Stickstoff Bedeutung für Mensch und Umwelt

Transkript

1 2012 Stickstoff Bedeutung für Mensch und Umwelt

2 Stickstoff Bedeutung für Mensch und Umwelt Tagung des Verbandes der Landwirtschaftskammern e. V. (VLK) und des Bundesarbeitskreises Düngung (BAD) am 24. und 25. April 2012 in Würzburg 1

3 Herausgeber Bundesarbeitskreis Düngung (BAD) Mainzer Landstraße Frankfurt/Main Telefon Telefax

4 Vorwort Stickstoff ist für Pflanzen, aber auch für Mensch und Tier unverzichtbarer Baustein des Lebens. Ohne ausreichende Stickstoffversorgung gibt es keine Proteinbiosynthese. In der Vergangenheit wurde die Verfügbarkeit von Stickstoff für Pflanzen vor allem durch natürliche Prozesse bestimmt und die Erträge von landwirtschaftlichen Kulturpflanzen durch die Verfügbarkeit von Stickstoff maßgeblich begrenzt. Vor genau 100 Jahren, im Jahr 1913, legte die Entdeckung der Bindung des unbegrenzt verfügbaren Luftstickstoffs durch die Ammoniaksynthese nach Haber und Bosch und die dadurch mögliche industrielle Produktion von Stickstoffdüngern den Grundstein für eine atemberaubende Produktivitätssteigerung in der Pflanzenproduktion. Die Folgen dieser ersten grünen Revolution in den letzten 100 Jahren: Steigerungen der Getreideerträge von bis zu 400 Prozent, Erzeugung von Nahrungsmittel für eine von knapp 2 auf über 7 Milliarden Menschen angewachsene Weltbevölkerung, die Beseitigung der Gefahr von akuten Hungersnöten in Europa und weiten Teilen der übrigen Welt und letztlich eine langfristig hoch effiziente und produktive Landwirtschaft als Grundlage auf der die gesamte moderne, urbane und industrialisierte Gesellschaft ruht. Oftmals wird ein bestimmter Teil des eingesetzten Stickstoffs nicht von den Pflanzen aufgenommen und durch die Ernte abgeführt. Dieser Teil des eingesetzten Stickstoffs, der so genannte Stickstoffüberschuss, kann ungenutzt in die Atmosphäre entweichen oder in Grund- bzw. Oberflächengewässer ausgewaschen werden und so zu erheblichen Problemen führen. So wird befürchtet, dass unerwünschte Einträge von Stickstoff in Böden und Gewässer die Freisetzung von Ammoniak und Lachgas in die Atmosphäre erhöhen und so den Klimawandel beschleunigen, die biologische Diversität in natürlichen Ökosystemen und dem Grünland zugunsten Stickstoffliebenden Organismen verschieben oder zur Eutrophierung von Oberflächengewässern führen. Schließlich geht nach Einschätzung mancher Umweltschützer von erhöhten Nitratgehalten in Nahrungsmitteln und Trinkwasser ein Gesundheitsrisiko für die Bevölkerung aus. Die Minimierung der vermeidbaren Stickstoffverluste durch einen höheren Ausnutzungsgrad und die Steigerung der Stickstoffeffizienz durch eine Optimierung aller pflanzenbaulichen Maßnahmen erscheinen geeignet für eine nachhaltige Stickstoffdüngung und eine moderne Landwirtschaft. Unter dem Generalthema Stickstoff Bedeutung für Mensch und Umwelt beschäftigt sich die Tagung des Verbandes der Landwirtschaftskammern (VLK) und des Bundesarbeitskreies Düngung (BAD) im Jahr 2012 mit einer umfassenden Analyse der positiven und aber auch problematischen Aspekte des Lebensbausteins Stickstoff. Zehn Vorträge sind im vorliegenden Tagungsband zusammengefasst. Dieser kann von der Geschäftsstelle des Bundesarbeitskreises Düngung in Frankfurt/Main kostenlos bezogen werden. Allen, die mit ihren Beiträgen am Gelingen dieser Tagung und der vorliegenden Schrift beteiligt waren, sei hiermit herzlich gedankt. Frankfurt/Main, Januar

5 Anschrift der Referenten Dr. Gerhard Baumgärtel Landwirtschaftskammer Niedersachsen Johannssenstr Hannover Dr. Christine Bosshard Eidgenössisches Volkswirtschaftsdepartement EVD Forschungsanstalt Agroscope Reckenholz-Tänikon Reckenholzstr. 191 CH-8046 Zürich Dr. Frank Brentrup YARA GmbH & Co. KG Hanninghof Dülmen Helmut Döhler Deutscher Bauernverband (DBV) Claire-Waldoff-Str Berlin Dr. Margarete Finck Landwirtschaftliches Technologiezentrum Augustenberg Neßlerstraße Karlsruhe Dr. Antje Gerofke Bundesinstitut für Risikobewertung (BfR) Max-Dohrn-Str Berlin Prof. Dr. Johannes Isselstein Georg-August-Universität Göttingen Abteilung Graslandwissenschaft von-siebold-str Göttingen Prof. Dr. Hermann Kuhlmann YARA GmbH & Co. KG Hanninghof Dülmen Prof. Dr. Werner Wahmhoff DBU Deutsche Bundesstiftung Umwelt An der Bornau Osnabrück Dr. Wolfram Zerulla BASF SE Agrarzentrum Limburgerhof Carl-Bosch-Str Limburgerhof 4

6 Inhaltsverzeichnis Bedeutung der Stickstoffdüngung Hermann Kuhlmann, Dülmen...7 Stickstoffdüngung unter Aspekten des Umwelt- und Ressourcenschutzes Werner Wahmhoff, Osnabrück...13 Auswirkungen von Stickstoff auf die Biodiversität von intensiv und extensiv genutzten Grünlandbeständen Johannes Isselstein,Göttingen...19 Herausforderung Ammoniakemissionen Minderungspotentiale bei Tierhaltung und organischer Düngung Helmut Döhler, Darmstadt...27 Herausforderung Ammoniakemissionen Minderungspotentiale bei der Mineraldüngung Wolfram Zerulla, Limburgerhof...38 Treibhausgasemissionen bei der Produktion und Anwendung von mineralischen Stickstoffdüngern Frank Brentrup, Dülmen...53 Nitratverlagerung Bedeutung, Mechanismen und Lösungswege Margarete Finck und Reinhold Gutser, Karlsruhe...63 Nitrat und Gesundheit Stand des Wissens Antje Gerofke, Berlin...75 Stickstoffeffizienz welche Rolle spielen Bodenleben und Düngerform? Christine Bosshard, Zürich...93 Stickstoffeffizienz weiter steigern Möglichkeiten und Grenzen Gerhard Baumgärtel, Hannover

7 6 6

8 Bedeutung der Stickstoffdüngung Hermann Kuhlmann, Dülmen Pflanzen brauchen Nährstoffe Über 50 Prozent der Bevölkerung hat Angst vor Rückständen im Essen, auch aus der Düngung. Dabei ist es aber gerade das Ziel, dass Pflanzen einen möglichst hohen Anteil des ausgestreuten Düngemittels aufnehmen. Denn Düngemittel bestehen aus den Nährstoffen, wie zum Beispiel Stickstoff, die die Pflanzen für ihr Wachstum und für die Bildung wichtiger Inhaltsstoffe wie Eiweiß, Kohlenhydrate oder Vitamine benötigen. Das ist den meisten Verbrauchern ebenso wenig bekannt wie die Tatsache, dass sich Stickstoff aus Düngemitteln und aus bodenbürtigen Quellen nicht unterscheiden. Diese Unkenntnis ist ein fruchtbarer Nährboden für vielerlei Ängste. Bedeutung der Stickstoffdüngung für die Ernährung der Weltbevölkerung Um 1900 stand Europa vor dem Problem der rasch wachsenden Bevölkerung und einer drohenden Hungersnot. Niedrige Ernteerträge, die nur langsam gesteigert werden konnten, hatten die Nahrungsmittel knapp werden lassen. Die verstärkte Auswanderung, zum Beispiel nach Nordamerika, war unter anderem hierauf zurückzuführen. Zwar war seit Sprengel und Liebig, also schon 50 Jahre lang bekannt, dass die dem Boden mit der Ernte entzogenen Pflanzennährstoffe durch Düngemittel wieder ersetzt werden müssen und dass Düngung zu einer deutlichen Steigerung der Ernteerträge führt. Leider fehlte aber vor allem der Pflanzennährstoff Stickstoff. Der Stickstoffmangel begrenzte die erzielbaren Erntemengen. Erst die Bindung des unbegrenzt verfügbaren Luftstickstoffs durch Ammoniaksynthese löste dieses Problem und leitete die erste grüne Revolution ein. Im September 1913 ging die erste Ammoniakanlage im Werk Oppau der BASF in Betrieb. Das aus Luftstickstoff und Wasserstoff gebildete Ammoniak konnte jetzt zu Stickstoffdünger weiterverarbeitet werden. Während sich die Weizenerträge pro Hektar im 19. Jahrhundert nur verdoppelten, stiegen sie im 20. Jahrhundert um fast 400 Prozent. Erfolgsfaktoren waren der Stickstoff und die verbesserte Düngung mit anderen Pflanzennährstoffen in Kombination mit züchterisch verbessertem Saatgut und Pflanzenschutz (Abbildung1). Damit war die drohende Hungersnot in Europa gebannt, und die Nahrungsmittelpreise sanken. Der Weizenpreis ist am Einkommen gemessen heute so niedrig wie nie zuvor in den letzten Jahrhunderten (Abbildung 2). Mit dem weiteren Anstieg der Weltbevölkerung bis zum Jahre 2025 um 14 Prozent auf acht Milliarden Menschen wächst der Bedarf an Nahrungs- und Futtermitteln zusätzlich. Die weltweit nutzbaren Ackerflächen sind jedoch begrenzt. Ökologisch vertretbar können nur rund 120 Millionen Hektar, das entspricht 7,5 Prozent des heute 7

9 bewirtschafteten Ackerlandes, neu in Kultur genommen werden (Abbildung 3). Entsprechende Flächen liegen hauptsächlich in Brasilien und Afrika. Wenn sich jedoch die Anbauflächen nicht ausdehnen lassen, müssen die vorhandenen intensiv bewirtschaftet werden, um den zukünftigen Anforderungen gerecht zu werden. Hierzu trägt der bedarfsgerechte Mineraldüngereinsatz wesentlich bei. Studien haben ergeben, dass durch die Stickstoffdüngung bereits heute rund 50 Prozent der Weltbevölkerung ernährt werden, wie aus Abbildung 4 hervorgeht. Dieser Prozentsatz wird in den nächsten Jahren noch höher. Der zusätzliche Stickstoffbedarf kann nur über mineralische Stickstoffdünger gedeckt werden. Abb. 1: Ertragsentwicklung von Winterweizen in Deutschland von 1840 bis 2007 (Schuster 1997, in Farack 2008) Rel. Realer Weizenpreis* (1657 = 100%) * Weizenpreis bezogen auf den Verbraucherp reisindex Erhöhung der Erträge und Senkung der Stückkosten als Folge der Arbeiten von Sprengel und Liebig Abb. 2: Noch nie war Weizen so billig wie heute! 8

10 Fläche (Mrd. ha) Weltweite Landfläche (13,4 Mrd. ha) 1,61 1,55 0,91 Bis 2030 geschätzte zusätzliche (netto) Landfläche für die Pflanzenproduktion (120 Mio. ha) heutiges Ackerland geeignetes Land, jedoch derzeit Wälder, Feuchtgebiete, Siedlungsfläche bedingt geeignet, aber mit großen Mängeln ,21 für Pflanzenprodukt ion unbrauchbar Die 120 Mio. ha zusätzliches Ackerland liegen in Brasilien und in Afrika südlich der Sahara. Abb. 3: Die globale Herausforderung: Ackerland ist begrenzt (FAO 2003) Mrd. Menschen 8% 24% 39% 48% = 3,2 Mrd. Menschen Abb. 4: Die Mineraldüngung ernährt bereits heute etwa 50% der Weltbevölkerung (nach Erismann et al. 2008) Bedeutung der Stickstoffdüngung für die Bildung von Treibhausgasen und die Artenvielfalt Werden natürliche Ökosysteme wie Wald, Grasland oder Moore in Ackerland umgewandelt, so werden hohe Mengen an Treibhausgasen freigesetzt. Hierzu ein Vergleich: Bei intensiver Weizenproduktion betragen die CO 2 -Emissionen 2,5 Tonnen je Hektar und Jahr. Werden Moore zu Ackerland umgewandelt, sind die langfristigen CO 2 -Emissionen mit etwa 2200 Tonnen pro Hektar deutlich höher. Bereits heute stammen zwölf Prozent der weltweiten CO 2 -Emissionen aus solchen Landnutzungsänderungen. Das ist mehr als alle 27 Mitgliedstaaten der EU zusammen jährlich emittieren. Will man also Klimagase nachhaltig reduzieren, kommt eine Ausdehnung des Ackerlandes auf Kosten von Naturräumen nicht in Frage. Das bedeutet also, 9

11 dass die vorhandenen Ackerflächen so produktiv wie möglich bewirtschaftet werden müssen. In diesem Zusammenhang wird immer wieder darauf hingewiesen, dass intensive Landwirtschaft zur Verringerung der Biodiversität führt. Es ist unumstritten, dass die Artenvielfalt auf intensiv bewirtschafteten Nutzflächen geringer ist als zum Beispiel auf organisch bebauten. Die Herausforderung besteht somit darin, die landwirtschaftliche Produktionsmenge einer Region beizubehalten oder zu erhöhen und gleichzeitig die Artenvielfalt zu fördern. Hierzu zeigt eine Studie aus Leeds, England, dass sich die höchste Artenvielfalt dort entfaltet, wo intensive Landwirtschaft mit der Erhaltung von Naturschutzflächen kombiniert wird. Der intensive Pflanzenbau bringt heute circa Prozent höhere Erträge als der organische. Der positive Effekt auf die Artenvielfalt setzt bereits ab einem Ertragsunterschied von 15 Prozent ein, wenn der damit verbundene Flächengewinn von 15 Prozent zur Erhaltung von Naturschutzflächen genutzt wird. Stickstoffdünger effizient produzieren und anwenden ist das Ziel Moderne Anlagen zur Düngerproduktion, wie sie in der Europäischen Union üblich sind, haben in den letzten Jahren die bei der Produktion entstehenden Treibhausgase stark verringert. Dies zeigt ein Vergleich der Produktion von Stickstoffdünger hier Kalkammonsalpeter in Europa mit der in Russland in Abbildung 5. N t /. q -ä O 2 C t Abb. 5: Moderne Düngerproduktion reduziert Treibhausgase Beispiel: Produktion von Kalkammonsalpeter (Jenssen 2010, Nitrogen+Syngas 303) Es ist selbstverständlich, dass diese Düngemittel auch effizient eingesetzt werden müssen, wobei Überdüngung mit allen Mitteln zu vermeiden ist. Die landwirtschaftliche Beratung hat auf diesem Gebiet große Fortschritte erreicht. Die Stickstoffeffizienz, also die Ausnutzung des zugeführten Düngerstickstoffs, ist in den letzten zwei Jahrzehnten um circa 20 Prozent gestiegen. Gleichzeitig wurden die mit der Stick- 10

