image
Kooperation Lysimeter
Langjährige Untersuchungen zur
P-, K-, Mg- und S-Auswaschung
aus landwirtschaftlich genutzten
Böden in Deutschland
Kooperation der
Länder Bayern, Hessen, Mecklenburg-Vorpommern, Sachsen,
Sachsen-Anhalt und Thüringen

Vorliegende Publikation wurde von der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft im Rahmen der
Kooperationsvereinbarung Landwirtschaft der Landesanstalten und Landesämter vom 28.04.2010
erarbeitet. Es wird den Kooperationspartnern das Recht eingeräumt, die Publikation unverändert
nachzudrucken bzw. als pdf-Datei zu verwenden.
Der Kooperation Lysimeter/Bodenwassermessstellen gehören an:
Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (TLL),
Lysimeter Buttelstedt und weitere Bodenwassermessstellen
Dr. Steffi Knoblauch (Federführung)
Landesanstalt für Landwirtschaft und Gartenbau Sachsen-Anhalt
(LLG), Dränmessfeld Altmark
Dr. Matthias Schrödter,
Dr. Nadine Tauchnitz
Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG),
Lysimeter Leipzig (heute Nossen),
Trichterlysimeter Methau
Dr. Michael Grunert
Landesbetrieb Landwirtschaft Hessen (LLH),
Lysimeter Kassel-Harleshausen
Dierk Koch
Landesbetrieb für Landwirtschaft und Fischerei
Mecklenburg-Vorpommern (LFA),
Lysimeter Groß Lüsewitz
Dr. Ines Bull,
Christian Schulz,
Constanze Ramp
Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft
Sachsen (BfUL), Lysimeter Brandis
Dr. Ulrike Haferkorn,
Martin Rust
Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL),
Saugsondenanlagen Puch und Spitalhof
Dr. Michael Diepolder,
Lorenz Heigl
Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung – UFZ,
Lysimeter Falkenberg (mit einem Teil der Lysimeter)
Prof. Dr. Ralph Meißner
Impressum
Herausgeber:
Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft
Naumburger Straße 98, 07743 Jena
Tel.: 0361 574041-000
Fax: 0361 574041-390
Mail:
postmaster@tll.thueringen.de
Autoren in alphabetischer Reihenfolge:
Dr. Ines Bull (LFA), Dr. Michael Diepolder (LfL), Dr. Michael Grunert (LfULG), Dr. Ulrike Haferkorn (BfUL),
Lorenz Heigl (LfL), Dr. Steffi Knoblauch (TLL), Dierk Koch (LLH), Prof. Dr. Ralph Meißner (UFZ),
Constanze Ramp (LFA), Holger Rupp (UFZ), Martin Rust (BfUL), Dr. Matthias Schrödter (LLG),
Christian Schulz (LFA), Dr. Nadine Tauchnitz (LLG), Birgit Zachow (Universität Rostock)
Januar 2018
Copyright:
Diese Veröffentlichung ist urheberrechtlich geschützt. Alle
Rechte, auch die des Nachdrucks von Auszügen und der foto-
mechanischen Wiedergabe sind dem Herausgeber vorbehalten.

Glossar
5
Abkürzungsverzeichnis
6
I
Einleitung
6
1
Vorbemerkung
7
2
Problemstellung
8
2.1
Phosphor
8
2.2
Kalium
10
2.3
Magnesium
11
2.4
Schwefel
12
3
Methoden
13
3.1
Erfassung des Sickerwassers
13
3.2
Standorte und Bewirtschaftungsvarianten
15
3.3
Analyse von Sickerwasser und Boden
20
3.4
Methode der Berechnung der Nährstoff-Salden und der Austauschrate des
Bodenwassers
21
II
ZUSAMMENFASSUNG DER ERGEBNISSE
25
1
Phosphor
25
2
Kalium
28
3
Magnesium
30
4
Schwefel
32
5
Schlussfolgerungen
34
III
EINZELBEITRÄGE
42
Lysimeteruntersuchungen zur Auswaschung von Phosphor, Kalium, Magnesium
und Schwefel aus Böden der Sächsischen Lößgefilde in Abhängigkeit von Bewirt-
schaftung und Witterung (Brandis)
Dr. Ulrike Haferkorn und Martin Rust
42
1
Zielstellung
42
2
Material und Methoden
42
2.1
Zur Messanlage
42
2.2
Bodeneigenschaften
44
2.3
Landwirtschaftliche Bewirtschaftung und Ertragsentwicklung
46
2.4
Zur Probenahme
50
2.4.1
Aufbereitung und Untersuchung des Erntegutes
50
2.4.2
Entnahme von Bodenproben
51
2.4.3
Beprobung von Niederschlag, Sicker- und Bodenwasser
52
2.5
Klimatische Randbedingungen und Deposition
52
3
Ergebnisse
54
3.1
Nährstoffgehalt der Böden
54
3.2
Nährstoffsalden
60
3.2.1
Phosphor-Saldo
61
3.2.2
Kalium-Saldo
62
3.2.3
Magnesium-Saldo
62
3.2.4
Schwefel-Saldo
63
1

3.3
Höhe der Nährstoffauswaschung
64
3.3.1
Phosphor-Auswaschung
65
3.3.2
Kalium-Auswaschung
66
3.3.3
Magnesium-Auswaschung
67
3.3.4
Schwefel-Auswaschung
68
4
Zusammenfassung der Ergebnisse
69
Austrag von P, K, Mg und S aus ackerbaulich genutzten Böden in
Lysimeterversuchen in Sachsen (Leipzig, Methau)
Dr. Michael Grunert
73
1
Aufgabenstellung der Versuche
73
2
Beschreibung der Versuche und Lysimeteranlagen
73
2.1
Dauerversuch Methau
73
2.1.1
Standort und Boden
73
2.1.2
Prüfglieder
75
2.2
Bodenbearbeitungsversuch in Leipzig
77
2.2.1
Standort und Boden
77
2.2.2
Prüfglieder
80
3
Ergebnisse
81
3.1
Dauerversuch in Methau
81
3.1.1
Erträge und Nährstoffentzüge für Phosphor, Kalium, Magnesium und Schwefel
81
3.1.2
P-, K-, Mg-, S-Bilanzsalden
85
3.1.3
P-, K- und S-Gehalte im Boden
87
3.1.4
P-, K-, Mg-, S-Einwaschung in Unterflurlysimeter und Konzentrationen im
Sickerwasser
89
3.1.5
Bestimmungsfaktoren der P-, K-, Mg-, S-Einwaschung und
-Sickerwasserkonzentration
98
3.2
Bodenbearbeitungsversuch in Leipzig
99
3.2.1
Erträge und Nährstoffentzüge für Phosphor, Kalium, Magnesium und Schwefel
99
3.2.2
P-, K-, Mg-, S-Bilanzsalden
103
3.2.3
P-, K-, Mg-, S-Gehalte im Boden
104
3.2.4
Sickerwassermengen
105
3.2.5
P-, K-, Mg-, S-Einwaschung in Unterflurlysimeter und -Konzentration im Sicker-
wasser
106
3.2.6
Bestimmungsfaktoren der P-, K-, Mg-, S-Einwaschung und
-Sickerwasserkonzentration
107
4
Zusammenfassung
121
P-, K-, Mg- und S-Auswaschung aus einem Braunerde-Tschernosem aus Löß und
eine Para-Rendzina aus unterem Keuper unter ackerbaulicher Nutzung im Thürin-
ger Becken (Buttelstedt)
Dr. Steffi Knoblauch
124
1
Aufgabenstellung
124
2
Material und Methoden
124
3
Ergebnisse und Diskussion
131
3.1
Bodengehalte, Nährstoffsalden und Erträge
131
3.2
Sickerwassermenge
134
3.3
Nährstoffkonzentration des Sickerwassers und Nährstoffaustrag
137
3.3.1
Phosphor
137
3.3.2
Kalium
142
3.3.3
Magnesium
145
3.3.4
Schwefel
151
4
Schlussfolgerungen und Zusammenfassung
155
2

P-, K-, Mg- und S-Auswaschung aus einer Pelosol-Schwarzerde im Thüringer Be-
cken mit sehr hohem P-Gehalt in der Ackerkrume (Schwerstedt)
Dr. Steffi Knoblauch
159
1
Aufgabenstellung
159
2
Material und Methoden
159
3
Ergebnisse und Diskussion
162
3.1
Erträge und Nährstoffsalden
162
3.2
Sickerwassermenge
163
3.3
Nährstoffkonzentration des Sickerwassers und Nährstoffaustrag
164
3.3.1
Phosphor
164
3.3.2
Kalium
169
3.3.3
Magnesium
172
3.3.4
Schwefel
175
4
Zusammenfassung
177
Bewirtschaftungsmodelle im Vergleich (Kassel-Harleshausen)
Dierk Koch
183
1
Einleitung
183
2
Beschreibung der Lysimeteranlage
183
3
Standorte (Boden, Klima), Methode und Varianten
184
3.1
Varianten
184
3.2
Boden
184
3.3
Wasserhaushalt
188
3.4
Berechnung der Nährstoffkonzentration und der Auswaschungsmenge im Si-
ckerwasser
190
3.5
Fruchtfolge
190
3.6
Düngung der Varianten
192
4
Ergebnisse
193
4.1
Phosphorkonzentration, Phosphorfracht und Phosphor-Flächenbilanz
193
4.2
Kaliumkonzentration, Kaliumfracht und Kalium-Flächenbilanz
196
4.3
Magnesiumkonzentration, Magnesiumfracht und Magnesium-Flächenbilanz
199
4.4
Schwefelkonzentration, Schwefelfracht und Schwefel-Flächenbilanz
202
5
Zusammenfassung
205
Phosphor-, Kalium-, Magnesium- und Schwefelauswaschungen eines lehmigen
Sandbodens in der Altmark unter ackerbaulicher Nutzung (Falkenberg)
Dr. Nadine Tauchnitz, Dr. Matthias Schrödter, Dr. Holger Rupp, Prof. Ralph Meißner
207
1
Zielstellung
207
2
Material und Methoden
207
2.1
Lysimeteranlage
207
2.2
Standort und Bewirtschaftung
208
2.3
Untersuchungsparameter
209
3
Ergebnisse und Diskussion
210
3.1
Nährstoffsalden
210
3.1.1
Phosphor
210
3.1.2
Kalium
210
3.1.3
Magnesium
211
3.1.4
Schwefel
211
3.2
Nährstoffgehalte im Boden
211
3.2.1
Phosphor
211
3.2.2
Kalium
212
3.2.3
Magnesium
212
3.3
Sickerwassermengen und Bodenwasseraustausch
213
3.4
Nährstoffauswaschungen
214
3.4.1
Phosphor
214
3

3.4.2
Kalium
217
3.4.3
Magnesium
219
3.4.4
Schwefel
221
4
Zusammenfassung
224
P-, K-, Mg- und S-Auswaschung aus landwirtschaftlich genutzten Böden in Einzel-
jahren am Standort Groß Lüsewitz
Constanze Ramp und Birgit Zachow
226
1
Zielstellung
226
2
Material und Methoden
226
2.1
Standort
226
2.2
Boden
227
2.3
Messtechnik
229
2.4
Bewirtschaftung und Aufgabenstellungen der Versuche
231
3
Ergebnisse und Diskussion des Wasserhaushaltes
232
3.1
Witterungs- und Klimatrend auf der Lysimeteranlage
232
3.2
Bodenwasserhaushalt/Sickerwassermenge, nutzbares Bodenwasserdargebot,
Austauschrate des Bodenwassers
233
4
Ergebnisse und Diskussion der untersuchten Nährstoffe
237
4.1
Phosphor
237
4.2
Kalium
238
4.3
Magnesium
241
4.4
Schwefel
243
5
Schlussfolgerung
244
6
Zusammenfassung
244
Untersuchungen zur Phosphor- und Schwefelbelastung des Bodenwassers unter
Acker und Grünland - Ergebnisse von zwei bayerischen Saugkerzenanlagen
(Puch, Spitalhof)
Dr. Michael Diepolder und Lorenz Heigl
246
1
Zielstellung
246
2
Material und Methoden
246
3
Ergebnisse
250
4
Diskussion und Schlussfolgerung
254
5
Zusammenfassung
256
4

Begriff
Erläuterung
Maßeinheit
Austauschrate des Bo-
denwassers
Sickerwassermenge unterhalb des Wurzelraumes eines Jah-
res in mm in Bezug auf den Wassergehalt bei Feldkapazität
im Wurzelraum in mm
%
Bodenlösung
Mit Bodenlösung wird die wässerige Phase des Bodens be-
zeichnet (DWA, 2012)
konventioneller Land-
bau
nach „Guter fachlicher Praxis“, d. h. Anwendung von Dünge-
und Pflanzenschutzmitteln in Übereinstimmung mit gelten-
dem Recht, den neuesten und anerkannten Anwendungsre-
geln sowie unter Beachtung der Grundsätze des integrierten
Landbaus (i.m.a., 2017)
ökologischer Landbau
weitgehend geschlossene Stoffkreisläufe im Betrieb und Ver-
zicht auf den Einsatz synthetischer N-Dünger und Herbizide.
Rechtliche Grundlage für alle Biobetriebe ist die Verordnung
der Europäischen Union VO (EG) Nr. 834/2007.
Präferentieller Fluss
Verlagerung von Wasser und Stoffen in bevorzugten Fließ-
bahnen, die nur einen Bruchteil des gesamten Fließquer-
schnittes entsprechen. Die Verlagerungsgeschwindigkeiten
sind höher als bei einem Fluss, der in der gesamten Boden-
matrix abläuft. Bevorzugte Fließbahnen können durch Mak-
roporen, Textursprünge oder Hydrophobizität hervorgerufen
werden. (DWA, 2012)
Sickerwasser/ Perkolat
Wasser, das nach Durchströmen eines Bodenmonolithen
wieder freigesetzt wird. (DWA, 2012)
Sickerwassermenge,
Sickerwasserrate
(engl. leaching rate,
seepage rate, drainage
rate)
das Wasservolumen, das ein definiertes Bodenvolumen (Flä-
che * Tiefe) durch die untere horizontale Bezugsfläche inner-
halb eines Zeitintervalls abwärts gerichtet verlässt (DWA,
2012)
l m
-2
a
-1
,
mm a
-1
,
m
3
ha
-1
a
-1
Stoffbilanz
Differenz zwischen dem Eintrag eines Stoffes und dem Aus-
trag dieses Stoffes für ein definiertes Bodenvolumen über ein
bestimmtes Zeitintervall
kg ha
-1
a
-1
Stofffracht/ Stofffluss-
dichte
Die Stoffmenge, die durch eine Fläche in einem Zeitintervall
verlagert wird. Die Stofffracht wird bestimmt als Produkt von
Stoffkonzentration und Wasserfluss (Sickerwasserspende)
(DWA, 2012)
g m
-2
a
-1
,
kg ha
-1
a
-1
Stoffkonzentration
Masse eines Stoffes pro Volumen Bodenwasser zu einem
bestimmten Zeitpunkt. Die Mittelung von Konzentrationen
mehrerer Zeitpunkte erfolgt über die Gewichtung der zu je-
dem einzelnen Zeitpunkt ermittelten Wasservolumens (DWA,
2012)
mg l
-1
Verlagerungstiefe des
Bodenwassers
Sickerwassermenge unterhalb des Wurzelraumes eines Jah-
res in mm in Bezug zum Wassergehalt bei Feldkapazität in
mm dm-1
dm a
-1
5

Ü
ACZ
Agrochemisches Zentrum, zwischenbetriebliche Einrichtung in der DDR, die Dün-
gung, Pflanzenschutz und Transportarbeiten durchführte
Alox
oxalatlöslicher Al-Gehalt des Bodens, Bindungskapazität an Al-Oxiden
BB
Braunerde
BB-LF
Braunerde-Fahlerde
BB-SS
Braunerde-Pseudogley
BS
Basensättigung
DPS
degree of phosphorus saturation, Sättigungsgrad der Phosphorsorptionskapazität an
Fe- und Al-Oxiden
D-Standort
diluvial…Ausgangsgestein des Bodens sind Geschiebelehm oder glaziale Sande
DüV
Verordnung über die Anwendung von Düngemitteln, Bodenhilfsstoffen, Kultursubstra-
ten und Pflanzenhilfsmitteln nach den Grundsätzen der guten fachlichen Praxis beim
Düngen (Düngeverordnung)
EU-WRRL
Wasserrahmen-Richtlinie der Europäischen Union, Richtlinie 2000/60/EG des Euro-
päischen Parlaments und des Rates vom 23.10.2000 zur Schaffung eines Ordnungs-
rahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik
Feox
oxalatlöslicher Fe-Gehalt des Bodens, Bindungskapazität an Fe-Oxiden
FM
Frischmasse
GE
Getreideeinheit
GK
Gehaltsklasse für Benennung der Gehalte des Bodens an pflanzenverfügbaren
Phosphor, Magnesium und Kalium
IBB-SS
Lessivierter Braunerde-Pseudogley
K
Kalium
KA
Bodenkundliche Kartieranleitung
K-CAL
pflanzenverfügbarer Kaliumgehalt des Bodens im Calciumacetatlaktatauszug
LAWA
Länderarbeitsgemeinschaft Wasser
LL
Parabraunerde
LL-BB
Parabraunerde-Braunerde
Mg
Magnesium
Mg-CaCl
2
pflanzenverfügbarer Mg-Gehalt des Bodens im 0,0125 m CaCl
2
-Extrakt
N
Stickstoff
P
Phosphor
P-CAL
pflanzenverfügbarer Phosphorgehalt des Bodens im Calciumacetatlaktatauszug
P-DL
pflanzenverfügbarer Phosphorgehalt des Bodens im Doppellaktatauszug
P
ges
, P
t
Phosphor-Gesamtgehalt des Sickerwassers mit ICP-AES nach DIN EN ISO 11885-
1997-11
o-PO
4
ortho-Phosphatgehalt des Sickerwassers
Pox
oxalatlöslicher P-Gehalt des Bodens, d.h. an Fe- und Al-Oxide gebundenes Phosphat
PSC
Phosphorsorptionskapazität des Bodens an Al- und Fe-Oxiden
S
Schwefel
Smin
mineralischer S-Gehalt des Bodens
TDP
gesamter gelöster Phosphorgehalt des Sickerwassers
TM
Trockenmasse
TP
Phosphor-Gesamtgehalt des Sickerwassers mit ICP-OES nach DIN EN ISO 11885-
1997
VDLUFA
Verband deutscher landwirtschaftlicher Untersuchungs- und Forschungsanstalten
6

1
Vorbemerkung
Die Auswaschung von Nährstoffen aus dem Wurzelraum landwirtschaftlich genutzter Böden
ist ein natürlicher und von diversen Faktoren beeinflusster Prozess. Generell gilt jedoch,
dass dieser Verlust unter den Aspekten des Erhalts der Bodenfruchtbarkeit, des
Grundwasserschutzes und des Schutzes angrenzender Ökosysteme so gering wie möglich
sein sollte.
Im Jahr 2009 haben die wissenschaftlichen Mitarbeiter, die in den Landesanstalten in Thü-
ringen, Sachsen, Sachsen-Anhalt, Hessen, Mecklenburg-Vorpommern und Bayern mit der
Messung der Stoffverlagerung aus landwirtschaftlich genutzten Böden befasst sind eine „Ko-
operation Lysimeter/ Bodenwassermessstellen“ gebildet. Diese Zusammenarbeit erlaubt es,
die Ergebnisse meist langjähriger Messreihen für den nordost-, mittel- und süddeutschen Teil
Deutschlands standortübergreifend und unter dem Einfluss verschiedener Bewirtschaftungs-
varianten darzustellen. Die Auswaschung von Stickstoff war Thema eines von dieser Ar-
beitsgruppe im Jahr 2013 veröffentlichten Berichts (Kooperation Lysimeter, 2013).
Im vorliegenden Bericht stehen die Nährstoffe Phosphor, Kalium, Magnesium und Schwefel
im Mittelpunkt. Sie unterliegen im Boden sehr unterschiedlichen Bindungsprozessen. Gleich-
zeitig schwankt die Bindungskapazität der Böden in einem weiten Bereich, so dass zwischen
verschiedenen Standorten und Bewirtschaftungsmaßnahmen eine große Bandbreite der
Auswaschungsmenge dieser für das Pflanzenwachstum essenziellen Nährstoffe zu erwarten
ist. Dem landwirtschaftlichen Nährstoffmanagement kommt dabei die Bedeutung zu, einer-
seits eine für ein optimales Pflanzenwachstum ausreichende Bodenlösungskonzentration zu
gewährleisten und andererseits die bewirtschaftungsbedingte Nährstoffauswaschung so weit
wie möglich zu reduzieren.
Lysimeter können hierbei einen wichtigen Beitrag leisten, da sich mit ihnen sowohl die Stoff-
konzentration des Sickerwassers als auch der Stoffaustrag eines Bodens erfassen lassen.
Außerdem bieten sie die Möglichkeit, Nähr- und Schadstoffe im System Pflanze-Wasser-
Boden weitgehend vollständig zu bilanzieren. Somit können Lysimeter, insbesondere bei
langjährigen Messreihen, u. a. Hinweise darauf geben, ob und inwieweit es einen Zusam-
menhang zwischen dem Nährstoffsaldo, dem pflanzenverfügbaren Nährstoffgehalt des Bo-
dens und dem Nährstoffaustrag aus der Wurzelzone gibt, inwiefern einzelne Bewirtschaf-
tungsmaßnahmen für eine erhöhte Nährstoffverlagerung verantwortlich sind und wo mög-
licherweise der Bereich einer weitgehend unvermeidbaren Nährstoffauswaschung liegt. Dar-
aus lassen sich Schlussfolgerungen für die landwirtschaftliche Praxis ableiten. Datenreihen
von Trichterlysimeter-, Saugkerzen- und Dränmessfeldern können hier ebenfalls einen wich-
tigen Beitrag leisten.
Die vorliegende Schrift gliedert sich in drei Teile. Im Teil I wird die Problemstellung im Hin-
blick auf die Nährstoffe Phosphor, Kalium, Magnesium und Schwefel erläutert und es erfolgt
die Beschreibung der Standorte und Bewirtschaftungsvarianten der Lysimeterversuche so-
wie abgestimmter Methoden der Auswertung. In Teil II werden die Ergebnisse zum standört-
lichen Verlagerungsrisiko und zum Einfluss der Bewirtschaftung zusammengefasst und dar-
aus eine knappe Schlussfolgerung für die Minderung der Nährstoffauswaschung gezogen.
Der Teil III enthält die Beiträge der einzelnen Versuchsserien.
Die standort- und bewirtschaftungsabhängigen Angaben zur Phosphor-, Kalium-, Magnesi-
um- und Schwefelauswaschung sind wichtige Größen für die Präzisierung der Düngebe-
darfsermittlung und des Düngemanagements. Die Ergebnisse zum sickerwassergebundenen
Phosphoraustrag können darüber hinaus einen Beitrag leisten für die Entwicklung von Maß-
7

nahmenprogrammen der EU-WRRL sowie für die standort- und länderspezifische Ausgestal-
tung fachrechtlicher Vorgaben.
Die vorliegende Schrift wendet sich an Interessierte aus landwirtschaftlichen und wasserwirt-
schaftlichen Behörden, zu deren Aufgaben die Umsetzung von Verordnungen in die land-
wirtschaftliche Praxis gehört und ebenso an interessierte Landwirte, Ingenieure und wissen-
schaftlich Tätige, die mit Stoffflüssen landwirtschaftlich genutzter Böden befasst sind.
2
Problemstellung
2.1 Phosphor
Phosphor ist wie Stickstoff sowohl ein essenzielles Makroelement für das Pflanzenwachs-
tum, als auch von maßgeblicher Bedeutung für den Gewässerschutz. Für die nachhaltige
Sicherung beider Ziele bestehen nach wie vor Konflikt- und damit Optimierungspotenziale,
nicht zuletzt auch vor dem Hintergrund weltweit begrenzter Phosphorlagerstätten.
Aufgrund seiner geringen Löslichkeit reichert sich Phosphor vor allem auf gedüngten Flä-
chen im Oberboden an. Der Gesamt-P-Gehalt von Mineralböden liegt durchschnittlich bei
etwa 500 mg P/kg Boden (0,05%, bei Spannweiten von 0,02 und 0,15% (Amberger, 1996)).
Dies entspricht bei einer Ackerkrume von 20 cm einem Vorrat an Gesamt-P von
1500 kg P pro Hektar. Ähnliche Gesamtvorräte an Phosphor stellen Diepolder et al. (2004)
bereits in 0-10 cm Tiefe bei intensiv bewirtschafteten Grünlandböden Südbayerns fest. Aus
landwirtschaftlicher Sicht werden in Böden pflanzenverfügbare P-Gehalte des Oberbodens in
Höhe von 45-90 mg P
CAL
/kg Boden (10-20 mg P
2
O
5
/100 g Boden, Gehaltklasse C, VDLUFA,
1997) angestrebt. Dies sind bei einer Ackerkrume von 20 cm etwa 130-260 kg P
CAL
/ha. Die
P-Konzentration im Bodenwasser ist dagegen sehr gering. Amberger (1996) nennt P-
Konzentrationen in der Bodenlösung von meist unter 0,2 mg P/l. P-Gehalte in der anzustre-
benden Gehaltsklasse C entsprechen in der Regel P-Konzentrationen von 0,3-0,8 mg P/l im
Bodenwasser der Oberkrume von Mineralböden (VDLUFA, 2001). Demnach liegt die P-
Konzentration in der Bodenlösung meist weit unter 1 mg P/l, was auf einen Boden mit 20%
Wassergehalt bezogen, direkt im Wasser gelösten P-Gehalten im Oberboden von unter
0,2 mg P/kg bzw. unter 0,6 kg P/ha gleichkommt. Daher kann aus der Bodenlösung nur ein
Bruchteil des gesamten P-Bedarfes von landwirtschaftlichen Kulturen gedeckt werden, von
denen mit dem Erntegut rund 25-50 kg P/ha (rund 55-115 kg P
2
O
5
/ha) abgefahren werden,
so dass eine laufende Nachlieferung des für das Pflanzenwachstum benötigten Phosphors
aus dem labilen Bodenvorrat durch Diffusion bzw. durch organische oder mineralische Dün-
gung nötig ist. Über mineralische P-Dünger gelangen in Deutschland gegenwärtig rund
7,5 kg P/ha (ca. 17 kg P
2
O
5
/ha) auf die landwirtschaftlich genutzten Flächen, etwa ein Drittel
des Aufwandes gegenüber den 1960er bis 1980er Jahren (Industrieverband Agrar, 2014,
nach Statistisches Bundesamt). Die Aufnahme des Phosphors durch die Pflanze erfolgt nur
in der höchst oxidierten Form (+5) als Orthophosphat (H
2
PO
4
-
bzw. HPO
42-
). Andere anorga-
nische oder organische P-Verbindungen müssen daher zuerst in Orthophosphate überführt
werden.
Ein Konfliktpotenzial zwischen Zielen der landwirtschaftlichen Produktion (optimale Ertrags-
und Qualitätssicherung, Einkommen) und den Zielen des Gewässerschutzes besteht u.a.
dahingehend, dass Phosphor für Binnengewässer als limitierend für die Primärproduktion gilt
und damit ein wesentlicher Faktor für Eutrophierungsprozesse ist, einem Kardinalproblem
aquatischer Ökosysteme (Pott und Remy, 2000; Schönborn, 2003). Dabei unterscheiden sich
unterschiedliche Gewässertypen in ihrer Eutrophierungsneigung, wobei abflusslose bzw.
stehende Gewässer am stärksten gefährdet sind und hier bereits oligo-mesotrophe Verhält-
nisse bei unter 0,045 mg Gesamt-P/l gegeben sein können. Die Zielvorgaben bzw. Orientie-
rungswerte von Fließgewässern liegen dagegen in einem Bereich von etwa 0,05-
0,15 mg Gesamt-P/l (VDLUFA, 2001; LAWA, 2007; LUBW, 2007; TMLFUN, 2010, Oberflä-
chengewässer, 2016). Dabei kann es allein aus gewässerökologischen Gründen keinen ein-
8

