigkeiten bezügliche der Interpolation der Wassergehalte nicht auszuschließen. Zwischen der 400. und 700. Stunde zeigt die Messreihe wieder gute Übereinstimmungen mit der
Simulationskurve. Eine bessere Interpretation ab der 700. Stunde bis zum Versuchsende wäre
mit mehr Messdaten möglich. Genau wie die Schweinegülle weisen die Messungen bei dem
Gärrest-Monoferment zu den letzten beiden Messterminen verglichen mit den vorausgegangenen Messungen wieder erhöhte CO2-C-Raten auf.
51
Die kumulativen Kohlenstoffverluste während des Versuchszeitraums zeigten abzüglich der
Kontrolle 191 kg C ha-1 und simuliert 195 kg C ha-1. Dies entspricht einer Überbewertung der
Simulation während des Versuchszeitraums von 2,1 %.
Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,64. Durch den Modell-efficencyTest wurde die Simulation mit ME=0,29 angenommen.
Abbildung 34:Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C-Raten nach Inkubation mit GärrestMonoferment abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an.
4.2.1.3 Simulation der C-Verluste aus dem Gärrest-Koferment
Eine Differenzierung zwischen den beiden Gärresten aus diesem Versuch ist nur schwer möglich. Zu den einzelnen Messterminen konnten wie gezeigt kaum signifikante Unterschiede
zwischen den gemessenen CO2-Raten der beiden Gärreste festgestellt werden. Dennoch zeigte
im Mittel der Gärrest-Koferment während der Initialphase niedrigere CO2-C-Verluste.Was
nicht zuletzt mit dem höheren C/N-Verhältnis des Gärrestes aus der Kofermentation gegenüber den Gärresten aus der Monofermentation erklärt werden kann. Die Rohfaseruntersuchungen haben gezeigt, das der Gärrest-Koferment in der Trockenmasse einen 38,2 % niedrigeren Gehalt an acid detergent lignin (ADL) als der Gärrest-Monoferment besitzt. Gleichzeitig ist der Gehalt an ADF in etwa um 7 % in der Trockenmasse erhöht. Konsequenterweise
kommt es daher bei dem Gärrest-Koferment gegenüber dem Gärrest-Monoferment zu einer
veränderten Einteilung der Fraktionen bei gleichzeitig veränderten Umsatzraten der applizierten organischen Substanz auf die C-Pools (AOM1 + AOM2). Die mit den vorliegenden Daten
besten Übereinstimmungen zwischen der Simulation und den Messdaten wurden mit Fraktionierungen von 49 % für AOM1, 5 % für AOM1 und 46 % für IOM erzielt. Aufgrund der un52
terschiedlichen Rohfaserzusammensetzung der beiden Gärreste wurde der Parameter für die
Umsatzraten des C-Pools AOM1 während der Simulation für den Gärrest-Koferment etwa
drei mal höher als beim Gärrest-Monoferment eingestuft. Dies führt beim Gärrest-Koferment
gegenüber dem Gärrest-Monoferment zu anhaltend höher simulierten CO2-C-Raten im des
Versuchszeitraum. Während der Initialphase und bis zur 200. Stunde zeigt die Simulation
gute Übereinstimmungen mit den Messdaten. Nach der 200. Stunde nehmen die gemessenen
CO2-C-Raten verglichen mit der Simulation stark ab. Allerdings nahmen auch hier zwischen
der 1000. Stunden und Versuchsende die CO2-C-Raten noch einmal zu. Zur Interpretation
solcher Ergebnisse müssten viele Faktoren berücksichtigt werden zu denen allerdings zurzeit
noch kein ausreichender Informationszugang besteht. Es stellt sich in diesem Fall die Frage
ob eine exakte simulierte Abbildung bezüglich der Umsetzung der verschiedenen Rohfaserfraktionen an dieser Stelle möglich ist. Kumulativ lagen die gemessenen Kohlenstoffverluste
abzüglich der Kontrolle bei 429 kg C ha-1. Im Vergleich belaufen sich die simulierten Kohlenstoffverluste auf 360 kg C ha-1 und werden damit bei dem Gärrest-Monoferment durch die
Simulation mit 19 % unterbewertet. Ursächlich für dieses im Vergleich zu den anderen beiden
Substraten ungenaues Ergebnis kann unter Umständen auf die Überbewertung der kumulativen Verluste durch die letzten drei Messungen zurückzuführen. Zu Versuchende wurden die
letzten Messungen jeweils einmal wöchentlich vorgenommen. Die kumulativen CO2-CVerluste wurden für die Tage zwischen den Messungen wie beschrieben interpoliert so das
hier mögliche Events bezüglich hoch gemessener CO2-C-Raten zu einer Fehleinschätzung
und Überbewertung führen können.
Abbildung 35:Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C-Raten nach Inkubation mit GärrestKoferment abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=4) an.
53
Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,03. Durch den Modell-efficencyTest wurde die Simulation mit ME=-0,63 abgelehnt.
4.2.2
Freilandversuch
Der Freilandversuch ist vor allem durch die Schwankungen der abiotischen Faktoren geprägt.
Die Variable der Temperaturfunktion ( FT (T ) ) wurden durch zwei Bodentemperatursensoren
bestimmt die jeweils in 5 cm und 15 cm Tiefe die Bodentemperatur während des Versuchszeitraums maßen. Für die Simulation wurden lediglich die Temperaturmessungen bis 5 cm
berücksichtigt, da der Einarbeitungshorizont 10 cm entsprach. Die gemessenen Bodentemperaturen lagen zwischen 12,5 °C und 31,5 °C. Im Mittel der Versuchsdauer lag die Bodentemperatur bei etwa 23 °C. Dadurch ergaben sich Werte für die Temperaturfunktion ( FT (T ) )
zwischen 0,03 und 0,45.