12 stoffdüngung einhergehenden Treibhausgase (Lachgas N 2 O) entsprechend vermindert, wie aus Abbildung 6 hervorgeht. N 2O aus landwirtschaftlichen Böden in Europa (Millionen Tonnen CO 2-äq in EU-15) 220 N-Ausnutzung in Prozent (gleitendes Mittel über 3 Jahre) N-Ausnutzung in % = (N-Abfuhr/ N-Düngung) x Quelle Stickstoffausnutzung: eigene Berechnungen basierend auf FAO- und Efma-Daten Quelle N2O-Emissionen: United Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC, 2008) Abb. 6: Weniger Treibhausgase durch gezielte Düngung und gesteigerte N-Effizienz Fazit Die Ernährung der Weltbevölkerung, aber auch die Reduzierung von Klimagasen und die Schonung von Natur und Umwelt stellt die Landwirtschaft in den nächsten Jahrzehnten vor große Herausforderungen. Die Lösung dieser Probleme kann nur in einer produktiven Pflanzenproduktion auf den begrenzt vorhandenen Ackerflächen gelingen. Nur so kann es gelingen, auf diesen ausreichend Nahrungsmittel zu produzieren, die damit verbundenen ertragsbezogenen Treibhausgas-Emissionen zu minimieren und ökologisch wertvolle Flächen wie Wälder und Moore vor Inkulturnahme zu bewahren. Literatur Bellarby, J., B. Foereid, A. Hastings & P. Smith (2008): Cool Farming: Climate impacts of agriculture and mitigation potential. Greenpeace International, Amsterdam, The Netherlands. Brentrup, F.; Küsters, J.; Lammel, J.; Barraclough, P.; Kuhlmann, H. (2004): Investigation of the Environmental Impact of Agricultural Crop Production using the Life Cycle Assessment (LCA) Methodology. Part II: Application of the LCA methodology to investigate the environmental impact of different N fertilizer rates in cereal production. Europ. J. Agronomy 20, Burney, J.A.; Davis, S.J.; Lobell, D.B. (2010): Greenhouse gas mitigation by agricultural intensification. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2010; DOI: /pnas Erisman J.W., M.A. Sutton, J. Galloway, Z. Klimont, W. Winiwarter (2008): How a century of ammonia synthesis has changed the world. Nature Geoscience 1,

13 FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) (2003): World Agriculture: towards 2015/2030. An FAO Perspective. Ed. Jelle Bruinsma, Earthscan Publications Ltd, London. Farack, M. (2008): Entwicklungstendenzen und Faktoren der Ertragsbildung bei Getreide in Thüringen. Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft, Themenblatt-Nr.: Hodgson, J.A.; W. E. Kunin; C. D. Thomas; T. G. Benton and D. Gabriel (2010): Comparing organic farming and land sparing: optimizing yield and butterfly populations at a landscape scale. Ecology Letters, 13: Jenssen, T. K. (2010), Nitrogen+Syngas 303 UNFCCC (2008): Datenbank unter 12

14 Stickstoffdüngung unter Aspekten des Umwelt- und Ressourcenschutzes Werner Wahmhoff, Osnabrück 1. Einleitung Too much of a good thing, so betitelte im April 2011 eine Autorengruppe in der Zeitschrift Nature ihren Beitrag, in dem sie die Begrenzung der Stickstoff- Emissionen als eine zentrale Herausforderung des Umweltschutzes im 21. Jahrhundert herausstellte (Sutton et al. 2011a). Die Überschrift beschreibt die Ambivalenz der Stickstoffdüngung kurz und treffend. Nach Berechnungen von Smil (1999) und Roy et al. (2006) sind im jährlichen Eiweißbedarf von 7 Mrd. Menschen 25 Mill. t Stickstoff enthalten. Durch Verluste auf dem Weg vom Feld bis zum Verbraucher, durch die Veredlung über Tiere und durch Essen über Bedarf müssen in der gesamten Nahrungs- und Futtermittelmenge 60 Mio. t N/Jahr enthalten sein. Umgerechnet auf die globale Ackerfläche bedeutet dies, dass bereits heute 43 kg N ha -1 a -1, gebunden in pflanzlichen Nahrungs- und Futtermitteln, jährlich die Produktionsflächen verlassen müssen, um die globale Eiweißversorgung zu sichern. Weltweit wurden im Jahr 2008 durchschnittlich 71,8 kg N ha -1 gedüngt (FAOSTAT 2011). Hinzu kommen noch die Stickstoffmengen aus der symbiontischen N- Fixierung. Auch wenn genaue Zahlen nicht verfügbar sind, ist davon auszugehen, dass weniger als 50% der Düngermenge im Erntegut gebunden werden und damit ein größerer Teil der Gefahr unterliegt, in Form reaktiver Stickstoffverbindungen in die Umwelt zu gelangen. Andererseits wurden im Jahr 2008 weltweit durchschnittlich 72 Kilo Stickstoff/ha als Mineraldünger ausgebracht. Hinzu kommen noch die Stickstoffmengen aus der symbiotischen Stickstofffixierung. D. h., weniger als 50% der Düngermenge sind letztendlich im Erntegut gebunden. Entsprechend unterliegt ein größerer Teil der Düngermenge der Gefahr, in Form reaktiver Stickstoffverbindungen in die Umwelt zu gelangen (Sutton et al. 2011b). Im Rückblick betrachtet hat der Mensch in den letzten 100 Jahren den globalen Stickstoffhaushalt maßgeblich verändert. Er hat die Menge reaktiver Stickstoffverbindungen weltweit verdoppelt, in Europa mehr als verdreifacht (Abbildung 1). 2. Stickstoffemissionen aus der landwirtschaftlichen Produktion Im Nachhaltigkeitsbericht der Bundesregierung wird die Gesamt- oder Hoftorbilanz des Stickstoffs in der Landwirtschaft als Indikator (Stickstoffsaldo je ha und Jahr) verwendet. Die Gesamtbilanz errechnet sich aus allen Stickstoffflüssen, die in die deutsche Landwirtschaft hinein- (eingesetzte Mineral- und Sekundärrohstoffdünger, Importfuttermittel, Biologische Stickstoff-Fixierung, Atmosphärische Deposition) und aus ihr herausgehen (Abfuhr durch Ernteprodukte). Seit dem Referenzjahr 1990 ist der Stickstoffsaldo von 147 kg N ha -1 auf 103 kg N a -1 im Jahr 2008 zurückgegangen 13 13

15 (Statistisches Bundesamt 2012). Damit wurde das von der Bundesregierung für 2010 angestrebte Ziel von 80 kg N ha -1 a -1 deutlich verfehlt. Abb. 1: Schätzung der anthropogen bedingten reaktiven Stickstoffverbindungen in Europa (EU 27) (Sutton et al. 2011b) Die Flächenbilanz der Bundesrepublik Deutschland weist im Jahr 2008 einen Bilanzüberschuss von 67 kg N ha -1 landwirtschaftlicher Fläche auf, die Stallbilanz ein Saldo von 36 kg N ha -1 landwirtschaftlicher Nutzfläche und Jahr (Tabelle 1). Tab. 1: Die Stickstoffbilanzen in Deutschland für das Jahr 2008 (BMELV 2010) Flächenbilanz Stallbilanz Gesamtbilanz Summe Stickstoffzufuhren Summe Stickstoffabfuhren Bilanzüberschuss In Tabelle 2 ist die Flächenbilanz des Stickstoffs in Deutschland für das Jahr 2008 näher aufgegliedert. In diesem Jahr wurden den landwirtschaftlichen Flächen durchschnittlich 107 kg N/ha als Mineraldünger und 52 kg N/ha als Wirtschaftsdünger zugeführt. Die symbiotische Stickstofffixierung wird auf 12 kg N/ha -1 a -1 geschätzt, die atmosphärische Deposition auf 24 kg N/ha -1 a -1. Auf der anderen Seite werden mit Marktprodukten 72 kg N/ha -1 a -1 und über Futterpflanzen 62 N/ha -1 a -1 abgeführt (Tabelle 2) Die regionalen Abweichungen von diesen Durchschnittszahlen sind in Deutschland sehr ausgeprägt. In einigen Landkreisen Nordwestdeutschlands und im Alpenvorland liegen die Stickstoffüberschüsse bei über 150 kg N/ha -1 a -1, in Landkreisen mit über- 14

16 wiegend reinen Ackerbaubetrieben bleiben die N-Überschüsse bei unter 50 kg N/ha -1 a -1. Tab. 2: Flächenbilanz für Stickstoff im Jahr 2008 (BMELV 2010) Flächenbilanz Mineraldünger 107 Sekundärrohstoffdünger 5 Wirtschaftsdünger 52 Saat, Pflanzgut 1 Biologische N-Fixierung 12 Atmosphärische Deposition (NO x netto) 9 Atmosphärische Deposition (NH 3 auf LF) 15 Summe Zufuhr 201 Pflanzliche Marktprodukte 72 Futterpflanzen 62 Summe Abfuhren 134 Bilanzüberschuss Emissionspfade und Umweltwirkungen reaktiver Stickstoffverbindungen Nicht von Pflanzen aufgenommene reaktive Stickstoffverbindungen unterliegen aufgrund ihrer einfachen Transformierbarkeit unter ihrer hohen Mobilität der Gefahr, auf verschiedenen Austragswegen in die Umwelt zu gelangen: Auswaschung von Nitrat (NO 3 ) ins Grundwasser Austrag von Nitrat durch Erosion und Auswaschung in Oberflächengewässer Gasförmige Entbindung von Ammoniak (NH 3 ), Lachgas (N 2 O) und Stickoxiden (NO X ) in die Atmosphäre. Durch die übermäßige Freisetzung reaktiver Stickstoffverbindungen werden natürliche Stoffkreisläufe und Ökosystembeziehungen empfindlich gestört. So steigen die Nitratgehalte des Grundwassers, was zu einer Minderung der Qualität des Trinkwassers führt. Es kommt zu Eutrophierungen und Versauerungen von Ökosystemen und damit einhergehend zur Verminderung der biologischen Vielfalt. Weiterhin führen erhöhte Emissionen von Lachgas zu einer zusätzlichen Verschärfung des Klimawandels. Zudem sind gasförmige Stickstoffverbindungen Vorläuferstoffe von bodennahem Ozon und sekundären Feinstäuben und damit ein Risiko für menschliche Gesundheit. Erhöhte Ammoniak- und Ozonkonzentrationen in der Atmosphäre können zu Schädigungen empfindlicher Pflanzen führen. In die Atmosphäre eingetragenes Ammoniak gelangt über nasse und trockene Deposition wieder in terrestrische oder aquatische Ökosysteme. Unabhängig vom Niveau der Stickstoffzufuhr verändert sich die Zusammensetzung der Biozönosen. Die an nährstoffarme Bedingungen angepassten Pflanzenarten werden von nitrophilen Arten verdrängt. Damit verringert sich auch die Vielfalt der daran gebundenen Tierarten. In einer breit angelegten Auswertung verschiedener wissenschaftlicher Experimente und Felderhebungen haben Stevens et al. (2004) errechnet, dass mit stei- 15

17 gender Stickstoffdeposition die Zahl an Pflanzenarten in den untersuchten Flächen um eine Art je 2,5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr abnimmt. Bezogen auf die durchschnittliche europäische Stickstoffdeposition entspricht dies einem Rückgang des Artenreichtums um 23%. Die Landwirtschaft verursacht etwa 14% der globalen Treibhausgase. Davon sind 38% auf die Anwendung von Düngemitteln (N 2 O) zurückzuführen, genau so viel wie die CH 4 - und N 2 O-Emissionen der Tierhaltung (Stern 2007). Nach DÄMMGEN (2005) sind die direkten Lachgasemissionen (in Mio. t CO 2 -Äquivalent) aus landwirtschaftlich genutzten Böden auf die Anwendung von Mineraldünger (10,7), die Anwendung von organischen Düngern (6,0), die Bewirtschaftung organischer Böden (5,3), auf Tierexkremente der Weidehaltung (1,3), auf den Abbau von Ernterückständen (1,2) und den Leguminosenanbau (0,5) zurückzuführen. 4. Ressourcenaufwand für die Bereitstellung von pflanzenverfügbarem Stickstoff Ca. 30 Gigajoule pro Tonne Stickstoff sind erforderlich, um mit Hilfe des Haber- Bosch-Verfahrens elementaren Luftstickstoff (N 2 ) in pflanzenverfügbare N-Formen umzuwandeln. Für die in Deutschland gedüngten 1,56 Mio. Tonnen Stickstoff (2008) wurden entsprechend 46,8 Petajoule benötigt. Dies sind etwa 1,8% des gesamtdeutschen Endenergieverbrauchs. Bei der symbiotischen Stickstofffixierung werden 16 Moleküle Adenosintriphosphat (ATP) für die Umwandlung eines N 2 -Moleküls in zwei NH 3 -Moleküle benötigt. Die Energiemenge entspricht der im Haber-Bosch-Verfahren benötigten und geht zu Lasten des Flächenertrags, was letztlich eine höhere Flächeninanspruchnahme bedeutet. 5. Lösungsansätze zur Verringerung des Stickstoffsaldos Nachhaltig sind nur Lösungen, die ohne Minderung der Flächenerträge erreichbar sind, denn zusätzlicher Flächenbedarf führt zu einem verstärkten Landnutzungswandel und damit zu anderen, vielschichtigen Umweltproblemen. Die überwiegend sektoralen Lösungsansätze der bisherigen Umweltpolitik nach Umweltmedien, Schutzzielen bzw. Stickstoffformen sind nicht zielführend. Vielmehr ist eine Gesamtbetrachtung der Stickstoffkaskaden notwendig. Letztlich liegt die Lösung darin, eine Vielzahl von Maßnahmen zu ergreifen, welche bei möglichst optimaler Versorgung der Pflanzen die unerwünschten Stickstoffverluste minimieren. In der Studie The European Nitrogen Assessment (Sutton et al. 2011c, Oenema et al. 2011) werden folgende Minderungsmaßnahmen als besonders wichtig herausgestellt: Stickstoffreduzierte Fütterungsstrategien in der Tierhaltung Entwicklung emissionsarmer Stelle Verlustarme Lagerung organischer Dünger Verlustarme Ausbringung organischer Dünger Verringerung von Ammoniakverlusten bei der Anwendung mineralischer N- Dünger Diese Auflistung zeigt, dass die organischen Dünger das Hauptproblem darstellen und Lösungen entsprechend hier ansetzen müssen. Es stellt sich die Frage, ob sich bei den gegenwärtigen Stall- und Wirtschaftsdüngertechnologien die Verlustquellen 16

18 im Stall, bei der Lagerung, dem Transport oder der Ausbringung zufriedenstellend beseitigen lassen. Wenn zusätzlich noch in Betracht gezogen wird, dass die Nährstoffzusammensetzung der Güllen nicht dem Pflanzenbedarf entspricht, sind die aktuell verbreiteten Flüssigmistketten insgesamt in Frage zu stellen. Deshalb besteht Forschungs- und Entwicklungsbedarf für neue Stallsysteme und Aufbereitungstechnologien für Urin und Kot, um heutige Gülleverfahren zu ersetzen. Insbesondere vor dem Hintergrund der regional konzentrierten Tierhaltung nicht nur in Deutschland sind transport- und handelsfähige Dünger, die vergleichbar zu Mineraldüngern gezielt eingesetzt werden können, zu entwickeln. Aber auch beim Einsatz mineralischer Stickstoffdünger gibt es Ansätze zur Minderung von Stickstoffverlusten. So sollte es ein sehr wichtiges Ziel der Pflanzenzüchtung sein, höhere Stickstoff-Aufnahmeraten bei geringen Stickstoffgehalten im Boden zu realisieren. Ein weiteres wichtiges Feld zur Minderung von Stickstoffverlusten sind verschiedene Formen der Präzisionsdüngung. Die gezielte Platzierung der Dünger sowie die teilflächenspezifische Mengenbemessung sollten breiten Eingang in die Praxis finden. Entwicklungsbedarf besteht auch bei der präziseren Prognose der Stickstoffnachlieferung aus dem Boden und bei der Bedarfskalkulation durch eine verbesserte Ertragsprognose. Für die verschiedenen Instrumente sind den Landwirten praxistaugliche Werkzeuge zur Entscheidungsunterstützung an die Hand zu geben. 6. Schlussfolgerungen Die Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen sind ein globales Querschnittsproblem des Umweltschutzes. Trotz gesetzlicher Vorgaben und Regelungen zur Stickstoffemissionsminderung wurden die gesetzten Ziele nicht erreicht. Das bisherige sektorale Stickstoffmanagement hat sich als nicht ausreichend effektiv erwiesen. Zur Überwindung sektoraler Betrachtungen und für die Suche tragfähiger Lösungen bedarf es komplexer Bewertungen der Nachhaltigkeit von Nährstoffströmen und Düngestrategien. Ganzheitliche, disziplinübergreifende Lösungen sind erforderlich und bei entsprechenden Forschungs- und Entwicklungsaktivitäten auch mittelfristig möglich. Literatur BMELV 2010: Statistische Monatsberichte 4/2010. Dämmgen, U. (Ed.) 2005: Calculations of emissions from German agriculture: National Emission Inventory Report (NIR). Landbauforschung Völkenrode Sonderheft 291A. FAOSTAT 2011: Oenema, O.; J. Salomez, C. Branquinho, M. Budňáková, P. Čermák, M. Geupel, P. Johnes, C. Tompkins, T. Spranger, J. W. Erisman, C. Pallière, L. Maene, R. Alonso, R. Maas, J. Magid, M. A. Sutton, H. & van Grinsven 2011: Developing integrated approaches to nitrogen management. In: Sutton, M. A.; C. M. Howard, J. W. Erisman, G. Billen, A. Bleeker, P. Grennfelt, H. van Grinsven & B. Grizzetti (Ed.) 2011: The European nitrogen assessment Sources, effects and policy perspectives. Cambridge University Press