heitlichen Richtwert für den noch tolerierbaren P-Gehalt von Gewässern geben (VDLUFA,
2001), weil die Eutrophierungsneigung von Fließgewässern von vielen Faktoren, wie z.B.
dem Gewässertyp, der Abflussdynamik, der Belichtung und der Gewässerflora abhängt.
Da der Landwirtschaft über die Hälfte der gesamten P-Einträge in deutsche Oberflächenge-
wässer zugeschrieben wird (UBA, 2011), müssen u.a. im Sinne der Zielerreichung der euro-
päischen Wasserrahmenrichtlinie (Richtlinie 2000/60/EG) effektive Maßnahmen erarbeitet
und umgesetzt werden, um die P-Austräge aus der Fläche zu senken. Aus Bodenuntersu-
chungsergebnissen geht hervor, dass ein erheblicher Teil der Ackerflächen Deutschlands,
regional stark schwankend, eine hohe bis sehr hohe P-Versorgung (Gehaltsklasse D oder E)
aufweist, welche pflanzenbaulich nicht erforderlich ist, jedoch nur über einen langen Zeit-
raum hinweg vermindert werden kann. Vor dem Hintergrund einer bedarfsgerechten Nähr-
stoffversorgung und einer Reduzierung der Gewässerbelastung enthält die Düngeverord-
nung nicht nur für Stickstoff, sondern auch für Phosphor gezielte Regelungen für eine fach-
gerechte Düngung (Bodenuntersuchung, Düngebedarfsermittlung, Einschränkungen bei Flä-
chen mit hoher und sehr hoher P-Versorgung, Obergrenzen bei der betrieblichen P-Bilanz).
Gleichzeitig sind umfangreiche landwirtschaftliche Nutzflächen in den Ackerbauregionen
stark P-unterversorgt.
Gemeinhin gilt der P-Austrag über Bodenerosion als Hauptansatzpunkt für Maßnahmen zum
Oberflächengewässerschutz, während die P-Auswaschung in Höhe von jährlich maximal 0,5-
1 kg P/ha zumindest aus produktionstechnischer Sicht als sehr gering bzw. unbedeutend
angesehen wird (Amberger, 1996). Allerdings zeigen Untersuchungen an Einzugsgebieten
(Diepolder und Raschbacher, 2010), dass bei der Abschätzung von P-Frachten aus der
landwirtschaftlichen Nutzfläche dem vertikalen Austragspfad über Sickerwasser, Zwischen-
abfluss und Drainagen am Gesamtaustrag eine nicht zu unterschätzende Bedeutung zu-
kommt. Auch der VDLUFA- Standpunkt „über mögliche ökologische Folgen hoher Phosphat-
gehalte im Boden und Wege zu deren Verminderung“ (2001) weist darauf hin, dass „selbst
diese o.g. geringen Auswaschungsraten zu gewässerökologisch negativen Auswirkungen
führen können, wenn durch Drän- oder Grundwasser die Richtkonzentrationen zum me-
sotrophen Zustand von Oberflächengewässern überschritten werden“. Der VDLUFA-
Standpunkt schlägt für die Einzugsbereiche von Seen und Fließgewässern Orientierungs-
werte für das in Grund- und Dränwasser eingetragene Sickerwasser vor, „oberhalb derer
eine gewässerökologische Gefährdung eintreten kann“. Als solche werden für Dränwasser
0,12 mg Gesamt-P/l bzw. 0,08 mg Orthophosphat-P/l im Ablauf und beim Sickerwasser in
60-90 cm Bodentiefe 0,20 mg Gesamt-P bzw. 0,08 g Orthosphosphat-P genannt.
Der Austrag an gelöstem und partikulärem Phosphor aus dem Oberboden in das Grundwas-
ser hängt von einer Vielzahl von teilweise komplexen Faktoren ab, wobei nur anhand der
Kenntnis der Höhe der P-Gehalte des Oberbodens keine klaren Prognosen zur Austragsge-
fährdung möglich sind. Vielmehr spielen für das Austragsgeschehen eine Vielzahl von weite-
ren Einflussgrößen, wie die P-Sorptionskapazität, die tatsächliche P-Sättigung des Oberbo-
dens, die anfallende Sickerwassermenge, der Grobporenanteil und die Sickerstrecke eine
Rolle.
Somit tragen Versuchsergebnisse von Lysimeteranlagen, Saugkerzen- und Dränmessfeldern
wesentlich dazu bei, datengestützte Aussagen zur Quantifizierung der P-Belastung von
Landnutzungssystemen bei unterschiedlichen Standortverhältnissen zu treffen. Differenzierte
methodische Verfahren (Jalali und Kramnejad, 2001, Bohner und Rohrer, 2013, Pätzold und
Schellenberg, 2013) können dabei zu einem tieferen Verständnis der P-Dynamik des Bo-
dens, des Bodenwassers und der Pflanzenaufnahme führen und helfen, Verlagerungspro-
zesse bzw. erhöhte Belastungen des aus dem Wurzelraum abfließenden Wassers zu erklä-
ren und vermeiden zu helfen.
9

2.2
Kalium
Der Pflanzennährstoff Kalium spielt insbesondere bei der Steuerung des Wasserhaushaltes,
für Frosthärte, Standfestigkeit, Enzymaktivierung sowie Qualität und Lagerfähigkeit der Ern-
teprodukte eine bedeutende Rolle (Anonym, 2006).
Das natürliche Vorkommen von Kalium im Boden ist insbesondere im Zusammenhang mit
der Bindung an bestimmte Minerale zu betrachten. Die größte Menge an Kalium findet man
an Tonmineralen, wie zum Beispiel Illiten, Vermiculiten, Smecititen (Scheffer & Schacht-
schabel, 2002). Mit hohen Tongehalten steigt der K-Gehalt des Bodens. Dies kann auf ent-
sprechenden Standorten bis zu 75.000 kg K (90.000 kg K
2
O) (Finck, 2007) pro Hektar errei-
chen. Bestimmte Tonminerale (Zweischichttonminerale) können zur Kaliumverarmung und in
Folge dessen zur Fixierung des über die Düngung angebotenen Kaliums neigen. Da mit
steigenden Sorptionskräften das Kalium mehr oder weniger stark gebunden wird, ist nur ein
Bruchteil davon pflanzenverfügbar. Die Menge des austauschbaren Kaliums beläuft sich je
nach Standort und Bewirtschaftung auf 100 bis 1000 kg K/ha (120-1200 kg K
2
O). Mit K-
Auswaschung ist insbesondere auf tonarmen Sandböden und organischen Böden zu rech-
nen (hier bis ca. 50 kg K/ha * a bzw. 60 kg K
2
O/ha), während diese auf Böden mit hohem K-
Fixierungsvermögen mit meist unter 5 kg K/ha * a (6 kg K
2
O/ha) gering bleibt (Scheffer,
2002).
Seit 1980 wurde der Einsatz mineralischer Kalidüngemittel in der Landwirtschaft Deutsch-
lands von 91,1 um ca. zwei Drittel auf 27,4 kg K/ha reduziert (IVA, 2014). In der Folge haben
die Gehalte an pflanzenverfügbarem Kalium im Boden in Ackerbauregionen deutlich abge-
nommen. So stieg der Anteil der Ackerflächen in den unterversorgten Gehaltsklassen A und
B z.B. in Sachsen zwischen 1996 und 2014 von ca. 10 auf 40% an.
Der Hauptanteil der Kaliumform, welcher in den landwirtschaftlichen Betrieben zur Anwen-
dung kommt, ist Kaliumchlorid. Im Wirtschaftsjahr 2013/14 wurden ca. 250.000 t K
(300.000 t K
2
O), als 40er oder 50er Kali in der Landwirtschaft eingesetzt. Die zweithäufigste
Kaliumform stellt mit insgesamt 20.000 t K (24.000 t K
2
O) das Kaliumsulfat dar, welches vor
allem zu Chlorid-empfindlichen Kulturen, wie z.B. Kartoffeln gegeben wird. Mit Mehrnähr-
stoffdünger wurden in Deutschland 102.000 t K (123.000 t K
2
O) eingesetzt (Statistisches
Bundesamt, 2014).
Während zu den Nährstoffen Stickstoff und Phosphor im Düngemittel- und Umweltrecht viel-
fach Hinweise zu finden sind, gibt es diese nur selten zum Kalium. So findet man lediglich
Plausibilitätsgrenzen für Kalium für Grundwasserzustandsdaten bei der Erfassung von Was-
serqualitäten bei der Entwicklung von Erfassungs- und Auswertungsmethoden des UBA
(Tab. 1) vor.
Tabelle 1:
Plausibilitätsgrenzen der Beschaffenheitsparameter
(aus UBA 2000, Auswahl in KUNKEL, HANNAPEL,
VOIGT, WENDLAND, 2002, S. 31)
In der TrinkwV der Fassung von 1986 wird für K aus technologischen Gründen ein Grenz-
wert von 12 mg K/l angegeben. Die derzeit gültige Trinkwasserverordnung (Bundesgesetz-
blatt, Nr. 46, 2013) benennt jedoch keinen Wert, wobei in Erläuterungen darauf hingewiesen
wird, dass der Inhaber einer Wasserversorgungsanlage nach § 14, Abs. 1 zu dieser Unter-
suchung verpflichtet ist, um Verbraucher angemessen über die Auswahl geeigneter Materia-
lien zu informieren. Die Landesarbeitsgemeinschaft Wasser (Kunkel, Hannappel, Voigt und
Parameter
Einheit
Plausibilitätsgrenze
untere
obere
Kalium
mg/l
<0,1
42
10

Wendland, 2002) benennt Spannweiten der natürlichen Grundwasserbeschaffenheit in hyd-
rostratigrafischen Einheiten (Tab. 2).
Tabelle 2:
Spannweiten
der
natürlichen
Grundwasserbeschaffenheit
in
Bezug
auf
die
Kaliumkonzentration in hydrostratigrafischen Einheiten als Ergebnis der rangstatistischen
Auswertung (KUNKEL, HANNAPPEL, VOIGT UND WENDLAND, 2002, S. 40)
In einer Veröffentlichung des Bayerischen Landesamtes für Umwelt (2007) werden nach
hydrogeologischen Einheiten Kaliumwerte dargestellt, die im Wesentlichen von 0,4 bis
6 mg K/l reichen. In der Gesamtschau der Ergebnisse ergibt sich ein Wertebereich von ca.
0,1 bis 40 mg K/l im Grundwasser. Die Messwerte des Sickerwassers aus den Lysimeteran-
lagen können mit diesem relevanten Wertebereich aus der Literatur verglichen werden.
2.3
Magnesium
Magnesium (Mg) ist ein essenzieller Nährstoff für Pflanzen, der unter anderem als ein wichti-
ger Baustein des Chlorophylls an der Proteinsynthese beteiligt ist. Außerdem wirkt Mg in
nahezu allen Energie übertragenden Phosphorylisierungsprozessen mit. Die Deckung des
pflanzlichen Mg-Bedarfs ist somit an eine ausreichende Mg-Versorgung des Bodens ge-
knüpft.
Magnesium kommt hauptsächlich als Bestandteil von Silicaten wie Amphibolen, Pyroxenen,
Olivinen, Biotiten und in Tonmineralen wie Chloriten und Vermiculiten vor (Scheffer &
Schachschabel, 2002). Für den Mg-Gehalt salz- und carbonatarmer mitteleuropäischer Bö-
den wird eine Spanne von 0,05 bis 0,5% angegeben. In Böden mit pH-Werten von 6,5 bis 8
kann das Magnesium als Dolomit, Magnesit und zu 1 bis 3% als Bestandteil von Calcit vor-
handen sein. Weiterhin kommt Magnesium in Salzböden als Mg-Salze wie beispielsweise
Magnesiumsulfat oder Magnesiumchlorid vor.
In mitteleuropäischen Ackerböden liegt die Mg-Konzentration der Bodenlösung zwischen 5
und 25 mg/l und ist vor allem durch den Gehalt an austauschbarem Magnesium bestimmt,
der mit den Ton- und Schluffgehalten sowie mit zunehmender Profiltiefe steigt. Magnesium-
mangel tritt auf landwirtschaftlich genutzten Schluff-, Lehm- und Tonböden selten auf. Der
Anteil der austauschbaren Mg-Ionen an der Kationenaustauschkapazität dieser Böden liegt
zwischen 5 und 25%, wobei ein Anteil von 15% als optimal für die Pflanzenversorgung gilt.
Auf diluvialen, sandigen oder stark ausgewaschenen Böden, sowie Böden aus sauren Aus-
gangsgesteinen wie kristallinen Gesteinen (Granit, Quarzit, Phyllit etc.) und Sandsteinen
(Buntsandstein, Keupersandstein etc.) kann es zu einem Mg-Mangel kommen. Ebenso kann
eine starke Ionenkonkurrenz durch H
+
, Al
3+
, Mn
2+
oder NH
4+
in der Bodenlösung die Pflan-
zenaufnahme von Magnesium verringern und zu einem Ernährungsmangel führen. Typische
Mangelsymptome an Pflanzen sind Chlorosen der älteren Blätter, die später in Nekrosen
übergehen.
In der Landwirtschaft wird bei optimaler Mg-Versorgung der Böden (Gehaltsklasse C), die je
nach Tonanteil und Bundesland unterschiedlich festgelegt ist eine Erhaltungsdüngung emp-
fohlen. Für einen Weizenkornertrag von 50 dt/ha ergibt sich dafür ein Mg-Bedarf von
5,5 kg Mg/ha.
Element
Einheit
Saalezeitliche Sande
Oberer Jura
Muschelkalk
Buntsandstein
von
bis
von
bis
von
bis
von
bis
Kalium
mg/l
0,8
3,5
0,3
1,9
0,5
1,7
1,2
3,2
11

Die geringste Mg-Auswaschung hat ein sandiger Boden mit 6 bis 9 kg/ha * a, lehmige Böden
weisen eine Mg-Auswaschung von 12 bis 16 kg/ha * a auf und tonige Böden von 19 bis 22
kg/ha * a (Scheffer & Schachtschabel, 2002).
Die Konzentration von Magnesium und Calcium im Wasser definiert dessen Härtegrad.
Richtlinien für die Mg-Konzentrationen im Grundwasser bzw. Oberflächengewässer sind je-
doch nicht vorhanden. Ebenso gibt es keinen Grenzwert für den Mg-Gehalt von Trinkwasser,
da keine negativen gesundheitlichen Auswirkungen auf den Menschen zu erwarten sind. Die
Auswaschung von Mg stellt hingegen einen Verlust für die pflanzliche Ernährung dar. Mit
Hilfe von Lysimeteruntersuchungen kann diese Größe erfasst und in die Bemessung der
Düngung mit einbezogen werden.
2.4
Schwefel
Schwefel (S) ist ein unentbehrlicher Pflanzennährstoff (Hell & Rennenberg, 1998). Feldkultu-
ren benötigen ihn für die Bildung von Proteinen und Fettsäuren, was bei Getreide beispiels-
weise die Backqualität verbessert und die Krankheitsresistenz fördert. Eine gute Schwefel-
versorgung des Bodens erhöht die Wirksamkeit applizierter Stickstoffdünger, indem die Effi-
zienz des Stickstoffwechsels der Pflanze gesteigert wird (Schnug & Haneklaus, 1994; Albert
& Reinhardt, 2000).
Im Oberboden liegt Schwefel zu über 90% in organischen Bindungen vor (S-haltige Amino-
säuren, organische Sulfatkomplexe). Pflanzenverfügbar wird der Nährstoff erst nach mikro-
bieller Mineralisation zu Sulfat (SO
4
2-
). Diese Schwefelverbindung ist sehr gut wasserlöslich
und beweglich, aber auch leicht aus dem Boden auswaschbar. Kapillarer Wasseraufstieg bei
Trockenheit kann diesen Vorgang umkehren und zu einer Erhöhung des Sulfatgehaltes in
der Wurzelzone (Aufkonzentration) führen (Scheffer, 2002).
Sulfat zählt nicht zu den bewertungsrelevanten Parametern in der Europäischen Wasser-
rahmenrichtlinie, da die ökologische Relevanz für Böden und Gewässer im Vergleich zu Nit-
rat oder Phosphat gering ist. Aufgrund seiner korrosiven Wirkung ist Sulfat aber aus techno-
logischer Sicht unerwünscht. Im Trinkwasser ist der Grenzwert für Sulfat mit 250 mg/l festge-
legt (§ 7, Anlage 3 TrinkwV, 2001).
Böden, die sich aus marinen Sedimenten des Muschelkalks oder Gipskeupers entwickelt
haben, weisen geogen bedingt hohe Schwefel- und Sulfatgehalte auf (Scheffer, 2002). Regi-
onal, beim Vorhandensein sulfidischen Reaktionsmaterials, führt auch die Denitrifikation zu
hohen Sulfatgehalten im Boden und Grundwasser (Eulenstein & Drechsler, 1992; Willms,
2005).
Der Hauptgrund für eine übermäßige Schwefelversorgung der Böden in weiten Teilen
Deutschlands und die zum Teil beträchtliche Sulfat-Befrachtung der Gewässer war ein jahr-
zehntelang hoher, industrieller Schwefeldioxidausstoß (SO
2
, H
2
SO
3
und H
2
SO
4
) (Bach &
Frede, 1992). Mit der flächendeckenden Rauchgasentschwefelung und der Stilllegung veral-
teter Industrie- und Kraftwerksanlagen gingen die atmosphärischen Schwefeleinträge seit
Anfang der 1980er Jahre (in Mitteldeutschland erst nach 1990) erheblich zurück. Seit der
Jahrtausendwende liegen die jährlichen Immissionen bundesweit bei rund 4 kg S/ha in länd-
lichen Regionen und 10 kg S/ha in Ballungsgebieten, was dem vorindustriellen Niveau ent-
spricht. Der Bedarf der Ackerkulturen, der mit 20 bis 40 kg S/ha angegeben wird (Rich-
ter, 2003), kann damit nicht mehr allein „aus der Luft“ abgedeckt werden. Zudem sorgen ge-
steigerte Erträge und der vermehrte Anbau von Marktfrüchten (insbesondere Raps) für er-
höhte Schwefelabfuhren mit dem Erntegut.
Als erkannt wurde, dass die Schwefelversorgung der Böden stark abnimmt und zunehmend
Schwefelmangel in den Kulturen festgestellt wurde, rückte der Nährstoff in den Fokus der
pflanzenbaulichen Forschung und Praxis (Albert et al., 2007).
12

image
image
Bewirtschaftungsbedingt kam Schwefel als Begleitstoff in mineralischen Düngern lange Zeit
unkalkuliert zur Anwendung (Schnug, 1988). Nachdem zwischenzeitlich, aufgrund der guten
Versorgungssituation, vermehrt schwefelarme bis schwefelfreie Düngeprodukte auf den
Markt kamen, wurde der Schwefelanteil bei mineralischen Düngemitteln in den vergangenen
Jahren wieder erhöht und beträgt in einer Vielzahl von Stickstoff- und Grunddüngern zwi-
schen 3 und 26% (Albert, 2009). Infolge der Verringerung der Tierbestände in den ostdeut-
schen Bundesländern nach der Wiedervereinigung, kam es insbesondere hier zu einem
Rückgang des Schwefeleintrags aus organischer Düngung.
Lysimeteruntersuchungen, wie sie hier dokumentiert sind, können einen Beitrag leisten zur:
-
Differenzierung des Sulfat-Schwefelaustrages nach Quellen (geogen, nicht geogen),
-
Ermittlung der Sulfat-Retardation in Böden,
-
Ermittlung einer bedarfsgerechten, effizienten Schwefeldüngung,
-
S-Bilanzierung und
-
bewirtschaftungsbedingten Beeinflussung des Sulfat-Schwefelaustrages.
Daraus können Maßnahmen zum Schwefeldüngemanagement abgeleitet werden, die der
Ertragsbildung der Kulturen und dem Schutz des Grundwassers dienen.
3
Methoden
3.1 Erfassung des Sickerwassers
Lysimeter sind mit Boden befüllte Behälter mit einer am unteren Ende befindlichen Vorrich-
tung für die Sammlung des Sickerwassers (Abb. 1). Sie liefern die Sickerwasserspende (Si-
ckerwassermenge), die Stoffkonzentration des Sickerwassers und die Stofffracht, die ein
definiertes Bodenvolumen verlässt.
Mit Hilfe von Lysimetern können Nähr- und Schadstoffe im System Pflanze-Wasser-Boden
bilanziert werden. Der Nährstoff-Saldo und die Variante der Bewirtschaftung sind eindeutig
der Nährstofffracht und der Qualität des Sickerwassers zuordenbar.
Der Boden wird in der Regel monolithisch (ungestört) eingebracht. Dies sichert einen dem
natürlichen Standort entsprechenden Nährstoffumsatz und -transport im Boden. Bei einer
schichtweisen Befüllung ist eine mehrjährige Ruhephase vor Beginn der Messungen erfor-
derlich.
Abbildung 1:
Prinzipskizze eines Lysimeters
13

Die Grundfläche eines Lysimeters sollte groß genug sein, um alle wichtigen Strukturelemen-
te (Heterogenität) eines Bodens genügend oft zu erfassen (Flühler & Roth, 2004) und eine
typische Bestandesstruktur des Pflanzenbewuchses zu erlauben. Die in dieser Broschüre
dargestellten Lysimeter weisen eine Grundfläche von 0,2 bis 2 m
2
auf. Für die Schätzung
von Differenzen zwischen Varianten ist eine ausreichende Wiederholungszahl zu wählen.
Die Tiefe eines Lysimeters sollte die maximale Durchwurzelungstiefe und den vom Substrat
abhängigen Kapillarsaum umfassen. Unter dieser Voraussetzung wird der sickerwasserge-
bundene Verlust aus dem Wurzelraum erfasst. Die dafür erforderliche Tiefe kann in Abhän-
gigkeit von den Standortverhältnissen und dem Bewuchs variieren. Erfolgt die Probenahme
flacher, handelt es sich um die Verlagerung einer Stofffracht innerhalb des Wurzelraumes.
Ein Beispiel dafür sind die Trichterlysimeter Methau, mit denen der Einfluss verschiedener
Düngungsvarianten auf die Nährstoffkonzentration des in 60 cm Tiefe austretenden Sicker-
wassers untersucht worden ist.
Das Sickerwasser kann gravitativ (d.h. alleine durch die Schwerkraft) über eine körnungsab-
gestufte Filterschicht oder mit Hilfe eines Unterdruckes über poröse Saugkerzen oder Saug-
platten gewonnen werden. Für lehmige und tonige Böden empfiehlt sich eine tensionsge-
steuerte Sickerwasserentnahme. Erfolgt die Sickerwasserentnahme auch bei diesen Böden
gravitativ, sollte sich zwischen Lysimeterunterkante und verdunstungsbeeinflusster Boden-
zone eine ausreichend große Sickerwasserzone befinden. In Abhängigkeit von den Materi-
aleigenschaften der Saugkerzen und –platten kann es zu einer Veränderung der Ionenzu-
sammensetzung des Sickerwassers kommen.
Die Sickerwassermenge wird entweder manuell durch Auslitern bestimmt oder automatisiert
mit Hilfe von Kippschalenmessern oder Waagen. Die Analyse der Inhaltsstoffe erfolgt in der
Regel in einem externen Labor.
Für die exakte Bestimmung der Wasserhaushaltsgrößen Verdunstung und Niederschlag sind
Lysimeter mit Wägesystemen ausgerüstet. Aus der Gewichtszunahme ergibt sich der Nie-
derschlag, aus der Gewichtsabnahme die Verdunstung. Die Wägegenauigkeit bewegt sich
derzeit im Bereich zwischen 100 und 200 g, womit Verdunstung und Niederschlag 0,05 bis
0,1 mm genau ermittelt werden können. Um Messfehler aufgrund von Oaseneffekten zu
vermeiden, ist es wichtig, dass sich die Lysimeter inmitten eines ebenso bewachsenen
Pflanzenbestandes befinden.
Ein Nachteil von Lysimetern ist, dass der laterale Wasser- und Stoffaustausch, z. B. in Hang-
lagen durch Einbringen des Bodens in einen allseits umfassenden Behälter unterbrochen
wird. Um diesem Mangel zu begegnen sollten Lysimeter eine ausreichend große Grundflä-
che haben. Dennoch scheiden schwer durchlässige Böden, in denen sich das Bodenwasser
vorwiegend lateral und durch Schrumpfrisse bewegt für Lysimetermessungen aus.
Trichterlysimeter werden von einer Erdgrube aus in den Boden hineingeschoben. Sie unter-
brechen in einem ungestörten Bodenkörper den vertikalen Sickerwasserfluss und leiten das
aufgefangene Sickerwasser kontinuierlich in seitlich angebrachte Sammelgefäße. Trichterly-
simeter liefern eine über eine definierte Fläche gemittelte Stoffkonzentration des Sickerwas-
sers. Die Zuordnung der Sickerwassermenge zur Infiltrationsfläche ist aufgrund der fehlen-
den seitlichen Abgrenzung unsicher. Sie eignen sich deshalb nicht zur Bestimmung der Si-
ckerwassermenge.
Saugkerzen sind poröse, zylindrische Saugzellen, die unter Einwirkung eines Unterdruckes
Bodenwasser sammeln. Bestandteile einer Saugkerze sind poröse Saugzelle, Schaft,
Schlauch und Sammelgefäß (DWA, 2008). Saugkerzen erfassen die Stoffkonzentration der
Bodenlösung. Durch Verknüpfung mit einer berechneten Sickerwassermenge ist die
Stofffracht abschätzbar. Neben abwärts fließender Lösung werden auch lateral strömende
oder kapillar aufsteigende Bodenlösung beprobt (DWA, 2008). Aufgrund des kleinen Durch-
messers der Saugkerzen ist es insbesondere bei stark heterogenen Bodenverhältnissen
unsicher, welche Fläche oder welches Bodenvolumen die gesammelte Bodenlösung reprä-
sentiert.
14

Der poröse Körper der Saugkerzen kann aus Oxidkeramik, PVC, Edelstahlsinter, PTFE, Ny-
lon, Glassinter etc. bestehen. In Abhängigkeit von den Materialeigenschaften sind Wechsel-
wirkungen mit der gewonnenen Bodenlösung möglich. Das Phosphat-Ion besitzt eine starke
Affinität zu Al- und Fe-Oxiden. Keramischer Werkstoff, der Al-Oxide enthält, sorbiert und
desorbiert Phosphat. Außerdem ist bei dem für einen niedrigen Lufteintrittspunkt üblichen
Porendurchmesser von etwa 0,45 μm mit einem Größenausschluss von an Partikeln gebun-
denen Ionen zu rechnen. Die Konzentrationen an K, Ca und Mg können durch Kationenaus-
tausch beeinflusst werden. Aufgrund der meist geringen Kationenaustauschkapazität der
Oxidkeramiken kommt es aber in der Regel zu einem Gleichgewicht zwischen der Konzent-
ration der Bodenlösung und den Bauteilen der Beprobungssysteme (DWA, 2008). Da der
CO
2
-Partialdruck der Bodenlösung deutlich höher ist als derjenige der Atmosphäre, gast
Kohlendioxid (CO
2
)nach Übertritt der Bodenlösung in die Atmosphäre aus, was ein Absinken
des pH-Wertes und die Ausfällung von Kalzium- oder Magnesiumkarbonat im Messsystem
zur Folge haben kann. Die Sorption des Sulfat-Ions an Oxidkeramik ist von geringer Bedeu-
tung.
In einem Laborversuch der Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (TLL) wurde das
Sorptionsverhalten des keramischen Werkstoffs Thermodur, der im Wesentlichen aus Al
2
O
3
und SiO
2
besteht, untersucht. Dabei zeigte sich, dass sich gegenüber o-Phosphat-P und
dem gesamten gelösten P (TDP) ein Konzentrationsgleichgewicht einstellt nach Durchfluss
von 3000 ml einer Lösung mit 2,0 mg PO
4
-P und 2,2 mg TDP (Leiterer et al., 2004). Daraus
wurde für Saugkerzen aus Thermodur geschlussfolgert, dass Ad- und Desorptionseffekte
gegenüber o-PO
4
und TDP bei dem im praktischen Probenahmebetrieb realisierten vierzehn-
tägigen Durchschnittsproben vernachlässigbar sind.
3.2 Standorte und Bewirtschaftungsvarianten
Kooperationspartner
In der Kooperation Lysimeter/Bodenwassermessstellen arbeiten derzeit wissenschaftliche
Mitarbeiter, die sich mit der Messung der Stoffverlagerung aus landwirtschaftlich genutzten
Böden beschäftigen. Sie kommen aus folgenden land- und wasserwirtschaftlichen Landes-
einrichtungen (Abb. 2):
Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (TLL): Lysimeterstation Buttelstedt, Trich-
terlysimeter Schwerstedt und weitere Bodenwassermessstellen,
Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft (BfUL): Lysimeterstation
Brandis
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG): Versuchssta-
tionen Leipzig (seit 2013 in Nossen) und Methau
Landesanstalt für Landwirtschaft und Gartenbau Sachsen-Anhalt (LLG) und Umweltfor-
schungszentrum Halle (UFZ): Lysimeterstation Falkenberg (mit einem Teil der Lysime-
ter), Dränmessfeld Altmark
Landesbetrieb Landwirtschaft Hessen (LLH): Lysimeterstation Kassel,
Landesforschungsanstalt für Landwirtschaft und Fischerei Mecklenburg-Vorpommern
(LFA): Lysimeterstation Groß Lüsewitz,
Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL): Saugsondenanlagen Puch und Spital-
hof
In die Auswertung der P-, K-, Mg- und S-Auswaschung sind die Standorte 3 (Dränmessfeld
Altmark) und 8 (Dränmessfeld Großebersdorf) nicht mit einbezogen worden. Sie werden
deshalb im Folgenden nicht weiter gekennzeichnet.
15

image
image
Böden und Naturräume
Die Versuchsstationen liegen nach der naturräumlichen Gliederung Deutschlands im nord-
deutschen Tiefland, der Mittelgebirgsschwelle und im Alpenvorland (Tab. 3). Im Einzelnen
handelt es sich um
sandige bis lehmige Böden des nordostmecklenburgischen Flachlandes im Jungmorä-
nengebiet (1) sowie der Altmark (2,3) und des Elbe-Mulde-Tieflandes im Altmoränenge-
biet Norddeutschlands (5),
lehm- und sandunterlagerte Sandlößböden des Sächsischen Hügellandes (6),
schluffige Böden aus Löß des mittelsächsischen Lößgebietes (5,6,9), des Thüringer Be-
ckens (7) sowie des Kasseler Beckens (4),
tonig-lehmige bis tonige Böden aus unterem und mittlerem Keuper des Thüringer Be-
ckens (7),
Abbildung 2:
Lage der Standorte der Kooperation Lysimeter/ Bodenwassermessstellen und deren
Versuchsziele im Auswertungszeitraum (AL…Ackerland, GL…Grünland)
1
Lysimeter Groß Lüsewitz,
AL: konv. min.-org./min/ökolog./
konv. min.-org.
2
Lysimeter Falkenberg,
AL: konv. min.-org., ökolog.,
Dauerbrache
3
Dränmessfeld Altmark
4
Lysimeter Kassel,
AL: konv., ökol., extensiv, intensiv,
nachwachs. Rohstoffe
5
Lysimeter Leipzig,
AL: Bodenbearbeitungsverfahren
(Pflug, Grubber, Direktsaat)
6
Lysimeter Brandis,
AL: konv./ Brache / ökolog./
konv. mit Düngeberatung
7.1
Lysimeter Buttelstedt,
AL: min.-org./ Feldgemüse: min./
AL: min., min.-org., Ber.
7.2
Trichterlysimeter Schwerstedt,
AL: gute fachl. Praxis, P-GK: E
8
Dränmessfeld Großebersdorf
9
Trichterlysimeter Methau,
AL: min., min.-org.
10
Saugsonden Puch,
AL: min., min.-org.,
GL: min., min.-org., Bodendruck
11
Saugsonden Spitalhof,
GL: min., min-org.
16

lehmige Böden des Altmoränenhügellandes im nördlichen Alpenvorland (10) und lehmige
Böden des Allgäuer Alpenvorlandes (11)
Tabelle 3:
Kennzeichnung der Standorte der Lysimeter / Bodenwassermessstellen
1
BGR, Karte der Bodengroßlandschaften von Deutschland 1:5.000.000
2
Meynen, Schmithüsen et al., 1962. Handbuch der naturräumlichen Gliederung Deutschlands
*
Quelle: Bodenatlas des Freistaates Sachsen, Teil 1 (LfULG, 1996)
Standort
(mit Zahlen aus
Abb. 2)
Boden
Naturraum
2
Bodentyp
bodenbilden-
des Gestein
Boden-
art
Bodengroßlandschaft
1
Lysimeter
Groß
Lüsewitz
(1)
Pseudogley-
Parabraunerde
sandiger
Ge-
schiebemergel
Sand ü.
Lehm
Grundmoränenplatten
u.
Endmoränen im Jungmorä-
nengebiet Norddeutschlands
Nordostmecklen-
burgisches
Flach-
land
Lysimeter
Falkenberg (2)
Pseudogley-
Parabraunerde
Geschiebe-
mergel
Lehm ü.
Sand
Grundmoränenplatten
u.
Endmoränen im
Altmorä-
nengebiet Norddeutschlands
Altmark
Lysimeter
Leipzig (5)
Braunerde-
Podsol
glazifluviale
Sande
Sand
Elbe-Mulde-Tiefland
Hangsandlehm-
Braunerde
Gneis
Schluff
Berg- u. Hügelländer m.
hohem Anteil an sauren bis
intermediär. Magmatiten u.
Metamorphiten
Untere u. mittlere
Lagen des Erzge-
birges
*
Löss-
Braunstaugley
Löss
Schluff
Löß- und Sandlößlandschaf-
ten
*
Mittelsächsisches
Lößhügelland
*
Lysimeter Bran-
dis (6)
Braunerde-
Fahlerde,
Braunerde
Sandlöss ü.
Fluvisand
Sand
ü. Sand
Leipziger
Lößtief-
land
*
Braunerde-
Pseudogley,
Parabraunerde-
Braunerde
Sandlöss ü.
kiesf. Morä-
nenlehm
Lehm
ü. Lehm
Parabraunerde
Löss
Schluff
Mittelsächsisches
Lößhügelland
*
Trichterlysimeter
Methau (9)
Löss-
Braunstaugley
Löss
Schluff
Mulde-
Lößhügelland
*
Lysimeter
Kassel (4)
Parabraunerde
Löss
Schluff
Berg- und Hügelländer m.
hohem Anteil nicht meta-
morph. Sand-, Schluff- u.
Tongest. im Wechsel m. Löss
Kasseler Becken
Lysimeter
But-
telstedt (7.1)
Braunerde-
Tschernosem
Löss
Schluff
Lössbörden
Thüringer Becken
Pararendzina
unterer Keuper Ton
ü. Lehm
Trichterlysimeter
Schwerstedt
(7.2)
Pelosol-
Schwarzerde
Gipskeuper
Ton
Saugsonden-
anlage Puch (10)
Parabraunerde
Moränen-
ablagerungen
Lehm
Schwäbisch-Bayerische
Altmoränenlandschaft
Altmoränenhügel-
land im nördlichen
Alpenvorland
Saugsonden-
anlage Spitalhof
(11)
Parabraunerde
Moränen-
ablagerungen
Lehm
Schwäbisch-Bayerisches
Jungmoränengebiet
Allgäuer Alpenvor-
land
17

Klima
Das nordostmecklenburgische Flachland ist maritim geprägt mit 686 mm Jahresniederschlag
(NIED) und 8,3 °C Jahrestemperatur (TEMP) am Standort Groß Lüsewitz. Die Altmark liegt
im Übergangsbereich zwischen seebeeinflusstem Klima und kontinentalem ostdeutschen
Binnenlandklima mit 540 mm NIED und 8,5 °C TEMP am Standort Falkenberg (20-90 m ü.
NN). Das trifft auch auf die Sächsischen Lößgefilde zu mit 588 mm NIED und 9,3 °C TEMP
am Standort Brandis (136 m ü. NN) und 600 mm NIED am Standort Leipzig. Das Innere Thü-
ringer Becken weist, im Lee von Harz und Thüringer Wald gelegen, ein trocken-warmes Kli-
ma mit ausgeprägter kontinentaler Tönung auf mit 544 mm NIED und 8,3 °C TEMP am
Standort Buttelstedt (230 m ü. NN). Das Kasseler Becken im Lee des Rheinischen Schiefer-
gebirges gelegen ist eine klimatische Gunstlage mit 622 mm NIED und 8,9 °C TEMP am
Standort Kassel-Harleshausen (211 m ü. NN). Im Alpenvorland nehmen das mitteleuropäi-
sche Übergangsklima, der aus südlicher Richtung einströmende Föhn und der Wolkenstau
vor den Alpen Einfluss auf die Witterung mit dem Ergebnis von 920 mm NIED und 8 °C
TEMP am Standort Puch (550 m ü. NN) sowie 1290 mm NIED und 7,0 °C TEMP am Stand-
ort Spitalhof (730 m ü. NN).
Bewirtschaftungssysteme und -varianten
Bei den Bewirtschaftungssystemen und -varianten der Versuchsstationen (Abb. 2) handelt es
sich um ackerbauliche Nutzungen und Grünland:
unterschiedliche N-Düngungsmengen, modellgestützte Düngeempfehlung, ammonium-
betonte N-Düngung, ökologischer Landbau, mineralische und mineralisch-organische
Düngung auf sandigen Böden des nordostmecklenburgischen Flachlandes (1),
mineralisch-organische Düngung, ökologischer Landbau, Dauerbrache auf einem sandi-
gen Boden der Altmark (3),
praxisübliche Ackerbaubewirtschaftung mit wechselnd konventioneller und ökologischer
Wirtschaftsweise auf sechs für die sächsischen Löß- und Sandlöß-Landschaften typi-
schen Böden (6)
verschiedene Bodenbearbeitungssysteme auf einem Sandboden des Elbe-Mulde-
Tieflandes, einem Lößboden der sächsischen Lößlandschaften und einem Gneisverwitte-
rungsboden des Erzgebirges (5),
mineralische und mineralisch-organische Düngung auf einem Lößboden im mittelsächsi-
schen Lößhügelland (9),
Ackerbau mit mineralisch-organischer Düngung und Feldgemüseanbau auf einem Löß-
boden sowie seit 2005 mineralisch-organische empfehlungskonforme Düngung mit dem
Ziel der Höhe der unvermeidbaren N-Auswaschung auf zwei für das Thüringer Becken
typischen Böden (7.1),
praxisübliche Ackerbaubewirtschaftung auf einem Tonboden mit sehr hohem P-Gehalt in
der Ackerkrume (Gehaltsklasse E) im Thüringer Becken (7.2)
acht verschiedene, für Betriebsformen in Hessen typische Bewirtschaftungsregime
(Marktfrucht-, Gemischt-, Ökobetrieb mit und ohne Vieh) auf einem Lößboden in der
Westhessischen Senke (4),
mineralische und mineralisch-organische Düngung des Ackerlandes sowie mineralische,
mineralisch-organische Düngung und unterschiedliche mechanische Druckbelastung des
Grünlandes auf einem lehmigen Boden des Alt-Moränenhügellandes (10),
mineralische und mineralisch-organische Düngung des Grünlandes auf einem Lehmbo-
den des Allgäuer Alpenvorlandes (11).
18

Sickerwassermenge und Austauschrate des Bodenwassers
Die Niederschläge der Standorte im mittel- und nordostdeutschen Raum liegen zwischen
544 mm im Thüringer Becken und 686 mm im nordostmecklenburgischen Flachland. Dem
entsprechend gering bis mittel fallen mit 14 bis 134 mm pro Jahr die Sickerwassermengen
der Löß-, Sandlöß- und Keuperverwitterungsböden im Thüringer und Kasseler Becken und
den mittelsächsischen Lößgefilden sowie der sandigen Lehmböden in der Altmark aus (Tab.
4). Etwas höhere Sickerwassermengen weisen mit 147 bis 196 mm pro Jahr die lehmig-
sandigen Böden im nordostdeutschen Tiefland auf. Eine niederschlagsbedingt vollkommen
andere Situation führt im Alpenvorland zu jährlichen Sickerwassermengen im Bereich von
etwa 200 bis 570 mm.
Tabelle 4:
Bodenart, mittlere Sickerwassermenge, mittlere Austauschrate des Bodenwassers, Tiefe
der Lysimeter und Naturraum der Versuchsstandorte
Standort
Bodenart
Nieder-
schlag
Sicker-
wasser-
menge
Austausch-
rate des Bo-
denwassers
Tiefe
der
Lysimeter
Naturraum
mm/a
mm/a
%
m
Groß Lüsewitz
(1)
Su3 über
Sl4, Sl3
686
194
101
2,1
Nordostmecklen-
burgisches
Flach-
land
Falkenberg (2)
Sl4 über Sl2
542
109
51
1,25
Altmark
Leipzig (5)
Sl2
608
5
226
3
130
1,0
Elbe-Mulde-Tiefland
Uls
142
3
40
Unt. Erzgebirge
Ut4
134
3
38
Mittelsächsiches
Lößhügelland
Brandis (6)
Su3/4 über
Sl3, St2
673
5
147…196
64…156
3,0
Leipziger
Lößtief-
land
Uls über
Ls4, Sl4
127…134
37…45
Ut4
55
9
Mittelsächsiches
Lößhügelland
Methau (9)
Ut2
680
239
1
160
0,6
Mulde-
Lößhügelland
Kassel (4)
Ut3 über Tu4
622
120
25
1,5
Kasseler Becken
Buttelstedt (7)
Lu
544
14
3
2,5
Thüringer Becken
Lt3 über
Ls2, Tu3
36
10
2,5
bzw.
2,0
Schwerstedt
(7)
Tu2
544
118
2
22
1,3
Puch (10)
Ls über
Lu, Ut4
920
250 AL
4
220 GL
4
ca. 100
0,6
und
1,2
6
nördl. Alpenvorland
Spitalhof (11)
Lu
1290
570 GL
4
ca. 200
0,6
und
1,3
6
Allgäuer Alpenvor-
land
1
mit Trichterlysimeter in 0,6 m Tiefe gemessen, entspricht nicht der Sickerwassermenge dieses Standortes,
2
mit
Wasserhaushaltsmodell berechnet,
3
in 1 m Tiefe gemessen, entspricht nicht der Sickerwassermenge der
Standorte
4
abgeschätzt,
5
am Versuchsstandort
6
Saugsonden
19

Die Austauschrate des Bodenwassers gibt als rechnerische Größe an, zu welchem Anteil
das im Boden gegen die Schwerkraft gehaltene Wasser, welches sich in den Mittel- und
Feinporen, teilweise auch in den langsam dränenden Grobporen befindet und mit gelösten
Bodenbestandteilen angereichert ist, nach vollständiger Auffüllung der Poren (Bodenwasser-
gehalt bei Feldkapazität) durch weiter in den Boden versickerndes Niederschlagswasser
während eines Jahres aus dem Wurzelraum verdrängt wird.
Bei den mittel- und tiefgründigen, lehmigen Böden im mittel- und nordostdeutschen Raum
liegen die Austauschraten deutlich unter 100%. Der Verdrängungsprozess läuft damit nicht
vollständig ab. Auch findet kaum eine Verdünnung des aus dem Wurzelraum austretenden
älteren Bodenwassers durch neu aus Niederschlagswasser gebildeten Bodenwassers statt.
Regionen mit höherer Sickerwasserbildung, wie z.B. das Alpenvorland weisen demgegen-
über Austauschraten von deutlich über 100% auf. Hier kommt es zu Verdünnungseffekten,
da während der Periode der Sickerwasserbildung das neu gebildete Bodenwasser aufgrund
des schnelleren Porendurchgangs weniger mit Ionen beladen werden kann. Dies führt im
Endeffekt zu einer Verminderung der Konzentration des aus dem Wurzelraum austretenden
Bodenwassers. Auch in Mittel- und Nordostdeutschland kann es trotz einer gegenüber dem
Alpenvorland wesentlich geringeren Sickerwasserbildung auf leichten und flachgründigen
Böden zu einem etwas mehr als vollständigen Austausch kommen.
3.3 Analyse von Sickerwasser und Boden
Die Methoden der Analyse von Phosphor, Kalium, Magnesium und Schwefel im Sickerwas-
ser gehen aus Tabelle 5 hervor. Für Phosphor hat sich zur Beurteilung der Gefährdung eines
Gewässers die Bestimmung unterschiedlich löslicher Anteile als geeignet erwiesen. Die Ge-
samt-P-Konzentration wurde entweder ohne weiteren chemischen Aufschluss mit ICP-AES
(P
ges
) oder photometrisch nach Überführung des partikelgebundenen P in Lösung durch Mik-
rowellendruckaufschluss mit Kaliumperoxodisulfat (TP) bestimmt. Bei der Bestimmung mit
ICP-AES wird der partikelgebundene P durch eine Temperatur von etwa 8.000 °C erfasst.
Tabelle 5:
Methoden der Sickerwasseruntersuchung
Nährstoff Beschreibung
Prüfverfahren
P
ges
, P
t
P-Gesamtgehalt
mit ICP-AES nach DIN EN ISO 11885-1997-11
o-PO
4
ortho-Phosphatgehalt
photometrisch nach DIN 38405-D11-1
TP
total phosphorus…P -Gesamtgehalt
Mikrowellendruckaufschluss mit Kaliumperoxo-
disulfat für Lösung adsorptiv und chemisch an
Partikel gebundene P-Fraktion PP, mit ICP-OES
nach DIN EN ISO 11885-1997
TDP
total dissolved phosphorus…gesamter gelöster
P-Gehalt = Summe aus gelösten anorgani-
schen und organischen P-Verbindungen
Membranfiltration mit d < 0,45 μm zur Abtren-
nung partikelgebundener P-Verbindungen, mit
ICP-OES nach DIN EN ISO 11885-1997
MRDP
molybdat-reactive
dissolved
phosphorus
…gelöster molybdatrektiver P -Anteil = ortho-
Phosphatgehalt und Anteile an leicht hydrolysier-
baren anorganischen Polyphosphaten sowie
niedermolekularer organischer P-Verbindungen
DIN EN 1189: 1996
S
ges
S-Gesamtgehalt
mit ICP-AES nach DIN EN 11885: 1997-11
SO
4
Sulfatgehalt
mit Ionenchromatographie nach DIN EN ISO
10304: 1995-04
K
Kaliumgehalt
mit ICP-OES nach DIN EN ISO 11885: 2009-09
Mg
Magnesiumgehalt
mit ICP-OES nach DIN EN ISO 11885: 2009-09
20

Für die Bewertung der Verlagerungsneigung des Phosphat-Ions wurde im Frühjahr 2015 die
obere 20 cm-Bodenzone der Lysimeter Brandis, Leipzig, Methau, Buttelstedt, Schwerstedt,
Kassel und der Saugsondenanlagen Puch und Spitalhof beprobt für eine Analyse auf P-CAL
bzw. P-DL, P-CaCl
2
, Pox, Feox, Alox und Ca
austauschbar
im Labor der TLL. Das Untersu-
chungsprogramm umfasste des Weiteren den pH-Wert, den Gehalt an C
org
sowie die leicht
löslichen und pflanzenverfügbaren Gehalte an K (CaCl
2
- und CAL-Extrakt), Mg (CaCl
2
-
Extrakt) und S (S
min
). Die Methoden der Bodenuntersuchungen sind in Tabelle 6 beschrie-
ben.
Tabelle 6:
Methoden der Bodenuntersuchung
3.4 Methode der Berechnung der Nährstoff-Salden und der Austauschrate des
Bodenwassers
Der Saldo für die Nährstoffe P, K, Mg und S ergibt sich aus der Zufuhr mit der Düngung und
der Abfuhr mit dem Erntegut vom Feld. Die Nährstoffzufuhr über Deposition wird nicht hinzu-
gerechnet. Messwerte der Deposition werden jedoch aufgeführt. Zwischenfrüchte werden
weder als Zufuhr noch als Abfuhr angerechnet, sofern nicht eine Abfuhr vom Feld erfolgt ist.
Nährstoff
Extraktionsverfahren
Eigenschaften und Bindungsformen
P-Gehalte
P-CAL
im Calciumacetatlaktatauszug
über Ca-Brücken sorbierte Phosphate
und Ca-Phosphatminerale
P-CaCl
2
im 0,0125 M CaCl
2
-Extrakt
leicht löslicher P
P-Sorptionskapazität
Pox
im Oxalatextrakt mit ICP-OES
an Fe- und Al-Oxide, Ca und organische
Substanz gebundene Phosphate, mglw.
auch das an Fe/Al-Brückenbindungen an
der OS komplexiert vorliegende P, d.h.
labiler nachlieferbarer P-Pool
Feox
im Oxalatextrakt mit ICP-OES
P-Bindungskapazität an Fe-Oxiden
Alox
im Oxalatextrakt mit ICP-OES
P-Bindungskapazität an Al-Oxiden
PSC (phosphor sorpti-
ons capacity)
0,5 * (Alox + Feox)
P-Sorptionskapazität an Al- und Fe-
Oxiden
DPS (degree of phos-
phorus saturation)
100 * Pox * PSC
-1
Sättigungsgrad der Phosphorsorptions-
kapazität (PSC)
K-Gehalte
K-CAL
im Calciumacetatlaktatauszug
an äußeren und inneren Oberflächen
von Tonmineralen sorbiertes K
K-CaCl
2
im 0,0125 M CaCl
2
-Extrakt
leicht lösliches K
Mg-Gehalt
Mg-CaCl
2
im 0,0125 M CaCl
2
-Extrakt
gelöstes und ein Teil des austauschba-
ren Mg
S-Gehalt
S
min
im 0,0125 M CaCl
2
-Extrakt
gelöster mineralischer S
weiterer Parameter
Ca
austauschbar
im 1 N NH
4
-Acetat-Extrakt
Bindungspartner für Phosphat
21

Tabelle 7:
Methode der Berechnung der Nährstoff-Salden
Für eine vergleichende Bewertung des Verlagerungsrisikos von im Bodenwasser gelösten
Nährstoffen werden die Austauschrate des Bodenwassers und die Verlagerungstiefe nach
folgenden Berechnungsansätzen bestimmt:
[%]
=
1.11.
31.10.[
]
× 100
ä
[
]
ä
[
]
=
ä
[
−1
]
×
[
]
[
−1
]
=
[
−1
]
ä
[
−1
]
=
[
−1
]
1.11.
31.10.
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Nährstoffzufuhr
Nährstoffabfuhr
Mineralische Düngung
Erntegut, vom Feld abgefahren
Organische Düngung = Nährstoffgehalt des organi-
schen Düngers, vor Ausbringung ermittelt oder mit
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22

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24

Langjährige, präzise Messreihen der Stoffkonzentration des Sickerwassers und des Stoff-
austrages, die mit Hilfe von Lysimetern und Saugsonden auf mehreren Standorten und unter
dem Einfluss verschiedener Bewirtschaftungsvarianten ermittelt worden sind, ermöglichen im
Hinblick auf das Verlagerungsverhalten der Nährstoffe Phosphor, Kalium, Magnesium und
Schwefel Aussagen zu folgenden Sachverhalten:
Zusammenhang zwischen dem pflanzenverfügbaren Nährstoffgehalt des Bodens und der
Nährstoff-Konzentration des Sickerwassers
Zusammenhang zwischen dem Nährstoff-Saldo und der verlagerten Nährstoffmenge
Einfluss des Bodens auf die Nährstoffverlagerung
Auswirkung der Bewirtschaftung auf die Nährstoffverlagerung
Einfluss der Sickerwassermenge auf die Nährstoff-Konzentration und den Nährstoffaus-
trag und
Einfluss der S-Deposition auf die S-Verlagerung
1
Phosphor
Das in der Bodenlösung vorhandene Phosphat-Ion gilt als wenig mobil. Es kann an Alumini-
um- und Eisen-Oxide sowie an Tonminerale gebunden werden, als Mineral ausfällen oder
einem Einbau in Huminstoffe unterliegen. Ein weiterer maßgebender Anteil des Gesamt-P
(P
t
) der Bodenlösung ist organisch gebunden. Aus gewässerökologischer Sicht gibt die LA-
WA (2007) für Oberflächengewässer einen Grenzwert von 0,15 mg P
t
/l vor, während der
VDLUFA (2001) für das Sickerwasser in 90 cm Tiefe einen Orientierungswert von 0,2 mg P
t
/l
nennt. Im Zusammenhang mit der neuen DüV wird derzeit die Oberflächengewässerverord-
nung mit den Grenzwerten 0,07 mg P
t
/l und 0,10 mg o-PO
4
/l diskutiert.
Die P-Konzentration des Sickerwassers zeigte in den einzelnen Messreihen unter landwirt-
schaftlicher Nutzung eine Schwankungsbreite von 0,02 bis 0,80 mg P
t
/l im mehrjährigen Mit-
tel der Versuche (Tabelle 1), wobei die höchsten Werte in einem Dauerdüngungsversuch mit
sehr hohem P-Überschuss auftraten.
Einfluss der Entnahmetiefe des Sickerwassers
Die Tiefe der Probenahme des Sickerwassers stellte sich im Lysimeterversuch Brandis als
eine die P-Konzentration des Sickerwassers beeinflussende Randbedingung heraus. Bei
gleicher Bewirtschaftung wies das Sickerwasser in 150 cm Tiefe bodenabhängig eine Band-
breite von 0,11 bis 0,28 mg löslichem Gesamt-P (TDP)/l auf. In 300 cm Tiefe war zwischen
den Böden kein Unterschied mehr erkennbar und die P-Konzentration bewegte sich auf ver-
gleichbar niedrigem Niveau. Hierfür dürfte die mit der Tiefe zunehmende Anzahl an P-
Bindungsstellen verantwortlich sein, die für eine weitere P-Pufferung sorgt. In den Saugker-
zenanlagen des Alpenvorlandes (Puch, Spitalhof) gab es zwischen 60 und 120/130 cm Tiefe
keinen signifikanten Unterschied in der P-Konzentration des Sickerwassers.
Zusammenhang zwischen pflanzenverfügbarem P-Gehalt des Bodens und P-
Konzentration des Sickerwassers
Im Bereich sehr hoher P-Gehalte im Oberboden (Gehaltsklasse E) zeigte sich in einem Dau-
erdüngungsversuch (Methau) mit steigendem P-Gehalt eine Zunahme der P-Konzentration
des Sickerwassers bis auf 0,8 mg P
t
/ l. Dabei ist das aus 60 cm Tiefe gewonnene Sicker-
25

wasser und dessen P-Konzentration nicht mit der P-Auswaschung aus der Wurzelzone
gleichzusetzen, da die Durchwurzelung in der Regel tiefer reicht.
Auf einer Pelosol-Schwarzerde mit sehr hohem P-Gehalt in der Ackerkrume (Schwerstedt)
kam es in Kombination mit der Ausbringung von Gülle-P in Einzelgaben von 10 bis 23
kg P/ha und Jahr häufig zur Überschreitung von 0,15 mg P
t
/l. Die jeweils zu Beginn der Si-
ckerwasserperiode erhöhten P-Konzentrationen des Sickerwassers deuten darauf hin, dass
daran die bevorzugte Verlagerung von in Schrumpfrissen akkumulierten P-Verbindungen
beteiligt war.
Demgegenüber ging vom sehr hohen P-Gehalt eines sandig-lehmigen Bodens der Altmark
(Falkenberg) keine Gefahr einer P-Verlagerung aus. Offenbar waren ausreichend P-
Bindungsstellen vorhanden und fand der Bodenwasserfluss vorwiegend über die Boden-
matrix und weniger über die Schrumpfrisse statt.
Auf einem Lößboden des Kasseler Beckens (Kassel) zeigte sich andererseits, dass bei P-
Gehaltsklasse B bis D und unabhängig von der Bewirtschaftungsvariante die oben genann-
ten Grenzwerte im Sickerwasser übertroffen werden können, vermutlich aufgrund des höhe-
ren P-Verlagerungsrisikos dieses Standortes, wobei bei einer Austauschrate von bis zu 33%
die höheren Konzentrationen auch im Zusammenhang mit einer niedrigen Sickerwasser-
menge zu sehen sind. Da sie aber deutlich höher ausfallen als bei den noch sickerwasser-
ärmeren Lößböden im Thüringer Becken und mittelsächsischen Lößhügelland und der P-
Austrag im mittleren Bereich liegt, scheint es sich tatsächlich um ein etwas höheres Verlage-
rungsrisiko des Standortes zu handeln.
Festzuhalten bleibt aber, dass es im Mittel von zehn bis dreiunddreißig Jahren auf Böden mit
Gehaltsklasse B bis D nur auf einem von sechzehn Ackerstandorten zu einer Überschreitung
von 0,15 mg P
t
/l im Sickerwasser kam.
Einfluss des Bodens auf die P-Verlagerung
Die P-Verlagerungsneigung der Böden war unterschiedlich.
Bei tiefgründigen Lößböden im Thüringer Becken (Buttelstedt) und im mittelsächsischen
Lößhügelland (Brandis) besteht aufgrund der in diesem Naturraum sehr niedrigen Sicker-
wassermengen ein ausgesprochen geringes P-Verlagerungsrisiko. Ein hoher pflanzenver-
fügbarer P-Gehalt (Gehaltsklasse D) wirkte sich nicht auf die P-Konzentration des Sicker-
wassers aus, die im Mittel der Jahre 0,06 und 0,13 mg P
t
/l betrug.
Demgegenüber ist die P-Verlagerungsgefahr auf skelettreichen, stark tonhaltigen Böden mit
Neigung zur Bildung von Makroporen und bevorzugten Fließbahnen höher.
Auf der Para-Rendzina im Thüringer Becken (Buttelstedt) kam es in einem von zehn Jahren,
unabhängig von der Düngungsvariante und obwohl in diesem Jahr kein Phosphor gedüngt
worden war, zu einem Anstieg der P-Konzentration des Sickerwassers auf über 0,15 mg Pt/l
im Jahresmittel. Dies hing vermutlich mit der erst ab Mai einsetzenden Sickerwasserbildung,
welche eine Stoffverlagerung aus einem mikrobiell aktiven Boden in Gang setzte, zusam-
men.
Eventuell werden höhere P-Konzentrationen des Sickerwassers begünstigt, wenn der Boden
humus- und grobporenreich ist und im Unterboden eine stärkere mikrobielle Aktivität zu ver-
zeichnen ist. Das könnte die vergleichsweise hohen P-Konzentrationen des Sickerwassers
von bis zu 0,22 mg P
t
/l erklären, welche auf dem bereits oben erwähnten Lößboden des
Kasseler Beckens bei Gehaltsklasse B bis D gemessen wurden (Kassel). Der in humusrei-
chen Böden intensiver ablaufende mikrobielle Umsatz war möglicherweise auch Grund für
die auf einer Parabraunerde im nördlichen Alpenvorland gemessene höhere P-Konzentration
unter Dauergrünland (0,22…0,32 mg P
t
/l) gegenüber Ackernutzung (0,10…0,14 mg P
t
/l) bei
pflanzenverfügbaren P-Gehalten in Gehaltsklasse B und C.
26

Einfluss der Bewirtschaftung auf die P-Konzentration des Sickerwassers und den P-
Austrag
Zwischen konventioneller und ökologischer Bewirtschaftungsform konnte auf einem Lößbo-
den im Kasseler Becken und einem sandigen Lehmboden in der Altmark kein Unterschied in
der P-Verlagerung festgestellt werden.
Der Einsatz von Gülle im Ackerbau hatte im Vergleich zu alleiniger mineralischer P-Düngung
keinen signifikanten Einfluss auf die P-Konzentration des Sickerwassers und den P-Austrag
auf einer Para-Rendzina im Thüringer Becken (Buttelstedt) und einer Parabraunerde im
nördlichen Alpenvorland (Puch).
Ein unmittelbar nach Ausbringung der Gülle beobachteter Anstieg der P-Konzentration des
Sickerwassers auf der Para-Rendzina weist auf einen schnellen Fluss über bevorzugte
Fließbahnen hin. Jedoch war diese kurzzeitig erhöhte P-Verlagerung auf das Jahr bezogen
kaum von Bedeutung. Mit Hilfe der durch Lysimeter genau erfassbaren Sickerwassermenge
konnte für diesen Standort zudem quantifiziert werden, dass Gülleanwendung den P-Austrag
im Vergleich zu alleiniger P-Mineraldüngung im langjährigen Mittel nur um 0,008 kg P
t
/ha
und Jahr erhöhte.
Direktsaat verminderte im Vergleich zu Pflug- und Grubberbearbeitung die P-Konzentration
des Sickerwassers. Grund dafür ist, dass ein höherer Sickerwasseranfall bei Direktsaat zur
Verdünnung der P-Konzentration führte. Der P-Austrag wurde durch die Intensität der Bo-
denbearbeitung nicht beeinflusst.
Einfluss der Sickerwassermenge auf die P-Konzentration des Sickerwassers und den
P-Austrag
Mit zunehmender Sickerwassermenge war in der Regel ein Rückgang der P-Konzentration
festzustellen, somit änderte sich der P-Austrag kaum. Dies traf für Böden bis zur Gehalts-
klasse D zu. Im Gegensatz dazu sank bei zwei Versuchen (Schwerstedt und Methau), bei
denen sehr hohe P-Gehalte des Bodens zu einem Anstieg der P-Verlagerung führten, die P-
Konzentration mit zunehmender Sickerwassermenge nicht. Demzufolge stieg der P-Austrag
auf diesen beiden Standorten mit zunehmender Sickerwassermenge an.
Der P-Austrag aus der Wurzelzone ackerbaulich genutzter Böden
1
schwankte zwischen 0,02
und 0,37 kg P/ha und betrug nur 0,1 bis 1,7 % der P-Düngermenge. Unter Grünland im nörd-
lichen Alpenvorland wurde mit Hilfe grob geschätzter Sickerwasserraten eine P-
Auswaschung von 0,23 bis 0,7 kg P/ha ermittelt, was 0,5 bis 1,8 % der P-Düngung ent-
sprach.
Insgesamt ist festzuhalten, dass Überschreitungen von 0,15 mg P
t
/l im Sickerwasser unter-
halb der Durchwurzelungszone nicht mit dem P-Eintrag in ein Gewässer gleichgesetzt wer-
den können, wenn es nicht direkt zu einem Übertritt in einen Vorfluter kommt. Inwieweit da-
her ein Gewässer konkret durch die P-Auswaschung aus dem Wurzelraum gefährdet ist,
bedarf einer weiteren Prüfung des P-Bindungsvermögens der darauffolgenden ungesättigten
Bodenzone des Standorts.
Im Unterschied zu kurzfristigen Messungen konnte mit langjährigen Lysimeteruntersuchun-
gen gezeigt werden, dass auch bei optimaler Bewirtschaftung kurzfristig eine P-Verlagerung
stattfinden kann, die sich aber in eine langfristig niedrige P-Auswaschung einfügt.
Sehr hohe P-Gehalte in der Ackerkrume bergen dagegen auf Standorten mit einem erhöhten
P-Verlagerungsrisiko die Gefahr, dass der LAWA-Richtwert für Fließgewässer von
0,15 mg P
t
/l sowohl häufiger durch Einzelereignisse als auch im Jahresmittel überschritten
wird. Sehr hohe P-Gehalte sollten deshalb vermieden werden.
1
Der Trichterlysimeterversuch Methau mit einer Probenahmetiefe von 60 cm ist hierbei nicht
berücksichtigt.
27

2
Kalium
Die für die Lysimeterversuche verwendeten Böden wiesen unterschiedliche Gehalte an
pflanzenverfügbarem Kalium auf. Zumeist befanden sich die Böden in gutem bis sehr gutem
Kalium-Versorgungszustand. Von großer Bedeutung für die Verlagerungsneigung von Kali-
um sind spezifische Bodeneigenschaften wie der Tongehalt und damit verbunden die Katio-
nen-Austauschkapazität sowie der Sickerwasseranfall.
Zu beachten sind bei der Ergebnisinterpretation jedoch auch die technischen Unterschiede
der Lysimeter selbst. So differiert die Tiefe der Sickerwasserentnahme zwischen 0,6 m und
3 m. Daher sind unmittelbare Vergleiche zwischen den einzelnen Lysimeterstationen nicht
vollständig möglich, wohl aber der Vergleich zwischen den geprüften Bewirtschaftungsvari-
anten innerhalb einer Lysimeteranlage.
Die K-Konzentration des Sickerwassers zeigte unter ackerbaulicher Nutzung eine Schwan-
kungsbreite von 0,34 bis 14 mg K/l im mehrjährigen Mittel. Die K-Austräge beliefen sich auf
0,06 bis 24 kg K/ha.
Im Unterschied hierzu wies das aus 60 cm Tiefe entnommene Sickerwasser im Dauerdün-
gungsversuch Methau unter Einwirkung sehr hoher K-Überschuss-Salden eine Konzentrati-
on von 11 bis 26 mg K/l auf und es wurden aus dieser Tiefe 37 bis 62 kg K/ha ausgewa-
schen.
Zusammenhang zwischen Gehalt an pflanzenverfügbarem K im Boden, K-Saldo und
verlagerter K-Menge
In den meisten der vorgestellten Lysimeterversuche lagen positive K-Salden vor, d.h die
Düngung überstieg meist die Abfuhr mit den Ernteprodukten. Die K-Düngung wirkte sich im
Zusammenhang mit den jeweiligen Salden deutlich auf die Gehalte an verfügbarem Kalium
(CAL- bzw. DL-Extrakt) im Oberboden aus.
In den Versuchen konnte allerdings kein eindeutiger Zusammenhang zwischen dem Gehalt
an pflanzenverfügbarem Kalium im Boden und den mit dem Sickerwasser ausgetragenen
Mengen an Kalium erkannt werden. Sehr hohe Gehalte wirkten sich aber tendenziell aus-
tragsfördernd aus.
Im Dauerdüngungsversuch Methau zeigte sich im Bereich sehr hoher K-Versorgung des
Bodens (Gehaltsklasse E) ein positiver Zusammenhang zwischen pflanzenverfügbarem K-
Gehalt und K-Auswaschung in 60 cm Tiefe. Im Lysimeterversuch Kassel hatte der höchste
K-Überschuss-Saldo (+73 kg K/ha) und K-Gehalt des Bodens (Gehaltsklasse D, Ain, hoher
Rübenanteil) im Vergleich zu den weniger mit K versorgten Varianten die höchsten Werte
der K-Konzentration und des K-Austrages zur Folge.
In den übrigen Untersuchungen konnte kein statistisch absicherbarer Zusammenhang zwi-
schen der Höhe des K-Saldos und der K-Fracht hergestellt werden.
Im Lysimeterversuch Falkenberg zeigten im Mittel von 20 Jahren in etwa ausgeglichene K-
Salden bei konventioneller Bewirtschaftung gegenüber sehr stark negativen K-Salden im
Ökolandbau keine Unterschiede in der K-Auswaschung. Im Lysimeterversuch Kassel wirkten
sich K-Salden verschiedener Bewirtschaftungsvarianten im Bereich von -14 bis +60 kg K/ha
und pflanzenverfügbare K-Gehalte des Bodens in den Gehaltsklassen B bis D nicht auf die
Höhe der K-Auswaschung aus. Ein langjährig negativer K-Saldo im Trichterlysimeterversuch
Schwerstedt senkte zwar den pflanzenverfügbaren K-Gehalt des Bodens, welcher anfangs in
Gehaltsklasse E lag, jedoch ging die K-Auswaschung dadurch nicht zurück. Im Lysimeter-
versuch Buttelstedt gab es zwischen mineralischer Düngung mit ausgeglichenem K-Saldo
und mineralisch-organischer Düngung mit einem K-Saldo von +40 kg/ha keine Unterschiede
in der K-Auswaschung.
28

Trotz der hohen Beweglichkeit von Kalium mit dem Wasserstrom war die Menge des verfüg-
baren Kaliums außer in den flachen Lysimetern in Methau nicht entscheidend für die Nähr-
stoffverluste mit dem Sickerwasserstrom. Es ist allerdings darauf zu verweisen, dass die
meisten der ausgewerteten Versuche keine gestaffelte K-Düngung aufweisen.
Abhängigkeit der K-Verlagerung von der Bodenart
Entscheidend sind hingegen die Bodenart und der Tonanteil. In sandigen Böden mit gerin-
gem Tonanteil traten mit bis zu 14 mg K/l die höchsten Konzentrationen und Austragsraten
auf (Brandis). Demgegenüber wurde in tonreichen Böden die geringste Kaliumverlagerung
gemessen. Das Sickerwasser der Löß- und Keuperverwitterungsböden (Tu2 bis Tu4) in
Brandis, Buttelstedt und Kassel wies K-Konzentrationen von 0,3 bis 1,8 mg K/l auf. Die Ur-
sache liegt im Fixierungsvermögen der Tonminerale für Kationen. Diese bestimmen maß-
geblich die in der Bodenlösung verfügbare Kaliummenge und damit auch die Möglichkeit für
Verlagerungsvorgänge. So wurden z.B. im Leipziger Lysimeter beim Vergleich verschiedener
Böden folgende Austragsmengen in 1 m Tiefe gemessen: 10,6 kg K/ha und Jahr unter an-
lehmigem Sand; 8,3 unter sandigem Lehm; 3,2 unter Lehm. In Brandis reichte die Spanne in
3 m Tiefe von unter 1 kg auf stark tonhaltigem Lößboden bis zu 24 kg K/ha und Jahr auf ton-
armem sickerwasserreichem D-Standort. In den tonarmen Sandböden wird Kalium nur in
geringem Maße an die Tonminerale gebunden und unterliegt daher in hohem Maße der Ver-
lagerungsgefahr. Auf bindigeren Böden steigt die Verlagerungsgefahr wenn Schrumpfrisse
auftreten.
Wirkung der Sickerwassermenge auf die verlagerte K-Menge und die K-Konzentration
des Sickerwassers
Die Konzentration an Kalium im Sickerwasser und die absolute verlagerte Nährstoffmenge
sind keine umweltrelevanten Parameter. Für die Landbewirtschaftung können die K-Verluste
jedoch von wirtschaftlicher Bedeutung sein, da sie zumindest auf schlecht oder gerade opti-
mal versorgten Flächen ersetzt werden müssen.
In den ausgewerteten Lysimeterversuchen konnte ein klarer Zusammenhang zwischen der
Sickerwassermenge und der Kalium-Konzentration im Sickerwasser belegt werden. Mit stei-
genden Sickerwasserraten nahm die Konzentration an Kalium ab. Hohe Werte wurden hin-
gegen in Jahren mit geringem Sickerwasseranfall festgestellt. Auch im Jahresverlauf zeigte
sich dieser Zusammenhang. In Schwerstedt waren zu Beginn der Sickerwasserperiode die
höchsten Gehalte festzustellen, danach ein Rückgang bis zum Ende der Sickerwasserperio-
de. Insgesamt konnte ein einheitlicher Trend zu hohen Mengen verlagerten Kaliums bei ho-
hen Sickerwassermengen festgestellt werden. Dies unterstreicht die prinzipielle Mobilität und
Verlagerungsgefahr von im Boden frei verfügbarem und nicht an Tonmineralen gebundenem
Kalium.
Die je Jahr mit dem Sickerwasser ausgetragenen K-Frachten reichten von 0,06 bis
2,0 kg K/ha auf den Löß- und Keuperverwitterungsböden, sowie 3 bis 11 kg K/ha auf den mit
höheren Tonanteilen ausgestatteten sandig-lehmigen Böden der Partheniederung, der Alt-
mark und des nordostmecklenburgischen Flachlandes. Auf einzelnen Standorten, wie den
sandigen Böden der Partheniederung in Brandis lagen sie aber mit bis zu 24 kg K/ha auch
deutlich darüber und erreichten damit eine wirtschaftlich relevante Größenordnung. Hierfür
verantwortlich dürften aber eher die hohen positiven K-Salden sein und weniger die Sicker-
wassermenge.
29

Auswirkung differenzierter Bewirtschaftung (Düngung, Bodenbearbeitung) auf die K-
Verlagerung
Neben den unterschiedlichen Böden wirkten sich auch geprüfte Bewirtschaftungsvarianten
auf den Kaliumaustrag mit dem Sickerwasser aus.
Mit abnehmender Intensität der Bodenbearbeitung wurde in Leipzig eine Zunahme der Kali-
umverlagerung festgestellt. Diese ist vermutlich auf die größere Anzahl an Grobporen und
damit die gesteigerten Sickerwassermengen zurückzuführen.
Die Kalium-Düngung wirkt sich hingegen im Mittel kaum direkt auf die mit dem Sickerwasser
ausgetragene K-Menge aus. In Einzelfällen konnten jedoch durch hohe Düngermengen re-
sultierende erhöhte Kaliumfrachten im Sickerwasser festgestellt werden (Kasseler Becken).
Am ehesten ist dies jedoch auf sandigen Böden mit hohen Sickerwasserraten der Fall. Auf
diesen Böden sollte daher keine K-Vorratsdüngung im Herbst erfolgen.
Insgesamt wird mit den Untersuchungen belegt, dass für die Kaliumverlagerung in erster
Linie die jeweiligen Bodeneigenschaften (z.B. der Tongehalt) bestimmend sind. Insbesonde-
re auf sandigen durchlässigen Böden können die Verluste über das Sickerwasser wirtschaft-
lich relevante Größenordnungen (20 bis 30 kg/ha) erreichen. Auf bindigen tonhaltigen Böden
bleiben die ausgetragenen Mengen demgegenüber gering. Sie dürften hier von der Anzahl
an Schrumpfrissen und Grobporen bestimmt sein. Bei der Festlegung von Menge, Art und
Zeitpunkt der Kaliumdüngung müssen daher neben dem Pflanzenbedarf und dem Versor-
gungszustand des Bodens unbedingt die Standortbedingungen berücksichtigt werden.
Nachteilige Umweltwirkungen sind durch die gemessenen Kaliumausträge mit dem Sicker-
wasser nicht zu erwarten.
3
Magnesium
Im Boden ist Magnesium häufig in Form von carbonathaltigen Mineralen und Silikaten ge-
bunden. Kommt es zur Auswaschung, wird es als zweiwertiges Kation ausgetragen. An den
untersuchten Standorten betrug die ausgetragene Nährstoffmenge durchschnittlich 6 bis
417 kg Mg/ha und Jahr.
Es ist festzustellen, dass die Bodenart die Höhe der Austragung stark beeinflusst. Tonig-
mergeliges und dolomitisches Ausgangsgestein besteht zu großen Anteilen aus magnesi-
umhaltigen Silikaten, aus denen beim Prozess der Verwitterung Magnesium freigesetzt wird.
Deshalb verursachen höhere Mergel- und Tonanteile im Boden höhere Mg-Fachten. Aus
diesem Grund kann aus der Höhe des Mg-Saldos kein direkter Einfluss auf die verlagerte
Magnesiummenge festgestellt werden.
Zusammenhang zwischen dem Gehalt an pflanzenverfügbarem Mg im Boden, dem Mg-
Saldo und der verlagerten Mg-Menge
Die Bodengehaltswerte stiegen an allen Versuchsstandorten, außer in Kassel-Herleshausen,
während der letzten 10 bis 15 Jahre an. Die Ursachen für den Anstieg liegen einerseits in der
Verwendung von organischen Düngemitteln oder dem Einsatz von magnesiumhaltigen Kal-
ken. Anderseits können auch die geogen bedingten Quellen große Mengen Magnesium frei-
setzen, die dann zu einer Anreicherung von Magnesium Ionen in der Bodenlösung führen.
Besonders deutlich wird dies an den Bodenuntersuchungsergebnissen in Schwerstedt. Die
Bilanzsalden waren hier langjährig negativ, trotzdem stiegen die Bodengehaltswerte langsam
an. Die verlagerte Nährstoffmenge in Schwerstedt ist besonders hoch und nicht vergleichbar
mit denen anderer Standorte. Trotz negativer Bilanz werden hier im Mittel der Jahre
417 kg Mg/ha und Jahr in tiefere Schichten unter 1,3 m ausgetragen. Diese hohe Fracht wird
durch das geogene Magnesium-Vorkommen und die hohe Sickerwassermenge hervorgeru-
fen.
30

An den Standorten in Brandis und Leipzig ergaben sich durch den Einsatz von organischen
Düngern hohe Bilanzüberschüsse von 60 bis 118 kg Mg/ha und Jahr. Die Bilanzüberschüsse
führten zu schnell ansteigenden pflanzenverfügbaren Magnesiummengen im Oberboden.
Die hohen Gehalte hatten aber keinen signifikanten Einfluss auf die verlagerte Nährstoff-
menge. Mögliche Ursachen können der geringe Sickerwasseranfall, oder auch eine ausrei-
chende Anzahl von freien Bindungsplätzen im Boden sein.
Sehr niedrige oder negative Bilanzsalden wie in Buttelstedt oder Methau verhindern den
Austrag aus der Wurzelzone jedoch nicht. Es besteht also kein genereller Zusammenhang
zwischen dem Magnesiumsaldo einer Fläche und der Nährstoffmenge, die durch Sickerwas-
ser ausgetragen wird.
Abhängigkeit der Magnesiumverlagerung von dem Boden und der Sickerwassermenge
Entscheidend für die Magnesiumverlagerung sind Bodenart und Höhe der Sickerwasser-
mengen. Hohe Niederschlagsmengen in kurzer Zeit erhöhen die Gefahr einer hohen Sicker-
wassermenge. Hierdurch steigt die Verlagerung von Nährstoffen und feinen Bodenpartikeln.
Überlagert wird dies durch den Einfluss der Bodenart. Die Austragsmenge nimmt von Sand
über anlehmigen Sand hin zu Lehm unter hohen Sickerwassermengen stark zu. Auf flach-
gründigen Sandböden mit geringen Schluffanteilen und Tonanteilen werden Ionen in der
Bodenlösung mit dem anfallenden Sickerwasser leicht aus der Wurzelzone ausgewaschen
und in tiefere Bereiche verlagert. Diese Böden sind jedoch von Natur aus magnesiumarm, da
sie kaum magnesiumhaltige Silikate enthalten. Die mögliche Austragsmenge ist klein. Dage-
gen steigt die Fracht mit dem Tonanteil bei hoher Sickerwassermenge an, da austauschbare
Mg-Ionen in die Bodenlösung übergehen und ausgetragen werden können.
In tiefgründigen lehmunterlagerten sorptionsstarken Lößböden mit sporadischem Sickerwas-
seraufkommen werden nur sehr geringe Mengen des Magnesiums verlagert. Die geringen
Sickerwassermengen haben zur Folge, dass der hohe Gehalt an pflanzenverfügbarem Mag-
nesium den Pflanzen über einen langen Zeitraum zur Verfügung steht und die Nährstoffe
den Wurzelraum selten verlassen. Am Standort Buttelstedt konnte eine Beziehung zwischen
der Magnesium-, Calcium- und der Hydrogencarbonat-Konzentration im Sickerwasser ge-
funden werden. Hohe Sickerwassermengen erhöhen dabei den Kohlenstoffdioxidpartialdruck
im Boden. Die entstandene schwache Säure löst Magnesium und Calcium aus carbonathal-
tigen Silikaten, die mit dem Sickerwasser abgeführt werden. Der Verlagerung und der Aus-
trag von Magnesium kann durch viele freie Bindungsstellen und stabilen Ton-Humus-
Komplex verringert werden, niedrige Sickerwassermengen begünstigen dabei die Anreiche-
rung von Magnesium im Oberboden
Abhängigkeit der Magnesiumkonzentration des Sickerwassers vom Boden und der
Sickerwassermenge
Die Konzentration von Magnesium-Ionen im Sickerwasser ist differenziert von der verlager-
ten Menge zu betrachten. Für die Verwendung des Wassers in technischen Anlagen sowie
die Einspeisung ins öffentliche Trinkwassernetz sind die Auswaschungsverluste pro Flä-
cheneinheit im Gegensatz zur Magnesiumkonzentration im Sickerwasser zweitrangig. San-
dige Ausgangsubstrate führen bei steigender Sickerwassermenge zu einer gleichbleibenden
bis leicht fallenden Ionenkonzentration. Sand enthält nur wenig magnesiumhaltige Minerale.
Aus diesem Grund kommt es im Sickerwasser mit steigender Sickerwassermenge zu einem
Verdünnungseffekt. Sandige Lehme und Lehme enthalten dagegen höhere Ton- und Car-
bonatanteile, aus denen durch die chemische Reaktion von Magnesiumcarbonat zu Magne-
sium und Hydrogencarbonat immer wieder Magnesium freigesetzt wird. Der Tonanteil ist
ausschlaggebend dafür, dass die Magnesiumkonzentrationen im Sickerwasser mit höher
werdenden Sickerwassermengen steigen.
31

Auswirkung differenzierter Bewirtschaftung (Düngung, Bodenbearbeitung) auf die Mg-
Verlagerung
Eine Differenzierung hinsichtlich der Auswaschung und Verlagerung von Magnesium in Ab-
hängigkeit von der Düngeform, dem Düngezeitpunkt oder der Düngehöhe des Magnesiums
konnte nicht festgestellt werden.
Die Bewirtschaftungsform hat je nach Kulturart Einfluss auf die Sickerwassermenge und da-
mit auch auf die Austragsmenge. Wassersparende Bodenbearbeitung kann in einigen Natur-
räumen den Sickerwasseranfall erhöhen und damit das Austragsrisiko steigern. Auf den
konventionell geführten Lysimetern in Leipzig konnte der Einfluss unterschiedlicher Intensität
der Bodenbearbeitung und der Stickstoffdüngung gegenüber den Magnesiumausträgen ge-
zeigt werden. Eine höhere Stickstoffdüngung führte unter sonst gleichen Bedingungen zu
einem Anstieg der ausgetragenen Menge an Magnesium. Mit abnehmender Intensität der
Bodenbearbeitung war auf den lehmigen Böden eine Zunahme des Mg-Austrags zu be-
obachten, bedingt durch die höhere Sickerwassermenge. Zu beachten ist aber, dass die Ly-
simeteranlage nur ein Meter tief und somit flacher als der maximal durchwurzelbare Boden-
horizont ist. Unter realen Bedingungen nehmen die Pflanzen auch aus tieferen Schichten
Nährstoffe auf, die Austragsmenge verringert sich um diesen Teil.
Nach mehrjähriger Bewirtschaftung ohne Magnesiumzufuhr kommt es bei hohen Nieder-
schlägen zu einer Verarmung im Oberboden. Bei der Umstellung eines Teils der Lysimeter-
anlage Falkenberg auf eine ökologische Bewirtschaftung fanden sich die geringeren pflan-
zenverfügbaren Magnesiumgehalte im Boden nicht im Sickerwasser wieder. Trotz negativer
Bilanzsalden unterscheidet sich hier die Mg-Auswaschung im Vergleich zu der intensiven
Bewirtschaftungsvariante mit einem positiven Saldo (+24 kg Mg/ha und Jahr) nicht wesent-
lich.
4
Schwefel
Pflanzenverfügbarer Schwefel (S) in Form von Sulfat (SO
4
2-
), weist wie Nitrat eine hohe Mo-
bilität im Boden auf und kann aufgrund der Auswaschungsgefährdung zu einer Belastung der
Gewässer beitragen. Der Grenzwert für Trinkwasser beträgt 250 mg SO
4
2-
pro Liter.
Anhand vorliegender langjähriger Lysimeter- und Saugsondenversuche wurden unter land-
wirtschaftlicher Nutzung mittlere SO
4
2-
Konzentrationen im Sickerwasser im Bereich von teil-
weise deutlich unter 10 mg/l (Alpenvorland) bis 630 mg/l (Lößregion, Brandis) ermittelt. Die
mittlere jährliche Schwefelfracht lag zwischen rund 5 und 130 kg S/ha.
Die niedrigsten S-Austräge wurden im niederschlagsreichen Alpenvorland erfasst. Die
höchsten S-Austräge waren auf tiefgründigen Lößböden mit hohem Wasserspeicher-
vermögen in der Lößregion (Standort Brandis) feststellbar. Diese hohen S-Frachten sind auf
eine S-Anreicherung in niederschlagsarmen Regionen aufgrund der in der Vergangenheit
hohen S-Zufuhr durch die atmosphärische S-Deposition von regional über 100 kg S/ha und
Jahr, sowie eine S-Zufuhr als Begleitstoff über Stickstoff-Dünger (v. a. auf dem Gebiet der
ehemaligen DDR) zurückzuführen.
Geogen bedingt, infolge von Gipseinlagerungen, wurden im Sickerwasser der Schwarzerde
aus Tonmergeln im Thüringer Becken sehr hohe SO
4
2-
Konzentrationen von 1418 mg/l und
S-Frachten von 600 kg S/ha und Jahr gemessen.
Zusammenhang zwischen dem Gehalt an pflanzenverfügbarem S im Boden und der S-
Verlagerung
Ein positiver Zusammenhang zwischen dem Gehalt an pflanzenverfügbarem S (S
min
) und der
S-Verlagerung wurde auf dem Löss-Lehm Boden in Sachsen (Methau) erfasst. Dieser wies
sehr hohe Smin-Gehalte von 100 kg S/ha auf, die seit 1998, trotz hoher jährlicher S-
32

Bilanzüberschüsse von > 80 kg S/ha, einen stark abnehmenden Trend zeigten. Analog hier-
zu war ein abnehmender Trend der S-Verlagerung zu beobachten. Ursache dafür ist vermut-
lich der gleichzeitige Rückgang der ehemals hohen atmosphärischen S-Deposition seit 1990
von > 150 kg auf derzeit < 10 kg S/ha und Jahr am Standort.
Bei den leichten Böden der Sandlößlandschaften in Nordwestsachsen der Stationen Brandis
und Nossen (ehemals Leipzig) lagen die S
min
-Gehalte im Zeitraum nach 2009 (also ohne
Einfluss einer früheren hohen S-Deposition) auf einem niedrigen Niveau zwischen 10 und
27 kg S/ha. Diese niedrigen Smin-Gehalte sind durch die vergleichsweise hohe Sickerwas-
serbildung und entsprechend hohe sickerwassergebundene SO
4
2-
-Verlagerung auf den leich-
ten Standorten, die eine schnellere Auswaschung des S-Pools aus der Vergangenheit zur
Folge hatte, begründet.
Aufgrund der stark abnehmenden atmosphärischen S-Deposition und dem überwiegenden
Einsatz S-freier Dünger, die sich in einer Abnahme der S
min
-Gehalte im Boden widerspiegel-
ten, war in den letzten Jahren vermehrt ein S-Mangel an Kulturpflanzen feststellbar.
Die im Vergleich zu den anderen Standorten höchsten S
min
-Gehalte von 179 kg S/ha wies
geogen bedingt die Schwarzerde aus Tonmergeln des mittleren Keupers in Thüringen auf.
Abhängigkeit der S-Verlagerung von der Bodenart und der Sickerwassermenge
Ein Einfluss der Bodenart auf die S-Verlagerung war an den Versuchsstandorten mit ehe-
mals hoher S-Zufuhr (S-Deposition, Düngung) nachweisbar. So wurden höhere S-Frachten
bei tiefgründigen lehmigen Lößböden im Vergleich zu leichten Böden erfasst (Lößstandorte
in Sachsen und Thüringen). Es ist davon auszugehen, dass diese hohen S-Frachten noch
auf den Einfluss der hohen S-Zufuhr aus der Vergangenheit zurückzuführen sind, die zu ei-
ner S-Anreicherung der Böden führten. Auf tiefgründigen Lehmböden mit geringen Aus-
tauschraten des Bodenwassers kann S in Abhängigkeit vom Tongehalt über mehrere Jahre
in der Wurzel- und Dränwasserzone zurückgehalten werden. In niederschlagsreichen Jahren
ist dann, unabhängig von der Höhe der aktuellen Einträge, eine Auswaschung eines über-
proportional hohen Anteils des S-Pools möglich. Analog zur abnehmenden S-Zufuhr (atmo-
sphärische Deposition, Düngung) in den letzten Jahren zeichnete sich auch ein abnehmen-
der Trend der S-Auswaschung auf den tiefgründigen Lößböden (Standorte Brandis und But-
telstedt) auf das Niveau der leichteren Böden ab. Auf den leichten lehmigen Sanden der Ly-
simeterstationen in Mecklenburg-Vorpommern und der Altmark wurden ebenfalls mit 24 und
26 kg/ha vergleichsweise niedrige S-Frachten ermittelt.
In den meisten Versuchen wurde ein positiver Zusammenhang zwischen der Sickerwasser-
menge und der S-Verlagerung festgestellt. Die höchsten S-Austräge wurden im sickerwas-
serreicheren Winterhalbjahr erfasst (ca. 75% des gesamten Jahresaustrages an den Stand-
orten Brandis und Falkenberg). Das niederschlagsreiche Alpenvorland zeigte demgegenüber
von allen Standorten die niedrigste S-Verlagerung bei gleichweise hohen Sickerwassermen-
gen. Das ist vermutlich auf die in der Vergangenheit in dieser Region niedrigeren atmosphä-
rischen S-Einträge (fehlende Braunkohleindustrie) und geringere Nachlieferung aus dem
Boden-S-Pool zurückzuführen.
Auswirkung differenzierter Bewirtschaftung (Bodenbearbeitung, Düngung,) auf die S-
Verlagerung
Ein Zusammenhang zwischen der Intensität der Bodenbearbeitung und der S-Verlagerung
konnte auf den lehmigen Böden der Lysimeterstation in Nossen (ehemals in Leipzig) festge-
stellt werden. Die S-Auswaschung nahm mit abnehmender Intensität der Bodenbearbeitung
in der Reihenfolge Pflug < Grubber < Direktsaat zu. Dieser Zusammenhang ist allerdings
durch eine Zunahme der Sickerwassermenge bei reduzierter Bearbeitung begründet.
33

Die langjährigen Lysimeter- und Saugsondenversuche zeigten an mehreren Standorten,
dass die SO
4
2-
-Auswaschung maßgeblich vom S-Saldo beeinflusst wurde. So wurde ein po-
sitiver Zusammenhang zwischen jährlichem landwirtschaftlich bedingtem S-Saldo und der
SO
4
2-
-S-Fracht bei fehlendem oder nur geringem Einfluss der S-Deposition am Beispiel der
Lysimeterversuche in der Altmark (Falkenberg) und im Kasseler Becken (Kassel-
Harleshausen) sowie der Saugsondenanlagen im Alpenvorland (Puch, Spitalhof) nachgewie-
sen.
Ebenso wurden bei hohem S-Düngeniveau und hoher jährlicher S-Überschüsse von
> 80 kg S/ha auf dem Lößlehm am Standort Methau, in einer Tiefe von nur 60 cm, hohe S-
Frachten von im Mittel 114 kg/ha und Jahr erfasst.
Auf der Parabraunerde im Alpenvorland (Puch) weisen dreifach höhere SO
4
2-
-
Konzentrationen des Sickerwassers nach Ausbringung von Sulfat-S im Zusammenhang mit
einer Grunddüngung im Herbst im Vergleich zur Gülledüngung während der Vegetationszeit
auf den Einfluss des Ausbringungszeitpunktes auf die S-Auswaschung in niederschlagsrei-
chen Regionen hin.
Bei allen vorgestellten Versuchsvarianten mit geringer Intensität (Dauerbrache, geringe or-
ganische bzw. mineralische S-Düngung, Kiesparzelle) zeigte sich analog zur abnehmenden
atmosphärischen S-Deposition ein rückläufiger Trend bei der S-Auswaschung.
5
Schlussfolgerungen
Anhand der in dieser Broschüre dargestellten Ergebnisse langjähriger Untersuchungen von
Lysimeter- und Saugkerzenanlagen in Nord-, Mittel- und Süddeutschland lassen sich folgen-
de wichtige Erkenntnisse ziehen.
Sehr hohe Nährstoffgehalte an Phosphor (P), Kalium (K), Magnesium (Mg) und Schwefel (S)
in der Ackerkrume bzw. im humosen Oberboden erhöhen das Verlagerungsrisiko aus dem
Wurzelraum. Somit kann eine Bodennutzung, deren Nährstoff-Input langfristig deutlich über
der Nährstoffabfuhr liegt zu einem erhöhten Nährstoffverlust führen. Bei den Nährstoffen P
und S kann das eine unerwünschte Belastung der Gewässer nach sich ziehen. Im Fall von
K, Mg und S kann damit eine wirtschaftliche Einbuße für den Landwirt verbunden sein. Eine
langfristig über den pflanzlichen Nährstoffbedarf hinausgehende hohe Intensität der Dün-
gung sollte deshalb vermieden werden. Als nachhaltig ist diejenige Düngermenge zu verste-
hen, die bei einem anzustrebenden Bodennährstoffgehalt (Gehaltsklasse C bei P, K und Mg)
die durch das Erntegut abgefahrene Nährstoffmenge ausgleicht.
Die Nährstoff-Bindungskapazität des Bodens und die klimatischen Verhältnisse sind ent-
scheidende Faktoren für die Auswaschung der Nährstoffe P, K, Mg und S.
Ein starker Einfluss auf die Auswaschungsgefährdung von K, Mg und S geht von der Höhe
der Sickerwassermenge aus. Insbesondere auf sandigen Böden mit geringem Nährstoffbin-
dungsvermögen sowie auf lehmigen Böden in niederschlagsreichen Regionen kann eine
Düngung zur Vegetationszeit an Stelle einer hohen Grunddüngung im Herbst dazu beitra-
gen, die Nährstoffverluste über den Sickerwasserpfad zu begrenzen und damit die Effizienz
der Düngung zu verbessern.
Dagegen wird die Auswaschung von P aus dem Wurzelraum bei Bodengehalten bis in den
Bereich der Gehaltsklasse D auf mittel- bis tiefgründigen lehmigen Böden nur selten durch
die Sickerwassermenge beeinflusst. Erst bei sehr hohen Bodengehalten, die deutlich über
der Untergrenze der Gehaltsklasse E liegen, kann es mit zunehmender Sickerwassermenge
zu einem Anstieg der P-Auswaschung kommen. Dies trifft insbesondere für flachgründige
sowie durch präferenzielle Fließbahnen (Makroporenfluss) geprägte Böden zu.
Beim Nährstoff P hat die aus dem Wurzelraum ausgetragene niedrige Fracht keine wirt-
schaftliche Bedeutung. Andererseits kann schon eine geringe Erhöhung des P-Austrages für
34

die angrenzenden Gewässer problematisch werden, wenn die P-Konzentration des Sicker-
wassers den für den jeweiligen Gewässertyp tolerablen Wert übersteigt. Höhere Sickerwas-
sermengen begünstigen eine Verdünnung der P-Konzentration des Sickerwassers. In den
ausgewerteten Versuchen werden daher Grenzwerte von 0,1 (§13 der DüV) bzw.
0,15 mg P/l (LAWA) auf Standorten mit Austauschraten des Bodenwassers von deutlich über
100% nicht erreicht. Auf den Lößböden im mitteldeutschen Trockengebiet kann dagegen die
Gesamt-P-Konzentration im Bereich von 0,1 mg P/l liegen. Dies ist auf die sehr geringe Si-
ckerwassermenge dieser Standorte zurückzuführen und als unvermeidbar zu sehen. Gleich-
wohl ist auch hier die ausgewaschene P-Menge extrem gering. Bei sehr hohen P-Gehalten
im Oberboden besteht hingegen generell ein erhöhtes P-Verlagerungsrisiko mit der Folge
der Überschreitung von Grenzwerten der Konzentration im Sickerwasser. Skelettreiche und
stark tonhaltige Böden mit Neigung zur Schrumpfrissbildung haben aufgrund des schnell
abfließenden Bodenwassers über Makroporen ein etwas höheres P-Verlagerungsrisiko. Dort
kann es unabhängig vom Boden-P-Gehalt zeitweilig zu erhöhten P-Konzentrationen im Si-
ckerwasser kommen. Dieser Umstand sollte bei der Terminierung der P-Düngung standort-
bezogen berücksichtigt werden.
Die Untersuchungen haben zudem gezeigt, dass es bei den Nährstoffen K, Mg und S zwi-
schen der Nährstoffauswaschung bei niedrigen und optimalen Nährstoffgehalten des Bodens
kaum einen Unterschied gibt. Unabhängig davon, ob die Bewirtschaftung extensiv oder in-
tensiv, im ökologischen oder konventionellen Landbau stattfindet, erfolgt ein vom Standort
abhängiger Nährstoffverlust über den Sickerwasserpfad. Dieser ist als weitgehend unver-
meidbar einzustufen und ist in den Düngungsempfehlungen enthalten.
Mit Ausnahme leichter und sickerwasserreicher Standorte spielen positive Nährstoffsalden
eines Einzeljahres für die Nährstoffauswaschung kaum eine Rolle.
35

Standorte
Brandis
(6)
Methau (9)
Leipzig
(5)
Buttelstedt
(7)
Schwer-
stedt (7)
Kassel
(4)
Groß-
Lüsewitz (1)
Falkenberg
(2)
Puch
(10)
Spitalhof
(11)
Bundesland
SN
TH
HE
MV
ST
BY
Naturraum
Leipziger Lößtiefland,
Mittelsächsisches
Lößhügelland
Mulde-
Lößhügelland
Mittelsächs. Lößhü-
gelland,
Elbe-Mulde-Tiefl.,
Unt. Erzgeb.-lage
Thüringer Becken
West-hessische Senke
Nordost-
mecklen-
burgisches
Flachland
Altmark
Alt-Morän.-
hügelland ,
nördl. Alpen-
vorl.
Allgäuer
Alpenvorland
Klima (LjM)
NS [mm]
T [°C]
673
9,3
680
8,2
608
8,2
544
8,3
622
8,9
686
8,3
542
8,5
920
8,0
1290
7,0
Boden
Braunerde (Su3, S),
Braunerde-
Pseudogley (Uls),
Braunerde (Su4,
Ls4), Löß-
Parabraunerde (Ut4)
Löß-
Braunstaugley
(Ut2)
Löß-Braunstaugley
(Ut4), Podsol (Sl2),
Sandlehm-
Braunerde (Uls,
Slu)
Braunerde-
Tschernosem- lö
(Lu), Para-
Rendzina- k (Lt3,
Ls2, Lt2, Lu)
Pelosol-
Tscherno-
sem (Tu2)
Parabraunerde
(Ut3-Ut4, Tu4)
Pseudogley-
Parabraunerde
(Su3, Sl3-Sl4)
Pseudogley-
Parabraun-
erde (Sl4, Sl2)
Parabraun-
erde
(Ls, Lu, Ut4)
Parabraun-
erde
(Lu mit Stei-
nen)
Bewirt-
schaftung
1981-1992
konv.,
intensiv
1993-1998
, Brache,
ökolog.
ab 1999
konv. mit
Dünge-
bedarfsermittlung
seit 1966
konventionell
2000-2012
verschied.
Bodenbearb.-
verfahren
1984-1994
konv.
Ackerbau (AL)
1
995-2004
Feld-
gemüse (FG)
ab 2005
konv.
Ackerbau (AL)
2003-2014
Markt-
frucht-
Futterbau-
betrieb
1995-2013
Vergleich ökologisch u.
konvent., extensiv u.
intensiv, nachwachs.
Rohstoffe (NWR)
1991-1997
konv., intensiv
2007-2010
ökolog.
ab 2011
konv
.
Ackerbau
1992-2012
Vergleich
ökologisch ,
konven-
tionell, Dauer-
brache
2001-2013
Ackerland, ZF
betont (AL)
2003-2011
Grünland (GL)
2000-2010
Grünland
Düngung
min.-org.,
organisch,
mineralisch
mit/ohne
organisch,
min. N-
Steigerung
mineralisch
min. –org.,
ab 2005 minera-
lisch,
mineral.-org.
mineral.-org. organisch, mineralisch,
mineral.-org.
organisch,
mineralisch,
Gärrest
organisch,
mineral.-org.,
AL: mineral.,
org.-min. N
GL: org.,
ab
2008
min.(ohne N),
org., org.+min.
N
ohne Düngg.,
min., org.
ab 2008:
min. (ohne N),
org.,
org.+min. N
Lysimeter-
typ
wägbar, 1 m²,
3 m Tiefe,
Trichter-
lysimeter,
0,2 m
2
, 0,6m
Tiefe
1 m², 1 m Tiefe
wägbar, 2 m², 2,5
bzw. 2 m Tiefe
Trichter-
lysimeter:
0,5 m
2
,
1,3 m Tiefe
1m
2
, 1,5 m Tiefe
wägbar,
1
m²,
2,1
m Tiefe
1 m²,
1,25 m Tiefe
Saugkerzen,
in 0,6 und 1,2/1,3 m Tiefe
eingebaut
Sicker-
wasser-
menge, langj.
[mm/a]
55…196
1
115…166
2
134…226
1
155…188
2
14 (lö, AL)
79 (lö, FG)
36 (k, AL)
118
(mit Modell
berechnet)
102...162
2
184
87…123
2
geschätzt:
250 (AL)
220 (GL)
geschätzt:
570
36

Standorte
Brandis
(6)
Methau (9)
Leipzig
(5)
Buttelstedt
(7)
Schwerstedt
(7)
Kassel
(4)
Groß-
Lüsewitz (1)
Falkenberg
(2)
Puch
(10)
Spitalhof
(11)
Austauschrate
Bodenwasser (%)
36 (lö)
86…345
1
(diluvial)
154… 171
2
38…130
1
65…77
2
3 (lö, AL)
17 (lö, FG)
16 (k, AL)
22
19…33
2
101
34…47
2
ca. 100
ca. 200
P-Saldo
[kg/ha*a]
1981-1992
+6…+23
1
1993-1998
-8… -19
1
1999-2013
-9… -29
1
+33
(min) …+47
(min-org)
+3…+8
1
+5…+6
2
1984-2014
+12 (lö, AL+ FG)
2005-2014
+4 (k, min)
+9 (k, min-org)
-15
+2…+9
2
(konv.)
-4…+2
2
(ökol.)
k. A.
+3 (konv.)
-19 (ökol.)
2001-2013
+14 (AL, org)
-1 (AL, min)
2003…2007
+56 (GL)
2008…2010
-3…+16 (GL)
-23 (ohne)
.…+12 (org)
P-CAL-Gehalt
[GK, mg/100g
Boden]
1981-1998
D…E
1
1999-2013
C…D
1
2000
: D
2015
: E (12
bis 20)
7
C
1,2
D
1,2
E (20)
D (konv.)
B (ökol.)
2011-2014:
E
E (14) (konv.)
C (ökol.)
C (AL)
B (GL)
B
PSC
7
[mmol/ kg]
0…20 cm
33…47
44…47
29…66
43 (lö)
36 (k)
47
37…42
k. A.
25…28
45…46
36
DPS
7
[%]
0…20 cm
26…41
37…50
32…50
24 (lö)
36 (k)
43
25…40
k.A.
40…55
28…31
60
P-Gesamt-
Konzentration
[mg/l]
0,11…0,28
1,4
(150 cm)
0,11…0,13
1,5
(300 cm)
0,4 (min)
…0,8 (min -
org)
0,1
1,2
0,06 (lö, AL+ FG)
0,078 (k, min)
0,121 (k, min-org),
0,148
(0,11…0,27
3
)
0,11…0,22
(konv.)
0,16…0,19 (ökol.)
0,03
(o-PO
4
-P)
0,03 (konv.)
0,03 (ökol.)
0,14 (AL,org)
0,10 (AL, min)
0,22… 0,32 (GL)
0,04…
0,07
P-Austrag
[kg/ha*a]
0,07 lö
0,17…0,23
1
diluvial
(300 cm)
1,17… 1,8
2
0,1
1,2
0,022 (lö)
0,029 (k, min)
0,037 (k, min-org)
0,199
0,15…0,22
(konv.)
0,18…0,24 (ökol.)
0,05
0,04 (konv.)
0,03 (ökol.)
geschätzt:
0,3…0,4 (AL)
0,5..0,7 (GL)
geschätzt
0,23…
0,40
P-Austrag
[% Düngung]
0,38…1,25
1
2,3…2,5
0,37
0,06 (lö)
0,11 (k)
1,67
0,59 (konv.)
0,97 (ökol.)
k.A.
0,09 (konv.)
0,19 (ökol.)
geschätzt:
0,85 (AL)
0,5…1,8 (GL)
geschätzt:
0,7
Einflussfaktoren
P-Austrag
Boden (Sandan-
teil),
P-Boden-Gehalt
(150 cm)
P-Saldo,
P-Boden-
gehalt
Boden-bearb.
(P-Konz. bei
Direktsaat am
geringst. )
Boden (Ton- und
Skelettanteil),
Düngerart
(nicht signif.)
6
Boden (Tonan-
teil),
P-Boden-
Gehalt
Boden,
Bewirtschaftungs-
varianten kein
Einfluss
Bewirt-
schaftungs-
varianten kein
Einfluss
Düngerart (nicht
sign.)
6
,
AL oder GL
Bewirt-
schaftgsvar.
kein Einfluss
37

Standorte
Brandis (6)
Methau
(9)
Leipzig
(5)
Buttelstedt
(7)
Schwer-
stedt (7)
Kassel
(4)
Groß-
Lüsewitz (1)
Falkenberg
(2)
Puch
(10)
Spital-
hof (11)
Austauschrate
Bodenwasser
(%)
36 (lö)
86…345
1
(diluvi-
al)
154…171
2
38…130
1
65…77
2
3 (lö, AL)
17 (lö, FG)
16 (k, AL)
22
19…33
2
101
34…47
2
ca. 100
ca. 200
K-Saldo
[kg/ha*a]
1981-1992
-50…+53
1993-1998
-185…+70
1999-2013
-106…+20
+46…+164
2
+27…+58
1
+39…+41
2
1984-2014
-24 (lö, AL + FG)
2005-2014
0 (k, min)
+40 (k, min-org)
-34
+14 …+71
(konv.)
-14 … +28
(ökol.)
k. A.
-14 (konv.)
-115 (ökol.)
K-CAL-Gehalt
[GK, mg/100g
Boden]
1981-1998
C…D
1
1999-2013
B…C
1
2000
: E
(28 K-DL)
2012
: E
(>30 K-DL)
2
C…E
1
(Sl2…Ut4)
C (lö)
D (k)
E (60)
C (konv.)
C (ökol.)
2011-2014:
B…D
3
D…E (konv.)
B…C (ökol.)
K-Gesamt-
Konzentration
[mg/l]
0,7 (lö) 2…14
1
(diluvial)
11,1 ... 26,5
2
2,7…5,9
1
(Ut4…Uls)
4,1…4,7
2
0,34 (lö, AL+FG)
2,1 (k, min)
1,8 (k, min-org)
1,55
(0,84..2,67
3
)
0,38…1,82
(konv.)
0,77…0,97
(ökol.)
3,2
4,7 (konv.)
3,1 (ökol.)
K-Austrag
[kg/ha*a]
0,3 (lö)
3…24
1
(diluvial)
12…82
2
max.:
bei
Stallmist u. gerin-
ger N-Düngg.
3,2…10,6
1
(Ut4…Sl2)
6,9…7,6
2
0,06 (lö, AL)
0,24 (lö, FG)
0,75 (k, min)
0,53 (k, min-org)
2
(0,6…4,5
3
)
0,84…1,29
(konv.)
0,58…0,93
(ökol.)
7,3
5,3 (konv.)
3,8 (ökol.)
K-Austrag
[% Düngung]
2,6 (lö)
…210 (diluvial)
18
3,8…11,3
1
(Ut4…Sl2)
0,1 (lö)
0,6 (k)
3,4
1,0
k. A.
2,3…5,7
2
Einflussfaktoren
K-Austrag
Bodenart, SW-
Menge,
K-Dünger-
menge
SW-Menge, K-
Düngermenge,
org. oder min.
Düngg.
SW-Menge,
Bodenart,
Boden-
bearbeitungs-
intensität
Boden (präferent.
Fließbahnen),
SW-Menge,
Düngungsvariante
kein Einfluss
SW-
Menge,
Boden
(Schrumpf-
risse)
min. K-
Düngg.
SW-Menge
SW-Menge
38

Standorte
Brandis
(6)
Methau
(9)
Leipzig
(5)
Buttelstedt
(7)
Schwer-
stedt (7)
Kassel
(4)
Groß-Lüse-
witz (1)
Falken-
berg (2)
Puch
(10)
Spital-
hof (11)
Austauschrate
Bodenwasser (%)
36 (lö)
86…345 (dil u-
vial)
154…171
2
38…130
1
65…77
2
3 (lö, AL)
17 (lö, FG)
16 (k, AL)
22
19…33
2
101
34…4 7
2
ca. 100
ca. 200
Mg-Saldo
[kg/ha*a]
1981-1992
+26 …+39
1
1993-1998
+13 …+56
1
1999-2013
-10… -3
1
0…+17
2
+62…+69
1
+64
2
1984-2014
-11 (lö, AL+FG)
2005-2014
+6 (k, min)
+10 (k, min-org)
-3
0…+11 (konv.)
-4… -11(ökol.)
+40 (NWR)
k. A.
+24 (konv.)
-3 (ökol.)
Mg-CaCl
2
-Gehalt
[GK, mg/100g
Boden]
1981…1992
B…D
1
1993…2013
E
1
n.b.
D…E (Ut4)
B…D (Uls,
Sl2)
E (lö)
D (k)
E (40)
D…E
2
2011… 2014:
C…E
3
D…E (konv.)
C…E (ökol.)
Mg
2+
-
Konzentration
[mg/l]
58 (lö)
5…28
1
(diluvial)
12…17
2
7…25
1
16…17
2
16…85
3
(lö)
25 (k, min)
22 (k, min-org)
378
(190..644
3
)
11…17 (konv.)
12 (ökol.)
14 (NWR)
9
7 (konv.)
5 (ökol.)
Mg-Austrag
[kg/ha*a]
36 (lö)
9…35
1
(diluvial)
23…46
2
16…36
1
24…28
2
22 (lö, AL+FG)
10 (k, min)
6 (k, min-org)
417
(136..858
3
)
18…20 (konv.)
13…15 (ökol.)
12 (NWR)
22
8 (konv.)
6 (ökol.)
Mg-Austrag
[% Düngung]
273 (lö)
68…265
1
(diluvial)
151…170
2
23…55
1
226 (lö),
38 (k)
4170
22…>250
2
k. A.
22…46
2
Einfluss-faktoren
Mg-Austrag
Mg-Dünger-
menge,
Mg-Deposition,
SW-Menge,
geogen
SW-Menge,
N-Dünger-
menge wirken
erhöhend
Boden (Ton-
anteil),
SW Menge,
Bodenbe-
arbeitungs-
intensität
SW-Menge,
geogen,
Mg-Akkumulation
beim Löß
geogen
(Dolomit),
SW-Men
g
e
Bewirtschaftungs-
varianten kein
Einfluss
SW-Menge
SW-Menge,
Bodengehalt
(ökol.)
39

Standorte
Brandis
(6)
Methau
(9)
Leipzig
(5)
Buttelstedt
(7)
Schwer-
stedt (7)
Kassel
(4)
Groß-
Lüsewitz (1)
Falken-
berg (2)
Puch
(10)
Spitalhof
(11)
Austauschrate
Bodenwasser
(%)
36 (lö)
86…345
1
(diluvial)
154…171
2
38…130
1
65…77
2
3 (lö, AL)
17 (lö, FG)
16 (k, AL)
22
19…33
2
101
34…47
2
ca. 100
ca. 200
S-Saldo
[kg/ha*a]
1981-1992
+23…+40
1
1993-1998
-8… -17
1
1999-2013
+2… +7
1
+74…+92
2
+25…+36
1,2
1984-2014
+3 (lö, AL+FG)
2005-2014
+11 (k, min)
+15 (k,min-org)
+22
+28…+52
2
(konv.)
+25…+31
2
(ökol.)
k.A.
+3 (konv.)
-10 (ökol.)
2001-2013
0… -1 (AL)
2003-2007
+15..+19
2
(GL)
2008-2010
-7..+3
2
(GL,org),
+59 (GL, min)
-10 (ohne),
0..+19
2
(org),
+48…+60
2
(min)
SO
4
-
Konzentration
[mg/l]
630 (lö)
61…211
1
(diluvial),
Anstieg mit
Bodentiefe
113…164
2
105…142
1
120…133
2
419 (lö,AL+FG)
139 (k, min)
149 (k,min-org)
1418
(796..2507
3
)
3 (Kiesbeet)
52..107
2
(konv.)
61…85
2
(ökol.)
35
(28…52
3
)
68 (konv) 16
(ökol.)
AL:
15 (org)
25 (min)
GL: 2003-2007:
10…16
2
(org)
2008-2010:
7…8
2
(org),
26 (min)
2 (ohne)
1…3
2
(org)
5…25
2
(min)
S-Austrag
[kg/ha*a]
130 (lö)
45…98
1
(diluvial)
84 …142
2
max.:
bei Stallmist
u. hoher min.
N-Düngg.
62…70
1
64…70
2
52 (lö, AL+FG)
17 (k, min)
15 (k, min-org)
599
4 Kiesbeet
24…37
2
(konv.)
26…30
2
(ökol.)
24
(15…40
3
)
26 (konv)
7 (ökol.)
AL:
14 (org),
23 (min.),
GL: 2003… 07:
7…11
2
(org.)
2008…2010:
5…6
2
(org.),
19 (min.)
4 (ohne),
2…5
2
(org)
10…46
2
(min)
S-Austrag
[% Düngung]
425…1226
1
102…150
2
124…159
1,2
238 (lö)
55…77
2
(k)
1793
31…88
2
k.A.
88…120
2
AL:
78 (org)
115 (min)
GL:
20…30
2
5…55
2
Einfluss-
faktoren
S-Austrag
abnehmen-de
S-Deposition,
S-Dünger-
menge,
S-Akkumula-
tion beim Löß,
SW-Menge
min. S-
Düngg.,
NO
3
-Eintrag,
Boden-
gehalt,
SW-Menge
Bodenart,
SW-Menge,
Bodenbe-
arbeitungs-
intensität
abnehmende
S-Deposition,
SW-Menge
geogen
(Gips),
Boden-
gehalt,
SW-Menge
abnehmende
S-Deposition,
S-Saldo
SW-Menge
abneh-
mende
S-Depo-
sition,
S-Saldo
S-Saldo,
Ausbringungs-
zeitpunkt des min.
S-Düngers
S-Saldo
40

Abkürzungen der Tabelle
AL
Ackerland
diluvial
Ausgangsgestein Geschiebelehm oder glazifluviatile Sande
Düngg.
Düngung
DPS
Degree Phosphorus Saturation, P-Sättigungsgrad der P-Bindungskapazität an Fe-
und Al-Oxiden
FG
Feldgemüse
GL
Grünland
k
Ausgangsgestein unterer Keuper
konv
konventioneller Landbau
LjM
langjähriges Mittel
Ausgangsgestein Löß
min
mineralische Düngung
NS
Niederschlag
NWR
nachwachsende Rohstoffe
org
organische Düngung
ökol
ökologischer Landbau
PSC
Phosphorus Saturation Capacity, P-Bindungskapazität an Fe- und Al-Oxiden
SW
Sickerwassermenge
T
Temperatur
TM
pflanzliche Trockenmasse
ZF
Zwischenfrüchte
Erläuterung der Fußnoten
1
Wertespanne Böden
2
Wertespanne Varianten
3
Wertespanne Einzeljahre
4
Bodenlösung Saugkerze
5
Sickerwasser Lysimeter
6
zwischenzeitlich höhere Werte bei min.-org. mit Gülle im Vergleich zu mine-
ralisch, Unterschied im Mittel der Jahre aber nicht signifikant
7
Bodenprobenahme 0…20 cm Tiefe im Frühjahr 2015, außer Schwerstedt
und Falkenberg mit Bodenprobenahme-Termine inmitten des Untersu-
chungszeitraumes
41

Ä
Ö
Ä
ÖSS
ÄÄ
Dr. Ulrike Haferkorn und Martin Rust (Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Land-
wirtschaft Sachsen)
1
Zielstellung
In der Lysimeterstation Brandis werden Wasser- und Stoffhaushaltsgrößen typischer sächsi-
scher Ackerböden unter realen Witterungsbedingungen (einschließlich Deposition) und pra-
xisnaher landwirtschaftlicher Nutzung ermittelt. Die Bewirtschaftung der Lysimeter und des
umliegenden Feldes (Fruchtfolge, Düngung, Pflanzenschutz) orientiert sich seit Beginn der
Messungen im Jahr 1981 an der Wirtschaftsform der regionalen Agrarbetriebe und unterlag,
neben sich tendenziell ändernden klimatischen, auch wechselnden agrarpolitischen Rah-
menbedingungen.
Auf Basis der vorliegenden Messreihen ist es möglich, Aussagen zur Verlagerung der Pflan-
zennährstoffe Phosphor (P), Kalium (K), Magnesium (Mg) und Schwefel (S) in ihren relevan-
ten Bindungsformen zu treffen.
Aufgrund ihrer spezifischen Notwendigkeit für die Pflanzenernährung, unterschiedlichen
chemischen Eigenschaften, Höhe und Form der Einträge und der standortabhängigen Ver-
fügbarkeit für die Pflanzen, ergibt sich für jeden Nährstoff und für jeden der sechs in der Ly-
simeterstation Brandis untersuchten Böden, eine spezielle Versorgungssituation und Höhe
der Auswaschung. Diese Untersuchungsergebnisse werden dargestellt und bewertet.
2
Material und Methoden
2.1 Zur Messanlage
Die in der Lysimeteranlage Brandis untersuchten Böden kommen von sehr unterschiedlichen
Herkunftsflächen (HAFERKORN, 2013) und repräsentieren die wichtigsten Standortformen im
Mittelsächsischen Lößgebiet. Die Messanlage ist seit 35 Jahren, bei unverändert fortgeführtem
wissenschaftlich-technischem Konzept, in Betrieb. Damit ist es möglich, langfristige Auswirkungen
der Bewirtschaftung auf den Nährstoffaustrag, zu erkennen und zu beschreiben.
Die 24 wägbaren Lysimeter (Abb. 1) haben eine Oberfläche von je 1 m
2
, sind 3 m tief und
enthalten ungestörte Böden (Bodenmonolithe). Lysimeter dieser Größe kompensieren die
zahlreichen kleinräumigen Inhomogenitäten der Böden und beinhalten neben der Wurzelzo-
ne auch die obere Dränzone. Damit bieten sie Raum für die hier ablaufenden hydrologi-
schen, chemischen und mikrobiellen Umsatzprozesse und liefern günstige Voraussetzungen
für eine Übertragung der Untersuchungsergebnisse in die Fläche.
Tabelle 1 enthält eine Zusammenstellung der Messanlagen am Standort Brandis. Die meteo-
rologischen Größen werden, wenn nicht anders angegeben, in 2 m Höhe gemessen. Die
Niederschlagsmessung erfolgt in 1 m Höhe und erdbodengleich.
42

image
Abbildung 1:
Skizze des Lysimeterfeldes (ohne Versickerungsmesser) der Station Brandis mit Be-
zeichnung des Entnahmeortes von jeweils 3 Bodenmonolithen, Standorteinheit, Bodenzahl und aktu-
eller Nutzung der Lysimeter
43

Tabelle 1:
Messeinrichtungen am Standort der Lysimeterstation Brandis (ohne Versickerungsmesser)
2.2
Bodeneigenschaften
Die Untersuchungen zum Nährstoffaustrag wurden an sechs typischen Bodenformen der
Löß- und Sandlößlandschaften durchgeführt, die ihrer Herkunftsflächen entsprechend, durch
zunehmende Tiefgründigkeit, Wasserspeicherkapazität und Sorptionskapazität gekenn-
zeichnet sind (Tab. 2 und 3).
Es handelt sich um Standorte mit Sandlöß über Schmelzwassersanden (D3/LG 5, D5/LG 4),
Sandlöß über Geschiebelehm (D3/LG 8, D6/LG 1 und D4/LG 7) und um einen Standort mit
tiefgründigem Löß (Lö3/LG 9). D-Standorte sind auf ca. 20 Prozent und Löß(Lö)-Standorte
auf ca. 50 Prozent der Ackerfläche Sachsens anzutreffen (LfUG, 1997).
Messeinrichtungen Parameter/Geräte
Anzahl Messbeginn Aufgabenstellung
Klimastation (Luft-
temperatur in 2 m
Höhe seit 1980 ver-
fügbar)
Lufttemperatur
1
3
1992
Erfassung der klimatischen
Eingangsgrößen
Statistik
Bewertung signifikanter Ände-
rungen
Luftfeuchte
2
2
1992
Luftdruck
1
2007
Windrichtung
3
1
1992
Windgeschwindigkeit
2
1992
Globalstrahlung
1
1992
Sonnenscheindauer
1
1984
Bodenmessplatz
unter Gras
Bodentemperatur
4
6
1995
Vergleichsmessungen in der
Freifläche
Bodenfeuchte
5
6
1995
Saugkerzen
6
5
1995
Niederschlagsmesser
Sammelkanne
4
1980
Erfassung des Wasserdarge-
botes und der atmosphärischen
Deposition
Kippwaage
2
1992
Bulk-Sammler
3
1996
Ombrometer
1
2004
wägbare Lysimeter
Sickerwasserauslauf
24
1980
Ermittlung der realen Verduns-
tung, Bodenfeuchte, Sicker-
wassermenge, Stofftransport
und -umsatz
Saugkerzen
7
33
1994
Bodenfeuchte
7
33
2000
Bodentemperatur
7
33
2011
1
in den Höhen 200, 50 und 5 cm über Gelände
2
in den Höhen 200 und 50 cm über Gelände
3
in den Höhen 2 und 10 m über Gelände
4
in den Tiefen 5, 10, 20, 50, 100 und 250 cm unter Gelände
5
in den Tiefen 10, 20, 30, 40, 60 u. 100 cm unter Gelände
6
in den Tiefen 30, 50, 100, 150 und 200 cm unter Gelände
7
in den Tiefen 50, 150 und 250 cm unter Gelände
44

Tabelle 2
: Natürliche Standorteinheit (NStE), Bezeichnung der Lysimetergruppe (LG), Bodenform
und Entnahmeorte von sechs Ackerböden der Lysimeterstation Brandis
Tabelle 3:
Bodeneigenschaften,
effektive
Kationenaustauschkapazität
(KAK
eff
),
organischer
Kohlenstoffgehalt (C
org
), Gesamtstickstoffgehalt (N
t
), Basensättigung (BS) und pH-Wert
von sechs Ackerböden der Lysimeterstation Brandis (0-25 cm Tiefe), Angaben aus der
Zeit der Lysimetergewinnung (1978/79)
NStE – Natürliche Standorteinheit (KUNDLER et al., 1989); Bodenart: lS (lehmiger Sand), sL (sandiger Lehm), L
(Lehm),
*
Mittel der Jahre 1980-1994 (Analytik im Jahr 2015); **Analytik im Jahr 2015
NStE
(LG)
Bodenform (Kurzbezeichnung nach KA5 (Ad-hoc-AG Boden, 2005)
D3
(LG 5)
Erodierte Braunerde geringer Entwicklungstiefe (BB) aus Sandlöß über kiesführendem Flu-
visand (Entnahmeort: Brandis)
D3
(LG 8)
Parabraunerde-Braunerde mittlerer Entwicklungsstufe (LL-BB) aus Sandlöß über tiefen kies-
führendem Moränenlehm (Entnahmeort: westl. Brandis)
D5
(LG 4)
Braunerde-Fahlerde mittlerer Entwicklungstiefe (BB-LF) aus Sandlöß über kiesführendem
Fluvisand (Entnahmeort: Pomßen)
D6
(LG 1)
lessivierter Braunerde-Pseudogley mittlerer Entwicklungstiefe (lBB-SS) über fossilem Gley
im nahen Untergrund aus Sandlöß über kiesführendem Moränenlehm (Entnahmeort: Naun-
hof)
D4
(LG 7)
Braunerde-Pseudogley mittlerer Entwicklungstiefe (BB-SS) aus Sandlöß über kiesführen-
dem Moränenlehm (Entnahmeort: Beucha)
Lö3
(LG 9)
Parabraunerde mittlerer Entwicklungstiefe (LL) aus Löß (Entnahmeort: Sornzig)
NStE
(LG)
Bo-
den-
art
Ton-
geh.
[%]
Ske-
lett
[%]
Boden-
dichte
[g cm
3
]
nFK
[Vol. %]
kf
[m s
-1
]
KAK
eff
[cmol kg
-1
]
C
org
*
[%]
N
t
*
[%]
C/N
**
BS
**
%
pH-Wert
(CaCl
2
)*
D3
(LG 5)
lS
8
16
1,56
16,8
1,8×10
-4
8,75
1,2
(1,3)
0,11
11,1
89,7
5,2 (6,8)
D3
(LG 8)
sL
6
4
1,59
22,6
6,8×10
-4
7,39
1,2
(1,1)
0,10
12,6
96,1
5,2 (6,9)
D5
(LG 4)
sL
8
5
1,42
26,6
3,7×10
-5
11,32
1,5
(1,4)
0,13
10,7
87,5
6,6 (7,2)
D6
(LG 1)
sL
11
5
1,45
28,0
8,5×10
-6
14,76
2,9
(2,6)
0,16
13,6
122,3
6,5 (6,8)
D4
(LG 7)
sL
10
2
1,68
21,6
1,2×10
-6
9,62
1,3
(1,2)
0,11
11,6
79,5
5,5 (6,7)
Lö3
(LG 9)
L
17
0,1
1,62
22,0
3,7×10
-7
15,84
1,3
(1,3)
0,13
11,6
98,3
5,4 (7,1)
45

2.3
Landwirtschaftliche Bewirtschaftung und Ertragsentwicklung
Auf den Lysimetern und dem umliegenden Feld kamen nacheinander drei regional übliche
Formen der Bewirtschaftung zur Anwendung (Tab. 5 und Abb. 2), die sich in Fruchtfolge so-
wie durch Art und Umfang des Düngemitteleinsatzes unterscheiden. Bis 1989 war das Dün-
geregime von einer intensiven, auf Nährstoffbevorratung ausgerichteten Düngung geprägt.
Seit 1999 wird die Höhe der Stickstoff(N)-Düngung am voraussichtlich zu erwarten Ertrag,
der aktuellen N-versorgung des Standortes und am betriebswirtschaftlichen Nutzen bemes-
sen. Gleichzeitig ist ein Rückgang des Hackfrucht- und Futteranbaus zu Gunsten eines ver-
mehrten Anbaus von Wintergetreide und Winterraps zu verzeichnen. Abbildung 2 beinhaltet
auch die Höhe der Stickstoffdüngung, weitere Angaben zur N-Dünung s. in HAFERKORN
(2013). Tabelle 4 verweist auf Reinnährstoffgehalte der verwendeten Dünger.
Tabelle 4:
Reinnährstoffgehalte der in der Lysimeterstation Brandis in den Jahren 1981 bis 2015
verwendeten Dünger (ergänzt nach LfULG o.J. [1])
*KAS mit Magnesium kam in den Jahren 1999, 2001, 2002 und 2008 zur Anwendung
1. Periode: 1981 bis 1992 - konventionelle, intensive Landbewirtschaftung
In diesem Zeitraum wurden alle Bodenformen bei der Düngung gleichbehandelt. Es verblie-
ben keine Nebenprodukte auf dem Feld. In der Fruchtfolge sind die regional typischen
Fruchtarten jener Zeit vertreten: Winterweizen mit 33 Prozent, Wintergeste mit 25 Prozent,
Zuckerrüben und Kartoffeln zu je 17 Prozent und Feldfutteranbau mit 8 Prozent.
Die mineralische P/K-Düngung mit Superphosphat und 50er Kali lag im Mittel der Jahre 1981
bis 1992 bei jährlich 35 kg P ha
-1
, 127 kg K ha
-1
sowie 54 kg S ha
-1
. Die Böden wurden im
Abstand von zwei bis drei Jahren mit Mg-Kalk behandelt. Von 1981 bis 1988 lag die mittlere
jährliche Mineraldüngung im Gebiet der ehemaligen DDR mit 24 kg P und 72 kg K je Hektar
landwirtschaftlicher Nutzfläche auf einem vergleichbar hohen Niveau (STAATLICHE ZENTRAL-
VERWALTUNG FÜR STATISTIK, 1988).
Da der Tierbesatz im ehemaligen Bezirk Leipzig mit 428 Großvieheinheiten je 100 ha land-
wirtschaftlicher Fläche (Staatliche Zentralverwaltung für Statistik, 1988) sehr hoch war, ka-
men erhebliche Mengen organischer Substrate aus den Stallanlagen auf die Felder. Um dies
auch auf den Lysimeterböden äquivalent abzubilden, kamen experimentell hergestellte,
kalkhaltige, organische Mischsubstrate aus dem Agrochemischen Zentrum (ACZ) Brandis in
Dünger
Anwendungs-
jahre
(in Periode 1│2│3)
Reinnährstoffgehalt
[%]
N
P
K
Mg
S
50er Kali / 60er Kali
5
0
1
0
0
41,5 /
49,8
0
0
Kalkammonsalpeter (KAS) +Mg*
1
0
19
27
0
0
0 / 2,4
0
Harnstoff 46
10
0
0
46
0
0
0
0
Schwefelsaures Ammoniak (SSA)
0
0
3
21
0
0
0
24
Diammonphosphat (DAP) 18+46
0
0
1
18
46
0
0
0
Nitrophoska 15+15+15
0
0
1
15
6,5
12,5
0
2
Superphosphat 18
5
0
1
0
7,9
0
0
11
Mg-Kalk 28
1
1
1
0
0
0
10,9
0
Rinderstallmist 25% TS (Mittel-
wert)
0
1
0
(0,5)
(0,12)
(1,0)
(0,08)
(0,08)
Feldbaukompost 90% TS (An-
nahme)
3
0
0
1
(0,15)
(0,5)
(0,5)
(0,05)
46

hochdosierten Einzelgaben zur Anwendung (1980 als Sediment, 1986 als Humussediment,
sowie 1988 und 1989 als Humustan). Die Zusammensetzung dieser Feldbaukomposte ist
vergleichbar mit einem Düngemittel aus dem Chemiewerk Coswig/Anhalt (Betriebsteil Salz-
wedel), das für Kleingärtner und Sonderkulturen in industriellem Maßstab hergestellt wurde
(CHEMISCHER WERKSTANDARD VEB CHEMIEWERK COSWIG, 1984). Der Nährstoffgehalt dieser
organischen Dünger ist nur für Stickstoff bekannt. Für die anderen Pflanzennährstoffe erfolg-
te eine Abschätzung (s. Tab. 5). Somit ergibt sich für die Böden während der 1. Bewirtschaf-
tungsperiode allein durch die Kompostgaben ein mittlerer jährlicher Nährstoffeintrag in Höhe
von 11 kg P, 38 kg K, 52 kg Mg und 4 kg S ha
-1
, der zusätzlich zur mineralischen Düngung
bilanzwirksam wird.
Tabelle 5:
Formen der landwirtschaftlichen Bewirtschaftung auf den Böden der Lysimeterstation
Brandis im Zeitraum von 1981 bis 2016
2. Periode: 1993 bis 1998 - Flächenstilllegung und ökologischer Landbau
Die Flächenstilllegungsmaßnahmen begannen im September 1992 mit einer Selbst-
begrünung nach Stoppelumbruch. Es folgten zwei Jahre Grünbrache mit Weidelgras. Zu
Beginn des ökologischen Landbaus wurde im Frühjahr 1995 Rotklee angebaut, danach Kar-
toffeln, Winterweizen und Winterroggen. Im Jahr 1995 erfolgte mit der Herbstfurche eine
standortspezifische Mg-Kalk-Düngung in Höhe von 10 bis 30 dt ha
-1
auf den flachgründigen
und mittelgründigen D-Standorten, sowie 35 dt ha
-1
auf dem tiefgründigen Löß-Standort.
1996 erhielten alle Böden eine einheitlich hohe Stalldunggabe (200 dt ha
-1
Rinderstallmist).
1. Periode:
konventionelle, intensive Landbewirt-
schaftung
2. Periode:
Flächenstilllegung und ökologi-
scher Landbau
3. Periode:
konventioneller Landbau mit
Düngebedarfsermittlung
mineralische und organische
Düngung (u. a. in Form von Se-
diment, Torfmull, Humustan),
Abfuhr der Nebenprodukte
organische Düngung (Stall-
mist, Erntereste), keine mine-
ralische NPK-Düngung, Kal-
kung
standortdifferenzierte, bedarfs-
gerechte mineralische N-
Düngung, keine Abfuhr der Ne-
benprodukte
1981 Zuckerrüben
1993 Grünbrache
1999 Wintergerste/Senf (WZF)
1982 Winterweizen
1994 Grünbrache
2000 Erbsen
1983 Wintergerste
1995 Rotklee
2001 Winterweizen
1984 Wel. Weidelgras
1996 Kartoffeln
2002 Wintergerste
1985 Kartoffeln
1997 Sommerweizen
2003 Winterraps
1986 Winterweizen
1998 Winterroggen
2004 Winterweizen
1987 Kartoffeln
2005 Sommergerste
1988 Winterweizen
2006 Winterraps
1989 Wintergerste/Ölrettich (SZF)
2007 Winterweizen
1990 Zuckerrüben
2008 Wintergerste
1991 Winterweizen
2009 Winterraps
1992 Wintergerste
2010 Winterweizen
2011 Wintergerste
2012 Winterraps
2013 Winterweizen/Ölrettich (WZF)
2014 Mais (Ganzpflanzensilage)
2015 Winterweizen
2016 Winterraps
47

image
Seit 1996 werden die Nebenprodukte, die nicht für Analysen benötigt werden, als anrechen-
bare, organische Düngung auf der Fläche (Lysimeter) belassen.
3. Periode: seit 1999 - Konventioneller Landbau mit N-Düngebedarfsermittlung
Die Bewirtschaftung der Lysimeterböden verfolgt weiterhin das Ziel, die aktuellen Bewirt-
schaftungsmaßnahmen der umliegenden Praxisbetriebe abzubilden. Charakteristisch für die
Bewirtschaftung seit 1999 ist ein konventioneller Marktfruchtanbau, mit einer aus betriebs-
wirtschaftlichen Gründen reduzierten P- und K-Düngung (Abb. 2). Erst im Jahr 2008 erfolgte
eine erste S-Düngung in Höhe von 29 bis 33 kg S ha
-1
in Form von Schwefelsaurem Ammo-
niak (SSA). In den Jahren 2009, 2012 und 2016 mit Winterraps erhielten die Böden weitere
S-Gaben mit SSA, je nach Standort und Anwendung in Höhe von 75 bis 115 kg S ha
-1
. Da
sich die Höhe der SSA-Gaben nach dem jährlichen N-Bedarf richtet, ist eine bedarfsgerechte
S-Düngung nur möglich, wenn statt SSA ein schwefelfreier N-Dünger mit einem separaten S-
Dünger kombiniert wird.
Aufgrund des nunmehr geringen Tierbesatzes in der Region mit weniger als 45 Groß-
vieheinheiten je 100 ha landwirtschaftlicher Nutzfläche (SCHWEDE, 2010) und einer großen
räumlichen Entfernung zu Stallanlagen, entfällt der Einsatz von organischen Düngern nahe-
zu vollständig. Gemittelt über alle Untersuchungsstandorte (Böden) beläuft sich der Einsatz
von mineralischem Dünger im Zeitraum von 1999 bis 2013 pro Hektar und Jahr auf 5 kg P,
8 kg K und 14 kg S. Im Vergleich zur 1. Bewirtschaftungsperiode liegt der Düngeaufwand
damit für K bei nur 4 Prozent, für P bei 18 Prozent und für S bei 26 Prozent.
Abbildung 2:
Jährlicher, über alle Lysimeterböden der Station Brandis gemittelter Nährstoffeintrag
über mineralische und organische Düngung (Elementform) - im Mittel dreijähriger Zeiträume von 1973
bis 2013 (Angaben vor 1981 von den Herkunftsflächen)
Ertragsentwicklung im Zeitraum von 1973 bis 2013
Um eine Ertragsentwicklung über alle Fruchtarten hinweg darstellen zu können, wurden die
jeweiligen Erträge der verschiedenen Fruchtarten in Getreideeinheiten (GE) umgerechnet (s.
Tab. 6). Die Darstellung dreijährige Mittel (Abb. 3) reduziert den Einfluss von witterungs- und
sortenbedingten Schwankungen und hebt die boden- und bewirtschaftungsbedingten Er-
tragsunterschiede hervor.
48

image
Tabelle 6:
Mittlere Ernteerträge (TM des Haupternteprodukts) auf den Standorten während drei
verschiedener Bewirtschaftungsperioden
Abbildung 3:
Ertragsentwicklung auf den Lysimetern der Station Brandis (TM des Ernteguts in dt GE
ha
-1
) seit 1973, ab 1975 im Mittel von drei Jahren (grün = Median aller Standorte, untere Antenne =
D3/LG 5, obere Antenne = Lö3/LG 9 (Angaben vor 1981 von den Herkunftsflächen)
In der 1. Bewirtschaftungsperiode (1981-1992) liegen die mittleren jährlichen TM-Erträge der
Böden (Tab. 6) zwischen 23 dt GE ha
-1
a
-1
(D3/LG 5) und 57 dt GE ha
-1
a
-1
(Lö3/LG 9). Infolge
der verbesserten Nährstoffversorgung durch intensive Düngung sind sie 33 Prozent höher
als zurzeit der Lysimetergewinnung, nach Umstellung auf Grünland und ökologischen Land-
bau (1993-1995), dann auf allen Standorten erwartungsgemäß gering. Während der 3. Be-
wirtschaftungsperiode ist auf alle Standorten wieder eine Zunahme zu beobachten. Die Er-
träge liegen zwischen 26 und 65 dt GE ha
-1
a
-1
(Tab. 6). Seit 1973 fällt eine zunehmende
Spreizung des Ertragsniveaus zwischen dem D3- und dem Lö3-Standort auf (Tab. 6 und
Abb. 3). Während der Ertrag auf dem leichten Sandboden in der 3. Bewirtschaftungsperiode
nur um 5 Prozent gegenüber der 1. Periode ansteigt, erhöht er sich auf dem Lößstandort um
14 Prozent.
Bei den Jahren mit Winterweizen zeigt sich für den Zeitraum zwischen Aufgang und Ernte
eine Veränderung von sehr trockenen (ungünstigen) hin zu feuchten (günstigen) Anbaube-
dingungen (Abb. 4, links). Ein Ertragszuwachs wird aber nur auf dem leichten D3-Standort
erzielt. Auf dem Lößboden findet keine Ertragssteigerung statt, hier gehen die Erträge in den
feuchten Jahren zurück.
Ernteertrag
(TM)
in Periode
BB/D3
LG 5
LL-BB/D3
LG 8
BB-LF/D5
LG 4
lBB-SS/D6
LG 1
BB-SS/D4
LG 7
LL/Lö3
LG 9
dt GE ha
-1
1 (1981-1992)
23
33
36
39
44
57
2 (1993-1998)
16
22
25
30
29
40
3 (1999-2013)
26
40
42
42
46
65
Ø (1981-2013)
23
34
37
39
42
57
49

image
Abbildung 4:
Ertragsentwicklung (FM Kornertrag 86% TS) von Winterweizen und Wintergerste auf
erodierter Braunerde (D3/LG 5) und tiefgründigem Löß (Lö3/LG 9) sowie klimatische Wasserbilanz für
die Zeit zwischen Aufgang und Ernte auf den Lysimetern der Station Brandis (2002: Ertragseinbußen
durch eine Virusinfektion (roter Kreis))
Dagegen war es in den Jahren mit Wintergerste im Verlauf der Vegetationsperiode überwie-
gend zu trocken (Abb. 4, rechts). Auf dem leichten D3-Standort werden geringe Erträge re-
gistriert, dagegen liefert der tiefgründige Lößboden auch bei Trockenheit hohe Erträge.
2.4
Zur Probenahme
2.4.1 Aufbereitung und Untersuchung des Erntegutes
Bei der Ernte werden die oberirdischen Pflanzenteile (bei Hackfrüchten auch der unterirdi-
sche Teil) von den Lysimetern entfernt, je nach Kulturart bleibt ein Stoppelrest auf der Flä-
che. Zur Ermittlung der Frischmasse (FM) wird das Erntegut, getrennt nach Haupterntepro-
dukt (z. B. Korn) und Nebenprodukt (Stroh- und Blattertrag) bzw. bei Raps als Ganzpflanze,
sofort gewogen. Anfallendes Stroh wird gehäckselt und die Ähren gedroschen. Die Bestim-
mung der Trockenmasse und der Nährstoffgehalte erfolgt in einem externen Labor. Als Pro-
be dienen das gesamte Haupternteprodukt und maximal 250 g vom Nebenprodukt.
Während die Erträge von Haupt- und Nebenprodukten seit Beginn der Messtätigkeit ermittelt
werden, liegen Nährstoffanalysen erst ab 2006 vor (für Stickstoff seit 1980). Um zur Bildung
von Nährstoffsalden über den gesamten Untersuchungszeitraum vergleichbare Nährstoff-
entzüge (siehe Kap. 3.2) bereitstellen zu können, werden für alle Erntejahre die in Tab. 7
aufgeführten Literaturwerte verwendet.
50

Tabelle 7:
Nährstoffgehalte im Erntegut (FM) verschiedener Ackerpflanzen (ALBERT, E. et al. 2007,
S. 76ff, verändert und ergänzt um Schwefelgehalte in landwirtschaftlichen Kulturpflanzen,
in: TLL 1999)
*für die Ertragsberechnung in Kapitel 3.2 verwendeter Getreideeinheitenschlüssel (SCHULZE MÖNKING,
S., KLAPP, C., 2010)
2.4.2 Entnahme von Bodenproben
Bei den fünf D-Standorten wurden bereits 1974, während der Zeit der Lysimetergewinnung,
Bodenuntersuchungen für die Pflanzennährstoffe P, K und Mg auf den Herkunftsflächen vor-
genommen. Auf dem Löß-Standort fand die erste Bodennährstoffuntersuchung im Jahr 1981
statt. Seit dem werden die Gehalte dieser drei Makronährstoffe auf allen Standorten im Ab-
stand von ein bis vier Jahren, jeweils unmittelbar nach der Ernte, ermittelt.
Die Probenahme erfolgt mittels Bohrstock aus der Ackerkrume (0-25 cm). Das Boden-
material aus drei Lysimetern einer Bodenform wird zu einer Mischprobe vereinigt und in ei-
nem externen Labor analysiert. Dabei kommt bei der P- und K-Bestimmung die CAL-
Extraktion, bei der Bestimmung des pflanzenverfügbaren Mg eine CaCl
2
-Lösung zur Anwen-
dung.
Zur Bestimmung der N
min
- und S
min
-Gehalte werden seit 2009 jährlich zu Vegetationsbeginn
(vor der ersten N-Gabe) aus jedem Lysimeter Bodenproben aus der Tiefe 0 bis 30 cm ent-
nommen und je Bodenform (Lysimetergruppe) zu einer Mischprobe vereinigt. Um die jährli-
chen Entnahmemengen aus den wägbaren Lysimetern möglichst gering zu halten, erfolgt die
Probenentnahme in der Tiefe 30 bis 60 cm auf nicht wägbaren, aber gleichbewirtschafteten
Versickerungsmessern derselben Bodenform (in Abb. 1 nicht dargestellt).
Kultur
GE*
TS in
FM
[%]
Nährstoffgehalt
[kg dt
-1
FM]
N
P
K
Mg
S
Winterweizen
Korn
1,04
86
2,11
0,35
0,50
0,12
0,21
Stroh
86
0,50
0,13
1,16
0,12
0,16
Wintergerste
Korn
1,00
86
1,79
0,35
0,50
0,12
0,19
Stroh
86
0,50
0,13
1,41
0,12
0,16
Winterroggen
Korn
1,01
86
1,38
0,35
0,50
0,12
0,18
Stroh
86
0,44
0,13
1,66
0,12
0,16
Winterraps
Korn
1,30
91
3,35
0,78
0,83
0,30
0,46
Stroh
86
0,70
0,17
2,08
0,09
0,26
Kartoffeln
Knolle
0,22
22
0,35
0,07
0,50
0,02
0,04
Kraut
15
0,20
0,02
0,30
0,05
0,06
Zuckerrüben
Rüben
0,23
23
0,18
0,04
0,21
0,05
0,04
Blatt
18
0,40
0,05
0,50
0,06
0,04
Erbsen
Korn
1,04
86
3,60
0,48
1,16
0,12
0,22
Stroh
86
1,50
0,13
2,16
0,30
0,42
Wel. Weidelgras
Ganz-
pflanze
0,61
20
0,48
0,07
0,54
0,05
0,11
Rotklee
Ganz-
pflanze
0,58
20
0,47
0,06
0,52
0,06
0,11
51

2.4.3 Beprobung von Niederschlag, Sicker- und Bodenwasser
Die Sickerwassermenge wird täglich am Auslaufhahn der Lysimeter in einer Tiefe von 3 m
unter Geländeoberkante (GOK) erfasst. Die Beprobung des Niederschlags und des Sicker-
wassers erfolgt an Monatssammelproben. Seit 1996 kann darüber hinaus aus jeweils einem
Lysimeter je Bodenform in drei Ebenen (0,5, 1,5 und 2,5 m unter GOK) mittels Saugkerzen
Bodenwasser entnommen werden. Die atmosphärische Deposition wird seit 1996 im Klima-
garten der Station mittels Bulk-Sammlern ermittelt. An allen Wasserproben erfolgt eine
Vorortanalytik zur Ermittlung von pH-Wert und Leitfähigkeit. Die in der Lösung befindlichen
Konzentrationen von P, PO
4
, K, Mg und SO
4
aller Wasserproben werden im Labor der BfUL
bestimmt.
Tabelle 8 liefert zusammenfassend einen Überblick über das gesamte Untersuchungspro-
gramm.
Tabelle 8:
Untersuchungsprogramm bezüglich der Nährstoffe Phosphor, Kalium, Magnesium,
Schwefel in der Lysimeterstation Brandis
*in 0,5, 1,5 und 2,5 m Tiefe
2.5
Klimatische Randbedingungen und Deposition
Brandis und die Herkunftsflächen der Lysimeterböden liegen in der nördlichen gemäßigten
Zone, im Übergangsbereich zwischen maritimem und kontinentalem Klima, wobei das Som-
merhalbjahr regenreicher ist als das Winterhalbjahr.
Die Jahresmitteltemperatur der 30jährigen Referenzperiode von 1981 bis 2010 beträgt am
Standort Brandis 9,3 °C, der Jahresniederschlag (korrigiert) 673 mm. Über alle drei Dekaden
zeigt sich ein Anstieg der Lufttemperatur, des Jahresniederschlags, der Sonnenscheindauer
und der Dauer der thermischen Vegetationsperiode. Der Anstieg der Niederschlagsmengen
resultiert vor allem aus der Zunahme von spätsommerlichen Starkniederschlägen (Tab. 9).
Die klimatische Wasserbilanz ist im langjährigen Mittel leicht negativ (Tab. 10).
Untersuchungs-
gegenstand
Phosphor
Kalium
Magnesium
Schwefel
Boden
[mg 100 g
-1
]
P
CAL
(0-25 cm) seit
1974 alle 3-5 J.
K
CAL
(0-25 cm) seit
1974 alle 3-5 Jah-
re
Mg
CaCl2
(0-25 cm)
seit 1974 alle 3-5
Jahre
S
min
(0-30 + 30-
60 cm) seit 2009
jährlich
Dünger
[kg ha
-1
]
Zeitpunkt, Aufwandmenge und Art seit 1973
Bodenwasser
*
[mg l
-1
]
P, PO
4
monatlich
seit 1997
K monatlich seit
1996
Mg monatlich seit
1996
SO
4
monatlich
seit 1996
Sickerwasser
(3 m) [mg l
-1
]
P, PO
4
monatlich
seit 1997
K monatlich seit
1993
Mg monatlich seit
1993
SO
4
monatlich
seit 1993
Deposition
[mg l
-1
]
P, PO
4
monatlich
seit 1997
K monatlich seit
1993
Mg monatlich seit
1993
SO
4
monatlich
seit 1993
Ernteertrag
[kg dt
-1
]
Frischmasse- und Trockenmasseertrag von Erntegut und Ernterest seit 1973
Pflanzenentzug
[%]
P in Korn und
Stroh seit 2006
K in Korn und
Stroh seit 2006
Mg in Korn und
Stroh seit 2006
S in Korn und
Stroh seit 2006
52

Tabelle 9:
Dekadenmittel
saisonaler Werte von Lufttemperatur
und Niederschlag sowie
hydrologische Jahre und Halbjahre der Sonnenscheindauer und Dauer der thermischen
Vegetationsperiode der Klimastation Brandis
Wi: Dez.-Febr.; Frü: März-Mai; So: Juni- Aug.; Her: Sep.-Nov.
Der innerjährliche Verlauf der klimatischen Wasserbilanz zeigt von April bis August eine Pe-
riode mit erheblichen Wasserdefiziten. Problematisch für die Landwirtschaft ist die Trocken-
heit im Frühsommer. In den für die Pflanzenentwicklung wichtigen Monaten von April und
Juni zeichnet sich eine deutliche Zunahme der Wasserdefizite ab (Tab. 10).
Tabelle 10:
Dekadenmittel (Monats- und Halbjahreswerte) der klimatischen Wasserbilanz der
Klimastation Brandis
Der Tabelle 11 sind die Höhe der Deposition und die über alle Standorte und jeweils drei
Jahre gemittelten Nährstoffzufuhren durch Düngung (organisch+mineralisch) zu entnehmen.
In der 1. und 2. Bewirtschaftungsperiode entsprechen die Mittelwerte der tatsächlichen Stoff-
zufuhr, da alle Böden gleich gedüngt wurden. Bei den Werten der 3. Bewirt-
schaftungsperiode handelt es sich um die Mittelwerte der standortbezogenen Düngung.
Zeit-
raum
Lufttemperatur
°C
Niederschlag
(korrigiert)
mm
Sonnenschein-
dauer
h
Dauer Vegetati-
onsperiode
d
Wi Frü So Her
Wi Frü So Her
Wi So Jahr
Jahr
1981-
1990
0,6 8,7 17,4 9,7
144 153 204 141
479 1048 1537
242
1991-
2000
1,0 9,0 17,8 8,9
134 163 227 153
508 1155 1662
257
2001-
2010
1,0 9,3 18,6 10,0
139 163 226 172
556 1218 1774
274
1981-
2010
0,9 9,0 17,9 9,5
139 159 219 155
514 1144 1658
258
Zeitraum
Nov Dez Jan Feb Mrz Apr Mai Jun
Jul Aug Sep Okt
Wi
So
Jahr
1981-1990
37
55
38
23
9
2
-51
-24
-55
-23
-9
-1
165
-162
3
1991-2000
42
38
29
23
21
-22
-47
-41
-22
-36
-4
8
131
-142
-11
2001-2010
48
39
35
17
9
-38
-33
-62
-23
-30
4
1
110
-143
-34
1981-2010
42
44
34
21
13
-19
-43
-42
-33
-30
-3
3
135
-149
-14
53

Tabelle 11:
Jährliche P-, K-, Mg- und S-Zufuhr durch Deposition (Dep.) und Düngung im Mittel von 3
Jahren und gemittelt über alle Böden (Untersuchungsstandorte) der Lysimeterstation
Brandis
n.g. = nicht gemessen, *mineralische Mg-Komponente im organischen Dünger
Die seit 1993 mittels Bulk-Sammler gemessene P-Deposition zeigt geringe jährliche
Schwankungen zwischen 1 und 4 kg P ha
-1
a
-1
. Die K-Deposition schwankt zwischen 2 und
8 kg K ha
-1
a
-1
. Die Mg-Deposition liegt im Beobachtungszeitraum relativ konstant bei rd. 3 kg
Mg ha
-1
a
-1
. Es wird angenommen, dass sich der atmosphärische Eintrag dieser Stoffe vor
1993 nicht wesentlich vom gemessenen Eintragsniveau unterscheidet. Dagegen unterlag die
SO
4
-S-Deposition großen Veränderungen. Betrug sie zu Beginn der 1990er Jahre noch über
150 kg ha
-1
a
-1
, verringerte sie sich seit Stilllegung der braunkohleverarbeitenden Industriebe-
triebe auf derzeit unter 10 kg ha
-1
a
-1
.
3
Ergebnisse
3.1 Nährstoffgehalt der Böden
Trotz der veränderter Bewirtschaftung liegt der Kohlenstoffgehalt der organischen Substanz
(C
org
) über den Zeitraum von 1981 bis 2013 relativ konstant, je nach Standort, bei 1,2 maxi-
mal 1,5 Prozent (s. Tab. 3). Damit sind die Böden in die Humusklasse „mittel humos“ (Bo-
denkundliche Kartieranleitung, Hannover, 2005) einzuordnen. Einzig der lessivierte Brauner-
de-Pseudogley (D6/LG 1) weist über die gesamte Bewirtschaftungsdauer einen höheren
C
org
-Gehalt auf. Auch der Gesamtstickstoffgehalt (N
t
) der Böden ändert sich im zeitlichen
Verlauf kaum und beträgt je nach Standort 0,10 bis 0,13 Prozent bzw. 0,16 Prozent
Jahr
P-
K-
Mg-
SO
4
-S-
Dep.
Düngung
Dep.
Düngung
Dep.
Düngung
Dep.
Düngung
min.
org.
min.
org.
min.
org.
min.
org.
kg ha
-1
a
-1
kg ha
-1
a
-1
kg ha
-1
a
-1
kg ha
-1
a
-1
1981-1983
n.g.
20
0
n.g.
72
0
n.g.
55
0
n.g.
30
0
1984-1986
n.g.
63
15
n.g.
212
50
n.g.
0
50*
n.g.
95
5
1987-1989
n.g.
57
30
n.g.
223
100
n.g.
0
100*
n.g.
87
10
1990-1992
n.g.
0
0
n.g.
0
0
n.g.
0
0
n.g.
0
0
Mittel
1. Periode
-
35
11
-
127
38
-
14
38*
-
53
4
1993-1995
1
0
0
9
0
0
3
82
0
152
0
0
1996-1998
1
0
8
4
0
44
3
0
7
98
0
5
Mittel
2. Periode
1
0
4
7
0
22
3
41
3
125
0
3
1999-2001
1
2
0
2
19
0
3
3
0
35
0
0
2002-2004
2
0
0
5
0
0
3
1
0
14
0
0
2005-2007
2
0
0
4
0
0
3
0
0
36
0
0
2008-2010
3
9
0
6
17
0
3
0
0
11
38
0
2011-2013
1
0
0
3
0
0
3
0
0
7
31
0
Mittel
3. Periode
2
2
0
4
7
0
3
1
0
21
14
0
54

(D6/LG 1). Ein nachhaltiger, humusmehrender Einfluss der in den 80er Jahren verwendeten
Feldbaukomposte konnte nicht festgestellt werden.
Auf den sandigen D3-Standorten stieg der Boden-pH-Wert (Tab. 2) seit der 1. Bewirtschaf-
tungsperiode von mäßig sauer (pH 5,2) auf sehr schwach sauer (pH 6,1). Die tonreicheren
Böden zeigen über den Untersuchungszeitraum nur geringe pH-Wertänderungen. Insgesamt
liegen die Böden mit pH-Werten zwischen pH 6,0 (D3/LG 5) und pH 6,5 (Lö3/LG 9) im sehr
schwach bis schwach sauren Silikat-Pufferbereich. Nach der Kalkdüngung im Herbst 2014
wurden im Frühjahr 2015 Boden-pH-Werte zwischen pH 6,7 und pH 7,2 gemessen (Tab. 3).
Tabelle 12 beinhaltet weitere Ergebnisse der Untersuchungen im Frühjahr 2015.
Tabelle 12:
Basisch wirkende Kationen und Nährstoffbindungsverhältnisse in den Böden (0-25 cm)
der Lysimeterstation Brandis im Frühjahr 2015
Mäßige KAK
eff
-Werte finden sich erwartungsgemäß bei den sandigen Böden (s. Tab. 3). Mit
zunehmendem Tongehalt und pH-Wert der Böden steigen sie auf mittlere Werte an. Die
Ca
2+
-Sättigung liegt oberhalb des Optimums, die der Mg
2+
- und Na
+
-Ionen im optimalen Be-
reich und die von K
+
leicht darunter. Insgesamt sind die Böden sehr basenreich bis basenge-
sättigt.
Eine Übersicht über die mittleren
Nährstoffgehalte
(0-25 cm Tiefe) und die Versorgungs-
stufen der Böden in Bezug auf P, K und Mg während der drei Bewirtschaftungsperioden fin-
det sich in Tabelle 13. Als Grenzwerte für die Versorgungsstufen der Böden werden die vom
LfULG veröffentlichten Werte verwendet (LfULG, o.J. [2]).
Standort
Ca
2+
Mg
2+
K
+
Na
+
P
ox
Fe
ox
Al
ox
PSC
DPS
cmol kg
-1
mg kg
-1
mmol kg
-1
%
BB/D3/LG 5
Anteil
6,91
79%
0,78
9%
0,16
2%
<0,1
1%
421
1910
879
33
41
LL-BB/D3/LG 8
Anteil
6,23
84%
0,70
9%
0,17
2%
<0,1
1%
386
2010
922
35
36
BB-LF/D5/LG 4
Anteil
8,92
79%
0,89
8%
0,10
1%
<0,1
≤1%
390
1970
903
34
37
lBB-SS/D6/LG 1
Anteil
17,06
116%
0,83
6%
0,16
1%
<0,1
≤1%
383
2840
1170
47
26
BB-SS/D4/LG 7
Anteil
6,91
72%
0,55
6%
0,19
2%
<0,1
1%
397
2420
938
39
33
LL/Lö3/LG 9
Anteil
13,74
87%
1,54
10%
0,29
2%
<0,1
≤1%
-
-
-
-
-
55

image
Tabelle 13:
Mittlerer P-, K- und Mg-Gehalt [mg 100 g
-1
] und Versorgungsstufen der Böden (0-25 cm
Tiefe) während der drei Bewirtschaftungsperioden im Verlauf der Jahre 1981-2013
Versorgungsstufen: A = sehr niedrig, B = niedrig, C = mittel, D = hoch, E = sehr hoch
(Bodenart): lS = lehmiger Sand, sL = sandiger Lehm, L = Lehm
Zum Phosphor-Gehalt
Bei der ersten Nährstoffuntersuchung im Jahr 1974 (Abb. 5) zeigten sich der lessivierte
Braunerde-Pseudogley (D6/LG 1) und die Braunerde-Fahlerde (D5/LG 4) sehr gut mit pflan-
zenverfügbaren P
CAL
versorgt. Die anderen D-Standorte weisen hingegen niedrige P
CAL
-
Gehalte von <5 mg P 100 g
-1
auf. Deren P
Cal
-Anteile steigen im Verlauf der 1. Bewirt-
schaftungsperiode infolge der intensiven Grunddüngung stark an. Die anfangs besser ver-
sorgten Standorte, zu denen auch die Parabraunerde aus tiefgründigem Löß (Lö3/LG 9)
zählt, behalten ihr sehr hohes Versorgungsniveau bei.
Abbildung 5:
Entwicklung der P
CAL
-Gehalte im Oberboden (0-25 cm) der Ackerböden der Lysimeter-
station Brandis in den Jahren von 1974 bis 2015 (grau = Optimum)
Nährstoff
[mg 100 g
-1
]
Bew.-
Periode
BB/D3
LG 5 (lS)
LL-BB/D3
LG 8 (sL)
BB-LF/D5
LG 4 (sL)
lBB-SS/D6
LG 1 (sL)
BB-SS/D4
LG 7 (sL)
LL/Lö3
LG 9 (L)
P
1
9,0
D
8,0
D
20,3
E
10,6
E
11,4
E
12,9
E
2
10,7 E
8,4
D
18,9
E
12,3
E
7,8
D
12,2
E
3
8,3
D
6,6
C
9,4
D
8,1
D
4,7
B
8,6
D
K
1
16,9 D
14,6
C
20,4
D
15,9
D
14,5
C
15,4
C
2
11,2 C
10,1
C
12,9
C
13,6
D
10,3
C
12,6
C
3
8,3
C
8,2
B
8,7
B
9,9
C
7,7
B
8,1
B
Mg
1
5,2
C
4,8
B
7,5
C
8,9
D
5,5
B
11,4
C
2
14,2 E
12,0
E
12,2
E
14,4
E
10,8
E
25,3
E
3
12,4 E
12,4
E
11,7
E
10,0
D
9,6
D
20,6
E
Bodenbezeichnung
leicht
leicht
mittel
mittel
mittel
schwer
56

Durch das Ausbleiben einer regelmäßigen Grunddüngung gehen die P
CAL
-Gehalte im
Oberboden aller Böden ab 1990 kontinuierlich zurück. Der Rückgang beträgt eine Versor-
gungsstufe (s. Tab. 13). Im Frühjahr 2000 erhielten die beiden D3-Böden eine P-Düngergabe
in Höhe von 5 bzw. 23 kg P ha
-1
und der Braunerde-Pseudogley-Standort (LG 7) eine Gabe
von 14 kg P ha
-1
, da diese drei Böden bei der Bodenuntersuchung im Jahr 1998 die niedrigs-
ten P-Gehalte aufwiesen. Im Herbst 2000 zeigte sich auf beiden D3-Böden (LG 5 und LG 8)
ein leichter Anstieg des P
CAL
-Gehalts, während er auf dem Braunerde-Pseudogley (D4/LG 7)
trotz der erfolgten Düngung leicht absinkt. Einen verhältnismäßig starken Rückgang der
P
CAL
-Gehalte im Oberboden verzeichnen der anfangs sehr gut versorgte lessivierte Brauner-
de-Pseudogley (D6/LG 1) und die Braunerde-Fahlerde (D5/LG 4). Seit 1974 hat sich ihr P
CAL
-
Vorrat um rd. 50 Prozent auf 5,3 bzw. 8,8 mg P 100 g
-1
verringert. Derzeit liegt die P-
Versorgung der untersuchten Böden mit 5 bis 9 mg P 100 g
-1
noch im anzustrebenden Be-
reich. Jedoch ist ab diesem Niveau eine Erhaltungsdüngung angeraten.
Um die P-Austräge aus dem Boden besser beurteilen zu können, wurden im Frühjahr 2015
auf den D-Standorten (Winterweizen, Vorfrucht Mais) u. a. erstmals die
Phosphorspeicher-
kapazität
(PSC) und der
Phosphorsättigungsgrad
(DPS) im Oberboden ermittelt (siehe
Tab. 12). Die PSC beträgt auf den Einzelstandorten zwischen 33 und 47 mmol kg
-1
. Der DPS
der Böden bewegt sich zwischen 26 und 41 Prozent. Damit weisen alle Standorte, außer der
lessivierte Braunerde-Pseudogley (D6/LG 1), einen mit P gesättigten Oberboden auf, was
ein erhöhtes P-Austragspotential darstellt. Verantwortlich dafür dürfte eine P-Unterfuß-
düngung im Frühjahr 2014 zu Mais sein. Allerdings lässt eine einmalige Untersuchung keine
belastbaren Aussagen über das tatsächliche P-Austragspotential zu. Die vergleichsweise
hohen Fe
ox
-Werte der Böden D6/LG 1 (2.840 mg kg
-1
) und D4/LG 7 (2.420 mg kg
-1
) sind ein
Hinweis auf eine Beeinträchtigung der Standorte durch Staunässe.
Zum Kalium-Gehalt
Die K
CAL
-Versorgung der D-Standorte liegt bei der ersten Bodenuntersuchung im Jahr 1974
mit Werten zwischen 12 und 17 mg 100 g
-1
Boden im optimalen Bereich (Abb. 6). Während
der 1. Bewirtschaftungsperiode steigen die K
CAL
-Gehalte aufgrund der intensiven Kali-
Düngung um durchschnittlich 21 Prozent an, unterliegen aber starken jährlichen Schwan-
kungen von bis zu einer Versorgungsstufe.
Auf Grund fehlender K-Düngung sinkt der K
CAL
-Gehalt der Böden. Für einen zwischenzeitli-
chen Anstieg sorgte eine standortspezifische K-Grunddüngung mit 60er Kali im Frühjahr
2000. Mit der Höhe der Gaben orientierte man sich an den Ergebnissen der Bodenuntersu-
chungen von 1998 und der Ertragserwartung. Der Braunerde-Pseudogley (D4/LG 7) erhielt
mit 13 kg K ha
-1
die niedrigste, der D5-Standort mit 84 kg K ha
-1
eine mittlere und die sandige
Parabraunerde-Braunerde (D3/LG 8) mit 153 kg K ha
-1
die höchste Nährstoffgabe. Der ra-
sante Rückgang bis zur Beprobung 2003 ist u.a. mit der K-Verlagerung aus dem Oberboden
infolge hoher Niederschläge in den Jahren 2001 und 2002 zu erklären.
Derzeit liegt der K
CAL
-Gehalt bei 4 bis 6 mg K 100 g
-1
und damit im unterversorgten Bereich.
Bei unverändertem Düngeniveau wird sich der rückläufige Trend fortsetzen und die Böden
weiter an Kalium verarmen.
57

image
Abbildung 6:
Entwicklung der K
CAL
-Gehalte im Oberboden (0-25 cm) der Ackerböden der Lysimeter-
station Brandis in den Jahren von 1974 bis 2015 (grau = Optimum)
Zum Magnesium-Gehalt
Bei den Mg-Gehalten der Böden ist eine zu den K-Gehalten gegenläufige Entwicklung zu be-
obachten. 1974 liegen die Mg-Gehalte auf den D-Standorten zwischen 4,4 mg 100 g
-1
(D3/LG
8) und 8,9 mg 100 g
-1
(D5/LG 4). Bis zum Ende der 1. Bewirtschaftungsperiode steigen die Mg-
Gehalte um durchschnittlich 74 Prozent. Bis zum Ende der 2. Bewirtschaftungsperiode kommt
es zu einem weiteren Anstieg, wodurch die Böden nunmehr eine sehr hohe Versorgungsstufe
aufweisen. Dieser Anstieg hält bis heute unverändert an (Abb. 7).
Eine Ursache dafür ist die regelmäßige Kalkung mit Mg-haltige Substraten. In den Boden
eingearbeitet, geben sie das Magnesium nach und nach frei und sorgen so für eine lange
Nährstoffverfügbarkeit. Des Weiteren werden die Mg-Gehalte von bodenchemischen Wech-
selwirkungen mit anderen Kationen beeinflusst.
58

image
Abbildung 7:
Entwicklung der Mg-Gehalte im Oberboden (0-25 cm) der Ackerböden der Lysimeter-
station Brandis in den Jahren von 1974 bis 2015 (grau = Optimum)
Zum Schwefel-Gehalt
Die Schwefelversorgung der Böden war in Nordwestsachsen bis Anfang der 1990er Jahre
stark durch Emissionen der kohleverarbeitenden Industrie geprägt. So gingen S-Einträge der
Böden bis zur deutschen Einheit, auch auf Grund des Einsatzes von schwefelhaltigen Stick-
stoffdüngern, um ein Vielfaches über den Pflanzenbedarf hinaus. Da jährliche S
min
-
Untersuchungen in 0-30 und 30-60 cm Bodentiefe in der Station Brandis erst seit 2009 statt-
finden, können für die 1. und 2. Bewirtschaftungsperiode keine Aussagen zu bewirtschaf-
tungs- und emissionsbedingten Veränderungen der Schwefelgehalte im Boden getroffen
werden.
Zu Beginn der S
min
-Untersuchungen hatte die SO
4
-S-Deposition bereits das heutige Niveau
von unter 10 kg SO
4
-S ha
-1
a
-1
erreicht. Erwartungsgemäß haben die Böden mit der höchsten
Sickerwasserbildung mit 13,6 kg S ha
-1
im Mittel die niedrigsten S
min
-Werte (Tab. 14). Böden
mit einer geringeren sickerwassergebundenen Stoffverlagerung wie pseudovergleyte Stand-
orte (D6/LG 1 und D4/LG 7), verfügen über höhere pflanzenverfügbare Schwefelgehalte von
bis zu 19,6 kg S
min
ha
-1
. Da der S
min
-Gehalt im Lößboden sowohl von der sehr geringen Ver-
lagerungsdisposition als auch vom hohen Pflanzenentzug geprägt ist, fallen die S
min
-Gehalte
im Vergleich zu diesen Standorten geringer aus.
59

Tabelle 14:
Pflanzenverfügbarer Schwefel (S
min
) im Ober- und Unterboden [kg S ha
-1
] von Böden der
Lysimeterstation Brandis für die Jahre 2009 bis 2016
Inzwischen besteht aufgrund des vermehrten Rapsanbaus und der geringen S-Deposition,
ein S-Düngebedarf. Insgesamt liegen die S
min
-Werte in 0-60 cm Tiefe auf allen Böden deut-
lich unter dem sachsenweiten Durchschnitt, der von GRUNERT (2015) für das Frühjahr 2014
mit 36 kg S ha
-1
und das Frühjahr 2015 mit 43 kg S ha
-1
angegeben wird.
3.2
Nährstoffsalden
In der Regel gelingt es nicht, alle Einflussgrößen einer Nährstoffbilanz wie Zufuhr über Dün-
gung, Immission und Mineralisierung sowie Entnahme über Ernteentzug, Auswaschung und
Immobilisierung, zu ermitteln. Man beschränkt sich auf die Ermittlung von Nährstoffsalden.
Diese resultieren aus der Höhe der mineralisch/organischen Düngung abzüglich der mit dem
Erntegut abgefahrenen Nährstoffmenge. Die atmosphärische Deposition (Immission) wird als
Inputgröße beachtet, bleibt aber entsprechend Düngeverordnung bei der Saldenbildung
(Tab. 15) unberücksichtigt.
BB/D3
LG 5
LL-BB/D3
LG 8
BB-LF/D5
LG 4
lBB-SS/D6
LG 1
BB-SS/D4
LG 7
LL/Lö3
LG 9
Jahr
0-30
cm
30-60
cm
0-30
cm
30-60
cm
0-30
cm
30-60
cm
0-30
cm
30-60
cm
0-30
cm
30-60
cm
0-30
cm
30-60
cm
2009
6
n.g.
3
n.g.
3
n.g.
6
n.g.
5
n.g.
4
n.g.
2010
5
1
20
4
3
3
5
4
15
6
1
10
2011
5
5
5
5
18
5
23
27
5
5
6
5
2012
7
n.g.
5
7
8
5
8
8
6
5
7
n.g.
2013
5
15
9
6
5
5
5
5
28
22
6
n.g.
2014
5
18
5
6
12
6
13
11
6
5
5
5
2015
5
5
7
12
5
14
12
9
7
12
6
27
2016
5
5
10
7
5
6
5
6
6
5
6
5
Mittel
0-30
5,4
8,0
7,4
9,6
9,8
5,1
Mittel
30-60
8,2
6,7
6,3
10,0
8,6
10,4
Mittel
0-60
13,6
14,7
13,7
19,6
18,4
15,5
60

Tabelle 15:
Nährstoffsalden für P, K, Mg und S während der drei Bewirtschaftungsperioden
3.2.1 Phosphor-Saldo
In der 1. Bewirtschaftungsperiode (1981-1992) liegt die mineralische Düngung bei durch-
schnittlich 35 kg P ha
-1
a
-1
und die organische bei 11 kg P ha
-1
a
-1
. Aus der Abfuhr von Erntegut
und Stroh resultiert auf dem ertragsarmen Sandboden (D3/LG 5) ein P-Entzug von 18 kg P ha
-1
a
-
1
und auf dem ertragsreichen Löß (Lö3/LG 9) ein P-Entzug von 40 kg P ha
-1
a
-1
. Daraus resultiert
während dieser Bewirtschaftungsperiode ein positiver P-Saldo von 28 kg ha
-1
(D3/LG 5) und bei
(Lö3/LG 9) von 6 kg ha
-1
(Tab. 15). Obwohl sich der Pflanzenentzug durch Verbleib der Ernteres-
te auf der Fläche seit 1996 um ca. 20 Prozent verringerte, sind die P-Salden, aufgrund der gerin-
gen Düngung, bereits seit 1990 auf allen Standorten negativ (Tab. 16).
Tabelle 16:
Höhe von P-Entzug durch Abfuhr des Erntegutes, P-Düngung und P-Saldo am Beispiel
einer sandigen Braunerde (BB/D3) und
einer tiefgründigen Parabraunerde aus Löß
(LL/Lö3) der Lysimeterstation Brandis – 3jährige Mittel von 1981 bis 2013
Nährstoffsaldo
[kg ha
-1
]
in Periode
BB/D3
LG 5
LL-BB/D3
LG 8
BB-LF/D5
LG 4
lBB-SS/D6
LG 1
BB-SS/D4
LG 7
LL/Lö3
LG 9
P
K
P
K
P
K
P
K
P
K
P
K
1 (1981-1992)
28
53
23
14
20
19
17
-1
16
7
6
-50
2 (1993-1998)
-7
-37
-14
-44
-13
-69
-14
-67
-13
-59
-19
-85
3 (1999-2013)
-9
-7
-15
-11
-18
-18
-18
-20
-18
-23
-29
-33
Ø (1981-2013)
5
10
0
-8
-3
-14
-4
-22
-4
-19
-14
-49
Nährstoffsaldo
[kg ha
-1
]
in Periode
Mg
S
Mg
S
Mg
S
Mg
S
Mg
S
Mg
S
1 (1981-1992)
39
40
35
38
34
34
32
31
32
31
26
23
2 (1993-1998)
48
-8
42
-9
13
-13
15
-14
40
-13
56
-17
3 (1999-2013)
-3
7
-6
4
-6
3
-6
3
-7
2
-10
4
Ø (1981-2013)
22
17
19
14
13
12
12
10
17
10
16
5
Zeitraum
P-Abfuhr
P-Zufuhr
P-Saldo
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
min.-
Dünger
org. Dün-
ger
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Ø kg ha
-1
a
-1
1981-83
17
43
20
0
3
-23
1984-86
21
39
63
15
56
39
1987-89
20
45
57
30
67
43
1990-92
14
34
0
0
-14
-34
1993-95
7
12
0
0
-7
-12
1996-98
16
34
0
8
-8
-26
1999-01
13
29
2
0
0
-11
-29
2002-04
14
28
0
0
0
-14
-28
2005-07
10
27
0
0
0
-10
-26
2008-10
14
40
11
7
0
-3
-33
2011-13
9
30
0
0
0
-9
-30
61

3.2.2 Kalium-Saldo
In Abhängigkeit von Höhe der Düngung und Höhe der Pflanzenentzüge, sind sowohl positive
wie auch negative K-Salden zu verzeichnen (Tab. 17). Der hohe K-Entzug bis Ende der
1990er Jahre resultiert insbesondere aus dem Anbau Kalium zehrender Kulturen (Kartoffeln,
Zuckerrüben), sowie der vollständigen Abfuhr der Nebenprodukte. Durch deren Verbleib auf
der Fläche ab 1996 verringert sich der K-Pflanzenentzug um ca. 75 Prozent. Dem Lößboden
wird jährlich etwa doppelt so viel Kalium entzogen, wie dem leichten Sandboden (Tab. 17).
Tabelle 17:
Höhe von K-Entzug durch Abfuhr des Erntegutes, K-Düngung und K-Saldo am Beispiel
einer sandigen Braunerde (BB/D3) und einer tiefgründigen Parabraunerde aus Löß
(LL/Lö3) der Lysimeterstation Brandis - 3jährige Mittel von 1981 bis 2013
Seit 1990, mit dem Ausbleiben einer regelmäßigen Grunddüngung, sind die K-Salden auf
allen Standorten negativ. Daran ändern auch die beiden Düngergaben im Jahr 2000 (60er
Kali) und 2008 (NPK-Dünger) nichts, zumal sie um etwa zwei Drittel geringer ausfielen als
eine durchschnittliche Grunddüngung in den 1980er Jahren.
3.2.3 Magnesium-Saldo
Der Mg-Saldo lässt sich für die 1. Bewirtschaftungsperiode nur näherungsweise ermitteln, da
der Mg-Gehalt der verwendeten Kalke und organischen Dünger nicht exakt bekannt ist. Der
mittlere jährliche Mg-Pflanzenentzug liegt je nach Standort zwischen 12 und 26 kg ha
-1
. Bei
einer in der Regel alle drei Jahre applizierten Kalkgabe, liegt der geschätzte Mg-Eintrag im
Mittel bei 52 kg Mg ha
-1
a
-1
. Somit ergibt sich für die 1. Bewirtschaftungsperiode (Tabelle 18)
für alle Standorte ein Mg-Überschuss in Höhe von 26 (Lö3/LG 9) bis 39 kg Mg ha
-1
a
-1
(D3/LG 5). Durch den Verbleib der Nebenprodukte seit 1996 sinkt der mittlere Mg-Entzug,
dennoch sind auf allen Standorten leicht negative Mg-Salden zu verzeichnen (Tab. 18).
Zeitraum
K-Abfuhr
K-Zufuhr
K-Saldo
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Min.-
Dünger
org. Dün-
ger
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Ø kg ha
-1
a
-1
1981-83
90
219
72
0
-18
-147
1984-86
142
241
212
50
120
21
1987-89
124
219
223
100
199
104
1990-92
87
178
0
0
-87
-178
1993-95
53
99
0
0
-53
-99
1996-98
87
138
0
67
-43
-94
1999-01
20
47
17
21
0
-3
-27
2002-04
19
35
0
0
0
-19
-35
2005-07
12
34
0
0
0
-12
-34
2008-10
17
50
21
13
0
4
-38
2011-13
12
37
0
0
0
-12
-37
62

Tabelle 18:
Höhe von Mg-Entzug durch Abfuhr des Erntegutes, Mg-Düngung und Mg-Saldo am
Beispiel einer sandigen Braunerde (BB/D3) und
einer tiefgründigen Parabraunerde aus
Löß (LL/Lö3) der Lysimeterstation Brandis – 3jährige Mittel von 1981 bis 2013
*anorganische Komponente (Mg-Kalk) im organischen Feldbaukompost
3.2.4 Schwefel-Saldo
Der bilanzwirksame S-Eintrag resultiert im Verlauf der 1. Bewirtschaftungsperiode aus dem
Schwefelanteil der mineralischen Düngung mit Superphosphat in Höhe von 54 kg S ha
-1
a
-1
.
Hinzu kommen weitere 4 kg S ha
-1
a
-1
aus organischer Düngung. Die durchschnittliche Nähr-
stoffabfuhr durch Erntegut und Ernterest betrug auf dem leichten Sandboden (D3/LG 5) 17
kg S ha
-1
a
-1
und auf dem ertragsstarken Lößboden (Lö3/LG 9) 34 kg S ha
-1
a
-1
. Daraus ergibt
sich auf allen Standorten positive S-Saldo (Tab. 15) zwischen 40 kg ha
-1
a
-1
(D3/LG 5) und
23 kg ha
-1
a
-1
(Lö3/LG 9).
Durch den Verbleib der Nebenprodukte auf dem Feld verringerte sich der S-Pflanzenentzug
seit 1996 um ca. 50 Prozent. Auf dem leichten Sandboden (D3/LG 5) liegt er im Durchschnitt
der Bewirtschaftungsjahre bei 7 kg ha
-1
a
-1
und auf dem ertragreichen Löß-Standort
(Lö3/LG 9) bei 18 kg ha
-1
, wo durch Rapsanbau bis zu 30 kg S ha
-1
a
-1
entzogen werden. Von
1990 bis 2007 werden auf allen Standorten negative Salden erzielt (Tab. 19).
Erst seit 2008 sorgt die kulturartspezifische, mineralische Düngung mit SSA wieder für leich-
te S-Bilanzüberschüsse. Um die Höhe der Entzüge und der Auswaschung (s. auch Anlage)
erklären zu können, muss jedoch die hohe S-Zufuhr durch Deposition (Tab. 11) beachtet
werden, die bei der Saldenbildung unberücksichtigt bleibt.
Zeitraum
Mg-Abfuhr
Mg-Zufuhr
Mg-Saldo
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Min.-
Dünger
org.
Dünger
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Ø kg ha
-1
a
-1
1981-83
13
33
55
0
42
22
1984-86
13
21
0
50*
37
29
1987-89
11
22
0
100*
89
78
1990-92
12
27
0
0
-12
-27
1993-95
5
10
101
128
0
95
118
1996-98
5
11
0
0
5
0
-5
1999-01
4
9
3
3
0
-1
-6
2002-04
5
10
2
1
0
-3
-9
2005-07
4
10
0
0
0
-4
-10
2008-10
5
14
0
1
0
-5
-14
2011-13
3
11
0
0
0
-3
-11
63

Tabelle 19:
Höhe von S-Entzug durch Abfuhr des Erntegutes, S-Düngung und S-Saldo am Beispiel
einer sandigen Braunerde (BB/D3) und
einer tiefgründigen Parabraunerde aus Löß
(LL/Lö3) der Lysimeterstation Brandis - 3jährige Mittel von 1981 bis 2013
3.3 Höhe der Nährstoffauswaschung
Der am Sickerwasserauslauf, weit unterhalb der Wurzelzone in 3 m Tiefe gemessene Nähr-
stoffaustrag, resultiert sowohl aus den bewirtschaftungsbedingten Einträgen (einschließlich
Deposition), als auch aus bodenspezifischen Speicher- und Umsatzprozessen. So hat neben
der Bewirtschaftung und Bodenchemie, die Verlagerungsdisposition der Böden Einfluss auf
die Höhe der Auswaschung. Bei durchschnittlich 673 mm Jahresniederschlag bildet der
leichte Sandboden (D3/LG 5) ca. 200 mm Sickerwasser. Mit einer Austauschrate des Bo-
denwassers in der Wurzelzone von 345 Prozent ist dieser Standort stark auswaschungsge-
fährdet. Bei D-Standorten mit höheren Tongehalten liegen die Austauschraten bei 118 bis
169 Prozent (mittel bis groß). Auf dem Braunerde-Pseudogley-Standort (D4/LG 7) und dem
Löß (Lö3/LG 9) fallen nur 136 mm bzw. 60 mm Sickerwasser an. Hier sind die Austauschra-
ten mit 86 bzw. 36 Prozent gering bis sehr gering.
Tabelle 20 liefert Jahresmittelwerte (1993 bis 2013) der Nährstoffkonzentrationen im Boden-
wasser in den Tiefenstufen 0,5 m, 1,5 m und 2,5 m, dass mittels Saugkerzen aus den Lysi-
metern entnommen wurde, sowie Sickerwasserkonzentrationen, pH-Werte, Sickerwas-
sermengen und Nährstofffrachten am Lysimeterauslauf in 3 m Tiefe. Der pH-Wert des Si-
ckerwassers liegt je nach Standort mit pH 7,3 bis pH 7,8 im sehr schwach alkalischen Be-
reich. Seit 1993 sind die pH-Werte des Sickerwassers auf den D-Standorten tendenziell
rückläufig, während auf dem Löß-Standort ein leichter Anstieg zu verzeichnen ist.
Zeitraum
S-Abfuhr
S-Zufuhr
S-Saldo
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
min.-
Dünger
org.
Dünger
BB/D3
LG 5
LL/Lö3
LG 9
Ø kg ha
-1
a
-1
1981-83
14
35
30
0
16
-5
1984-86
25
40
95
5
75
60
1987-89
16
33
87
10
81
64
1990-92
12
29
0
0
-12
-29
1993-95
11
20
0
0
-11
-20
1996-98
9
19
5
5
-4
-14
1999-01
7
16
0
0
0
-7
-16
2002-04
8
16
0
0
0
-8
-16
2005-07
6
16
0
0
0
-6
-16
2008-10
8
23
38
44
0
30
21
2011-13
5
17
27
38
0
21
21
64

Tabelle 20:
Nährstoffkonzentration im Bodenwasser (Ø 1996-2013) und im Sickerwasser (Ø 1993-
2013), Sickerwassermenge (hydrologisches Jahr), pH-Wert und Fracht (Ø 1993-2013, P
seit 1997)
3.3.1 Phosphor-Auswaschung
Nach SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL (2002) beträgt der P-Anteil in der Bodenlösung oft
nur 0,1 % des Gesamtphosphors in der Bodenlösung. Im Fall der Brandiser Untersuchungen
werden die höchsten P-Konzentrationen bei allen Standorten in der 1. Ebene in 0,5 m Tiefe
gemessen. Sie nehmen vom leichten Sandboden bis zum schweren Lößboden und ebenso
mit der Tiefe ab (Tab. 20). In der 3. Ebene (2,5 m Tiefe) und im Sickerwasser (3 m Tiefe)
liegen die Konzentrationen zwischen 0,11 und 0,13 mg l
-1
und lassen keine bodenartabhän-
gige Differenzierung mehr erkennen. Die mittlere jährliche P-Fracht liegt bei den D-Böden bei
ca. 0,2 kg P ha
-1
und damit zwischen 1 und 2 Prozent des seit 1993 eingetragenen Phos-
phors. Auf dem Löß-Standort ist die P-Fracht kleiner als 0,1 kg P ha
-1
a
-1
(s. Tab. 20 und An-
lage).
Ebene
[m]
Konz.
[mg l
-1
]
BB/D3
LG 5
LL-BB/D3
LG 8
BB-LF/D5
LG 4
lBB-SS/D6
LG 1
BB-SS/D4
LG 7
LL/Lö3
LG 9
0,5
1,5
2,5
3,0
P
n.g.
0,25
0,17
0,25
0,16
0,15
0,28
0,23
0,15
0,11
0,14
0,15
0,12
0,12
0,11
0,11
0,14
0,12
0,11
0,12
0,11
0,12
0,11
0,13
0,5
1,5
2,5
3,0
K
n.g.
2
1
2
2
0,5
17
13
3
2
9
0,3
18
9
3
4
4
0,6
14
9
3
5
2
0,7
0,5
1,5
2,5
3,0
Mg
n.g.
9
7
8
9
12
9
7
12
20
24
42
7
5
19
17
27
40
5
6
22
21
28
58
0,5
1,5
2,5
3,0
SO
4
n.g.
85
88
96
69
111
46
56
71
119
204
182
47
49
106
142
201
403
61
104
155
171
211
630
SW-Anfall [mm a
-1
]
204
157
158
141
136
60
pH-Wert SW
7,5
7,4
7,5
7,3
7,5
7,8
Fracht
[kg ha
-1
a
-1
]
P
0,23
0,18
0,18
0,18
0,17
0,07
K
24
12
4
6
3
0,3
Mg
10
9
35
27
36
36
SO
4
-S
45
57
81
85
98
130
65

image
Abbildung 8:
Jahreswerte der Sickerwassermengen und P-Jahresfrachten in 3 m Tiefe von drei typi-
schen Böden der Lysimeterstation Brandis von 1993 bis 2015
Wie aus Abbildung 8 hervorgeht, war nach Flächenstilllegung und Grünlandumbruch ein
deutlicher Anstieg der P-Auswaschung zu verzeichnen. Seit 2000 sind die Austräge rückläu-
fig, wobei das außergewöhnlich hohe Sickerwasseraufkommen im Jahr 2010 erneut zu ei-
nem größeren P-Austrag führte.
3.3.2 Kalium-Auswaschung
Der sickerwassergebundene Kalium-Austrag wird maßgeblich vom Tongehalt der Böden
bestimmt. Die niedrigsten K-Konzentrationen treten bei allen Böden im oberen Wurzel-
bereich (gemessen in 0,5 m Tiefe) auf, wo sich die Kulturen mit dem Nährstoff versorgen
(Tab. 20). Unter der sandigen Braunerde (D3/LG 5) mit geringem Feinanteil beträgt die mitt-
lere jährliche K-Auswaschung in 3 m Tiefe 14 kg K ha
-1
. Im tonreichen Lößboden (Lö3/LG 9)
ist mit der Tiefe nur eine geringfügige Änderung der ohnehin sehr niedrigen K-Konzentration
(<1 mg l
-1
) feststellbar. Unter diesem Standort sind die K-Frachten kleiner als 1 kg K ha
-1
a
-1
(s. Tab. 20 und Anlage).
Im zeitlichen Verlauf (Abb. 9) zeigt sich ein leichter Rückgang der jährlichen K-Aus-
waschung. Etwa zwei Jahre nach erfolgter K-Düngung (1996 als Stallmist, 2000 und 2008
mineralisch) kommt es in Kombination mit hohen Sickerwassermengen unter den D-
Standorten jedoch zu erheblichen K-Austrägen, die im Fall der erodierten Braunerde
(D3/LG 5) im Hochwasserjahr Jahr 2010 mehr als 60 kg ha
-1
betragen.
66

image
Abbildung 9:
Jahreswerte der Sickerwassermengen und K-Jahresfrachten in 3 m Tiefe von drei typi-
schen Böden der Lysimeterstation Brandis von 1993 bis 2015
3.3.3 Magnesium-Auswaschung
Auch der Mg-Austrag mit dem Sickerwasser in 3 m Tiefe wird nicht von der Bewirtschaftung
sondern von der Bodenart dominiert. Tonig-mergelige Böden bestehen zu großen Anteilen
aus magnesiumhaltigen Silikaten, aus denen beim Verwitterungsprozess Magnesium freige-
setzt wird. Die Mg-Konzentrationen im Sickerwasser liegen bei Böden mit geringen oder feh-
lenden Mergel- und Tonanteilen (D3/LG 5) bei 5 mg Mg l
-1
und beim Lößboden (Lö3/LG 9)
bei 58 mg Mg l
-1
. Die Mg-Austräge betragen beim leichten Sandboden (D3/LG 5) 10 kg Mg
ha
-1
a
-1
und beim Lößboden (Lö3/LG 9) 36 kg Mg ha
-1
a
-1
(s. Tab. 20 und Anlage).
Im Zeitraum von 1993 bis 2015 ist auf allen Standorten ein deutlicher Rückgang der Mg-
Frachten festzustellen (Abb. 10). Dieser ist möglicherweise mit der Ionenkonkurrenz des Ka-
lium-Ions um Bindungsplätze an den Kationenaustauschern im Boden zu erklären. Aufgrund
der verringerten K-Versorgung der Böden infolge reduzierter K-Düngung, können freiwer-
dende Bindungsplätze leichter mit Mg-Ionen belegt werden, der Mg-Gehalt im Boden steigt
an (Abb. 7) und die Mg-Konzentration in der Bodenlösung sinkt. So führen die hohen Si-
ckerwassermengen der Jahre 2010 und 2011, insbesondere beim Lößboden (Lö3/LG 9),
nicht mehr zu so hohen Mg-Austrägen wie in den sickerwasserreichen Jahren davor.
67