Die Mineralisationsraten im Boden wurden während des Freilandversuchs vor allem durch die
starken Niederschläge und die damit verbundenen Veränderungen in den Bodenwassergehalten beeinflusst. Daher ist es für einen Modelllauf notwendig, die Veränderungen in den Bodenwassergehalten ausreichend genau abzubilden.
Für die Erstellung einer Wasserhaushaltsgleichung wurden für dieses Modell zur Abbildung
der Veränderungen der Bodewassergehalte über die Zeit lediglich der Niederschlag, Evaporation ( Eact ) und Sickerwasser ( Si ) berücksichtigt.
Bodenwassergehalt (Vol %) = Vol % − Eact − Si + Niederschlag
Aufgrund des Versuchsaufbaus konnten Veränderungen des Bodenwassergehaltes durch
Oberflächenabfluss und kapillaren Aufstieg hier ausgeschlossen werden. Durch die unvollständigen Verfügbarkeit von Wetterdaten, insbesondere die der Sonneneinstrahlung,
wurde
eine vergleichbar einfache Funktion zur Berechung der potentiellen Evaporation ( E H (ausgedrückt in cm)) von HAMON (1961) verwendet.
E H = 0,00138 D[ pvsat (Ta )]
Hierbei entspricht ( D ) der Tageslänge in Stunden, ( pvsat ) die absolute Luftfeuchtigkeit unter
gesättigten Bedingungen und ( Ta ) die Temperatur.
54
Die verwendete Funktion für die aktuelle Evaporation ( Eact ) wurde hier nach ROMANO E.
UND M. GIUDICI
(2009) modifiziert.
Eact = s(θ ) * E H
Wobei ( s(θ ) ) den aktuellen Wassergehalt des Bodens ausdrückt.
Eine Parameter für die Sickerwassermenge bzw. die Wasserbewegung in flüssiger Phase wurde für dieses Modell nach der Darcy-Gleichung erstellt.
q = k*
Ψ ( FK 100%)
l
Hierbei stellt ( q ) die Wassermenge dar, die durch den Fießquerschnitt je Zeiteinheit hindurchströmt, ( k ) ist die bodenartabhängige hydraulische Leitfähigkeit und ( Ψ ( FK 100%) )
das antreibende Potential bei einer für den Versuchsboden ermittelten Feldkapazität von
100%. Das Sickerwasser legt je Zeiteinheit die Fließstrecke ( l ) zurück, die in dieser Gleichung dem Inkubationshorizont bis 10 cm entspricht. Sickerwasser wurde in diesem entwickelten Wasserhaushaltsmodell immer nur dann berücksichtigt wenn die Feldkapazität 100%
überschritt.
Die Veränderungen des Bodenwassergehaltes während des Freilandversuchs wurden maßgeblich durch die Temperatur und Niederschläge beeinflusst. Die simulierten Schwankungen der
Wassergehalte (Vol%) während des Versuchszeitraums sind in Abbildung 36 dargestellt. Der
zu Versuchsbeginn eingestellte Wassergehalt betrug 33 Vol%. Zu Versuchsende betrug der
simulierte Wassergehalt 23 Vol%, wobei der durch die Bodenanalyse ermittelte Wassergehalt
für die oberen 10 cm des Inkubationshorizonts im Mittel 26 Vol% betrug. Hieraus ergibt sich
eine Unterbewertung der Modellsimulation von 13 %. Die Werte der Bodenwasserfunktion
( Fw (Ψ
Ψ ) ) lagen aufgrund der simulierten Wassergehalte zwischen 0.98 und 0. Die Immobilsierung von Kohlenstoff durch den Tongehalt wurden, wie schon bei dem Klimakammerversuch beschrieben, berücksichtigt (siehe 4.2.1).
55
Abbildung 36: Entwicklung des Bodenwassergehalts in den oberen 10 cm während des Freilandversuchs.
Die für den Freilandversuch verwendeten bzw. in dieser Arbeit optimierten Parameter f AOM 1 ,
f AOM 2 und f NOM sowie der Verfallsraten k AOM 1 (h-1) und k AOM 2 (h-1) entsprechen denen der
simulierten Varianten des Klimakammerversuches.
4.2.2.1 Simulation der C-Verluste aus der Schweinegülle
Ebenso wie bei der Simulation des Klimakammerversuchs zeigten sich während der Simulation des Freilandversuchs für die Schweinegülle in den ersten 40 Stunden nach Inkubation die
höchsten CO2-C-Raten. Die gemessenen Raten lagen während der ersten sechs Stunden etwa
2 – 3,5 mal höher als durch die Simulation dargestellt wird. Durch die hohen Temperaturen zu
Versuchsbeginn und die starke Belüftung des Oberbodens durch das Homogenisieren des
Oberbodens mit dem organischen Dünger, kam es hier zu optimalen Mineralisationsbedingungen, wodurch die höheren gemessenen Raten gegenüber den simulierten Werten erklärt
werden können. Nach der sechsten Stunde bis zu Versuchende zeigten die Messwerte allerdings eine relativ gute Übereinstimmung mit der Simulation. Vor allem die hohen Niederschlagsereignisse verbunden mit der Staunässe in den Versuchstöpfen zwischen der 80. und
180. Stunde werden durch die Simulation unter Berücksichtigung der Entwicklung der Wassergehalte (Vol%) gut abgebildet. Die von PETERSEN et al. (2005) verwendeten Bodenwasserfunktion ( Fw (Ψ
Ψ ) ) interpretierte die Mineralisationsraten unter staunassen Bedingungen allerdings nicht ausreichend genug, so dass hier der Wert bei Bodenwasserpotentialen
( Ψ ≥ −9,81 * 10 −5 ) mittels fit-of-eye Methode von 0,6 auf 0,1 korrigiert wurde.