19 Roy R. N.; A. Finck, G. J. Blair & H. L. S. Tandon 2006: Plant nutrition for food security. A guide for integrated nutrient management. FAO fertilizer and plant nutrition bulletin 16. Smil, V. 1999: Nitrogen in crop production: An account of global flows. Global biogeochemical cycles 13: Statistisches Bundesamt 2012: Umweltökonomische Gesamtrechnungen. DE/Publikationen/Thematisch/UmweltoekonomischeGesamtrechnungen/Umweltindikato ren/indikatorenpdf_ pdf? blob=publicationfile Stevens, C. J.; N. B. Dise, J. O Mountford & D. J. Gowing 2004: Impact of nitrogen deposition on the species richness of grasslands. Science 303: Sutton, M. A.; O. Oenema, J. W. Erisman, A. Leip, H. van Grinsven & W. Winiwarter 2011a: Too much of a good thing. Nature 472: Sutton, M. A., H. van Grinsven, G. Billen, A. Bleeker, A. F. Bouwman, K. Bull, J. W. Erisman, P. Grennfelt, B. Grizzetti, C. M. Howard, O. Oenema, T. Spranger & W. Winiwarter (2011b): Summary for policy makers. In: Sutton, M. A.; C. M. Howard, J. W. Erisman, G. Billen, A. Bleeker, P. Grennfelt, H. van Grinsven & B. Grizzetti (Ed.) 2011: The European nitrogen assessment Sources, effects and policy perspectives. Cambridge University Press. Sutton, M. A.; C. M. Howard, J. W. Erisman, G. Billen, A. Bleeker, P. Grennfelt, H. van Grinsven & B. Grizzetti (Ed.) 2011c: The European nitrogen assessment Sources, effects and policy perspectives. Cambridge University Press. 18

20 Biodiversität und Düngung auf Grünland gänzlich unvereinbar? Johannes Isselstein, Göttingen Einleitung Das Grünland in Mitteleuropa erfüllt vielfältige Funktionen. Seit jeher leistet es einen zentralen Beitrag zur Ernährung und Haltung von Wiederkäuern und Pferden; zudem wird Grünlandbiomasse in den letzten Jahren verstärkt auch zur Erzeugung regenerativer Energie genutzt. Das Grünland erbringt darüber hinaus wichtige Leistungen, die maßgeblich von der Gesellschaft gefordert bzw. erwünscht sind. Hierzu zählen die vielfältigen landschaftsökologischen Leistungen und die Erholungsfunktion der durch Grünland geprägten Landschaft. Die verschiedenen Ziele können grundsätzlich nur dadurch erreicht werden, dass das Grünland bewirtschaftet bzw. genutzt wird. Natürliches, d.h. ohne Bewirtschaftung entstandenes Grünland ist in Mitteleuropa extrem selten und auf Sonderstandorte räumlich begrenzt. Die Bewirtschaftungsmaßnahmen, die zur Erreichung der verschiedenen Ziele ergriffen werden müssen, sind aber nicht vollständig konvergent. Vielmehr gibt es mehr oder weniger stark ausgeprägte Zielkonflikte, deren Stärke durch die ökonomischen Rahmenbedingungen beeinflusst wird (Isselstein & Kayser 2012). Dabei ist es von Bedeutung, dass es sich bei den landwirtschaftlichen Produkten vom Grünland um marktfähige Güter handelt, während die landschaftsökologischen Leistungen sog. meritorische also nicht marktfähige Güter darstellen. Konflikte bzw. Konvergenzen bei der Erreichung multifunktionaler Ziele der Grünlandbewirtschaftung sind besonders augenscheinlich im Hinblick auf landwirtschaftliche Produktion einerseits und Biodiversität andererseits. Daher soll in diesem Beitrag untersucht werden, in welchem Zusammenhang Ziele einer modernen Produktion vom Grünland stehen zu Zielen der Erhaltung oder sogar Erhöhung von Biodiversität. Schließen sich diese Ziele gegenseitig aus oder gibt es möglicherweise Verbindendes, so dass beide Ziele wenigsten zum Teil gleichzeitig erreicht werden können? Pflanzenartenvielfalt im Grünland Grünland in Mitteleuropa zeichnet sich durch eine große biotische Vielfalt aus, die mehrfach höher ist als die des Ackerlandes. Diese Vielfalt ist im Wesentlichen das Ergebnis traditioneller landwirtschaftlicher Bewirtschaftung (Isselstein et al. 2005). Mit der Intensivierung der Grünlandwirtschaft in der zweiten Hälfte des letzten Jahrhunderts durch Bodenmeliorierung, häufigere Nutzung und Düngung wurde die Produktion maßgeblich gesteigert, die biotische Diversität aber eingeschränkt (Green 1990, Poschlod & Schumacher 1998, Wesche et al. 2012). Offensichtlich führte die Erhöhung der Produktion dazu, dass viele konkurrenzschwache Pflanzenarten durch 19

21 wenige dominante Arten verdrängt wurden. In Abbildung 1 ist am Beispiel von Wiesen am südlichen Alpenrand gezeigt, dass mit einem zunehmenden Anteil an konkurrenzstarken Pflanzenarten (angezeigt durch den sog. C-Anteil, das sind Arten mit Konkurrenzstrategie) und einem abnehmenden Anteil von stresstoleranten Arten (S- Anteil, Arten mit Stresstoleranzstrategie) im Bestand die Vielfalt zurückgeht. Abb. 1: Zusammenhang zwischen der funktionalen Signatur der Wiesenvegetation (CSR-Modell nach Grime) und dem Artenreichtum, C-konkurrenzstark, S- stresstolerant, Erläuterung siehe Text (Marini et al. 2007) Es wurde vielfach festgestellt, dass in Dauergrünlandbeständen die Produktivität eng mit dem Vorkommen und dem Anteil konkurrenzstarker Arten zusammenhängt. Das sind Arten mit hohen Wachstumsraten aber in der Regel auch mit einem hohen Nährstoffbedarf. Konsequenterweise zeigen viele Untersuchungen daher einen negativen Zusammenhang zwischen Produktivität und Pflanzenartenvielfalt. Das gilt auch für eines der ältesten ökologischen Experimente, das sog. Park-Grass- Experiment in Rothampsted, England (Abbildung 2). Neben der Produktivität sind es vor allem aber auch Boden-bezogene Faktoren, die die Pflanzenartenvielfalt beeinflussen. So wurde im Park-Grass-Experiment festgestellt, dass langjährig differenzierte Düngung zu unterschiedlichen ph-werten im Oberboden führte und dass der ph-wert mit der Vielfalt positiv korrelierte (Abbildung 2). Sicherlich hängt dieser Effekt auch damit zusammen, dass durch die Düngung Umsetzungsprozesse und Nährstoffverfügbarkeiten im Boden grundsätzlich beeinflusst werden. So reduzierten bei gleicher Aufwandmenge versauernde N-Dünger die Pflanzenartenvielfalt stärker als neutral wirkende Dünger (Abbildung 3). 20

22 Abb. 2: Pflanzenartenzahl in Abhängigkeit von der Sprossbiomasse (Heuertrag im ersten Aufwuchs, Juni) und vom ph-wert des Bodens, Park Grass Experiment, Rothampsted/England (Crawley et al. 2005) Abb. 3: Einfluss von N-Düngerart und N-Düngemenge auf die Pflanzenartenzahl im Park-Grass-Experiment, Rothamsted/England (nach Crawley et al. 2005) 21

23 In Untersuchungen auf einer Vielzahl von Praxisflächen wurden auf Mineralstandorten grundsätzliche negative Effekte von N-Düngung bzw. von P-Verfügbarkeit im Boden auf die Pflanzenartenvielfalt von Dauergrünland festgestellt (Abbildung 4). Der Rückgang der Artenvielfalt mit zunehmender N-Düngung folgt einer linearen Funktion, d.h. bereits geringe N-Düngermengen reduzieren die Artenzahl. Das stimmt mit aktuellen Forschungsergebnissen überein, wonach auch N-Immissionen aus der Luft die Vielfalt und Struktur der Vegetation von Grünland auf Kalkstandorten nachhaltig verändern (Leon et al. 2011). Abb. 4: Pflanzenartenzahl im Grünland in Abhängigkeit von der (A) N-Düngung (Klimek et al. 2008) und (B) dem pflanzenverfügbaren P im Boden (Janssens et al. 1999) Bei P ist der Zusammenhang zur Artenvielfalt nicht linear. Janssens et al. (1999) zogen aus ihrer Untersuchung die Schlussfolgerung, dass Artenreichtum von Grünland auf Mineralstandorten nur dann erwartet werden kann, wenn die P-Verfügbarkeit im Boden unter 5 mg/100g Boden beträgt. Das heißt jedoch nicht, dass P-arme Standorte in jedem Fall artenreich sind. Allerdings waren in dieser Untersuchung P-reiche Standorte nie artenreich. Insgesamt liefert das Schrifttum vielfältige Hinweise dafür, dass der Erhalt und die Förderung von Pflanzenartenvielfalt keinen nennenswerten Spielraum für Düngung lässt. Höhere Produktivität durch Pflanzenartenvielfalt? In den zurückliegenden 15 Jahren hat sich die ökologische Forschung stark mit der Frage auseinandergesetzt, welche Konsequenzen der Verlust von Artenvielfalt für den Umfang von Ökosystemleistungen hat. Das Grünland bzw. dessen Ertragsfähigkeit diente dabei oftmals als Modellfall. In Ansaatexperimenten mit variierter Pflanzenartenzahl konnte gezeigt werden, dass die Produktivität mit steigender Pflanzenartenzahl signifikant zunahm und dass dieser Effekt im Vergleich zu anderen produk- 22

24 tionssteigernden Maßnahmen relativ stark ausfällt (Tilman et al. 2012). Für das in der landwirtschaftlichen Praxis relevante Grünland lässt sich dieser Befund jedoch nicht ohne weiteres bestätigen (vgl. Wrage et al. 2011). Es wurde beobachtet, dass der Diversitätseffekt variiert je nach Höhe der Artenvielfalt und dass für Dauergrünland im gemäßigten Klima die Artenvielfalt oftmals oberhalb der Grenze liegt, bis zu der ein deutlicher Diversitätseffekt gefunden werden kann. Bereits in älteren Untersuchungen war gezeigt worden, dass die höchste Pflanzenartenvielfalt bei einer mittleren Produktivität anzutreffen ist. In Abbildung 5 ist das am Beispiel gedüngten und ungedüngten Graslands in den Niederlanden gezeigt. Sowohl unter extrem produktionsschwachen als auch unter sehr produktiven Bedingungen war die Artenzahl geringer. Nach diesem Befund führt offenbar eine geringe Düngung bei starker Nährstoffarmut nicht sofort zu einem Rückgang der Artenvielfalt bzw. kann sie sogar fördern. Tatsächlich konnten in langjährigen Untersuchungen auf Kalkgrünland Briemle & Tonn (2008) zeigen, dass eine moderate Düngung die Artenzahl erhöht. Abb. 5: Einfluss der Pflanzenartenzahl von Grasland auf die Produktivität der Grasnarbe (oberirdischer Ertrag, Mittel aus zwei Jahren, nach Oomes 1992) Grünlandnutzung und Artenvielfalt Neben den Bodenfaktoren und der Nährstoffverfügbarkeit wird die Pflanzenartenvielfalt durch die Nutzung des Grünlands markant beeinflusst. Insbesondere die Weidewirtschaft kann Vielfalt begünstigen. Klimek et al. (2008) führten eine Untersuchung auf entweder beweideten oder gemähten Praxisflächen in Südniedersachsen durch und konnten feststellen, dass die Artenvielfalt auf den Weiden höher war als auf den Wiesen. Hierbei spielte die räumliche Skala eine besondere Rolle (Abbildung 6). 23

25 Abb. 6: Pflanzenartenvielfalt von Wiesen und Weiden, differenziert nach (A) allen Arten, (B) gewöhnlichen Arten und (C) seltenen Arten sowie nach der räumlichen Betrachtungsebene (Aufnahmeparzelle (12,6m²), Schlag bzw. Region), n=60, Landkreis Northeim, (Klimek et al. 2008) Vor allem seltenere Arten konnten auf der Gesamtheit der Weideflächen häufiger angetroffen werden als auf der der Wiesen. Dieses Ergebnis kann darauf zurückgeführt werden, dass bei Beweidung die Grasnarbe nicht gleichmäßig gestört wird, sondern dass aufgrund von Präferenzen der Weidetiere vor allem bei der Futteraufnahme ein Mosaik von Grasnarben mit verschiedenen Narbenhöhen entsteht. Diese Heterogenität bietet offensichtlich mehr Nischen auch für weniger dominante Arten an. Betrachtet man den Effekt der Beweidung an einem Punkt (und lässt die räumliche Heterogenität unberücksichtigt) dann wirkt sich eine häufige Entblätterung positiv für die Pflanzenartenvielfalt aus (Abbildung 7). Durch diese stärkere Störung wird die Konkurrenzkraft und die verdrängende Wirkung der dominanten Arten vermindert. 24

26 Abb. 7: Anzahl Pflanzenarten eines langjährig als extensive Rinderstandweide bewirtschafteten Grünlands in Abhängigkeit von der Grasnarbenhöhe (Wrage et al. 2012) Schlussfolgerungen Düngung und Nährstoffverfügbarkeit sind bestimmende Faktoren der Pflanzenartenvielfalt im Dauergrünland. Nehmen diese zu sind überwiegend negative Effekte für die Diversität zu erwarten. Die Ursache ist hauptsächlich darin zu sehen, dass die Produktivität durch Düngung stark gesteigert wird, dominante Arten dadurch gefördert werden und diese ihrerseits subdominante Arten aus der Vegetation verdrängen. Die Grünlandnutzung ist neben der Nährstoffverfügbarkeit ein weiterer wichtiger diversitätsbestimmender Faktor. Störungen der Grasnarbe wirken sich überwiegend positiv aus, in dem die Heterogenität der Wuchsbedingungen innerhalb einer Grünlandfläche erhöht wird. Die Weidewirtschaft hat allem Anschein nach ein besonderes Potential, auch bei guter Nährstoffverfügbarkeit und vergleichsweise hoher Produktivität des Grünlands die Diversität zu fördern. Forschungsbedarf besteht hier insbesondere im Hinblick auf Wechselwirkungen der Nährstoffverfügbarkeit mit der Grünlandnutzung bzw. dem Weidegang. Literatur Briemle, G., Tonn, B., Auswirkungen geringer mineralischer Düngung auf Pflanzenbestand und Biomasseproduktion eines artenreichen Halbtrockenrasens. Mitteilungen der Arbeitsgemeinschaft Grünland und Futterbau 9,

27 Crawley, M.J., Johnston, A.E., Silvertown, J., Dodd, M., de Mazancourt, C., Heard, M.S., Henman, D.F., Edwards, G.R., Determinants of species richness in the Park Grass Experiment. The American Naturalist 165, Green, B.H., Agricultural intensification and the loss of habitat, species and amenity in British grasslands: a review of historical change and assessment of future prospects. Grass and Forage Science 45, Isselstein, J., Jeangros, B., Pavlu, V., Agronomic aspects of biodiversity targeted management of temperate grasslands in Europe A review. Agronomy Research 3, Isselstein, J., Kayser, M., Standortangepasste Strategien zur Lösung von Landnutzungskonflikten. agrarspectrum 45, Marini, L., Scotton, M., Klimek, S., Isselstein, J., Pecile, A., Effects of local factors on plant species richness and composition of Alpine meadows. Agriculture, cosystem & Environment 119, Poschlod, P., Schumacher, W., Rückgang von Pflanzen des Grünlands Gefährdungsursachen und Handlungsbedarf. Schriftenreihe für Vegetationskunde 29, Tilman, D., Reich, P.B., Isbell, F., Biodiversity impacts ecosystem productivity as much as resources, disturbance, or herbivory. PNAS 109, Van den Berg, L.J.L., Vergeer, P., Rich, T.C.G., Smart, S.M., Guest, D., Ashmore, M.R., Direct and indirect effects of nitrogen deposition on species composition change in calcareous grasslands. Global Change Biology 17, Wesche, K., Krause, B., Culmsee, H., Leuschner, C., 2012: Fifty years of change in Central European grassland vegetation: Large losses in species richness and animal-pollinated plants. Biological Conservation 150, Wrage, N., Strodthoff, J., Cuchillo, H., Isselstein, J., Kayser, M., Phytodiversity of temperate permanent grasslands: Ecosystem services for agriculture and livestock management for diversity conservation. Biodiversity and Conservation 20,

28 Herausforderung Ammoniakemissionen Minderungspotentiale bei Tierhaltung und organischer Düngung Helmut Döhler, Sebastian Wulf, Darmstadt Ulrich Dämmgen, Hans-Dieter Haenel, Claus Rösemann, Bernhard Osterburg, Braunschweig Einleitung Auf nationaler, europäischer und internationaler Ebene hat Deutschland sich zur Minderung von gasförmigen und partikelförmigen Emissionen verpflichtet. Gemäß den entsprechenden Vereinbarungen werden für die Jahre ab 1990 die jährlichen Schadstoffemissionen sowie Projektionen bis 2020 jährlich an die jeweils verantwortliche Organisation berichtet. Für das Genfer Luftreinhalteabkommen mit Göteborg- Protokoll (UNECE CLRTAP) handelt es sich dabei um SO 2, NO x, NH 3 und NMVOC, für die Klimakonvention mit Kyoto-Abkommen (UNFCCC) um CO 2, CH 4, N 2 O und F- Gase. Die NEC-Richtlinie setzt innerhalb der EU die Vorgaben der Genfer Luftreinhaltekonvention um und weist zusätzlich nationale Obergrenzen für die Emissionen von PM 10 und PM 2.5 aus. Als Grundlage für die Berichterstattung werden jährliche Emissionsinventare erstellt, die sich aus den Teilinventaren der verschiedenen Verursacherbereiche einschließlich Landwirtschaft sowie Landnutzung, Landnutzungsänderungen und Forstwirtschaft (LULUCF) zusammensetzen. Die Verantwortlichkeit für die gesamte deutsche Berichterstattung liegt beim Bundesministerium für Umwelt. Dabei unterliegen die beiden Bereiche Landwirtschaft und LULUCF der Federführung des Bundesministeriums für Ernährung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz. Die Inventare werden vom Johann Heinrich von Thünen-Institut Braunschweig, dem KTBL und dem Statistischen Bundesamt erstellt. Die Erstellung des Inventars muss den Vorgaben der entsprechenden Konventionen und den jeweils aktuellen Regelwerken genügen (IPCC-Guidelines, Good Practice Guidance, EMEP- Guidebook). Die Quantifizierung der Emissionen aus der deutschen Landwirtschaft erfolgt mit Hilfe des Modelles GAS-EM (GASeous EMissions, siehe RÖSEMANN et al. 2011), aufbauend auf der Methodik zum ersten deutschen Emissionsinventar von KTBL, FAL und ATB (DÖHLER et al. 2002). Der Beitrag beschreibt kurz das Inventar und die Inventarmethoden, den Verlauf der Emissionen mit den wichtigsten Quellgruppen sowie die Minderungsmöglichkeiten und die Minderungskosten. Das landwirtschaftliche Emissionsinventar als Instrument der Berichterstattung 27

29 Die Berichterstattung aus der deutschen Landwirtschaft umfasst die Emissionen von CH 4, N-Gasen und Feinstäuben aus Nutztierhaltung, Böden und Pflanzenbeständen. Im Bereich der Nutztierhaltung werden alle relevanten Tierkategorien (Milchkühe, Übrige Rinder, Büffel, Schweine, Schafe, Ziegen, Pferde, Geflügel) erfasst. Die Berechnung der Emissionen aus der Ausbringung von Wirtschaftsdünger, aus dem Weidegang, aus der Deposition von reaktivem Stickstoff und aus Auswaschung und Oberflächenabfluss setzt integrierte Behandlung der Stickstoffströme von der tierischen Futteraufnahme der Nutztiere über die N-Emissionen aus Stall, Lager und Ausbringung bis hin zum N-Eintrag in den Boden voraus. Die Erstellung des Inventars muss den Vorgaben der entsprechenden Konventionen und den jeweils aktuellen Regelwerken genügen (IPCC-Guidelines, Good Practice Guidance, EMEP-Guidebook). Es werden hohe Ansprüche an die Qualität der Emissionsberechnung gestellt. Sie äußern sich in der Forderung nach Transparenz der Ermittlung und Berichterstattung, Vergleichbarkeit der Ergebnisse mit denen anderer Länder, Konsistenz der zu berichtenden Zeitreihen, Vollständigkeit der Einbeziehung aller Emissionsquellen und etwaigen senken in das Inventar sowie in einer Beschreibung der Unsicherheit der Emissionsraten. Wichtige Grundlagen für die Berechnungen sind die Aktivitätsdaten aus amtlichen Statistiken. Tierische Ausscheidungen sind eine Funktion des Energiebedarfs für Erhaltung und Leistung sowie der Fütterung. Die entsprechenden Daten (z. B. zu Milchleistung, Tiergewicht und Gewichtszunahme) werden aus Befragungen bei Verbänden und Experten und aus der Literatur gewonnen. Die ebenfalls wichtigen Häufigkeitsverteilungen von Stall-, Lagerungs- und Ausbringungsformen werden aus statistischen Daten einschließlich Sonderauswertungen, Befragungsdaten und Expertenkenntnissen modelliert. Die Quantifizierung der Emissionen aus der deutschen Landwirtschaft erfolgt mit Hilfe des Modelles GAS-EM (GASeous EMissions, siehe RÖSEMANN et al. 2011), aufbauend auf der Methodik zum ersten deutschen Emissionsinventar von KTBL, FAL und ATB (DÖHLER et al. 2002). Die Ammoniakemissionen der deutschen Landwirtschaft seit 1990 bis zum Zieljahr 2010 Quellgruppen und zeitlicher Verlauf der Emissionen Der zeitliche Verlauf seit dem Beginn der Vertragslaufzeit und die Emissionen der wichtigsten Quellgruppen sind in der Abbildung 1 (NIR, 2012) dargestellt. Der Großteil der Emissionen stammt aus der Landwirtschaft (im Zeitverlauf etwa 95 %), wobei das landwirtschaftliche Inventar NH 3 -Emissionen aus dem Stall, der Lagerung sowie der Ausbringung von Wirtschaftsdüngern, aus Weidegang, der Anwendung von Mineraldünger und der biologischen N-Fixierung berücksichtigt. Innerhalb des Agrarsektors ist die Tierhaltung einschließlich der Anwendung der Wirtschaftsdünger die dominierende Quellgruppe. Die Rinderproduktion macht ca. 40 % der nationalen Emissionen aus, gefolgt von Schweineproduktion (ca. 20 %), der Mineraldüngeranwendung (ca. 15 %) und der Geflügelhaltung. Die Emissionen der Tierhaltung nahmen in den ersten Jahren nach der Wiedervereinigung signifikant ab, was unter anderem auf den massiven Abbau der Tierbestände in den neuen Bundesländern zurückzuführen ist. 28

30 Abb 1: Ammoniakemissionen in Deutschland nach Quellgruppen von 1990 bis 2010 und prognostisch bis 2020 (NIR, 2012). Im Jahr 2008 betrugen die Emissionen der Landwirtschaft noch 559,4 kt und machten damit 95,3 % zur deutschen Gesamtemission von 586,9 kt aus. Für dieses Jahr ergab sich eine NH 3 -Gesamtemission aus der Wirtschaftsdünger-Ausbringung von 236 kt NH 3. Das waren rund 42 % der NH 3 -Emission aus der gesamten deutschen Landwirtschaft. Der Emissionswert birgt eine gewisse Unsicherheit, da die der Berechnung zugrunde liegenden relativen Daten zur Verteilung von Stall-, Lagerund Ausbringungsformen (einschließlich der Einarbeitungszeiten) seit 1999 nicht mehr aktualisiert werden konnten. Für den Weidegang wurde für 2008 eine Emission von 15,3 kt NH 3 berechnet (ca. 2,7 % der Gesamtemission) und für die Ausbringung von Mineraldünger 86 kt NH 3 (15,4 % der Gesamtemission). Da die Emissionsfaktoren für Harnstoff und Ammoniumnitrat-Harnstoff-Lösung (AHL) um bis zu eine Größenordnung größer als die Emissionsfaktoren der übrigen Düngertypen sind, wird die berechnete Gesamtemission aus der Mineraldüngeranwendung deutlich durch den Anteil von Harnstoff und AHL geprägt. Die Emissionsobergrenze von 550 kt wird im Jahr 2010 erstmals mit 540 kt knapp unterschritten, davon 513 kt aus der Landwirtschaft. Die Neuberechnungen der Emissionen beziehen die Ergebnisse der agrarstatistischen Erhebungen im Rahmen der Agrarstrukturerhebung im Mai 2010 zu Stall und Weidehaltung sowie Güllelagerung und der Sondererhebung zum Wirtschaftsdüngermanagement im Mai 2011 ein. Weiterhin wurden methodische Anpassungen vorgenommen und Fehler bereinigt. Das Ausmaß der Emissionsminderung im Vergleich zu 1990 der Milchvieh- und Schweinehaltung entspricht jedoch nicht genau dem Verlauf der Tierplatzzahlen. Denn die Anzahl der Rinder nahm um 35% ab, während die Emissionsminderung nur 29

31 28% beträgt. Andererseits nahmen die Tierplatzzahlen in der Schweinehaltung nur um 16 % ab, Emissionen verringerten sich jedoch um 24%. Diese Tierkategorien werden daher im Folgenden genauer analysiert. Entwicklung der Emissionen im Milchviehbereich Die Ammoniak-Emissionen des Milchviehsektors nahmen von 396 kt/a in 1990 auf 283 kt/a in 2010 ab (Tabelle 1). Obwohl die Tierzahlen signifikant um 35% zurückgingen, war die Emissionsreduktion aus dem Stallbereich vernachlässigbar (Tabelle 1a). Zurückzuführen ist das auf den fast vollständigen Umstieg von der Anbindehaltung auf Boxenlaufställe (etwa 3-fach höhere Emissionen pro Tierplatz) und eine Zunahme der in Güllesystemen gehaltenen Tiere. Ein weiterer Grund für die nicht proportionale Zunahme ist der Anstieg der Milchleistung um etwa 4 % pro Jahr, was eine höhere N Ausscheidung und NH3- Emission pro Tier zur Folge hat. Die bedeutendste Emissionsreduktion wurde über die Veränderung der Ausbringung (minus 38%) und der Lagerung (minus 22 %) der Wirtschaftsdünger erzielt. Die Ausbringungsverluste nahmen somit von 240 auf 150 kt/a ab. Tab. 1: Ammoniak-Emissionen der Milchviehhaltung in Deutschland in den Produktionsstufen Haltung, Lagerung, Ausbringung und Weidegang kt NH Stall Lagerung Ausbringung Weidegang Schweinehaltung Die Emissionen der Schweinehaltung nahmen um 27% von 149 kt/a in 1990 auf 108 kt/a in 2010 ab, wobei die Tierplatzzahlen nur um 16 % zurückgingen. Im Vergleich zur Rinderhaltung ist der Anteil der Stall-Emissionen bei der Schweinhaltung zwar deutlich höher, trotzdem war die Emissionsreduktion bei der Lagerung und Ausbringung signifikant höher mit einer Minderung um mehr als 40 %. Dies ist auf den sehr hohen Anteil von Flüssigmistsystemen (93% der Tierplätze) zurückzuführen: wegen der vergleichsweise hohen Emissionen bei offener Lagerung sind Maßnahmen zur Minderung (Behälterabdeckung) sehr effektiv und führen zu deutlicher Emissionsreduktion. Ausbringung und Lagerung flüssiger Wirtschaftsdünger In Deutschland fielen im Jahr Mio. m³ flüssige Wirtschaftsdünger (FWSD) an, die größtenteils aus der Rinderhaltung (60%) und der Schweinehaltung (20 %) stammen (Destatis 2012). Etwa 17% machen die Gärreste aus Biogasanlagen aus, übrige FWSD 3 %. Je ein Drittel der flüssigen Wirtschaftsdünger wurden 2010 auf Grünland, auf unbestelltes Ackerland und bewachsenes Ackerland ausgebracht. Auf Grünland 30

32 haben emissionsmindernde Techniken bisher nur wenig Bedeutung, denn nahezu 90 % der FSWD werden noch mit Breitverteilungssystemen appliziert. Emissionsmindernde Techniken wie Schleppschlauch, Schleppschuh und Injektortechniken werden dagegen bei der Düngung von Ackerland bereits zu rund 30 % eingesetzt. Bei der Düngung wachsender Bestände sind die Verhältnisse jedoch ähnlich wie bei Grünland (Tabelle 2). Tab. 2: Applikation von flüssigen Wirtschaftsdüngern 2010 ( Destatis, 2011) Insgesamt Grünland Ackerland wachsender Bestand ohne Bewuchs Insgesamt Breitverteilung Schleppschlauch Schleppschuh Injektion /direkte Einarbeitung Mehr als 40 % der Rinder- und Schweinegülle werden derzeit noch in offenen Behältern ohne technische Abdeckung und mehr als 30 % unterhalb der Spalten in den Ställen gelagert. Entsprechend der statistischen Sondererhebungen sind mehr als 20 % des Flüssigmists mit technischen Maßnahmen (Plastikfolie, Zeltdach, ) und 30 % mit natürlichen Schwimmdecken versehen. Ammoniakemissionen nach der Ausbringung von Wirtschaftsdüngern und Möglichkeiten zu deren Minderung Ammoniakemissionen Flüssigmist Bei der Ausbringung von Flüssigmist mit Breitverteilungstechniken (Prallteller, Prallköpfe, Schwenkdüsen oder Düsenbalken) wird die Gülle abgestrahlt und breitflächig auf die Boden- oder die Pflanzenoberfläche verteilt. Bedingt durch die Breitverteilung ergibt sich im Vergleich zu anderen Ausbringungsverfahren eine große Kontaktfläche zwischen der Flüssigmistoberfläche und der Atmosphäre mit der Konsequenz einer relativ hohen NH 3 -Freisetzung. Generell sind die Ammoniakverluste von dickflüssigen Güllen höher als von dünnflüssigen. Daher sind in der Regel die Verluste aus Rindergülle meist um das doppelte höher als bei Schweinegülle. Rindergülle ist wegen deren hoher Viskosität besonders verlustgefährdet, da sie aufgrund des schlechten Fließverhaltens nur langsam in den Boden eindringt, wo die Sorptionsträger das Ammonium binden und an der gasförmigen Entbindung hindern. Je nach Temperatur betragen die Ammoniak- 31

33 verluste 25 bis 45 % des applizierten Ammonium-N (Abbildung 2). Unter extremen Bedingungen bei sehr hohen Temperaturen und der Ausbringung auf Strohhäcksel kann der gesamte Ammonium-N verloren gehen. Bei Schweingülle sind dagegen bei der Ausbringung bei Temperaturen nahe dem Gefrierpunkt nur sehr geringe Verluste zu erwarten. Abb. 2: Ammoniakfreisetzung von oberflächig ausgebrachtem Rind- und Schweineflüssigmist bei unterschiedlichen Temperaturen (Döhler, 1990) Gärreste Aus Untersuchungen der 80er Jahre ist bekannt, dass sich die Ammoniakfreisetzung von Gülle und Biogasgülle (Gärrest aus Monovergärung von Gülle) nicht wesentlich unterscheidet. Meßner (1988) sowie Döhler und Haring (1989) ermittelten für Rinderbiogasgülle etwas höhere Verluste nach der Vergärung (29 % statt 24 % bzw. 37 % statt 33 % NH 3 -N-Verluste bezogen auf den applizierten TAN), in einem weiteren Versuch etwas höhere Verluste bei der Rohgülle. Die Versuche für Schweinegülle erbrachten in jedem Fall geringere Freisetzungsraten bei der Biogasgülle. Aufgrund des höheren ph-wertes der Biogasgülle änderte sich für die Rinderbiogasgülle die Emissionskinetik dahingehend, dass die Freisetzung kurz nach der Ausbringung der fermentierten Gülle gegenüber der Rohgülle erhöht war. Bedingt durch die flüssigere Konsistenz und dadurch schnellere und tiefere Infiltration in den Boden waren die kumulierten NH 3 -Emissionsraten jedoch etwas geringer. Die chemischen Eigenschaften der Energiepflanzen-Gärreste unterscheiden sich nur wenig von Rohgüllen und von Biogasgüllen. Deutliche Unterschiede im NH 3 -Freisetzungsverhalten dieser neuen Gärreste sind nicht vorhanden (Pacholski et. al. 2010). Da die Verlustraten, wie bei den Rindergüllen, meist in der Größenordnung von mehr als 25 % des applizierten Ammonium-N liegen, sind für alle Gärrestarten Maßnahmen zur Emissionsminderung vorzusehen. 32

34 Festmist Chambers et al. (1997) ermittelten nach Ausbringung von Schweinefestmist Ammoniakverluste von ca. 80 % des applizierten Ammonium-N (ca. 35 kg N/ha Gesamtverlust), nach Ausbringung von Rinderfestmist von nur 30 % (ca. 5 kg N/ha Gesamtverlust) nach neun Tagen. Ähnliche Verlustraten wurden von Frick und Menzi (1997) nach 4 Tagen und von Döhler (unveröffentlicht) (60 % nach 2 Tagen) ermittelt. Minderungstechniken bei der Applikation von Flüssigmist und Gärresten auf Ackerland Einarbeitung von Flüssigmist Mit der Kombination von Flüssigmistausbringung und unmittelbar anschließender Bodenbearbeitung (z. B. Grubber, Scheibenegge, Egge, Rotoregge) sind auf Ackerland Emissionsminderungen von 80 % oder mehr erzielbar. Da die Emissionsraten unmittelbar nach der Ausbringung am höchsten sind, muss der Flüssigmist sofort nach der Ausbringung, maximal etwa eine Stunde nach der Ausbringung, eingearbeitet werden. Eine NH 3 -Emissionsminderung gelingt allerdings nur, wenn Ausbringung von Flüssigmist und Einarbeitung von Flüssigmist in einem Managementsystem sinnvoll aufeinander abgestimmt sind. Die Einarbeitung von Flüssigmist auf Ackerland kann auch in einem Arbeitsgang mit einem an den Tankwagen angehängten Bodenbearbeitungsgerät durchgeführt werden. Dafür kommen die marktüblichen bereits genannten Bodenbearbeitungsgeräte in Frage; in der Praxis durchgesetzt hat sich allerdings nur der Güllegrubber. Beim Güllegrubber wird Flüssigmist, wie beim Schleppschlauchverteiler, in Schläuche dosiert, die den Flüssigmist in den den Grubberscharen folgenden Erdstrom ablegen. Diese Technik wird auf unbewachsenem Ackerland und in modifizierter, pflanzenreihenangepasster Bauweise in niedrigen Reihenkulturen eingesetzt. Mit diesen Einarbeitungstechniken können größere NH 3 -Emissionsminderungen von bis zu 90 % (Frick und Menzi, 1997) erzielt werden, bei allerdings meist höherem Zugkraftbedarf und geringerer Schlagkraft. Minderungstechniken bei der Applikation von Flüssigmist und Gärresten auf Grünland und auf wachsenden Ackerkulturen Schleppschlauch Beim Schleppschlauchverteiler wird der Flüssigmist über einen Zentralverteiler durch an einem Gestänge angebrachte Schläuche gefördert und in unmittelbarer Bodennähe bandförmig auf die Bodenoberfläche in etwa 5 10 cm breiten Streifen ablegt. Bedingt durch die geringere mit Flüssigmist benetzte Oberfläche führt die Schleppschlauchtechnik im Vergleich zur Breitverteilung bei Schweinegülle zu ca. 30 % und bei Rindergülle zu ca. 10 % geringeren NH 3 -Verlusten auf unbestelltem Ackerland. Größere Minderungseffekte von bis zu 30 % bei Rindergülle und 50 % bei Schwei- 33

35 negülle sind mit dieser Technik auf bewachsenem Ackerland (und Grünland) in Beständen mit mehr als 30 cm Wuchshöhe zu erzielen. Bei Applikation mit dem Schleppschlauch im Fahnenblattstadium bei Winterweizen werden die Ammoniakverluste bei Rindergülle von 67 % (Breitverteiler) auf 48 % gemindert (Döhler, 1990). Je höher ein Pflanzenbestand ist, desto weniger können Witterungseinflüsse wie Wind, Sonneneinstrahlung auf die Flüssigmistoberfläche bzw. auf die Ausbildung von NH 3 -Gradienten zwischen Flüssigmist-/Bodenoberfläche und Atmosphäre wirken. Untersuchungen von Bless (1990) konnten Minderungseffekte bis zu 75 % gegenüber Breitverteilungssystemen nachweisen. Schleppschuh und Flachinjektion Beim Schleppschuhverfahren wird die Vegetation durch eine schuhähnliche Kufe seitlich weggedrückt bzw. der Wurzelfilz der Grasnarbe aufgerissen, so dass ein etwa 5 cm breites Flüssigmistband zwischen den Pflanzen abgelegt wird. Mit dieser Ausbringtechnik sind die NH 3 -Freisetzungen im Vergleich zur Breitverteilung bei Schweinegülle auf Grünland um ca. 60 % geringer. Bei Rindergülle ist mit Emissionsminderungen von 30 bis 40 % auf Grünland zu rechnen. Bei der Flachinjektion oder Gülleschlitztechnik erfolgt die Applikation mit Hilfe einer schuhähnlichen Verstärkung bzw. Schleifkufe, die eine Schneidscheibe oder ein Messer voranführt. Diese Werkzeuge schneiden den Pflanzenbestand und den Boden mit einer Einarbeitungstiefe von 4 8 cm auf. In diesen Schlitz wird die Gülle abgelegt. Je tiefer die Einarbeitung erfolgt, umso größer ist in der Regel die NH 3 - Emissionsminderung. Mit der Flachinjektionstechnik sind auf Grünland bei der Ausbringung von Rindergülle Emissionsminderungen von 60 % und bei Schweinegülle von % möglich. Die Minderungseffekte der Schleppschuh- und der Flachinjektionstechnik gegenüber Breitverteilungsverfahren treten besonders bei warmer Witterung auf, was sich auch in ca. 20 bis 35 % höheren Trockenmasseerträgen, bedingt durch die bessere Stickstoffversorgung der Grünlandbestände, niederschlägt. 34

36 Abb. 3: Minderung der NH3-Verluste (in % d. appl. NH4) nach der Ausbringung von Gülle und Gärresten (Referenz Prallteller; Döhler, et al. 2002) Hochdruckinjektion Eine Neuentwicklung bei den Injektionsverfahren ist die Hochdruckinjektion. Bei diesem Verfahren wird mit einer hydraulischen Pumpe der Flüssigmist auf einen Druck von 5-8 bar komprimiert und über wechselnd angesteuerte Düsen mit einer Geschwindigkeit von 20 bis 30 m/s in den Boden injiziert. Der Flüssigmist wird damit punktuell und nicht in Bändern oder Schlitzen abgelegt. Die Minderungseffekte sind mit denen der Flachinjektoren vergleichbar, das Verfahren ist allerdings auf dem Markt der meisten europäischen Länder nicht verfügbar. Ansäuerung Seit langem ist bekannt, dass die Ammoniakemissionen von Flüssigmist durch Zugabe von Säure drastisch reduziert oder gar völlig verhindert werden können, wenn der ph-wert durch Säurezugabe abgesenkt wird (Döhler, 1986). Minderungseffekte von 50% sind bei Zugabe von 2-3 Liter Schwefelsäure pro m3 Gülle möglich, bei Zugabe von 5-6 Liter Schwefelsäure können die Emissionen weitestgehend verhindert werden. Mittlerweile wird eine zuverlässige Dosiertechnik angeboten, die während der Ausbringung die Beimischung von Säure ermöglicht. Mehrkosten der Ausbringung und Minderungskosten Mit geeigneter Technik und Arbeitsorganisation lassen sich die Ammoniakemissionen bei der Gülleausbringung kosteneffizient mindern. Die absetzige Einarbeitung ist 35

37 unabhängig von der Verfahrensleistung mit Mehrkosten deutlich unter 2 /m 3 Gülle verbunden und dient zugleich der vorbereitenden Bodenbearbeitung. Sie lässt sich somit auch auf kleineren Betrieben realisieren. Verfahren mit Anbaugeräten verursachen bei hohen Verfahrensleistungen Mehrkosten von unter 1 /m 3. Damit können unter günstigen Voraussetzungen, d.h. wenn es gelingt, durch den konservierten Stickstoff die Aufwendungen für Mineraldünger zu verringern, die erhöhten Ausbringkosten durch Einsparungen für Düngemittel kompensiert werden. In der Tabelle 3 sind die Minderungskosten bezogen auf ein kg Ammoniak dargestellt. Es zeigt sich, dass die unverzügliche Einarbeitung geringe Kosten in Höhe von 0,60 /kg NH3 auch bei geringer Auslastung der Gülletechnik verursacht. Bei Verfahrensleistungen über m3/a werden meist Minderungskosten von 1 /kg NH3 unterschritten. Somit liegen für viele Verfahren die Minderungskosten in der Höhe der Stickstoffdüngerkosten. Tabelle 3: Kosten für die Minderung von Ammoniakemissionen bei der Ausbringung von Rindergülle bei verschiedenen Ausbringungsverfahren (Referenzemissionen bei Breitverteilung: 50 % des NH4-N; Döhler, et al. 2011) Variante Jährliche Verfahrensleistung [m 3 /a] Minderungskosten [ /kg NH 3 ] Schleppschlauch 7,08 2,54 1,14 0,41 0,28 Schlitz (Scheiben) 3,70 2,04 1,47 1,63 0,44 Grubber 2,16 1,72 0,80 0,93-0,20 Einarbeitung innerh. 1h 0,60 0,60 0,60 0,60 0,60 Einarbeitung innerh. 4h 0,65 0,65 0,65 0,65 0,65 Verdünnung 1:1 5,93 5,93 4,55 3,63 2,52 Zusammenfassung und Ausblick Auf europäischer und internationaler Ebene hat Deutschland sich zur Minderung von gasförmigen und partikelförmigen Emissionen verpflichtet. Die Emissionen sind im Rahmen einer international geführten Berichterstattung zu belegen. Gemäß dem Genfer Luftreinhalteabkommen mit Göteborg-Protokoll und der europäischen NEC- Richtlinie über die Einhaltung nationaler Obergrenzen dürfen die gesamten Ammoniakemissionen im Zieljahr 2010 nur noch 550 kt betragen. Noch 2009 lagen die Emissionen Deutschlands deutlich über dem geforderten Zielwert. Anpassungen der Berechnungsmethodik, neue Erkenntnisse aus den agrarstatistischen Erhebungen im Rahmen der Agrarstrukturerhebung des Statistischen Bundesamts und eine Abnahme des Mineraldüngerabsatzes führten zu einem Rückgang der Emissionen auf 540 kt/a für das Berichtsjahr 2010, womit die internationalen Vereinbarungen eingehalten werden konnten. Werden keine zusätzlichen Maßnahmen zur Emissionsminderung ergriffen, ist prognostisch für das Jahr 2020 mit einer Emission von ca. 550 kt/a, davon 520 kt/a aus der Landwirtschaft zu rechnen (siehe Abbildung 1). Auch wenn es nicht zu einer weiteren Absenkung der nationalen Emissionshöchstgrenzen in den internationalen 36

38 Vereinbarungen kommen sollte, sind weitere Anstrengungen zur Emissionsminderung erforderlich, um die bestehenden Höchstgrenzen sicher zu unterschreiten. Wie sich in den letzten Jahren gezeigt hat, unterliegt der Tierhaltungssektor zwar einem stetigen Veränderungsprozess, die emissionsrelevanten Tierbestände insgesamt werden aber voraussichtlich nicht abnehmen. Es ist zu erwarten, dass der Rückgang der Rinderhaltung weiter durch die Weißfleischproduktion in der Schweine- und Geflügelhaltung kompensiert wird. Ebenso ist auf absehbare Zeit nicht zu erwarten, dass sich die Haltungsverfahren signifikant verändern werden. Die Emissionen werden sich von dort also kaum verringern. Im Stall liegt deshalb der Handlungsbedarf vor allem bei der konsequenten Fortsetzung der Einführung von Protein angepassten Fütterungsstrategien. Da die Emissionen von Mineraldüngern nur schwer einzudämmen sein werden, wird der Handlungsbedarf auch weiter bei der emissionsarmen Ausbringung und Lagerung besonders sehr hoch bleiben. Einarbeitungs-, Schleppschlauch-, Schleppschuhund Injektionsverfahren bieten Emissionsminderungspotentiale von 20 bis 100%. Sowohl für die Lagerung als auch für die Ausbringung stehen mehrere Möglichkeiten zur Verfügung, die eine kosteneffiziente Emissionsminderung ermöglichen. Viele dieser Techniken verursachen Kosten von weniger als 2 oder gar weniger als 1 /m 3 Gülle. Trotzdem liegt großer Handlungsbedarf auf der Weiterentwicklung von Verfahren zur Ausbringung in wachsende Bestände. Die Minderungskosten für ein kg Ammoniak liegen bei vielen Verfahren unter 1 /kg NH3. Damit ist die Schwelle für den Stickstoffwert erreicht. Gleichwohl besteht noch hoher Umsetzungsbedarf für die Nutzung der Ausbringungstechniken. Weiterhin ist noch weiterer Entwicklungsbedarf für Entwicklung Boden und Vegetation schonender Verfahren gegeben. Literatur Eine Literaturliste ist bei den Autoren erhältlich: h.doehler@ktbl.de 37

39 Möglichkeiten zur Reduktion von Ammoniak-Emissionen aus Mineraldüngern Wolfram Zerulla, Alexander Wissemeier, Gregor Pasda, Limburgerhof Einführung 2010 wurden in Deutschland etwa t Ammoniak (NH 3 ) emittiert. Diese Menge entspricht genau dem Ziel, zu dem sich Deutschland 2001 im Rahmen der NEC- Direktive als jährlich maximal zulässige Ammoniak-Emission verpflichtet hatte. Der Anteil der deutschen Landwirtschaft an diesen Emissionen beträgt etwa 94%, (Anonym, 2004) wobei der größte Anteil (82%) aus der Tierhaltung (vgl. auch Döhler, H. 2012), ein vergleichsweise kleiner Anteil (18%) aus der Mineraldüngeranwendung stammt (Anonym, 2011). Außerhalb Deutschlands ist der Anteil der Mineraldüngung höher. In Europa beträgt er 20%, weltweit betrachtet sogar 23% (verschiedene Autoren, zitiert in Sommer et al. 2004). Innerhalb der Mineraldünger sind besonders Harnstoff und harnstoffhaltige Dünger (AHL, außerhalb Europas auch NPK-Dünger auf Harnstoffbasis) sowie Ammonsulfat und Diammonphosphat bei der Anwendung auf Böden mit freiem Kalk verlustgefährdet (vgl. Tabelle 1). Tab. 1: NH 3 -Verluste verschiedener Mineraldünger (ergänzt, nach Dämmgen u. Grünhage, 2002) Mineraldünger durchschnittliche NH 3 - Verlust des ausgebrachten N (%) Kalkammonsalpeter 2 Ammonnitrat (AN) 2 Ammonsulfatsalpeter 2 Harnstoff 15 AHL 8 MAP 2 DAP 5 NK, NPK (AN-Basis) 2 Ammonsulfat 8 38

40 NH 3 -Emissionen aus Harnstoff Harnstoff wird bei Anwesenheit von Wasser und durch das ubiquitär vorhandene Enzym Urease, das als Katalysator wirkt, zu NH 3 und Carbamidsäure umgewandelt. Carbamidsäure zerfällt wiederum spontan zu NH 3 und CO 2 (Abbildung 1). Da NH 3 alkalisch ist, bildet sich um das Harnstoffgranulat oder den Harnstoff-Prill ein alkalischer Bereich mit ph-werten, die bis zu zwei Einheiten über dem ph-wert des umgebenden Boden liegen können (siehe Abbildung 2). Durch diese ph-erhöhung wird das Gleichgewicht zwischen NH 3 und NH 4 auf die Seite des NH 3 verschoben, so dass Verluste vorprogrammiert sind. Abb. 1: Umwandlung von Harnstoff im Boden 39

41 Boden Limburgerhof Boden Dürnast Boden Ruchheim Harnstoff Düngung 150 kg N/ha in 0-0,3 cm Bodentiefe = 345 mg N/100 g Boden Abb. 2: ph-anstieg nach Applikation von Harnstoff in 3 Böden Verlustpotenzial von Harnstoff Das Verlustpotenzial von Düngern wird in der Regel im Labor ermittelt. Die Messungen erfolgen dort quasi unter worst-case-bedingungen. Die NH 3 -Verluste liegen daher in der Regel deutlich über denen im Freiland. Solche Untersuchungen auf Laborebene sind jedoch unumgänglich, wenn Unterschiede zwischen Düngern, Böden und/oder emissionsmindernden Maßnahmen aufgezeigt werden sollen. In diesen Versuchen wird Luft kontinuierlich (5 l/minute) in Glasgefäße ein- und ausgeleitet. Das aus Boden und/oder Dünger freigesetzte NH 3 wird in einer Säurefalle aufgefangen und anschließend analysiert. Es zeigt sich, dass es erhebliche Unterschiede im Verlustpotenzial von Böden gibt. So gingen nach 14 Tagen Inkubationszeit auf Boden Limburgerhof (AZ 30; ls; ph 6,8; 1,2% org. Substanz) 57%, auf Boden Kaldenkirchen (AZ n.b., US; ph 5,8; 1,1% org. Substanz) 48% und auf Boden Ruchheim (AZ 60, sl, ph 6,8, 1,5% org. Substanz) dagegen nur 19% des applizierten Harnstoff-N als NH 3 verloren (vgl. Abbildung 3). 40

42 Abb. 3: NH 3 -Verlustpotenzial verschiedener Böden nach Düngung mit Harnstoff Neuere Veröffentlichungen (Huber-Wagner, 2012) suggerieren, dass die NH 3 - Verluste aus Harnstoff unter Freilandbedingungen deutlich überschätzt und in der Regel unbedeutend wären. Betrachtet man die diesen Aussagen zugrunde liegende Versuchsergebnisse genauer, so fällt auf, dass sie nur von einem einzigen Boden (Dürnast, Versuchsstation der TU München-Weihenstephan) und zudem überwiegend aus Gefäßversuchen stammen, bei denen Harnstoff entweder in den Boden eingearbeitet oder nach der Düngung regelmäßig bewässert wurde. Dies sind aber Bedingungen, um NH 3 - Verluste aus Harnstoff möglichst gering zu halten (vgl. Abschnitt Minderungsmöglichkeiten) nicht aber, um ein möglichst realistisches Ausmaß an NH 3 -Verlusten darzustellen. Der Boden aus Dürnast kann darüber hinaus keinesfalls als repräsentativ angesehen werden. Bei einer Versuchsserie mit 109 verschiedenen Böden aus Deutschland gehörte er zu den 2% an Böden mit dem geringsten Verlustpotenzial unter Laborbedingungen (< 25%). Der Durchschnitt der untersuchten Böden wies dagegen ein NH 3 - Verlustpotenzial von 51 58%, manche sogar bis 84% auf (Wissemeier et al. 2009). Eine Bestimmung der NH 3 -Verluste nach einer Harnstoffdüngung unter Freilandbedingungen wurde in den letzten 25 Jahren selten durchgeführt und publiziert. Die jüngsten Ergebnisse stammen aus Großbritannien und der Türkei (Tabelle 2) und zeigen je nach Kultur Verluste zwischen 7% und 58% (Bayraki und Gezgin, 2008 bzw. Anonym, 2006). Sie unterliegen naturgemäß einer großen Bandbreite, da viele Einflussfaktoren die Höhe der Verluste beeinflussen können (Abbildung 4). Tab. 2: NH 3 -Emissionen aus der Harnstoffanwendung unter Freilandbedingungen 41

43 Quelle: Untersuchungsjahr Acker- / Grünland Land Durchschnittliche NH 3 -Verluste (%) BASF Ackerland Deutschland durchschn. 6,1 % Keller u. Mengel 1986 Ackerland USA (Indiana) 10,7 30,2 % Black et al Grünland Neuseeland 11,9 % Gezgin u. Bayrakll 1995 Ackerland Türkei 3,9 12,0 % Van der Weerden u Grünland UK 12,0 46,0 % Jarvis DEFRA-Studie Grünland UK 10,0 58,0 % DEFRA-Studie Ackerland UK 2,0 43,0 Abb. 4: Einflussfaktoren auf die NH 3 -Emissionen aus Harnstoff Minderungsmöglichkeiten Ureaseinhibitoren Unter allen Bedingungen, bei denen Harnstoff nicht in den Boden eingearbeitet werden kann (Grünland; Winterungen; no till-vefahren, etc.) ist der Zusatz eines Ureaseinhibitors ein sehr effektives Mittel, NH 3 -Emissionen aus Harnstoff oder Harnstoff-haltigen Düngern zu reduzieren. Wie der Name sagt, hemmen Ureaseinhibitoren das für die Umsetzung von Harnstoff in Ammoniak (Ammonium) notwendige Enzym Urease. Die Wirkungsdauer ist dabei konzentrationsabhängig. Normalerweise wird die Konzentration so gewählt, dass es, statistisch gesehen, innerhalb der Wirkungsdauer regnet, damit der Harnstoff in den Boden eingewaschen wird und es so zu einer Reduktion der NH 3 -Emissionen kommt. Wie Abbildung 5 am Beispiel des erst kürzlich von der BASF SE entwickelten Ureaseinhibitors LIMUS zeigt, können damit die NH 3 -Verluste aus Harnstoff über einen Zeitraum von 3 Wochen nahezu vollständig unterdrückt werden. Auch im Annex IX der aktuell anstehenden Novellierung des Gothenburg protocolls werden im 42 42

44 Rahmen der vorgeschlagenen Maßnahmen zur Reduktion von NH 3 -Verlusten aus Harnstoff Ureaseinhibitoren als wissenschaftlich anerkannt und praktisch geprüft empfohlen (Anonym, 2011). Abb. 5: Potenzial eines Ureaseinhibitors zur Reduktion von NH 3 -Verlusten aus Harnstoff Nitrifikationsihibitoren Nitrifikationsinhibitoren verzögern die Umwandlung des ersten Schrittes der Nitrifikation (Nitritation), indem sie die dafür im Boden verantwortlichen Mikroorganismen hemmen (Zerulla et al. 1999). Damit wird das über Dünger in den Boden gebrachte oder über die Mineralisation gebildete Ammonium im Boden stabilisiert. Es stellt sich die Frage, ob diese Hemmstoffe ebenfalls einen Einfluss auf die Ammoniak- Freisetzung aus Düngemitteln haben. Untersuchungen mit dem Nitrifikationsinhibitor DMPP auf verschiedenen Trägerdüngern zeigten, dass sowohl die Höhe der NH 3 -Verluste als auch die Abweichung zwischen NH 3 -Emissionen mit und ohne Nitrifikationsinhibitor im Wesentlichen vom Trägerdünger abhängt. Während die NH 3 -Verluste auf dem Trägerdünger Ammonsulfatsalpeter (ASS) durch den Zusatz von DMPP nicht erhöht wurden, war beim Trägerdünger Harnstoff eine 25%-ige und signifikante Erhöhung der NH 3 -Verluste gegenüber Harnstoff ohne DMPP festzustellen (Abbildung 6). 43

45 Abb. 6: Kumulierte NH 3 -Verluste von ASS und Harnstoff ohne und mit Zusatz von DMPP bzw. LIMUS Einarbeiten des Düngers Als eine weitere effektive Möglichkeit, NH 3 -Verluste aus Harnstoff zu unterbinden, gilt das Einarbeiten des Düngers in den Boden. Allerdings gelingt die Reduktion der Emissionen je nach Boden nur in unterschiedlichem Ausmaß. Während auf Boden Limburgerhof trotz eines Einarbeitens des Düngers in 4 cm Bodentiefe kaum eine Reduktion der NH 3 -Verluste aus Harnstoff zu beobachten war, war dies bei Boden Rittersheim nahezu zu 100% der Fall. Beim Boden La Veuve konnte dagegen nur eine leichte Reduktion der NH 3 -Verluste beobachtet werden (Abbildung 7, A C). Von welchen Parametern eines Bodens es abhängt, auch nach Einarbeiten von Harnstoff wenig oder viel NH 3 zu emittieren, wurde bisher nicht untersucht. 44

46 45

47 Abb. 7: Gasförmige NH 3 -N-Verluste aus Harnstoff (HA) und Kalkammonsalpeter (KAS) bei verschiedenen Böden (A C) nach Einarbeitung des Düngers in den Boden. NH 3 -Emissionen aus Ammonsulfat Das Ausmaß der NH 3 -Emissionen aus Ammonsulfat auf kalkhaltigen Böden ist abhängig von der Löslichkeit des sich bildenden Calcium-Salzes (Fenn und Hossner, 1985). Ammonium-haltige Substanzen reagieren je nach Begleitanion mit Calciumcarbonat zu Ammoniumbicarbonat (ABC) und unterschiedlichen Calciumsalzen (Gleichung 1). Gleichung 1: Anion, das über die Löslichkeit des sich bildenden Ca-Salzes entscheidet X (NH 4 ) 2 Y + D CaCO 3 D (NH 4 ) 2 CO 3 + Ca n Y x X, D, n: Faktoren je nach Valenz der Kationen & Anionen Ammoniumbicarbonat, reagiert mit Wasser zu Ammoniak, Wasser und Kohlendioxid und führt dadurch zu einem erhöhten ph-wert (Gleichung 2) und verschiebt damit die Gleichgewichtsreaktion mit NH 4 in Richtung NH 3. 46

48 Gleichung 2: (NH 4 ) 2 CO 3 + H 2 O 2NH 4 OH 2 NH H 2 O + CO 2 Die NH 3 -Verluste sind primär eine Funktion des ph-wertes des Bodens, wenn das Calciumsalz (Ca n Y x ) leicht löslich ist. In Gleichung 3 ist als Beispiel Calciumnitrat dargestellt. Gleichung 3: 2 NH 4 NO 3 + CaCO 3 (NH 4 ) 2 CO 3 + Ca(NO 3 ) 2 Ist dagegen das Calciumsalz schwerlöslich, dann sind die NH 3 -Verluste deutlich höher, weil sich das Reaktionsgleichgewicht auf die rechte Seite in Richtung Ammoniumbicarbonat (was den ph-wert stark erhöht) und dem schwerlöslichen Calciumsalz verschiebt. In Gleichung 4 ist als Beispiel Calciumsulfat dargestellt. Gleichung 4: (NH 4 ) 2 SO 4 + CaCO 3 (NH 4 ) 2 CO 3 + CaSO 4 Abbildung 8 zeigt die NH 3 -Verluste verschiedener Ammoniumsalze in Abhängigkeit der Löslichkeit der vermutlich im Boden gebildeten Calciumsalze. Neben dem Begleitanion der Ammonium-haltigen Dünger ist das Ausmaß der NH 3 - Verluste bei Applikation dieser Dünger auf kalkhaltigen Böden noch von folgenden Bodenfaktoren abhängig (Fenn und Hossner, 1985): CaCO 3 -Gehalt und ph-wert des Bodens Wassergehalt des Bodens Kationenaustauschkapazität des Bodens Temperatur Kalkreiche Böden weisen ph-werte im neutralen bzw. leicht alkalischen Bereich auf. Fenn und Kissel (1975) konnten in Modellversuchen zeigen, dass sich mit einer CaCO 3 -Zugabe der ph-wert des Testbodens erhöhte. Mit steigender CaCO 3 -Menge nahmen die NH 3 -Verluste aus Ammonsulfat bis zu einem CaCO 3 -Gehalt von 6% linear zu, um danach nicht mehr wesentlich anzusteigen. Ähnliche Beobachtungen machten Hofman et al. (2009). Der Wassergehalt des Bodens wirkt sich auf die Auflösegeschwindigkeit der Düngergranalien aus. Fenn und Escarzaga (1976) zeigten in Modellversuchen, dass die NH 3 -Verluste von Ammonsulfat bei einem Wassergehalt zwischen 13 und 30% am höchsten waren. Bei höheren (55% = wassergesättigter Testboden Granalien lösten sich schnell auf und die Ammoniumbicarbonat-Bildung war reduziert) und ge- 47

49 ringeren Gehalten (< 8% Granalien lösten sich nicht auf) waren die NH 3 -N- Verluste deutlich reduziert. Hofman et al. (2009) fanden hingegen unter ihren Versuchsbedingungen eine negative lineare Beziehung zwischen Feuchtegehalt des Bodens und Höhe der NH 3 -Verluste. Eine hohe Kationenaustauschkapazität (KAK) führte nicht zu deutlich verminderten NH 3 -Verlusten (Fenn und Hossner 1985). Wechselwirkung zwischen KAK und Temperatur sowie Wassergehalt beeinflussten das Ausmaß der gasförmigen N-Verluste dagegen sehr deutlich. Eine Temperaturerhöhung von 12 auf 32 C erhöhte zwar die NH 3 -Verluste von AS, aber insgesamt waren die Unterschiede zwischen der Verlusthöhe und der Temperatur vergleichsweise gering (Fenn und Kissel, 1974). Dagegen beobachteten Hofman et al (2009) einen deutlichen Einfluss der Temperatur auf die Höhe der NH 3 -Verluste bei AS. 70 Gasförmige NH 3 Verlust in 100 h [% N von gedüngtem NH 4 ] NH F 4 (NH 4 ) 2 SO 4 (NH4 ) 2 HPO 4 NH 4 Cl NH 4 I NH 4 NO 3 CaF 2 CaHPO 4 CaSO 4 CaCl 2 Ca(NO3 ) 2 CaI 2 0 0,001 0,01 0, Löslichkeit des gebildeten* Ca-Salzes [g / 100 ml H 2 O] *Vermutung von Fenn & Kissel (1973) Abb. 8: NH 3 -Verluste verschiedener Ammoniumsalze in Abhängigkeit der vermutlich im Boden gebildeten Calciumsalze (Primärdaten aus Fenn und Kissel 1973) Minderungsmöglichkeiten Einarbeiten des Düngers Ähnlich wie bei oben beschriebenen Untersuchungen mit Harnstoff wurden im Agrarzentrum der BASF in Limburgerhof zahlreiche Untersuchungen zur Frage der Auswirkungen eines Einarbeitens von Ammonsulfat in den Boden durchgeführt. Es zeigte sich ebenfalls kein einheitliches Ergebnis. Während auf einigen Böden durch ein Platzieren des Düngers in 4 cm Bodentiefe ein nahezu vollständiges Unterdrücken der Ammoniak-Verluste möglich war (Boden Limburgerhof und Rittersheim ), waren bei anderen Böden weiterhin substanzielle Verluste zu verzeichnen (Boden La Veuve ), auf manchen Böden war der NH 3 -Verlust gegenüber obenauf 48

50 gestreut sogar nur unbedeutend geringer (vgl. Abbildung 9 a c). Die allgemein übliche Empfehlung, wenn möglich, Harnstoff oder Ammonsulfat auf kalkhaltigen Böden, in den Boden einzuarbeiten, zeigt also nicht immer den gewünschten Effekt. 49

51 Abb. 9: Gasförmige NH 3 -N-Verluste an Harnstoff (HA) und Kalkammonsalpeter (KAS) bei verschiedenen Böden (A D) nach Einarbeitung des Düngers in den Boden. Zusammenfassung Der Anteil der Mineraldünger an den Ammoniakemissionen wird, je nach Bezugsbasis auf 18% (Deutschland) bis 23% (weltweit) geschätzt. Bedeutend sind dabei nur 50

52 die Emissionen aus harnstoffhaltigen Düngern (Harnstoff, AHL und harnstoffbasierte NPK-Dünger) sowie eingeschränkt aus Ammonsulfat (s.u.). Aus Deutschland liegen kaum Ergebnisse zur Bestimmung von Ammoniakverlusten unter Feldbedingungen vor. Legt man das Ergebnis aus Modellversuchen und Freilandmessungen im Ausland unter vergleichbaren Klimabedingungen wie Deutschland an, so scheinen die für Deutschland geschätzten Ammoniakverluste aus Harnstoff in Höhe von 12 15% realistisch zu sein. Einen wirksamen Schutz vor Ammoniakverlusten bietet nur das Einarbeiten des Harnstoffs. Es ist allerdings nur auf schweren Böden effektiv. Des Weiteren reduziert der Zusatz von Ureaseinhibitoren die Ammoniakverluste sehr wirksam. Ammonsulfat weist nur beim Einsatz auf Böden mit freiem Kalk erhöhte Ammoniakverluste auf. Schutz vor diesen Verlusten bietet nur das Einarbeiten des Düngers in den Boden. Literatur Anonym, 1991: Handbuch der landwirtschaftlichen Versuchs- und Untersuchungsmethodik (VDLUFA- Methodenbuch) Band I Die Untersuchung von Böden (inkl. 1. bis 5 Teillieferungen 1991, , 2004, 2007), VDULFA-Verlag, Speyer, 2012 Anonym, 2004: Ammoniak und Ammonium, Bayerische Landesanstalt für Umwelt, 12 Seiten Anonym, 2005: Component report for Defra Project NT 2605 (CSA 6579), WP1b Ammonia emissions and crop N use efficiency, 71 Seiten Anonym, 2011: Options for revising the Gothenburg protocol. Draft revised technical Annex IX Note by the Co-chairs of the Task Force on Reactive Nitrogen /21_Ammonia_Guidance_Document_Version_20_August_2011.pdf BASF, 1939: Arbeiten der Landwirtschaftlichen Versuchsstation Limburgerhof Eine Rückschau auf Entwicklung und Tätigkeiten in den Jahren 1914 bis 1939 Druckerei Osterwald, Hannover Black, A.S., Sherlock, R.R., Smith, N.P., Cameron, K.C., Goh, K.M.: Effect of form of nitrogen, season, and urea application rate on ammonia volatilisation from pastures. New Zealand Journal of Agricultural Research, 1985, Vol. 28, Dämmgen, U.; Grünhage, L., 2002: Trace Gas Emissions from German Agriculture as Obtained from the Application of Single or Default Methodologies. Environ. Pollut. 117, S Döhler, H., 2012: Möglichkeit zur Reduktion von Ammoniakverlusten aus organischen Düngern. Tagungsband BAD/VLK-Tagung 2012 Fenn, L.., und Escarzaga, R., 1976: Ammonia volatilization from surface application of ammonium compounds on calcareous soils: V. Soil water content and method of N application, Soil Science Society America Proceeding 40, Fenn, L.B. und Hossner, L.R., 1985: Ammonia volatilization from ammonium or ammoniumforming nitrogen fertilizers, Advances in Soil Science, 1,

53 Fenn, L.B. and Kisse,l D.E., 1973: Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous soils: I. General Theory Soil Science Society America Proceeding 37, Fenn, L.B. and Kissel, D.E., 1974: Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous soils: II. Effects of temperature and rate of ammonium nitrogen application. Soil Science Society America Proceeding 38, Fenn, L.B. und Kissel, D.E., 1975: Ammonia volatilization from surface application of ammonium compounds on calcareous soils: IV. Effect of calcium carbonate content, Soil Science Society America Proceeding 39, Fenn, L.B., Matocha, J.E., Wu, E., 1981a: Ammonia losses from surface-applied urea and ammonium fertilizer as influenced by rate of soluble calcium, Soil Science Society America Proceeding 45, Fenn, L.B., Taylor, R.M. und Matocha, J.E., 1981b: Ammonia losses from surface-applied nitrogen fertilizer as controlled by soluble calcium and magnesium: General theory, Soil Science Society America Proceeding 45, Gezgin, S. und Bayrakll, F., 1995: Ammonia volatilization from ammonium sulphate, ammonium nitrate, and urea surface applied to winter wheat on a calcareous soil, Journal of Plant Nutrition 18, Hofman, G., van Cleemput, O. und Demeyer,. P., 2009: Ammonia volatilization from mineral fertilizers, van den Berg (Hrsg.): Plant nutrition studies 2, 20 Seiten, Landbouwkundige Uitgeverij GC van den Berg, Veenendaal, The Netherlands, Huber-Wagner, D., 2012: Ertrag und Umweltschutz in Einklang bringen, agrarzeitung 07/12, 8 Keller, G.D., Mengel, D.B.: Ammonia Volatilization from Nitrogen Fertilizers Surface applied to No-till Corn, Soil Sci. Soc.Am.J.,Vol. 50, Schachtschabel, P., Blume, H.P., Hartge, K.H. und Schwertmann, U., 1984: Lehrbuch der Bodenkunde, Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart Schroeder D, 1983: Bodenkunde in Stichworten, Ferdinand Hirt Verlag, Unterägeri Sommer, S. G., Schjoerring, J.K., Denmead, O.T., 2004: Ammonia emission from mineral Advanced in Agronomy, Vol. 82, Van der Weerden, T.J., Jarvis S.C.: Ammonia emission factors for N Fertilizers applied tot wo contrasting grassland soils. Environ. Pollut., Vol. 95 (2), Wissemeier, A.H., Weigelt, W., Thiel, U., Pasda, G., Zerulla, W., 2009: NH 3 -N Verlustpotenziale bei Harnstoffdüngung auf unterschiedlichen Böden: Ergebnisse von Modellversuchen und Erhebungsuntersuchungen. VDLUFA-Schriftenreihe 65,

54 Treibhausgasemissionen bei der Produktion und Anwendung mineralischer Stickstoffdünger Frank Brentrup, Dülmen 1. Einleitung Die UN-Ernährungsorganisation FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) schätzt, dass die Weltbevölkerung bis 2050 um fast 50% auf etwa 9 Milliarden Menschen wächst (verglichen mit 2000; FAO, 2006). Für denselben Zeitraum prognostiziert die FAO einen Anstieg des weltweiten Getreidebedarfs um etwa 60%. Dieser überproportionale Anstieg spiegelt den erwarteten Wohlstandszuwachs mit dem damit zusammenhängenden Mehrverbrauch an tierischen Lebensmittel sowie den Abbau von Unterernährung wider. Da die landwirtschaftliche Nutzfläche nur in begrenztem Umfang erweitert werden kann, muss ein großer Teil der zusätzlich benötigten Erträge durch eine Verbesserung der Produktivität (Ertrag je Fläche) bereitgestellt werden. Intensive und effiziente Pflanzenproduktion inklusive eines ökonomisch optimalen Mineraldüngereinsatzes ist notwendig, um diese Entwicklung zu ermöglichen. Nur durch optimale Pflanzenernährung können die landwirtschaftlichen Kulturen ihr volles Ertragspotential ausschöpfen. Produktive d.h. effiziente Pflanzenproduktion gewährleistet aber nicht nur Ernährungssicherheit, sondern trägt auch in großem Umfang dazu bei, Treibhausgas(THG)-Emissionen zu vermeiden. Eine aktuelle Studie der Stanford Universität (Burney et al. 2010) hat die Entwicklung der THG-Emissionen aus der Pflanzenproduktion zwischen 1965 und 2005 analysiert und dabei verschiedene Szenarien unterstellt (Abbildung 1). Das Basisszenario (RW) beschreibt die tatsächliche Entwicklung der THG-Emissionen weltweit. Im Alternativszenario 1 (AW1) wurde angenommen, dass Erträge und Düngereinsatz auf dem Niveau von 1961 verblieben und der Nahrungsmittelbedarf über eine Ausweitung der Ackerflächen gedeckt wurde. Diese Annahme führte dazu, dass zusätzlich über 1,5 Mrd. ha Ackerland nötig gewesen wären, um die gleiche Erntemenge wie im Basisszenario zu produzieren. Die Umwandlung dieser zusätzlich benötigten Fläche hätte die THG-Emissionen der Pflanzenproduktion mehr als vervierfacht (Abbildung 1). Der Grund dafür ist der Kohlenstoffabbau bei der Umwandlung von Wald, Savanne oder Feuchtgebieten in Ackerland. Über die modellierten 40 Jahre führt dies zu einer zusätzlichen Emission von etwa 590 Mrd. t CO 2, was mehr als der 10-fachen Menge der jährlich weltweit emittierten THG-Emissionen entspricht. 53

55 THG Emissionen x4.5 Tatsächliche THG Emissionen Produktivität auf Niveau von 1961 Quelle: Burney et al. (2010); Stanford Univ. Abb. 1: Die Intensivierung der Pflanzenproduktion zwischen 1965 und 2005 hat THG-Emissionen vermieden Treibhausgasemissionen aus der Landwirtschaft Nichtsdestotrotz ist die Landwirtschaft insgesamt zu etwa einem Viertel an den gesamten globalen THG-Emissionen beteiligt (Bellarby et al, 2008). Insbesondere die Umwandlung von Waldflächen oder anderen Flächen mit hohem CO 2 - Speicherpotential in landwirtschaftliche Nutzfläche setzt große Mengen CO 2 frei und trägt 12% zu den Gesamtemissionen bei. Landwirtschaftliche Aktivitäten im engeren Sinne (Pflanzen- und Tierproduktion) tragen fast ausschließlich in Form von N 2 O und CH 4 zu den THG-Emissionen bei. Weltweit ist CH 4 aus Tierhaltung und Reisanbau mit über 8% die größere Quelle gegenüber N 2 O, das aus mikrobiologischen Umbauprozessen von Stickstoff im Boden stammt (etwa 5%). Die Produktion der Mineraldünger hat einen Anteil von etwa 1% an den Gesamtemissionen. 2. Treibhausgasbilanz ( Carbon Footprint ) der Weizenproduktion Um THG-Emissionen einzelner landwirtschaftlicher Produktionssysteme reduzieren zu können, müssen zunächst einmal die relevanten Quellen identifiziert und die Emissionsraten quantifiziert werden. Dazu dient die Treibhausgasbilanz, die auch als Carbon Footprint bezeichnet wird. Der Carbon Footprint der Weizenproduktion umfasst beispielsweise die Summe aller Treibhausgase (THG), die direkt oder indirekt durch die Erzeugung des Weizens entstehen (Abbildung 2). Dabei werden die verschiedenen Treibhausgase in CO 2 -Äquivalente umgerechnet, aufsummiert und auf eine gemeinsame Einheit bezogen. Im Falle von Weizen werden die THG- Emissionen als CO 2 -Äquivalente je t Korn angegeben. Zum Carbon Footprint gehören dabei Emissionen, die bereits bei der Produktion der Betriebsmittel entstehen, wie etwa bei der Herstellung mineralischer Düngemittel, der 54

56 Pflanzenschutzmittel oder des Saatguts. Auch Emissionen, die beim Transport der Betriebsmittel zum Feld, bei den notwendigen Feldarbeiten wie der Bodenbearbeitung, der Aussaat und Düngung sowie durch Umwandlung gedüngten Stickstoffs auf dem Feld oder in Folge von Ammoniakverlusten außerhalb des Feldes in Lachgas (N 2 O) entstehen, müssen berücksichtigt werden. In dieser Kette fallen die meisten THG-Emissionen bei der Produktion der Stickstoffdünger im Werk als CO 2 und Lachgas sowie im Feld als Lachgas aus dem gedüngten Stickstoff an. Die THG- Emissionen durch Feldarbeiten spielen eine geringere Rolle. Klimabilanz der N-Düngung von der Fabrik bis zum Feld N 2 CO 2, N 2 O, CO 2, NOx, NH 3, NO 3, N 2 O, N 2 Biomasse Produktion Logistik Applikation Aufnahme Erdgas Brennstoffe Brennstoffe Brennstoffe Solarenergie CO 2 Land Abb. 2: Systemgrenzen der Treibhausgasbilanz eines landwirtschaftlichen Pflanzenproduktionssystems sowie relevante Flüsse (Emissionen, Ressourcen) 3. Abschätzung der einzelnen THG-Quellen Die Abschätzung bzw. Messung der THG-Emissionen ist die Grundlage der Carbon Footprint Berechnung. Um Ergebnisse aus THG-Bilanzen fundiert bewerten zu können, ist es unabdingbar, die Annahmen, Mess- und Berechnungsmethoden zu dokumentieren und somit transparent zu machen. Abbildung 3 zeigt beispielhaft das Ergebnis einer Carbon Footprint-Analyse der Weizenproduktion basierend auf Daten einer umfangreichen Feldversuchsreihe. Im Folgenden werden die wichtigsten Hintergrundinformationen zu den in Abbildung 3 aufgelisteten THG-Quellen gegeben. 55

57 kg CO2eq/t Korn Winterweizen N2O nach NO3 Auswaschung N2O nach NH3 Verflüchtigung N2O aus Ernterückständen N2O aus Denitrifikation/Nitrifikation CO2 aus Kalk & KAS CO2 aus Harnstoffhydrolyse Maschinennutzung Transporte zum Feld Saatgutproduktion PSM-Produktion >85% der THG Emissionen hängen mit der N-Düngung zusammen Dünger- & Kalkproduktion Abb. 3: Carbon Footprint der Produktion einer Tonne Weizen (Durchschnitt aus 174 Feldversuchen, 182 kg N/ha (NPK/KAS), 9.3 t/ha) Dünger- und Kalkproduktion Umfasst alle THG Emissionen aus Dünger- und Kalkproduktion einschließlich Produktion und Transport der Rohstoffe und Energie. Für diese Studie wurden Daten für die durchschnittliche Produktion in 2006 verwendet (Brentrup & Palliere, 2008). Die Daten sind spezifisch für verschiedene Dünger und Produktionstechniken. Es wurden 82 kg N/ha als NPK (15% N, 15%, P 2 O 5, 15% K 2 O) im Frühjahr sowie 40 und 60 kg KAS-N/ha als Spätgaben appliziert. Die dominierenden THG-Quellen sind CO 2 aus dem Haber-Bosch-Verfahren zur Ammoniaksynthese sowie N 2 O aus der Salpetersäureproduktion. Pflanzenschutzmittel (PSM)-Produktion Es wurde eine durchschnittliche PSM-Applikation angenommen (2x Herbizid-, 3x Fungizid-, 1x Insektizid- sowie 2x Wachstumsregler-Behandlung). Für die THG- Emissionen aus der Produktion der PSM wurden Durchschnittsdaten je l bzw. kg Produkt für Herbizide, Fungizide, Insektizide und Wachstumsregler unterstellt (Saling, 2008, pers. Mitteilung). Saatgutproduktion Die Daten für die Saatgutproduktion stammen aus der PE-GaBi 4 LCA Datenbank (PE International). Transporte zum Feld Für die Transporte der Betriebsmittel zum Feld wurden folgende Transportmittel und strecken angenommen: Dünger: 2500 km Schiff; PSM: 500 km LKW; Saatgut: 500 km LKW. Die Emissionen durch den Transport wurden mit Hilfe der PE-GaBi 4 LCA Software modelliert. 56

58 Maschinennutzung Der Maschineneinsatz auf dem Feld umfasst 1x Pflügen, 1x Saatbettbereitung und Säen, 3x Düngen, 5x PSM sowie die Ernte. Die Emissionen durch die Feldarbeiten wurden mit Hilfe der PE-GaBi 4 LCA Software modelliert. CO 2 aus Harnstoffhydrolyse Harnstoff ist eine organische Verbindung (CO(NH 2 ) 2 ) und enthält Kohlenstoff. Harnstoff unterliegt nach Ausbringung der Hydrolyse, wobei der Kohlenstoff als CO2 freigesetzt wird (0.733 kg CO 2 /kg). Im Beispiel aus Abbildung 3 spielt dies keine Rolle, da kein Harnstoff eingesetzt wurde. CO 2 aus Kalk und Kalkammonsalpeter (KAS) Die in Kalkstein und Dolomit enthaltenen Carbonate setzen nach Ausbringung CO 2 frei. Der Kalkbedarf wurde nach KTBL (2005) und die Emissionen gemäß IPCC (2006) berechnet. N 2 O aus Denitrifikation/Nitrifikation Die N 2 O-Emissionen aus Nitrifikation und Denitrifikation werden meist mit Hilfe von Emissionsfaktoren oder Modellen geschätzt. Nach IPCC Standardmethodik ( Tier 1 ) wird 1% des eingesetzten mineralischen und organischen Stickstoffs als N 2 O-N emittiert (Schwankungsbreite: 0.3 3%). Zusätzlich werden sogenannte indirekte N2O Emissionen aus ausgewaschenem Nitrat und verflüchtigtem Ammoniak berücksichtigt (siehe weiter unten). Sind Informationen über die Art des verwendeten N- Düngers verfügbar, so empfiehlt IPCC (2006) die Verwendung dünger-spezifischer Emissionsfaktoren nach Bouwman et al. (2002). Bouwman et al. (2002) haben aus knapp 140 Feldversuchsreihen ein einfaches, empirisches Modell abgeleitet, das unter Berücksichtigung von N-Form, N-Menge, Boden- und Klimaparametern die N 2 O-N Emissionen schätzt. Aus dieser Arbeit wurden darüber hinaus auch düngerspezifische Emissionsfaktoren berechnet, die die N 2 O-N Emissionen in % je eingesetzter Einheit N angeben (zwischen 0.7% für KAS und 1.1% für Harnstoff). Die überarbeitete Version des Modells von Stehfest & Bouwman (2006) ist für diese Carbon Footprint Berechnung nicht geeignet, da weder konsistente Unterschiede zwischen N-Formen gefunden noch Emissionsfaktoren berechnet wurden. In der vorliegenden Studie wurden die N 2 O-Emissionen nach Bouwman et al. (2002) geschätzt. N 2 O aus Ernterückständen N 2 O aus der Mineralisierung von Ernterückständen wurde nach IPCC Standards (2006) berechnet, d.h. 1% N 2 O-N je kg N in auf dem Feld verbleibenden Ernterückständen (Stroh, Wurzeln). N 2 O nach NH 3 -Verflüchtigung Die NH 3 -Verflüchtigung wurde nach UNECE/EMEP (2009) geschätzt. Die N 2 O- Verluste aus der Re-Deposition der NH 3 -Emission werden gemäß IPCC (2006) auf 1% der NH 3 -N-Menge geschätzt. N 2 O nach NO 3 -Auswaschung Die NO 3 -Auswaschung aus Dünger-N wurde aus der N-Bilanz nach der Ernte (N- Input minus N-Abfuhr minus gasförmige N-Verluste = N-Auswaschungspotential) abgeleitet. Dies spiegelt das theoretische Auswaschungspotential über Herbst und Winter dar und muss nicht mit der tatsächlichen Auswaschung übereinstimmen. Die N 2 O- 57

59 Verluste aus dem ausgewaschenen Stickstoff werden gemäß IPCC (2006) auf 0.75% der NO 3 -N-Menge geschätzt. 4. Auswirkung unterschiedlicher Annahmen zur N-Düngerproduktion (Technik, Produkt) Aus der vorliegenden Studie wird deutlich, dass die Düngerproduktion und hier insbesondere die N-Düngerproduktion neben den N 2 O-Feldemissionen die wichtigste Einzelquelle für THG-Emissionen der Weizenproduktion darstellt. Daher hat die Auswahl der Basisdaten zur Düngerproduktion einen großen Einfluss auf das Gesamtergebnis der THG-Bilanz. Abbildung 4 zeigt den Einfluss unterschiedlicher Annahmen zur KAS-Produktion auf den Carbon Footprint der Weizenproduktion. Die Annahme der besten verfügbaren Technologie zur KAS-Produktion (BAT) führt dabei zu einem Carbon Footprint je Tonne Korn, der nur etwa halb so groß ist, wie bei Anwendung der Düngerdaten aus der weithin genutzten Ecoinvent-Datenbank (Ecoinvent, 2002; aus Cool Farm Tool, Die Düngerdaten in der Ecoinvent-Datenbank beruhen auf Informationen aus den 1990er Jahren und sind damit als veraltet anzusehen. Der europäische Verband der Düngemittelproduzenten Fertilizers Europe hat in 2008 Durchschnittswerte für die THG-Emissionen der wichtigsten Dünger publiziert (Brentrup & Palliere, 2008), die auf standardisierten Umfragen unter den Mitgliedsfirmen beruhen und die Produktionstechnik in 2006 repräsentieren. Die daraus resultierenden Werte liegen deutlich unter den Ecoinvent- Annahmen aber auch über den BAT-Werten. Noch unveröffentlichte, aktualisierte Werte für 2010 zeigen eine weitere Reduzierung der THG-Emissionen aus der KAS- Produktion, die vor allem mit der katalytischen N 2 O-Vermeidung in der Salpetersäureproduktion zusammenhängt. Abbildung 4 zeigt, dass sich heute die tatsächlichen THG-Emissionen aus der KAS-Produktion denen der besten verfügbaren Technik immer weiter annähern. Abbildung 5 zeigt den Einfluss unterschiedlicher N-Dünger (KAS, Harnstoff) sowie deren Produktionstechnik (Durchschnitt 2006, BAT) auf den Carbon Footprint der Weizenproduktion. Beim Vergleich von KAS und Harnstoff als alternative Stickstoffquellen wird deutlich, dass außer der Produktion auch die Emissionen aus der Anwendung Unterschiede aufweisen. Die Emissionen aus der Harnstoffproduktion sind bei beiden Produktionstechniken geringer als bei KAS. Dies liegt vor allem daran, dass beim Harnstoff CO 2 in der Produktion im Produkt gebunden wird und erst auf dem Feld nach der Ausbringung wieder freigesetzt wird. Zum anderen wird bei der Harnstoffproduktion keine Salpetersäure benötigt, wodurch auch keine N 2 O- Emissionen im Werk auftreten. Andererseits ist die Harnstoffproduktion insgesamt etwas energieaufwändiger als die KAS-Produktion, so dass bei der Harnstoffsynthese zusätzliche THG-Emissionen auftreten. Die etwas höheren Feldemissionen des Harnstoffsystems (CO 2 aus Hydrolyse, N 2 O aus Denitrifikation/Nitrifikation, N 2 O nach NH 3 -Verflüchtigung) gleichen die niedrigeren Produktionsemissionen wieder aus. In der Gesamtbilanz führt dies zu einem geringfügig niedrigeren Carbon Footprint für das Harnstoffsystem auf der Basis der 2006er Produktionsdaten, während die Anwendung der BAT-Werte einen Vorteil für das KAS-System zeigt. 58

60 kg CO2eq/t Korn KAS (2006) KAS (BAT) KAS (2010) KAS (Ecoinvent) N2O nach NO3 Auswaschung N2O nach NH3 Verflüchtigung N2O aus Ernterückständen N2O aus Denitrifikation/Nitrifikation CO2 aus Kalk & KAS CO2 aus Harnstoffhydrolyse Maschinennutzung Transporte zum Feld Saatgutproduktion PSM-Produktion Dünger- & Kalkproduktion Daten zur Düngerproduktion aus Brentrup & Palliere (2008), Fertilizers Europe (2012), Cool Farm Tool (2011) Abb. 4: Einfluss unterschiedlicher Annahmen zur KAS-Produktion auf den Carbon Footprint der Weizenproduktion kg CO2eq/t Korn N2O nach NO3 Auswaschung N2O nach NH3 Verflüchtigung N2O aus Ernterückständen N2O aus Denitrifikation/Nitrifikation CO2 aus Kalk & KAS CO2 aus Harnstoffhydrolyse Maschinennutzung Transporte zum Feld Saatgutproduktion PSM-Produktion 0 NPK/KAS (2006) NPK/Urea (2006) NPK/KAS (BAT) NPK/Urea (BAT) Dünger- & Kalkproduktion Daten zur Düngerproduktion aus Brentrup & Palliere (2008) Abb. 5: Einfluss unterschiedlicher N-Dünger (KAS, Harnstoff) sowie Düngerproduktionstechnik (Durchschnitt 2006, BAT = best available technology) auf den Carbon Footprint der Weizenproduktion 59

61 5. Variabilität der N 2 O-Emissionen aus Nitrifikation und Denitrifikation und deren Relevanz Neben der Produktion der N-Dünger stellen die N 2 O-Emissionen aus Nitrifikation und Denitrifikation von Düngerstickstoff eine weitere wichtige Einzelquelle für THG dar. Schon der vom IPCC (2006) angegebene Schwankungsbereich für den Standardemissionsfaktor von 1% (0.3 3%) macht deutlich, wie variabel die N 2 O-Emissionen aus dem Boden sein können. Bouwman et al. (2002) versuchen dieser Variabilität Rechnung zu tragen, indem sie verschiedene Parameter aus den Bereichen Boden, Klima und Düngermanagement in ihrem Modell berücksichtigen. Die Anwendung des Bouwman-Modells auf das Beispiel aus Abbildung 1 führt zu berechneten N 2 O-N Emissionen von % des eingesetzten Stickstoffs. Ändert man bestimmte Parameter (z. B. Wasserführung, Bodentextur, Klima) in Richtung eines erhöhten Emissionsrisikos, so steigen die berechneten Werte auf fast 5% an. Eigene, noch unveröffentlichte Messungen zu N 2 O-Emissionen in praxisüblichen Weizenanbausystemen im Münsterland weisen allerdings deutlich niedrige Emissionen auf, die selten über 0.3% des eingesetzten Stickstoff hinausgehen. Diese niedrigen Emissionsraten unter praxisüblichen Ackerbaubedingungen wurden auch in aktuellen, ebenfalls noch unveröffentlichten Studien in UK gefunden. Die Schätzverfahren für N 2 O-Verluste aus Dünger-N sind also noch mit sehr großen Unsicherheiten behaftet und bedürfen aufgrund ihrer hohen Relevanz für die Gesamt-THG-Bilanz einer Verbesserung. 6. Carbon Footprint und Produktivität Eine Studie von Kindred et al. (2008) hat den Carbon Footprint für verschiedene N- Düngungsintensitäten berechnet (Abbildung 6). Das Ergebnis zeigt, dass Klimaschutz und Produktivität nicht im Widerspruch stehen müssen. Erhöhter Flächenbedarf bei suboptimaler Düngung sowie steigende THG-Emissionen bei Überdüngung führen zu steigenden THG-Emissionen. Die ökonomisch optimale N-Düngung von etwa kg N/ha stimmt mit dem Bereich niedriger THG-Emissionen (etwa kg N/ha) relativ gut überein. Es ist daher für den Landwirt zunächst einmal wichtig, die Düngung so gut wie möglich an den tatsächlichen Pflanzenbedarf anzupassen, um Emissionen aus Überdüngung zu vermeiden und die vorhandene Fläche so effizient wie möglich zu nutzen. 60

62 Weizenertrag Flächenumwandlung N2O Emission (Boden) N-Düngerproduktion Abb. 6: Carbon Footprint der Weizenproduktion bei unterschiedlichen N- Düngungsintensitäten (Ertragsverluste wurden über Flächenausweitung ausgeglichen; aus Kindred et al. 2008) 7. Zusammenfassung und Schlussfolgerungen Die Ergebnisse der vorliegenden Studie wie folgt zusammengefasst werden: Die Annahmen zur N-Düngerproduktion bestimmen maßgeblich das Ergebnis der Carbon Footprint Analyse. Moderne Technik hat die THG-Emissionen aus der N-Düngerproduktion deutlich gesenkt und wird dies fortführen. Die Variabilität der N 2 O Emissionen aus Nitrifikation und Denitrifikation ist sehr groß und wird durch feste Emissionsfaktoren und derzeit genutzte Modelle oft nicht ausreichend abgebildet. Insbesondere rein mineralisch gedüngte Ackerbausysteme weisen zum Teil deutlich niedrigere Emissionen auf als allgemein angenommen. Für einen niedrigen Carbon Footprint ist eine hohe N-Effizienz wichtig. Ein niedriger Carbon Footprint muss nicht im Widerspruch zu einer hohen Produktivität im Ackerbau stehen. Beide Anforderungen können mit Hilfe optimierter Pflanzenernährung erreicht werden. 8. Literatur Bellarby, J., B. Foereid, A. Hastings & P. Smith (2008): Cool Farming: Climate impacts of agriculture and mitigation potential. