Das Modellsystem WASMOD (Water and Substance Simulation Model) bietet die Möglichkeit, die Wasser- und Stoffdynamik von Gewässereinzugsgebieten zu berechnen. Durch Koppelung an ein Geographisches Informationssystem mittels geeigneter Parameterisierungsprogramme können Simulationsrechnungen in hoher räumlicher und zeitlicher Auflösung durchgeführt werden. Neben der Beschreibung der Systemkonzeption sowie der wichtigsten Teilmodelle wird ein Überblick über die bisher durchgeführten Modellanwendungen geliefert.

Im Rahmen des Forschungsvorhabens "Ökosystemforschung im Bereich der Bornhöveder Seenkette" stellt die Erfassung von Wasser- und Stoffflüssen - innerhalb und zwischen Ökosystemen - einen wichtigen Arbeitsschwerpunkt dar. Ein umfangreiches Meßprogramm liefert Daten zur Bilanzierung der N-Einträge in die einzelnen Systemkompartimente sowie zur Quantifizierung der für den Haushalt wichtigen Transport- und Transformationsprozesse (SCHIMMING et al. 1995, HÖRMANN et al. 1992, SPRANGER 1992). Diese Untersuchungen werden in terrestrischen (Acker, Grünland, Wälder), semiterrestrischen (Feuchtgrünland, Erlenbruch, Niedermoorgebiete) und in limnischen Ökosystemen durchgeführt. Ziel ist es u.a., vom lokalen bis zum regionalen Maßstab die Wirkungsweise und die Effektivität der miteinander vernetzten Prozesse aufzuzeigen und den Einfluß unterschiedlicher menschlicher Eingriffe abzuschätzen. Die mittel- und langfristige Wirkung von anthropogen bedingten Stoffeinträgen in Ökosysteme unterschiedlicher Empfindlichkeit ist hierbei ein wichtiger Aspekt. Da nicht alle relevanten Prozesse durch Messungen erfaßt werden können, bzw. der Meßaufwand für viele Prozeßbeobachtungen zu hoch und zu kostenträchtig ist, stellt die Entwicklung und Anwendung von Simulationsmodellen einen wichtigen Teilbereich der Arbeiten dar. Ausreichend validierte Modelle bieten die Möglichkeit, Prozesse im Rahmen eines festzulegenden Gültigkeitsbereiches zeitlich und räumlich zu extrapolieren. Sie können beispielweise zur Durchführung regionaler Sensitivitätsstudien bzw. zur Abschätzung von langfristigen Entwicklungstendenzen und Gefährdungspotentialen eingesetzt werden. Darüber hinaus lassen sie sich als Hilfsmittel bei der Überprüfung und Weiterentwicklung theoriebezogener Aussagen zum Verhalten von Ökosystemen verwenden.

Das Modellsystem WASMOD (Water and Substance Simulation Model; REICHE 1991, 1994) ist modular aufgebaut und bietet die Möglichkeit, Simulationsrechnungen zur Wasser- und Stoffdynamik sowohl bezogen auf Einzelstandorte als auch im regionalen Maßstab für ganze Einzugsgebiete durchzuführen. In Abhängigkeit von den jeweils unterschiedlichen Raumausschnitten zugeordneten Parametern zur Kennzeichnung der Vegetation, der Relief- und Bodencharakteristika sowie agrartechnischer Nutzungsmaßnahmen erfolgt die Prozeßbeschreibung auf unterschiedlichen, hierarchisch angeordneten Raumeinheiten. Die Beschreibung der unterschiedlichen Transport- und Transformationsprozesse bezieht sich auf die Vegetationsschicht, auf die Bodenoberfläche, auf den durchwurzelten Boden sowie auf die ungesättigte und gesättigte Zone. Die Simulation der Transportprozesse erfolgt 'quasi-3-dimensional', d.h. vertikale und laterale Transportprozesse werden pro Zeitschritt nacheinander simuliert. Lateraler Transport findet in der Simulation nur an der Bodenoberfläche und im Grundwasserleiter statt, eine vergleichsweise einfache Lösung zur Simulation lateraler Wasserbewegung als Interflow wird zur Zeit getestet.

Im Vergleich mit anderen Entwicklungen füllt das Modellsystem eine wichtige Lücke zwischen Modellen, deren Schwerpunkt in der Beschreibung von pflanzenphysiologischen Prozessen liegt und die insbesondere die standortbezogene Prognose des Biomassenzuwachses anstreben (HOFFMANN 1995, BOSSEL und SCHÄFER 1989) und solchen, die die bodenchemischen und physikochemischen Prozesse unter 'steady state' Bedingungen beschreiben (z.B. WARFVINGE et al. 1992, REUSS and JOHNSON 1986) bzw. nur punktbezogen Simulationsrechnungen zur Wasser- und Stoffdynamik von Einzelstandorten liefern. Gerade die Möglichkeit, mit dem Modellsystem WASMOD gebietsübergreifend Wasser- und Stoffbilanzen bei flächenscharfer Detailauflösung rechnen zu können, macht eine Anwendung im Rahmen von Planungsverfahren besonders interessant. Eine besondere Beachtung finden die von Mikroorganismen gesteuerten Umsetzungsprozesse und ihre spezifischen Abhängigkeiten zum Kohlenstoff- und Stickstoffhaushalt. Bei der Entwicklung dieser Teilmodule konnte auf Prozeßbeschreibungen aus sogenannten Agrarökosystemmodellen zurückgegriffen werden (JONES and KINREY 1986, HANSEN et al. 1990). Ein wichtiges Anliegen bei der Formulierung einzelner Teilmodelle war die Beschränkung auf wenige, möglichst allgemein und flächendeckend verfügbare Eingangsparameter bei ausreichender Aussagegenauigkeit. Anhand von durchgeführten Untersuchungen zum Wasser- und Stickstoffhaushalt unterschiedlich genutzter Standorte wurde die Validität der einzelnen Modellteile überprüft. Um einen flächenhaften Modelleinsatz zu ermöglichen, wurden Verfahren zur Ableitung von Modellparametern entwickelt, die in Verbindung mit einem "Geographischen Informationssystem" (ARC/INFO) und einem Datenbanksystem größere Gebietssimulationen zulassen.

Im Rahmen dieses Beitrages kann keine ausführliche Beschreibung im Sinne einer Modelldokumentation geliefert werden, da das Modellsystem mitsamt der dazu entwickelten Parameterisierungsverfahren einen solchen Umfang erreicht hat, daß ein separater Band dieser Reihe dafür vorzusehen ist. Bis zu dessen Fertigstellung sei auf die Dokumentation früherer Modellversionen (REICHE 1991, REICHE und MÜLLER 1994) verwiesen.

Im folgenden soll nach einem Überblick über die Anwendungsmöglichkeiten und über die bereits durchgeführten Modellanwendungen eine grobe Beschreibung des Systems geliefert werden. Mit höherem Detailliertheitsgrad werden die Module dargestellt, die in jüngster Zeit entwickelt wurden und deren Beschreibung deshalb in der angegebenen Literatur noch fehlt.

Die Entwicklung und Fortentwicklung des Modellsystems umfaßt bis heute nahezu einen 10-jährigen Zeitraum. Während zu Beginn der Entwicklungen (FRÄNZLE et al. 1987, MÜLLER und REICHE 1990) die eindimensionale Beschreibung der Bodenpassage von Umweltchemikalien - vornehmlich Pestizide und Schwermetalle - im Mittelpunkt der Arbeiten stand, wurden in einer zweiten Phase Erweiterungen und Modifikationen in Hinblick auf die flächenhafte Modellanwendung durchgeführt (FRÄNZLE et al. 1991, REICHE 1991, REICHE und MÜLLER 1994). Im Rahmen des Forschungsvorhabens 'Ökosystemforschung im Bereich der Bornhöveder Seenkette' konnten seit 1992 auf der Grundlage zahlreicher Freiland-Meßergebnisse wesentliche Schritte zur Modellüberprüfung begonnen sowie wichtige Ergänzungen und Verbesserungen eingeführt werden. Diese beziehen sich u.a. auf die Entwicklung von Programmen, mittels derer die gebietsbezogene Parameterisierung von Modellsimulationen auf der Grundlage eines Geographischen Informationssystems weitgehend automatisiert ablaufen können (FLEISCHMANN 1992, REICHE 1994). Auf der Ebene der Prozeßbeschreibung sind folgende Erweiterungen hervorzuheben:

Darüber hinaus wurden Arbeiten zur Erstellung einer anwenderfreundlichen Bedienungsoberfläche mit fester Anbindung an das Datenbanksystem ORACLE durchgeführt (HOSENFELD 1992).

Eine Zusammenstellung der auf unterschiedlichen Raumebenen modellierten Prozesse (siehe Tabelle 1) soll zeigen, für welche Fragestellungen sich der Einsatz dieses Simulationswerkzeuges lohnt. Zu aller erst kommen Modellanwendungen im Rahmen wissenschaftlicher Studien in Frage: häufig lassen sich aus Praktikabilitäts- bzw. Kostengründen nicht alle für die Bearbeitung der jeweiligen Fragestellung erforderlichen Detailinformationen durch Freilandmessungen erheben; die Inanspruchnahme von simulierten Werten kann wichtige Lücken schließen und essentiell für die Ergebnisinterpretation sein. Weiterhin bietet das Modellsystem die Möglichkeit, über Jahrzehnte ablaufende Langzeitentwicklungen in Abhängigkeit von Stoffeinträgen, Bearbeitungsmaßnahmen und Klimabedingungen abzuschätzen (Auf- und Abbau von Nährstoffpools, Veränderungen des Kohlenstoffvorrats und der mikrobiologischen Aktivität; Veränderung bodenphysikalischer und -chemischer Eigenschaften). Eine geplante Koppelung mit Simulationsmodellen, die die Anpassung der Vegetationszusammensetzung an die jeweiligen Standortverhältnisse beschreiben, soll die Möglichkeit bieten, die Langfristentwicklung unterschiedlicher Ökosysteme in Abhängigkeit von der Standortausstattung und von externen Randbedingungen (Klima, Nutzung, Stoffeinträge) abzubilden. Auf der Grundlage solcher Ökosystem-Simulationen können gegebenenfalls verschiedene Hypothesen der Ökosystem- theorie überprüft werden.

Tabelle 1 : Liste der berücksichtigten Einzelprozesse

Ein wesentliches Entwicklungsziel ist aber auch die Anwendbarmachung für Fragen, die im Rahmen von gebietsbezogenen Planungsverfahren auftreten: z.B. Formulierung von Nutzungsauflagen für empfindliche Standorte, Ausweisung von Flächen, die aufgrund gegebener Ausstattung für Extensivierungsmaßnahmen in Frage kommen, Testung von geplanten Nutzungs- änderungen durch Szenarien-Simulationen. In diesem Bereich soll eine Weiterentwicklung des Systems die selbständige Formulierung von Nutzungsszenarien ermöglichen. Damit wäre dem Landschaftsmanagement ein Werkzeug in die Hand gelegt, mit welchem automatisiert nach Vorgabe von Nutzungs- und Umweltqualitätszielen Planungsvorschläge erarbeitet werden.

Wie die folgende Auflistung zeigt, wurde das Modellsystem im Rahmen der ökologischen Forschung bis heute innerhalb eines weiten Anwendungsfeldes genutzt:

Während der gesamten Entwicklungszeit entfiel ein großer Teil des Arbeitsaufwandes auf den Abgleich von Modellresultaten mit Meßergebnissen (z.B. FRÄNZLE et al. 1987, REICHE 1991, SCHIMMING et al. 1995). Eine umfassende Studie zum Wasser- und Stoffhaushalt einer ca. 60 ha großen, drainierten Ackerfläche wird Ende des Jahre 1995 abgeschlossen sein und soll einen Vergleich zwischen simulierten und den im Dränabfluß gemessenen Stoff- und Wasserfrachten liefern (GÖBEL, i.V.). Die laufenden Arbeiten beziehen sich u.a. auf Simulationsrechnungen für das Gesamt-Einzugsgebiet der Bornhöveder Seenkette und für ein Teileinzugsgebiet der Stör (Osterau). Neben Berechnungen zum Wasser- und Stickstoffhaushalt sollen Berechnungen zum Protonenhaushalt und Abschätzungen zum Phosphateintrag in Oberflächenwässer durchgeführt werden.

Der modulare Aufbau des Modells WASMOD wird in dem vereinfachten Konzeptschema in Abbildung 1 dargestellt. Vom Hauptprogramm aus wird die Ein- und Ausgabe, sowie die Prozeßsteuerung organisiert. Dabei werden unterschiedliche Prozesse, je nach Raumbezug und Effektivität, in unterschiedlichen Zeitintervallen aufgerufen. Beispielsweise erfolgt die Berechnung des Phänologieverlaufs nur einmal für jedes zu simulierende Jahr und gilt für das Gesamtgebiet. Ebenso werden die sich langfristig verändernden Parameter, wie die pF- und kf-Funktionen, nur jährlich korrigiert. Schnell ablaufende Prozesse, wie die Bodenwasserbewegung werden im Minuten- bzw. Stundenrhythmus berechnet. Es wird generell zwischen vier Ökosystem-Kompartimenten unterschieden: Pflanzenbestand, Bodenkörper, Grundwasserkörper und Vorfluter.

Abbildung 1: Prozeßsteuerung und Teilmodule des Modellsystems WASMOD

Um die Wasserdynamik in der Bodenzone abzubilden, wird die von bodenphysikalischen Kennwerten sowie von Witterungs- und Vegetationsbedingungen abhängige Verweildauer des Bodenwassers in einzelnen Tiefenstufen (Kompartimenten) bzw. seine ab- und aufwärtsgerichtete Bewegung zwischen diesen Kompartimenten berechnet. Vernachlässigt man die horizontale Wasserbewegung an der Bodenoberfläche (Oberflächenabfluß) und in unterschiedlichen Bodentiefen (Interflow), so läßt sich die Wasserbewegung durch die von der Kontinuitätsgleichung und dem Darcy-Gesetz abgeleitete allgemeine Bewegungsgleichung des Bodenwassers beschreiben:

mit:

t = Zeit

k = Durchlässigkeitsbeiwert

z = vertikale Kompartimentmächtigkeit

Eine verbale Beschreibung der Gleichung 1 könnte folgendermaßen lauten: Die Änderung des Bodenwassergehalts pro Zeiteinheit hängt von den Veränderungen des Gradienten des Matrixpotentials entlang der vertikalen Raumachse z ab, welche die Fließrichtung darstellt. Sie wird wesentlich bestimmt durch die Größe des Durchlässigkeitsbeiwertes k (Leitfähigkeit).

In diese Gleichung gehen zwei für den Bodenwasserhaushalt wesentliche Größen ein: der Durchlässigkeitsbeiwert k (das Vermögen von Boden- oder Gesteinsschichten, Wasser zu leiten) und das Matrixpotential (Intensität der Wasserbindung). Dabei ist zu beachten, daß beide Größen nicht als Konstanten, sondern als Funktionen des Wassergehaltes anzusehen sind. Eine genaue Quantifizierung dieser Parameter läßt sich nur durch sehr aufwendige Labor- bzw. Feldmessungen erreichen. Das Modell WASMOD bietet die Möglichkeit, diese Funktionen in Abhängigkeit von der Korngrößenverteilung (Sand-, Schluff- und Tonanteil) und vom Humusgehalt abzuleiten. Es werden dabei Regressionsgleichungen verwendet, die auf einem umfangreichen, das Spektrum schleswig-holsteinischer Böden - mit Aunahme von Sandböden - weitgehend abdeckenden Datensatz beruhen (REICHE 1985, MÜLLER 1987, FRÄNZLE et al. 1987). Die Wassergehalts-Saugspannungszuordnung erfolgt über lineare Interpolation auf der Grundlage von 5 Stützstellen (Wassergehalt bei Matrixpotentialen von pF 0, pF 1.8, pF 2.5, pF 3.5, pF 4.2).

mit: % Corg = Gewichtsanteil an organischer Substanz

% Ton = Gewichtsanteil an Ton

% U = Gewichtsanteil an Schluff

Die Wasserleitfähigkeitsfunktion wird in Abhängigkeit von der gesättigten Wasserleitfähigkeit (kf) nach Gleichung 3 berechnet, die auf der Grundlage einer großen Anzahl von Tensiometer- und Wassergehaltsmessungen abgeleitet wurde (s. FRÄNZLE et al. 1987, MÜLLER 1987, MÜLLER und REICHE 1990).

mit:

für kf <50

für kf >50 und <100

für kf >100 und <300

für kf >300 und <450

für kf >450 und <600

für kf >600

für 0<pF<1.8

für pF>1.8

Teilt man eine Bodensäule in beliebig viele Kompartimente festgelegter Schichtdicken ein, so läßt sich auf der Grundlage der Differentialgleichung (1) nach Diskretisierung unter Anwendung der Finite-Differenzen-Methode die Bodenwasserbewegung durch ein numerisches, iterativ ablaufendes Rechenmodell beschreiben (DUYNISVELD 1984, BENECKE 1984). D.h. entsprechend der Gleichung 1 läßt sich der Gang des Bodenwassers berechnen, wenn man den Boden entsprechend seiner hydraulischen Eigenschaften in einzelne Tiefenstufen aufteilt und für diese Schichten im Minuten- bis Stundenabstand die Änderung des Wassergehalts berechnet. Dabei stellt jeweils der für einen Zeitschritt berechnete Endzustand (Bodenwassergehalt, Matrixpotential und Durchlässigkeitsbeiwert) den Anfangzustand für den folgenden Schritt dar.

Bei der Beschreibung der Bodenwasserdynamik ist die Einbeziehung des Wassertransfers von der Bodenoberfläche in das oberste Bodenkompartiment (obere Randbedingung), der Pflanzendecke sowie des Übergang zum Grundwasser (untere Randbedingung) notwendig. Um eine praktikable Anbindung der Berechnung des Bodenwassers an die Grundwasserdynamik zu erreichen, wurde ein Berechnungsverfahren angewendet, bei dem die Schichtdicke des untersten, über dem Grundwasser liegenden Kompartimentes variabel gehalten wird. Der Potentialgradient wird als Differenz zwischen dem aktuellen Matrixpotential und dem sich unter stationären Bedingungen in Abhängigkeit zur Grundwassertiefe einstellenden Potential berechnet, so daß die Flußrate in das unterste Kompartiment, also in den Grundwasserkörper, nach Gleichung 4 berechnet werden kann:

mit:

SRU = Sickerrate in das Grundwasser

ku = Durchlässigkeitsbeiwert (ungesättigt)

m = Ortskoordinate der Kompartimentmitte

z = Ortskoordinate der oberen Kompartimentgrenze

mit:

t = Zeit

SRU = Sickerrate in das Grundwasser

FWK = auffüllbarer Porenraum (freie Wasserkapazität)

h = Höhe über dem Vorfluter

l = Entfernung zum Vorfluter

kf = Leitfähigkeit (gesättigt)

Für Standorte mit hohen Gundwasserständen hat sich diese Methode als nicht zufriedenstellend erwiesen, da das unterste Kompartiment nur bis zu einer Mindest-Vertikalausdehnung (20 cm) schrumpfen kann, die Anzahl an Kompartimenten muß aus modellierungstechnischen Gründen innerhalb eines Simulationslaufes konstant bleiben (Standardanzahl = 15). D.h., wenn das Grundwasser weiter ansteigt, als die Summe aller Kompartimentmächtigkeiten (i. d. Regel 180 cm), würde der Grundwasserstand konstant gehalten bzw. - wie in früheren Modellversionen - in Abhängigkeit vom Sättigungsgrad einzelner Kompartimente auf die Höhe des obersten noch gesättigten Kompartimentes festgelegt. Diese Herangehensweise führte bei der Simulation grundwassernaher Standorte teilweise zu einem sprunghaften Abflußverhalten. Seit der WASMOD Version 3.9 und aufwärts wird für Standorte mit geringem Flurabstand mit einer optmierten Methode gerechnet. Dazu wird für den Fall, daß die Wassersättigung über die minimale Ausdehnungstiefe ansteigt, auf ein modifiziertes Berechnungsverfahren umgeschaltet. Zunächst werden die Einzelkompartimente in der Reihenfolge von unten nach oben auf ihren Wassersättigungsgrad hin überprüft. In Abhängigkeit von der Porensättigung oberhalb der Feldkapazität eines Kompartimentes wird dann auf die Höhe des Grundwasserstandes geschlossen.

mit:

PV = Porenvolumen

FK = Wassergehalt bei Feldkapazität

WG = aktueller Wassergehalt

Zi = Kompartimentmächtigkeit

Es werden hierbei nur die Kompartimente berücksichtig, bei denen vom untersten Kompartiment an ohne Unterbrechung der Wassergehalt die Feldkapazität überschreitet. Diese Vorgehensweise ermöglicht eine kontinuierliche Berechnung der Grundwasserdynamik bis an die Bodenoberfläche bzw. auch für Bereiche darüber, wenn nicht abfließendes Oberflächenwasser berücksichtigt werden muß.

Der Grundwasserabfluß wird in Anlehnung an die Darcy-Gleichung stark vereinfachend in Abhängigkeit vom Gefälle des Grundwassers, bezogen auf die Lage des zu berechnenden Punktes, und von der Durchlässigkeit des Grundwasserleiters bestimmt, wobei der Zufluß aus anliegenden Gebieten (Basis-Strom) als konstant angenommen wird.

Das Rechenmodell WASMOD bietet auch die Möglichkeit, den Wasserabfluß aus einem beliebigen Kompartiment als Dränabfluß abzuschätzen. Als Berechnungsgrundlage wird ebenfalls die Gleichung 5 herangezogen, wobei der Dränabfluß in Abhängigkeit vom mittleren Dränabstand, der Dräntiefe, der mittleren berechneten Aufwölbung zwischen den Dränen und den k-Werten der wassergesättigten Schichten ermittelt wird. Hierzu wird der Drän analog zum Vorfluter beschrieben. D.h., es wird davon ausgegangen, daß der minimale Grundwasserstand direkt am Drain auftritt, während der maximale Grundwasser- (bzw. Stauwasserstand) sich bei maximalem Dränabstand, also zwischen zwei Dränen befindet. Es wird vereinfachend angenommen, daß sich der Grundwasserabstand linear zum Dränabstand verhält, so daß bei einer Entfernung von 0.25 x Dränabstand mit einem mittleren Grundwasserstand gerechnet werden kann (Abb. 2).

Bei der modellhaften Formulierung der an und über der Bodenoberfläche ablaufenden Prozesse muß neben dem Niederschlag die Interzeption (der Anteil des Niederschlags, der an oberirdischen Pflanzenteilen haften bleibt), die Evapotranspiration (Verdunstung) sowie temporär auftretendes Oberflächenwasser Berücksichtigung finden. Zur Kennzeichnung des täglichen Niederschlags werden Meßwerte eingelesen. Der Tagesgang des Niederschlages kann in Abhängigkeit von der Großwetterlage 3 Formen annehmen: Dauerregen bei Warmfrontlage (es regnet 8 Stunden pro Tag), viele kurze Regenschauer bei Kaltfrontlage, Starkregenereignis bei Gewitterlage. Die Wetterlagen werden jeweils vom Temperaturgang und von der Luftfeuchtigkeit abgeleitet.

Abbildung 2: Schematische Übersicht zur Berechnung des Dränabflusses

Der Interzeptionsverlust wird anhand der von HOYNINGEN-HUENE (1983) empirisch ermittelten Gleichungen in Abhängigkeit vom Blattflächenindex LAI (Verhältnis zwischen Oberfläche der Pflanzenteile und der von der Pflanze bedeckten Grundfläche) berechnet.

mit:

Ni = Interzeptionsverlust als Anteil des Gesamtniederschlags

No = Freilandniederschlag

LAI = Blattflächenindex

Der Interzeptionsverlust steigt in Abhängigkeit von der Niederschlagsmenge bis zu einer oberen Grenze, die durch die Gleichung 7 beschrieben wird.

mit: Ni(max)= Grenzwert der Interzeptionskapazität

Der als Differenz des Freilandniederschlags und der Interzeptionsrate berechnete Bestandesniederschlag wird als Vorratsänderung zum Wassergehalt des obersten Kompartimentes hinzuaddiert, solange das Porenvolumen dieses Kompartimentes nicht überschritten ist. Dies kann dann der Fall sein, wenn bei grundwassernahen Böden hohe Wassereinträge zur vollständigen Sättigung der Bodensäule führen oder wenn aufgrund niedriger Durchlässigkeitsbeiwerte die Versickerung in die tieferen Kompartimente so langsam abläuft, da das oberste Kompartiment den Sättigungspunkt erreicht. Der Wasseranteil, der nicht infiltriert, wird bei niedriger Hangneigung bzw. dichtem Bewuchs als Oberflächenwasser für den folgenden Simulationszeitschritt gespeichert und kann bei entsprechender Abnahme des Bodenwassergehalts in die oberste Schicht infiltrieren. Steigt die berechnete Menge an nicht infiltriertem Wasser über eine von der jeweiligen Vegetationsdecke abhängige Höhe, so wird diese Wassermenge bei entsprechender Hangneigung (>2% Gefälle) als Oberflächenabfluß bilanziert. Um die Verdunstung zu berechnen, wird zunächst die potentielle Evapotranspiration (Verdunstung bei uneingeschränktem Wasservorrat) nach dem Verfahren von HAUDE (1954) ermittelt. Dazu ist die Kenntnis des Sättigungsdefizits der Atmosphäre (14) und der Lufttemperatur (14) in Form von Tageswerten erforderlich. Diese Parameter werden ebenso wie die tägliche Niederschlagssumme an vielen Stationen des Deutschen Wetterdienstes erhoben und sind damit mehr oder weniger flächendeckend verfügbar. Durch die Verwendung von empirisch gut abgesicherten, spezifischen, jeweils auf Entwicklungsstadien bezogenen Pflanzenfaktoren kann auf aufwendige Subprogramme zur Berechnung des Transpirationspotentials verzichtet werden (ERNSTBERGER 1987).

mit:

EP = potentielle Evapotranspiration

f = Faktor (abhängig vom Pflanzenart und Phänologie)

es-ea = Sättigungsdefizit der bodennahen Luftschicht

Als Alternativverfahren zur Berechnung der potentiellen Evapotranspiration wurde die Methode nach Turc-Wendling in das Modellsystem integriert. Dieser vereinfachte Penman Ansatz bietet die Möglichkeit, Verdunstungswerte in Abhängigkeit von der Strahlungssumme (Globalstrahlung in J/cm³) und dem Tagesdurchschnitt der Lufttemperatur zu berechnen. Vergleiche mit Meßwerten weisen diesem Verfahren eine hohe Genauigkeit aus. Die Methode bietet sich im Vergleich zum Haude-Verfahren insbesondere auch für küstennahe Standorte an, da hier eine Einbeziehung der Luftfeuchte (Sättigungsdampfdruck) nicht sinnvoll ist. Es hat sich gezeigt, daß die Resultate, die sich aus der Turc-Wendling Berechnung ergeben, im Durchschnitt höher liegen, als die der Haude Berechnung. Neuere Untersuchungen zur Genauigkeit der Niederschlagsmessungen zeigen, daß eine Korrektur in Abhängigkeit von Standorteigenschaften und Meßverfahren empfehlenswert ist. Der Korrekturfaktor liegt bei ebenen, von der Vegetation nicht beeinflußten Standorten bei 1.1, wenn Meßgefäße nach Hellmann zum Einsatz kommen.

mit R=_G Tagessumme der Globalstrahlung in J/cm²

T= Tagesmittel der Lufttemperatur in 2 m Höhe über Grund

s= Steigung der Sättigungsdampfdruckkurve in hPa/K

f=_K Küstenfaktor; im Küstenbereich von 50 km Breite als Mittelwert f_K = 0.6 und sonst f_K = 1.0

Die aktuelle Evapotranspiration wird in Abhängigkeit von der relativen Durchwurzelungsintensität als Funktion der Tiefe für einzelne Kompartimente in Anlehnung an BRAUN (1975) berechnet. Dabei wird vereinfachend nur für die obersten Kompartimente eine Evaporationsrate bestimmt; der Betrag der potentiellen Evapotranspiration wird hier um die Höhe des Interzeptionsverlustes reduziert. Die Wasserentzugsrate entspricht damit der potentiellen Evapotranspiration, wenn der Boden wassergesättigt ist, bzw. wenn Oberflächenwasser im vorausgegangenen Rechenschritt bilanziert wurde.

mit:

ETA = aktuelle Evapotranspiration

ETP = potentielle Evapotranspiration

VF = Vegetationsfaktor

Bei ungesättigten Verhältnissen wird dieser Betrag entsprechend der Höhe des als Verdunstungswiderstand anzusehenden Matrixpotentials reduziert.

Abbildung 3 : Teilprozesse der Wasserhaushalts-Modellierung

Der Wärmetransport im Boden läßt sich in Abhängigkeit von der Wärmeleitfähigkeit und unter Einbeziehung der Wärmekapazität (Cw) für unterschiedliche Bodenkompartimente durch die Wärmeleitgleichhung bechreiben. Dabei wird der durch die Wasserbewegung (q) verursachte konvektive Wärmetransport berücksichtigt.

mit:

t = Zeitkoordinate

z = Ortsachse

S = Senkenterm

Beide Faktoren hängen im starken Maße vom Wassergehalt sowie mineralischen und nicht mineralischen Anteilen der Bodenmatrix ab. Als untere Randbedingung kann eine konstante bzw. in Abhängigkeit von der Jahresmitteltemperatur und dem Jahrestag in vorgegebenen Grenzen schwankende Temperatur angenommen werden. Es wird vereinfachend davon ausgegangen, daß die Tages-Maxima und -Minima der Bodenoberflächentemperatur mit jenen der bodennahen Luftschicht gleichgesetzt werden können. Der Tagesgang wird in Anlehnung an das von PATRON & LOGON (1980) beschriebene Modell berechnet.

Gleichung ?? wird für die Berechnung des Temperaturganges während der Nacht, Gleichung ?? für jenen während des Tages eingesetzt.

mit:

Ti = Temperatur zum Zeitpunkt i

TMN = Minimumtemperatur bei Nacht

TS = Temperatur

Tx = Temperatur

bn =

m =

y =

a =

Die Tages- und Nachtlängen werden als Funktionen des Jahrestages und des Breitengrades berechnet. Die Minimumtemperatur wird in Abhängigkeit vom Jahrestag der frühen Morgenstunden zugeordnet. Der Temperaturgang während des Tages wird durch eine verkürzte Sinus- funktion beschrieben, während die nächtliche Temperatur anhand einer Exponentialfunktion einzelnen Zeitpunkten zugeordnet wird.

Für die Berechnungen der mikrobiologisch geteuerten C- und N-Umsetzungsprozesse wird nur eine Tagesmitteltemperatur für jedes Bodenkompartiment benötigt. Das Bodentemperaturmodell wird unabhängig von der Schrittzahl des Teilmodells "Bodenwasserhaushalt" pro zu simulierenden Tag 6 mal aufgerufen. (Zeitschritt = 4 Stunden). Als zusätzliche Eingangsparameter werden neben den für einzelne Kompartimente berechneten Bodenwassergehalten und Sickerraten die Tages-Minimum- und Maximum-Temperatur benötigt. Die matrixabhängigen Teilkoeffizienten zur Bestimmung von Wärmeleitfähigkeit und -kapazität werden von den vorgegebenen Anteilen an Humus, Ton und Schluff sowie aus dem Trockenraumgewicht des Bodens in Anlehnung an PENNING DE FRIES & VAN LAAR (1982) abgeleitet.

Bei der modellhaften Beschreibung des Transports von in der Bodenlösung gelösten Stoffen sind drei Prozesse zu berücksichtigen: die Konvektion, die molekulare Diffusion und die hydrodynamische Dispersion. Diese Mechanismen lassen sich durch die folgende partielle Differentialgleichung beschreiben:

mit:

c = Konzentration in der Lösung

D = scheinbarer Diffusionskoeffizient

q = vertikaler Wasserfluß

z = Kompartimentmächtigkeit

t = Zeit

Während die molekulare Diffusion (Ausgleich von Konzentrationsunterschieden) durch die thermische Bewegung der Moleküle verursacht wird und auch ohne Wasserbewegung stattfindet, tritt die hydrodynamische Dispersion nur bei Wasserbewegung auf. Sie wird durch ungleichmäßige Fließgeschwindigkeiten bei der Bewegung einer Flüssigkeit durch poröse Medien verursacht, wobei unterschiedliche Porendurchmesser verschiedene Fließgeschwindigkeiten verursachen.

Neben der konvektiven Verlagerung (vertikale Bewegung), der Diffusion und der Dispersion werden auch Austauschprozesse mit dem Bodenkörper (De- und Adsorptionsprozesse) unter Einbeziehung einer mobilen und einer immobilen Wasserfraktion berücksichtigt (siehe Abb.3) .

Als wichtige Steuergrößen für die Beschreibung der Mineralisierung, der Nitrifikation und der Denitrifikation wird die Bodentemperatur durch Integration eines Bodentemperatur-Modells berechnet (s. REICHE 1991).

Die mikrobiologisch gesteuerten Prozesse des Stickstoffhaushalts, die in der Hauptsache im Auflage- und Ah/Ap-Horizont ablaufen, stehen wie die pflanzenphysiologischen Umsetzungen in enger Verbindung zur Kohlenstoffdynamik. Aus diesem Grunde sind die Teilmodelle zur Berechnung der N-Mineralisation und Immobilisierung an ein Teilmodell gekoppelt, welches in Anlehnung an HANSEN et al. (1990) die Umsetzung der organischen Substanz in Böden simuliert. Dabei wird die organische Substanz des Bodens aufbauend auf ein Konzept von JENKINSON et al. (1987) in 3 Haupt-Pools zu unterteilt:

Weiterhin erfolgt eine Unterteilung in jeweils 2 Teil-Pools. Dabei wird davon ausgegangen, daß die einzelnen Pools der toten organischen Substanz (AOM, SOM) ein weites Spektrum unterschiedlicher chemischer und physikalischer Stabilität aufweisen. Dieses Spektrum wird im Modell vereinfachend durch jeweils 2 Teil-Pools so abgebildet, daß diese die schnell zersetzbare und die langsam zersetzbare Fraktion repräsentieren. Deren Mischungsverhältnis bestimmt damit die Dekompositionsrate entscheidend.

Die mikrobielle Biomasse wird ebenso in Form von zwei Kohlenstoff-Pools abgebildet. Hierdurch soll das Spektrum unterschiedlicher Mikroorganismen in Abhängigkeit von ihrer Populationsdynamik repräsentiert werden. Auf der einen Seite stehen die Spezies, die an eher schwer zersetzbare Substrate angepaßt sind, somit längerfristig stabile Nahrungsverhältnisse vorfinden und deshalb durch eine geringe Populationsdynamik gekennzeichnet sind, auf der anderen Seite jene, die leicht zersetzbares Material bevorzugen und sich durch eine schnelle Reaktion auf veränderte Nahrungsverhältnisse auszeichnen.

Die Dekompositionsprozesse werden als Kinetik erster Ordnung beschrieben:

Der Koeffizient K wird zunächst bezogen auf Standard-Bedingungen (Tongehalt = 0 %, Temperatur = 10° C, Wassergehalt bei pF 1.8, pH-Wert > 5) für die einzelnen Pool-Transferraten festgelegt und während der Simulation entsprechend der für einzelne Zeitschritte berechneten abiotischen Faktoren (Bodenwassergehalt, Temperatur, Acidität und Tongehalt) modifiziert. Die Dynamik der mikrobiellen Biomasse wird zusätzlich durch Koeffizienten, die die geschätzte 'maintenance' und die Sterberate der Organismengruppen abbilden, gesteuert.

Abbildung 5 : Übersicht zu den Corg-Pools und ihren Umsetzungspfaden (nach HANSEN et al. 1990)

mit:

C = Kohlenstoffkonzentration im Boden (kg m-3)

E = Grad der Substratausnutzung

D = Sterberate (kg C m-3 s-1)

f = Partionierungsfaktor

t = Zeit (s)

IC = Eintrag an organischem Kohlenstoff (kg C m-3 )

ID = zeitliche Verteilung des Eintrags (kg C m-3 s-1) entsprechend der Funktion

mit:

Fcm(Xc) = Tongehalt

Xc = Tongehalt (kg kg -1)

X`c = Tongehalt (0.25 kg kg -1)

a = Parameter (0.02)

mit:

FTm(T) = der Bodentemperatur

T = Bodentemperatur

mit:

pH-Faktor:

pH > 4 : f pH = 1

pH < 4 > 3.2 4 < pH >3.2 : f pH = 0.5 + (pH -3) / 2

pH < 3.2 > 3.2 > pH < 2.2 : f pH = (0.5 x (pH - 22 )2

pH < 2.2 : f pH = 0

mit:

AOM 1 CN = unterschiedlich je nach Eintrag

AOM 2 CN = 30

BOM 1 CN = 6

BOM 2 CN = 10

SOM 1 CN = 11 (bei Acker) / 22 (bei Wald)

SOM 2 CN = 11 (bei Acker) / 15 (bei Wald)

Die Stickstoffmineralisation läßt sich so als Summe aller Kohlenstoff-Pool-Übergänge unter Zugrundelegung fester C/N-Verhältnisse von der C-Dynamik ableiten. Überwiegt die CO2- Freisetzung, so wird auch eine Ammonium-Freisetzung berechnet; in Phasen, in denen organische Substanz mit weiten C/N-Verhältnissen in die mikrobielle Biomasse, die sich durch enge C/N-Verhältnisse auszeichnet, übergeht, kann eine Immobilisierung von Ammonium bzw. Nitrat simuliert werden. Liegt mineralischer Stickstoff nicht in ausreichender Menge vor, kommt es zu einer entsprechenden Verminderung der Kohlenstoff-Umsetzungsraten.

Nitrifikation, Denitrifikation und Ammoniak-Verdunstung werden nach den Gleichungen 12, 13 und 14 berechnet. In Anlehnung an HOFFMANN (1988).

mit:

Nitr = Nitrifikationsrate

K = Faktor

NH4 = Ammoniumgehalt

i = Ortskoordinate

t = Zeitkoordinate

mit:

DNR = Denitrifikationsrate

NO3 = Nitratgehalt

Corg = organischer Kohlenstoffgehalt

PV = Porenvolumen

WG = Wassergehalt

FK = Feldkapazität

Bt = Bodentemperatur (°C)

mit:

SG = Schweinegülle

RG = Rindergülle

MG = Mischgülle

LAI = Blattflächenindex

EP = potentielle Evapotranspiration

GNH4 = Ammoniumanteil der Gülle

Bei der Berechnung der Nitrifikation (verändert nach JONES and KINREY 1986) geht als Reduktionsfaktor K jeweils das Minimum der nach HAGIN and AMBERGER (1974) berechneten Temperatur-, Wassergehalts- und pH-Funktion ein. Bei dem in Anlehnung an ROLSTON and BROADBENT (1977) eingesetzten Verfahren zur Abschätzung der Denitrifikationsrate wird der Stickstoffverlust (DNR) in Abhängigkeit vom organischen Kohlenstoffgehalt, der Bodendichte, und Bodentemperatur sowie mit Hilfe einer von JONES and KINREY (1986) übernommenen Wassergehaltsfunktion berechnet. Es werden folgende organische bzw. mineralische N-Eintragsformen berücksichtigt: Ammonium-Dünger, Nitratdünger, Kalkammonsalpeter (50 % NO3, 50 % NH4), Rindergülle, Schweinegülle, Mischgülle, atmosphärische Deposition (60 % NH4, 40 % NO3).

Abbildung 6 : Modellierte Teilprozesse zum Kohlenstoff- und Stickstoffhaushalt

Eine Reihe von vegetationsabhängigen Modellvariablen (Durchwurzelungstiefe, HAUDE-Faktor, Blattflächenindex) wurde in früheren Modellversionen in Form von Tabellenfunktionen eingelesen und konstant gehalten. Es hat sich gezeigt, daß für viele Fragestellungen diese Vorgehensweise unbefriedigend ist. Eine Anbindung von hoch differenzierten Pflanzenwachstumsmodellen ist für das Modellsystem zur Zeit allerdings schon deshalb nicht sinnvoll, weil es bei weitem nicht für alle flächenhaft vorkommenden Pflanzen- und Kulturarten Modellösungen gibt und weil andererseits die Parameterisierung solcher Modelle in der Regel kaum überwindbare Schwierigkeiten mit sich führt. Aus diesem Grunde ist weiterhin eine Beschränkung auf wenige - für die Wasser- und Stoffdynamik von Standorten unterschiedlicher Vegetationsausstattung charakteristische - Parameter sinnvoll.

Die verwendeten Größen sind zeitabhängige Angaben zur Durchwurzelungstiefe, zum LAI, zum Transpirationsvermögen, zum Nährstoffaufnahmevermögen und zu einzelnen landwirtschaftlichen Berarbeitungsmaßnahmen. Ein Schritt zur Dynamisierung dieser Größen wurde unternommen, indem sie in Abhängigkeit vom Jahrestemperaturgang - einem mittleren phänologischen Verlauf gegenübergestellt - zeitlich verschoben werden. Dazu wurde ein Phänologie-Datensatz des Deutschen Wetterdienstes (Beinhauer, frdl. Mittlg.), der wichtige landwirtschaftliche Kultur- und Zeigerarten (Schneeglöckchen, Hasel etc.) umfaßt, ausgewertet. Auf der Grundlage eines dreißig Jahre umfassenden Wetterdatensatzes (HEUWURTL 1995) konnte ein nach Leit-Arten differenzierter mittlerer Phänologieverlauf definiert und die für Einzeljahre festgestellten Abweichungen in Beziehung zu Abweichungen der mittleren Temperatursummen (Tagesmaximum) beschrieben werden (siehe Tab.2).

Die Berechnung der zeitlichen Verschiebung des Phänologieablaufes vom mittleren Verlauf (bezogen auf schleswig-holsteinische Beobachtungen) ergibt sich aus folgender Gleichung:

mit

m = über 30 Jahre gemittelter Witterungsverlauf (Tageswerte)

j = Witterungsverlauf (Tageswerte) des aktuell zu berechnenden Jahres

Tabelle 2 : Summen der Tages-Temperatur-Maxima berechnet als langjährige Mittel (1960-1990)

mit:

pflmax = maximale N-Aufnahmekapazität der Pflanzen

mit:

pflaki = aktuelle N-Aufnahme der Pflanzen zum Zeitpunkt i

takik = Transpirationsrate zum Zeitpunkt i im Kompartiment k

NO3 -Nkonzk = Nitrat-N-Konzentration im Kompartiment k

a = Anpassungsfaktor (pflanzenspezifisch)

Wasserfaktor

Zur Berechnung der unterschiedlichen C-Aufnahmekapazitäten der photosynthetisch aktiven bzw. nicht-aktiven Pflanzenteile findet weiterhin der Wasserfaktor Berücksichtigung, indem die Anzahl der Trockenwochen (ndry) wie folgt für Blätter (wblfak) und Stamm (wstfak) getrennt bestimmt wird:

wblfak = (1-ndry)/10 und

wstfak = (1-ndry/10)2

In früheren WASMOD-Versionen wurde das Pflanzenwachstum und die Verteilung der Assimilate bzw. der aufgenommenen Nährstoffe (Stickstoff) sehr stark vereinfacht dargestellt, indem die gesamte Pflanze durch jeweils nur eine stoffbezogene Speichervariable abgebildet wurde (s.o.). Dieser Ansatz bietet wenig Möglichkeiten, die Rückführung von Biomasse auf Bodenoberfläche bzw. in den Boden auch nur annähernd plausibel abzubilden. Aus diesem Grunde wurde die Anzahl der pflanzenbezogenen Speicher auf 3 erhöht. Diese teilen sich folgendermaßen auf:

Pflanzenspeicher 1: Haupternteprodukt

Hiebei handelt sich im Fall von landwirtschaftlichen Nutzpflanzen um jene Pflanzenteile, die in erster Linie über die Ernte einer Nutzung als Futter- bzw. Lebensmittel dem System entzogen werden. Bei Getreide ist es das Korn, bei Grünland die oberirische Biomasse (ohne Grasnarbe). Bei Mais wird die gesamte oberirdische Biomasse (bis auf einen geringen Ernterestanteil) dieser Fraktion zugerechnet. Bei Rüben und Kartoffeln wird diese Poolgröße durch die Rüben- bzw. die Knollenmenge abgbildet. Im Falle von Bäumen werden die Fruchtanteile und die Blätter durch diese Fraktion repräsentiert.

Pflanzenspeicher 2: oberirdische Pflanzenteile 2

Zu dieser Fraktion gehören alle Pflanzenteile, die oberhalb der Erdoberfläche anzutreffen, sind, die aber nicht zur Fraktion 1 gehören. Im Fall von Getreide handelt es sich dabei um das Stroh und die Stoppeln, im Falle von Rüben um das Rübenblatt u.s.w.. Bei Bäumen werden Stamm- und Astholz dieser Fraktion zugerechnet.

Pflanzenspeicher 3: unterirdische Pflanzenteile

Zu dieser Fraktion gehören alle Pflanzenteile, die vorher nicht der Fraktion 1 onder 2 zugerechnet wurden.

Angaben zu einer potentiell erreichbaren Biomasse sowie zur Aufteilung der Biomasse und der Nährstoffe enthält die Datei Pflanze:

Formulierung von Zielsetzungen vor dem Modellansatz:

Bevor man mit dem von Parameterdateien beginnt, sollte man sich über die Formulierung von Fragestellungen, aufgrund derer man das Modell einsetzen will, im Klaren sein. Das Modell kann zusätzlich folgende Daten liefern:

1. Standortbezogene Wasserbilanzen (NDS, Interzeption, Evapotranspiration, Sickerwasseranteil, Dränabfluß, Grundwasserneubildungsrate)

2. Standortbezogene Zustandsgrößen zum Wasserhaushalt (Bodenwassergehalte, Saugspannungen, Grundwasserstände, Oberflächenwasserhöhe)

3. Standortbezogene Zustandsgrößen zum Bodenwärmehaushalt (Bodentemperaturen)

4. Standortbezogene Bilanzgrößen zum Kohlenstoffhaushalt: Nettoprimärproduktion (dynamisch nur bei der Buche, sonst aufbauend auf Tabellenfunktionen), Transformation der organischen Substanz im Boden (frische organische Substanz, mikrobielle Biomasse, langfristig stabileorganische Substanz), CO2-Freisetzung

5. Standortbezogene Zustandsgrößen des Kohlenstoffhaushaltes (Menge an leicht mineralisierbarer organischer Substanz, mikrobieller Biomasse, langfristig stabile organische Substanz in unterschiedlichen Bodenkompartimenten).

6. Standortbezogene Bilanzgrößen zum Stickstoffhaushalt (Mineralisations/Immobilisations-, Denitrifikations-, Nitrifikationsrate in unterschiedlichen Bodenkompartimenten), Nitratverlagerung, NO3- und NH4-Aufnahme durch die Pflanzenwurzel, Ammoniakverdampfung an der Bodenoberfläche, NH4- und Norg-Verlagerung von der Bodenoberfläche in den Oberboden, N-Rückführung durch Streu- und Pflanzenreste.

7. Standortbezogene Zustandsgrößen des Stickstoffhaushaltes ( Norg-, NH4- und NO3-Gehalte in unterschiedlichen Bodenkompartimenten, NO3-Konzentration im Grundwasser, N-Gehalte in der Pflanze).

Das Modellsystem besteht aus verschiedenen Teilmodellen, die mit teilweise unterschiedlichen Zeitschritten arbeiten. Für die Berechnung der vertikalen Wasser- und Stoffbewegung ist die Zeitschrittanzahl flexibel, angepaßt an die berechnete Sickerwassermenge (6 - 200 Schritte pro Tag). Das Bodentemperatur-Teilmodell rechnet in 6 Zeitschritten pro Tag; die Berechnung der mikrobiell gesteuerten Prozesse des Stickstoffhaushaltes erfolgt einmal täglich. Prinzipiell ist es nicht sinnvoll Modellresultate in einer kleineren zeitlichen Auflösung als Tageswerte auszugeben, da auch die klimatischen Input-Daten nicht feiner aufgelöst sind. Zur Zeit kann die Ausgabe in täglicher, wöchentlicher oder jährlicher Auflösung erfolgen.

Für die Anwendung des Modellsystems WASMOD ist die Vorgabe einer größeren Anzahl von boden-, relief- und nutzungsspezifischen Eingabeparametern notwendig, die in Regel vor Ort zu erheben sind. Um die Möglichkeit der Modellanwendung auch für solche Standorte anzubieten, für die die umfangreichen Datenerhebungen nicht durchgeführt worden sind, sind eine Reihe von Ableitungs- und Aggregierungsprogrammen entwickelt worden. Dadurch ist es möglich, auf der Basis von Daten der Bodenschätzung, der Deutschen Grundkarte 1/5000, sowie der Gemeinde- und Agrastatistik Simulationsläufe für größere Gebiete durchzuführen. Die Kalibrierung dieser Programme wurde bisher für Gebiete des Bundeslandes Schleswig-Holstein durchgeführt (siehe nn).

Die Szenariodatei umfaßt folgende Variable:

_________________________________________________________________________

Nummer des Tages : vom 1- 365 (366)

Wochennummer : ermöglicht den Bezug zur Nutzungsdatei

Tagesniederschlagssumme : in mm

Maximum-Lufttemperatur : °C

Minimum-Lufttemperatur : °C

Sättigungsdefizit : 14 Uhr (mm Hg)

Stoffeintrag : Tagessumme der Gesamtdeposition eines Stoffes (g/ms)

___________________________________________________________________________

Die Umrechnung von Meßwerten der relativen Luftfeuchte zum Sättigungsdefizit kann durch Anwendung eines einfachen FORTRAN/dBASE-Programmes (Name?) durchgeführt werden. In Tabelle 5 ist ein Beispiel einer Klimadatei dargestellt.

Tabelle 5 : Beispiel Klimadatei

Tabelle 6 : Beispiel Bodenparameter-Datei

Tabelle 7 : Beispiel C/N-Parameter-Datei

BOM= organ. Substanz in Biomasse (1. u. 2), SOM= dauerhaft kaum mineralisierbarer Anteil der organischen Substanz

1 = langfristig mineralisierbarer Anteil, 2 = schnell mineralisierbarer Anteil

Norg= organische gebundener Stickstoff, NH4=Ammonium, NO3= Nitrat

Die Kennzeichnung der Phänologie unterschiedlicher Pflanzenbestände erfolgt im wesentlichen über drei Parameter (vgl. Tabelle 8):

Tabelle 8 : Pflanzenabhängige Kenngrößen und landwirtschaftliche Bearbeitungsmaßnahmen

Die genannten Angaben zum Phänologieverlauf können sowohl zur Kennzeichnung eines spezifischen Jahresganges in das Modell eingehen, als auch als Standarddatensatz zur Kennzeichnung des über viele Jahre gemittelten Ablaufes Verwendung finden. Im zweiten Fall erfolgt eine an den Temperaturverlauf spezifischer Jahre angepaßte Phänologiekorrektur im Rahmen der Simulationsrechnung statt. Dabei wird der aktuelle Temperatursummenverlauf mit einem über 30 Jahre gemittelten Temperatursummenverlauf verglichen, auftretende Differenzen führen zu einer beschleunigten bzw. verzögerten Phänologieentwicklung. Wichtig ist es, darauf hizuweisen, daß diese Tabellenfunktionen zur Kennzeichnung der mittleren Temperatursummen standortabhängig ist und sich in der Standardmodellversion auf schleswig-holsteinische Verhältnisse bezieht

Tabelle 9 : Beispiel einer Phaeno-Datei

Tabelle 10 : Kennziffern zur Nährstoffart

Bilanw: Abschluß-Bilanz-Wasser (in cm Wasser)

Cudb1: Polygonnummer

Cudb2: Fläche in ms

Cudb4: Nutzungsnummer laut Nutzungsschlüssel (im Bezugsjahr)

Sumnds: Niederschlagssumme (in cm)

Sumvin: Interzeption (Summe; in cm)

Sumeta akt. Evapotranspiration (Summe; in cm)

Grust: Grundwasserstand (letzter Simulationsschritt; in cm unter Flur)

Delges : Bodenwassergehalts-Veränderung i.d. Simulationsperiode (in cm)*

Delta(KZA): Sickerwassermenge (Summe; in cm)*

Ofla: Oberflächenwasser gestaut (Endzustand; in cm)

Sumab: Grundwasserabfluß (in cm)

Draisu: Dränwasserabfluß (in cm)

Sumfla: Oberflächenwasserabfluß (in cm)

Sumopo: Oberflächenwassereintrag durch benachb. Fläche (in cm)

Tabelle 11 : Beispiel einer Bilanw-Datei

Bilans: (Abschluß-Bilanz-Stickstoff, in kg N/ha)

Cudb1 Polygonnummer

sumein N-Eintrag (in kg/ha)

sxme NO3+NH4-Menge zum Simulationsende (in kg N/ha)

xgkonz Grundwasserkonzentration (mg NO3-N/l)

smegru Menge im Grundwasser absolut (in kg N/ha)

deme11 Sickerverlust (aus 100 cm Tiefe; in kg N/ha)

pflme Gesamternteentzug (in kg N/ha)

pflme2 Ernteentzug durch die letzte Ernte (in kg N/ha)

DSMIN Gesamt-Mineralisationsrate (in kg N/ha)

UPNH4 Gesamt-Ammonium-Aufnahme (in kg N/ha)

Nitrif Gesamt-Nitrifikationsrate (in kg N/ha)

SRDNIT Gesamt-Denitrifikationsrate (in kg N/ha)

SVOL Gesamt-NH4-Verluste an d. Atmosph. (in kg N/ha)

xmedsu Desamt-N-Verluste in Dränage (in kg N/ha)

Tabelle 12 : Beispiel einer Bilans-Datei