56
Im Mittel zeigten die Messwerte ab der 500. Stunde höhere Raten als durch die Simulation
abgebildet wird. Die kumulierten C-Verluste während der Simulation bis zu Versuchsende
lagen bei 515 kg C ha-1, wobei die gemessenen Verluste abzüglich der Kontrolle nach dem 38
Tage dauernden Versuch bei 419 kg C ha-1 lagen. Das entspricht einer Unterbewertung der
Modellsimulation von 19 % während des Versuchszeitraums.
Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,5. Durch den Modell-efficency-Test
wurde die Simulation mit ME=0,39 angenommen.
Abbildung 37: Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C-Raten nach Inkubation mit Schweinegülle
abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an.
4.2.2.2 Simulation der C-Verluste aus dem Gärrest-Monoferment
Die Messdaten während der ersten sechs Stunden zeigten in der Entwicklung der Mineralisationskinetik einen ähnlichen Verlauf wie die Simulation.
Die rasche Abnahme der Mineralisationsraten in dieser Zeit, ist wie bereits mehrfach erwähnt,
durch die staunassen Bedingungen ab der 80. Stunden zu erklären. Verglichen mit dem Modelllauf der Variante Schweinegülle zeigten die gemessenen CO2-C-Raten zwischen der 80.
und 180. Stunden eine nicht so präzise Übereinstimmung mit der Simulation. Zwar zeigten
die Messungen während dieser Zeit einen verminderten vertikalen CO2-Fluss an, allerdings
war dieser zwei bis dreimal höher als durch die Simulation dargestellt wird. Diese Entwicklungen lassen sich im nachhinein nur schwerlich interpretieren. Gerade unter den beschriebenen staunassen Bedingungen waren Versuchvariationen bezüglich unterschiedlichen Infiltrations- und Sickerwasserverhalten in den Versuchstöpfen zu beobachten. Zwischen der 240.
und 400 Stunden wiesen die Messungen gegenüber der Simulation erhöhte CO2-C-Raten auf,
57
die auf eine verstärkte Mineralisationsaktivität während dieser Zeit schließen lassen. Ab der
500. Stunde überschritten die gemessenen CO2-C-Raten der Kontrolle die des GärrestesMonoferment, so dass ab diesem Zeitpunkt bis zu Versuchsende keine weitere CMineralisation aus dem Gärrest nachgewiesen werden konnte.
Die kumulativen Kohlenstoffverluste während des Versuchszeitraums betrugen bei dem Gärrest-Monoferment abzüglich der Kontrolle 196 kg C ha-1. Die simulierten Verluste betrugen in
der gleichen Zeit 152 kg C ha-1. Das entspricht einer Unterbewertung der Simulation von
11,1 %. Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,45. Durch den Modellefficency-Test wurde die Simulation mit ME=0,36 angenommen.
Abbildung 38: Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C Raten nach Inkubation mit GärrestMonoferment abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an.
4.2.2.3 Simulation der C-Verluste aus dem Gärrest-Koferment
Wie bereits beschrieben wird bei den simulierten Gärrest-Varianten lediglich zwischen den
Parametern der C-Pools (AOM1, AOM2) und deren Umsatzraten differenziert.
Die Messreihe während der ersten 120 Stunden wird durch die Simulation ausreichend abgebildet. Die durch die Staunässe stark veränderten Umweltbedingungen zwischen der 80. und
180. Stunde werden durch das Modell, verglichen mit den Messungen, gut abgebildet. Sowohl
die Simulation wie auch Messdaten zeigten während dieser Zeit stark reduzierte CO2-CRaten. Wie auch schon bei dem Gärrest-Monoferment zeigten die Messdaten beim GärrestKoferment zwischen der 240. und 400. Stunde höhere CO2-C-Raten als die Simulation. Ab
der 700. Stunde überschritten die gemessenen CO2-C-Raten der Kontrolle die des Gärrest-
58
5 Diskussion
Koferment, so dass ab diesem Zeitpunkt bis zu Versuchsende keine weitere C-Mineralisation
aus dem Gärrest-Koferment nachgewiesen werden konnte.
Die kumulativen Kohlenstoffverluste während des Versuchszeitraums betrugen bei dem Gärrest-Koferment abzüglich der Kontrolle 221 kg C ha-1. Die simulierten Verluste betrugen in
der gleichen Zeit 285 kg C ha-1. Das entspricht einer Überbewertung der Simulation von
22,5%. Das Bestimmtheitsmass dieses Modelllaufs lag bei R2=0,12. Durch den Modellefficency-Test wurde die Simulation mit ME=0,1 angenommen.
Abbildung 39: Simulierte (Linie) und gemessene (Symbole) CO2-C Raten nach Inkubation mit GärrestKoferment abzüglich Kontrolle. Fehlerbalken geben die Standardabweichung vom Mittelwert (n=3) an.
5
Diskussion
5.1 Humuswirksamkeit von Gärresten
Die Mineralisierungsraten und die damit abzuleitende Humusersatzwirkung aus Gärresten
unterliegen in bisherigen Versuchen einem großen Schwankungsbereich. Die Variation der
Labor- und Freilandversuche in Abhängigkeit von den verschiedensten Faktoren wie Substratzusammensetzung, Temperatur, Bodenfeuchte und Bodenart machte eine Verallgemeinerung für die Einordnung der Humuswirksamkeit von Gärresten bisher nahezu unmöglich.
Die in diesem Versuch mittels dynamischer bzw. statischer Messkammermethode ermittelten
signifikanten CO2-C-Emissionen aus dem mit Gärresten ausgebrachten organischen Kohlenstoff (Corg) lagen während der ersten 20 Tage des Versuchs im Mittel bei 9,73 % bzw. 7,6 %
im Klimakammerversuch und bei 15,3 % bzw. 9,3 % im Freilandversuch. Durch die fortgeführten Messungen, mit der dynamischen Messkammermethode, bis zum 55. Tag beim Kli-
59
5 Diskussion
makammerversuch bzw. bis zum 38. Tag beim Freilandversuch stiegen diese Verluste im Mittel bei den Gärresten auf 32,5 % bzw. 19 % an.
Der Einfluss des Gaskonzentrationsgradienten auf die Messmethoden macht vor allem die
Unterschiede der ermittelten CO2-C-Raten zwischen der dynamischen und statischen Messkammermethode deutlich. ROCHETTE et al. (1992) und KABWE et al. (2001) zeigten, dass es
bei statischen Messkammermethoden vor allem bei hohen Flussraten wie sie bei CO2 vorkommen aufgrund von Veränderungen des Diffusionsgradienten zwischen Boden und Atmosphäre Unsicherheiten gibt und diese oftmals unterbewertet werden. Die dynamische Messkammermethode mittels Infrarot-Gas-Messung hat vor allem Vorteile gegenüber anderen Verfahren bezüglich seiner Genauigkeit, Schnelligkeit und Wiederholbarkeit. JOATHAN et al.
(2004) ermittelten in Laborversuchen Überbewertungen von Infrarot-Gas-Messungen von 2-4
% bei hohen CO2-Raten und Unterbewertungen des CO2-Fluxes bei niedrigen Raten von 4-20
%. Größere Genauigkeiten können bei Respirationsmessungen mit der statischen Messkammermethode auch bei hohen Flussraten durch eine Volumenvergrößerung bei gesteigerter
Kammerhöhe sowie kürzere Messintervalle erzielt werden (VENTEREA UND BAKER, 2008). In
diesem Zusammenhang könnten die im Vergleich mit den eigenen Labormessungen nach 50
Tagen relativ niedrigen C-Mineralisationsraten von MARCATO et al. (2009) erklärt werden.
MARCATO et al. (2009) ermittelten in einem 49 Tage dauernden Laborversuch mittels statischer Messkammermethode eine C-Mineralisation von 12 % aus fermentierter Schweinegülle.
Verglichen mit den eigenen Versuchen erzielten TERHOVEN-URSELMANS et al. (2009) ähnliche Ergebnisse mit der dynamischen Messkammermethode. In einem 50 Tage dauernden
Freilandversuch wurden hier C-Mineralisationsraten von 27 % nach Applikation von fermentierter Rindergülle auf einer Brachfläche ermittelt. Allerdings ergeben sich gerade bei Freilandversuchen Unsicherheiten bezüglich der absoluten CO2-C-Verluste aufgrund der natürlichen Variation des oberflächennahen CO2-Konzentrationsgradienten. Ursächlich hierfür sind
vor allem räumliche Unterschiede in der Lagerungsdichte und Bodenfeuchte (VENTEREA UND
BAKER, 2008).
Im Vergleich zu den Gärresten lagen bei der Schweinegülle die C-Mineralisationsverluste in
beiden Versuchen dieser Arbeit über den gesamten Versuchszeitraum etwa 3 – 5 mal über
denen der Gärreste. Die signifikant höher gemessenen CO2-Raten während der ersten Tage
der Versuche sind bei der Schweinegülle vor allem auf den höheren Anteil leicht mineralisierbarer organischer Substanzen zurückzuführen. Vor allem bei den Rohfaserfraktionen zeigten die Gärreste einen 6 bis 8 mal höheren Gehalt an acid detergent Lignin (ADL). Diese
durch Schwefelsäure nicht hydrolisierbaren Rohfaserbestandteile haben eine besonders lange
60
5 Diskussion
Verweilzeit im Boden und sind kurzfristig weitestgehend vor Mineralisierung geschützt.
Während des 55 Tage dauernden Klimakammerversuchs bzw. 38 Tage dauernden Freilandversuchs wurden eine C-Mineralisation von 79 % bzw. 100 % CO2-C Corg-1 aus der ausgebrachten organischen Substanz der Schweinegülle ermittelt, so dass vor allem während des
Freilandversuchs keine Humuswirksamkeit bei der Schweinegülle nachgewiesen werden
konnte. Für die Einschätzung der Humuswirksamkeit von Gärresten sind weitere Versuche
nötig. In der Literatur finden sich Anhaltspunkte für die Humusreproduktionsleistung verschiedener organischer Düngemittel. Allerdings stehen Richtwerte für Gärreste, insbesondere
solcher aus reiner NaWaRo-Fermentierung, noch aus. Die Richtwerte der VDLUFA die mittlerweile auch die Anwendung von Gärresten berücksichtigen sind in Deutschland der Maßstab. Diese Richtwerte beurteilen die Humusreproduktionsleistung von Gärresten mit einem
Trockenmassegehalt von 10 % etwa drei mal so hoch wie die von Schweinegülle mit einem
Trockenmassegehalt von 4 %. Im Verhältnis decken sich diese Richtwerte mit den Ergebnissen dieser Arbeit wobei die erläuterten Tendenzen auf ein noch größeres Potential hindeuten.
MARCATO et al. (2009) bemerkten, dass durch die Fermentierung von organischer Substanz
neben dem Anstieg von den ADL-Gehalten ebenfalls ein Anstieg von organischen Säuren
festzustellen war. Diese Säuren ähnelten in ihrer chemischen Zusammensetzung denen der
Humin- und Fulvosäuren. Diese als Huminstoffe bekannten Säuren stehen den Mikroorganismen im Boden nicht zur Verfügung und können maßgeblich an der langfristigen Erhöhung
der organischen Substanz im Boden beteiligt sein. Ebenfalls werden bisher keine Unterschiede zwischen Gärresten verschiedener Substratzusammensetzung bezüglich deren Humuswirksamkeit gemacht. Auch wenn während der einzelnen erfassten CO2-Messungen kaum signifikante Unterschiede zwischen den beiden Gärresten feststellbar waren, lagen unter Berücksichtigung des ausgebrachten organischen Kohlenstoffs bei dem Gärrest-Koferment die CMineralisationsverluste 16 % über denen des Gärrests-Monoferment. Während des Freilandversuchs lagen nach 38 Tagen die C-Mineralisationsverluste aus dem Gärrest-Koferment 4,5
% unter dem des Gärrestes-Monoferment. Allerdings lagen während des Klimakammerversuchs nach 38 Tagen die C-Mineralisationsverluste aus dem Gärrest-Koferment ebenfalls
noch unter dem des Gärrests-Monoferments, so dass man vermuten kann, das sich bei einer
Fortführung des Freilandversuchs ein ähnliches Verhältnis wie bei dem Klimakammerversuch
eingestellt hätte. Es kann die Hypothese aufgestellt werden, dass Gärreste aus der alleinigen
Fermentierung mit Maissubstraten ein größeres Humusreproduktionspotential besitzen als
Gärreste aus kombinierter Fermentierung mit tierischen Wirtschaftsdüngern. Es ist nicht ganz
klar, in wie weit das mit den Substraten ausgebrachte Carbonat während der Messungen quan61
5 Diskussion
titativ mit erfasst wurde, so dass die C-Mineralisation aus den eingesetzten Substraten möglicherweise überbewertet wurde. Hierdurch würde sich die C-Düngerwirkung der Gärreste zusätzlich positiv darstellen. Allerdings ist aufgrund des nahezu neutralen pH-Wertes des Versuchsbodens kein großer Effekt zu erwarten. Keine Erkenntnisse wurden in dieser Arbeit über
den Einfluss von Gärresten auf die mikrobielle Aktivität im Boden gesammelt, so dass keine
Anhaltspunkte darüber vorliegen ob die verminderte C-Mineralisation aus Gärresten im Zusammenhang mit einem Rückgang der Aktivität der Mikroorganismen steht.
Gerade mit der Ausdehnung von Bioenergiefruchtfolgen, bei denen allem voran der Mais als
wichtiges Kulturglied mit seinen negativen Humusbilanzen steht, wird eine langfristige Abschätzung der Gärreste bezüglich ihrer Humuswirksamkeit immer wichtiger. Zu diesem
Zweck ist eine Modellierung notwendig, die die Mineralisationsprozesse der organischen
Substanz in Böden unter den in Nordeuropa herrschenden Umweltbedingungen ausreichen
abbildet. Das in dieser Arbeit verwendete Modell von PETERSEN et al. (2005), mit welchem
die vertikalen CO2-C Flüsse aus den verschiedenen Varianten abgebildet wurden, scheint,
bezogen auf die Ergebnisse dieser Arbeit, ein geeignetes Modell für zukünftige Berechnungen
darzustellen. Besonders die Darstellung der C-Mineralisation aus dem Gärrest-Monoferment
ließ sich für den Klimakammerversuch, wie auch für den Freilandversuch, mit Abweichungen
der simulierten und kumulierten CO2-C-Verluste < 12%, gut darstellen. Weniger präzise
Übereinstimmungen gab es für den Gärrest-Koferment. Für die Darstellung der Mineralisationsprozesse der unterschiedlichen Rohfaserfraktionen sind vor allem weitere Versuche notwendig, um die Mineralisationskinetik ausreichend darzustellen zu können. Der Modellansatz
unterstützt in diesem Fall allerdings die Hypothese, dass mittelfristig mehr Kohlenstoff aus
dem Gärrest-Koferment als aus dem Gärrest-Monoferment mineralisiert wird, so dass auch im
Modellansatz Tendenzen deutlich werden, die vermuten lassen, dass Gärreste aus MaisMonofermentationsanlagen über eine größere Humusreproduktionsleistung als Gärreste aus
Ko-Substraten verfügen.
5.2 N2O-Emission aus Gärresten nach Feldapplikation
Die N2O-Emissionen im Klimakammerversuch lagen während der ersten 20 Tage in etwa
doppelt so hoch wie im Freilandversuch. Gründe hierfür lagen vor allem an den konstanten
Umweltbedingungen in der Klimakammer. Hier wurde über einen langen Zeitraum die hohe
Bodenfeuchtigkeit und damit ein hohes N2O-Emissionspotential aufrecht erhalten. Ein weiterer Grund könnte in dem veränderten Rückverdichtungsmanagement beim Freilandversuch zu
suchen sein. Möglicherweise konnte hierdurch während des Freilandversuchs eine bessere
62
5 Diskussion
Sauerstoffverfügbarkeit im oberen Bodenhorizont erhalten bleiben und damit eine zusätzliche
N2O-Freisetzung vermieden werden.
Im Freilandversuch wurden 33,5 % und während des Klimakammerversuchs 65 % der N2OEmissionen während der ersten 48 Stunden festgestellt. So lagen während des Klimakammerbzw. Freilandversuchs die kumulativen N2O-Verluste während dieser Zeit in der Variante
Gärrest-Monoferment bei 2,44 bzw. 0,2 kg N2O-N ha-1, in der Variante Gärrest-Koferment
bei 2,44 bzw. 0,3 kg N2O-N ha-1 und in der Variante Schweinegülle bei 2,6 bzw. 0,94 kg
N2O-N ha-1. Die hohen Initialraten sind auf die Kombination von hoher Bodenfeuchtigkeit
und Substratverfügbarkeit in Form von anorganischem Stickstoff zurückzuführen. Sowohl
während des Klimakammerversuchs wie auch beim Freilandversuch waren bei den Gärresten
erhöhte N2O-Initialraten über einen längeren Zeitraum als bei der Schweinegülle festzustellen.
Während des Freilandversuches konnten Maximalwerte bei den Gärresten teilweise erst 48
Stunden nach Inkubation nachgewiesen werden. Neben der Nitrifikation stellt die Denitrifikation durch Mikroorganismen wohl die größte N2O-Quelle dar (SENBAYRAM et al., 2009; DITTERT
et al. 2009). In diesem Zusammenhang können die verzögerten N2O-Emissionen durch
unvollständige Reduktion während der Denitrifkation aus dem zuvor durch Nitrifikation bereitgestelltem Nitrat-Stickstoff erklärt werden. Zu dieser Hypothese steht allerdings im Widerspruch dass höhere Ammonium-Stickstoffgehalte in der Schweinegülle als in den Gärresten nachgewiesen worden sind. So lag zum Düngungstermin die Ammonium-Gabe bei 117 kg
NH4+ ha
-1
in der Variante Schweinegülle, 71 kg NH4+ ha
-1
in der Variante Gärrest-
Monoferment und 96,57 kg NH4+ ha -1 in der Variante Gärrest-Koferment. In diesem Zusammenhang hätte es bei der Variante Schweinegülle zum Versuchsbeginn zu einer ähnlichen
Kinetik der N2O-Emissionen nur auf einem höheren Niveau wie bei den mit Gärresten inkubierten Varianten kommen müssen. Setzt man diesen Sachverhalt in Beziehung zu den Erkenntnissen der C-Mineralisation aus der Schweinegülle, so kann man die Hypothese aufstellen, dass die Verfügbarkeit von leicht mineralisierbarer organischer Substanz in diesem Versuch einen entscheidenden Einfluss auf die N2O-Freisetzung aus den organischen Düngern
hatte. Zusammenhänge zwischen der Verfügbarkeit von organischer Substanz und Denitrifikationsprozessen werden in verschiedenen Arbeiten bestätigt (AZAM et al., 2002; BAGGS et
al., 2003; MATHIEU et al., 2006; WANG et al., 2005). Die Verfügbarkeit von leicht mineralisierbarer organischer Substanz beeinflusst in erster Linie die heterotrophen Denitrifikanten.
Die Denitrifikation ist ein Oxidations- Reduktionsprozess wobei der organische Kohlenstoff
als Energiequelle dient währeddessen unter Abwesenheit von bevorzugten Oxidationsmitteln
(z.B. Sauerstoff) Stickoxide als Elektronenakzeptoren fungieren (FARQUHARSON
UND
BAL63
5 Diskussion
DOCK,
2008). Die während der Initialphase hohe Verfügbarkeit an energiereichen C-
Verbindungen und N-Oxidanten führte vermutlich zu einer unvollständigen Reduktion von
NO3- zu N2, wobei dann in erhöhtem Maße N2O emittiert wurde. Die Stickstoffverfügbarkeit
für Nitrifikations- und Denitrifikationsprozesse und dem damit verbunden N2OEmissionspotential wird zusätzlich durch den Nmin-Gehalt im Versuchsboden verbessert. In
wie weit der aus der N-Mineralisation verfügbare Stickstoff quantitativ eine Rolle auf die
N2O-Emissionen gespielt hat lässt sich nur schwer beurteilen. Durch den reduzierten Gehalt
an leicht mineralisierbaren C-Verbindungen kann es so in Gärresten zu einer Reduktion der
N2O-Emissionen gegenüber ihrem Ausgangssubstrat kommen. Dies bestätigte sich auch in
Feldversuchen von MÖLLER et al. (2008). Hier konnten durch eine Fermentierung von Ernterückständen gegenüber einer unfermentierten Rückführung auf die Felder die Lachgasemissionen um 38 % reduziert werden (MÖLLER UND STINNER, 2009). Die im Klimakammer- bzw.
Freilandversuch ermittelten kumulativen N2O-N Verluste lagen über den gesamten Versuchszeitraum in der Variante Schweinegülle 0,67 kg N2O-N ha-1 bzw. 0,87 kg N2O-N ha-1 über
denen der Gärreste ohne dass signifikante Unterschiede zwischen den organisch gedüngten
Varianten feststellbar waren. Hieraus folgt, dass den Gärresten in diesen Versuchen kein signifikant niedrigeres N2O-Emissionspotential bei einer Gesamt-N-basierten Düngung gegenüber der Schweinegülle nachgewiesen werden konnte.
Abzüglich der Kontrolle beliefen sich die N2O-N-Verluste aus dem ausgebrachten Gesamtstickstoff bei den Gärresten auf 1,51 % bzw. 0,89 % und bei der Schweinegülle auf 2,01
% bzw. 1,25 % während des Klimakammer- bzw. Freilandversuchs. SENBAYRAM et al. (2009)
ermittelten in einem ähnlichen Klimakammerversuch 2,56 % für Gärreste ähnlicher Zusammensetzung allerdings bei deutlich höheren Stickstoffaufwandmenge von 360 kg N ha-1. Die
N2O-N-Emissionen pro kg gedüngter Stickstoff beliefen sich für die Gärreste auf 0,015 bzw.
0,009 kg N2O-N kg-1 und für die Schweinegülle auf 0,02 bzw. 0,01 kg N2O-N kg-1 während
des Klimakammer bzw. Freilandversuches. Dies ist nur eine grobe Schätzung da der gemessene N2O-Stickstoff in diesen Versuchen nicht konkret den eingesetzten Substraten zugeordnet werden kann. Dennoch deuten auch die Ergebnisse dieser Arbeit darauf hin, dass die N2ON Emissionen pro kg organisch gedüngten Stickstoff zumindest unter begünstigenden Bedingungen 1,5 – 2 mal höher liegen als die derzeitige Richtwerte des IPCC vorgeben.
Es muss stets berücksichtigt werden, dass es einen großen Schwankungsbereich bezüglich der
Lachgasemissionen aus landwirtschaftlich genutzten Böden in Abhängigkeit von Bodenart,
Klima und Management gibt. Bei Feldkapazitäten von 65 % konnten DITTERT et al. (2009) in
Freilandversuchen nach der Ausbringung von mineralischen und organischen Düngemitteln
64
5 Diskussion
keinen Unterschied bezüglich der Lachgasemissionen feststellen. Bei einer höheren Bodenfeuchte hingegen konnten bei mineralischen Düngern N2O-N-Verluste von 0,5 % und bei organischen Düngern von 1,7 % des gedüngten Stickstoffs gemessen werden. In Grünlandversuchen konnten im Vergleich von Rindergülle und Gärresten keine signifikanten aber im Mittel höhere kumulative N2O-N Verluste für Gärreste ähnlicher Zusammensetzung festgestellt
werden. Begründet wurde dies durch ein besseres Infiltrationsvermögen von Gärresten wodurch es zu einer Begünstigung von Denitrifikationsprozessen in tieferen Bodenschichten
kommen kann (SENBAYRAM et. al, 2009).
5.3 CH4-Emission aus Gärresten nach Feldapplikation
Die Methanemissionen nach der Applikation der organischen Substrate waren in allen Varianten gering. Während der ersten 48 Stunden konnten gegenüber den anderen Varianten leicht
erhöhte CH4-Raten bei den Gärresten aus der Monofermentationsanlage ermittelt werden.
Ursächlich hierfür war vor allem das unterschiedliche Gärrestlagermanagement auf den Herkunftsbetrieben der in diesen Versuchen eingesetzten Substrate. Wie AMON et al. (2006) bereits erwähnten, liegen gute Möglichkeiten zur Minderung von CH4-Emissionen in einem
verbesserten Lagerungsmanagement. Obwohl während des Fermentationsprozesses der größte
Anteil an verfügbarem Kohlenstoff in Methan überführt wird, besitzen die Gärreste während
der Lagerung noch ein großes CH4-Emissionspotential. Über 90 %, der in Versuchen ermittelten Methanemissionen während der Lagerung und Ausbringung, ordneten AMON et al. (2006),
der Lagerung zu.
Betrachtet man die kumulativen Netto-CH4-Emissionen während der ersten 48 Stunden des
Klimakammerversuchs, in welchem Zeitraum verglichen mit der Kontrolle signifikant höhere
CH4-Raten gemessen werden konnten, so ergeben sich pro ausgebrachter Substrateinheit Verluste von 1,35 g CH4 m-3 für Gärrest-Monoferment, 0,18 g CH4 m-3 für Gärrest-Koferment
und 0,28 g CH4 m-3 für die Schweinegülle. Während des Freilandversuchs konnten lediglich
während der ersten 24 Stunden nach Inkubation signifikante Unterschiede zur Kontrolle bei
der Variante Gärrest-Monoferment nachgewiesen werden. Hier beliefen sich 48 Stunden nach
Inkubation die kumulativen Netto-CH4-Emission bei dem Gärrest-Monoferment auf 0,05 g
CH4 m-3 Substrat. AMON et al. (2006) ermittelten in den ersten 48 Stunden nach Feldapplikation Werte von 1,3g CH4 m-3 für unbehandelte Rindergülle und 2,0 g CH4 m-3 für fermentierte
Rindergülle. Trotz des 21 mal höheren Treibhausgaspotential von Methan gegenüber CO2
sind diese Methanverluste während und nach der Ausbringung gemessen am gesamten Treibhausgasemissionspotentials von organischen Düngern nach Feldapplikation durch CO2 und
65
5 Diskussion
N2O vernachlässigbar. MÖLLER
UND
STINNER (2009) zeigten, dass durch die Fermentierung
von Koppelprodukten das Methanemissionspotential sogar gesenkt werden könnte. Durch die
Rückführung fermentierter Ernterückstände konnte im Gegensatz zum Verbleib dieser auf
dem Feld in Fruchtfolgeversuchen ein Methanminderungspotential von 60 % während der
gesamten Vegetationsperiode nachgewiesen werden.
Es sei berücksichtigt, dass alle aeroben Böden über ein Methansenkenpotential verfügen. Entscheidend für die Bestimmung der Netto-Methanemissionen aus den organischen Düngemitteln nach Feldapplikation sind vor allem die ersten 48 Stunden. In dieser Zeit kommt es aus
Gärresten oder anderen organischen Düngern zu einer Freisetzung von gelöstem Methan, eine
Neubildung vollzieht sich hier in den meisten Fällen nicht mehr (DITTERT
UND
MÜHLING,
2009). Langfristige Unterschiede sind vor allem eng verknüpft mit den Wetter- und Bodenverhältnissen.
5.4 Schlussfolgerungen
Bezüglich des Treibhausgasemissionspotentials lassen sich Gärreste gegenüber Schweinegülle
als organischer Dünger positiv positionieren. Gärreste besitzen aufgrund der schwer mineralisierbaren Kohlenstofffraktionen ein besseres Humusreproduktionspotential als ihr Ausgangssubstrat und Schweinegülle.
Es konnten nach der Ausbringung in dieser wie auch in anderen Arbeiten keine signifikanten
Unterschiede bei den Lachgasemissonen zwischen Gärresten und Schweine- bzw. Rindergülle
nachgewiesen werden. Es muss davon ausgegangen werden, dass bei steigender Produktion
von Biomasse und der damit verbundenen steigenden Verfügbarkeit von Wirtschaftsdüngern
die Lachgasemissionen aus dem landwirtschaftlichen Sektor in den nächsten Jahren weiter
steigen werden.
Die Mengen an gelöstem Methan, die kurz nach der Ausbringung aus den organischen Düngern freigesetzt wurden, sind gering, wiesen zwischen den Varianten kaum Unterschiede auf
und sind insgesamt gemessen an dem Treibhausgasemissionspotential von Wirtschaftsdüngern nach der Ausbringung vernachlässigbar.
66
6 Anhang
6
Anhang
6.1 Abbildungen ermittelter CO2, N2O und CH4-Raten mit kontinuierlicher Zeitachse
6.1.1
Klimakammerversuch
0.4
0.35
mg CO2 m-2 s-1
0.3
0.25
K
GM
GK
SG
0.2
0.15
0.1
0.05
0
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=4) an. Messmethode: Dynamische Messkammer.
0.4
0.35
mg CO2 m-2 s-1
0.3
0.25
K
GM
GK
SG
0.2
0.15
0.1
0.05
0
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=4) an. Messmethode: Statische Messkammer.
67
6 Anhang
0.006
0.005
mg N2O-N m-2 s-1
0.004
K
GM
GK
SG
0.003
0.002
0.001
0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
Abbildung 42: Ermittelte N2O-Flüsse (mg N2O-N m-2 s-1) während des Klimakammerversuchs (20 Tage) in den
0.0003
0.00025
mg CH4 m-2 s-1
0.0002
0.00015
K
GM
GK
SG
0.0001
0.00005
0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
-0.00005
Abbildung 43: Ermittelte CH4-Flüsse (mg CH4 m-2 s-1) während des Klimakammerversuchs (20 Tage) in den
68
6 Anhang
6.1.2
Freilandversuch
1.2
1
mg CO2 m-2 s-1
0.8
K
GM
GK
SG
0.6
0.4
0.2
0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Abbildung 44: Ermittelte CO2-Flüsse (mg CO2 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (38 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte
zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=3) an. Messmethode: Dynamische Messkammer.
1.2
1
mg CO2 m-2 s-1
0.8
K
GM
GK
SG
0.6
0.4
0.2
0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Abbildung 45: Ermittelte CO2-Flüsse (mg CO2 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte
zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=3) an. Messmethode: Statische Messkammer.
69
6 Anhang
0.002
0.0018
0.0016
mg N2O-N m-2 s-1
0.0014
0.0012
K
GM
GK
SG
0.001
0.0008
0.0006
0.0004
0.0002
0
0
100
200
300
400
500
600
Abbildung 46: Ermittelte N2O-Flüsse (mg N2O-N m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=3) an. Messmethode: Statische Messkammer.
0.00002
0.000015
mg CH4 m-2 s-1
0.00001
K
GM
GK
SG
0.000005
0
0
100
200
300
400
500
600
-0.000005
-0.00001
Abbildung 47: Ermittelte CH4-Flüsse (mg CH4 m-2 s-1) während des Freilandversuchs (20 Tage) in den Varianten: K= Kontrolle, GM= Gärrest-Monoferment, GK= Gärrest-Koferment und SG= Schweinegülle. Messpunkte
zeigen den Mittelwert der Wiederholungen (n=3) an. Messmethode: Statische Messkammer.
70
6 Anhang
6.2 Tabellensammlung der statistischen Auswertung
Tabelle 5: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Klimakammerversuch. Methode: Dynamische Messkammer.
Messeinheit: CO2 m-2 s-1. Varianten (n=4): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
Tabelle 6: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Klimakammerversuch. Methode: Statische Messkammer.
71
6 Anhang
Messeinheit: N2O-N m-2 s-1. Varianten (n=4): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
Messeinheit: CH4 m-2 s-1. Varianten (n=4): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
72
6 Anhang
Tabelle 9: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Freilandversuch. Methode: Dynamische Messkammer.
73
6 Anhang
Tabelle 10: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Freilandversuch. Methode: Statische Messkammer. Messeinheit: CO2 m-2 s-1. Varianten (n=3): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
Tabelle 11: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Freilandversuch. Methode: Statische Messkammer. Messeinheit: N2O-N m-2 s-1. Varianten (n=3): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
74
6 Anhang
Tabelle 12: Ermittelte Signifikanzen durch Mehrstichprobentest (ANOVA) und Multiple Vergleiche (Tukey-Test) im Freilandversuch. Methode: Statische Messkammer. Messeinheit: CH4 m-2 s-1. Varianten (n=3): K: Kontrolle, GK: Gärrest-Koferment, GM: Gärrest-Monoferment, SG: Schweinegülle.
75
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80
Eidesstattliche Erklärung
Ich versichere hiermit, dass ich die vorliegende Arbeit selbstständig und ohne Benutzung anderer als der angegebenen Hilfsmittel angefertigt habe. Alle Stellen die wörtlich oder sinngemäß aus veröffentlichten und nicht veröffentlichten Schriften entnommen sind, sind als solche
kenntlich gemacht. Die Arbeit ist in gleicher oder ähnlicher Form noch nicht als Prüfungsarbeit eingereicht worden.
Kiel den 01. Februar 2010
(Thorsten Biegemann)
81

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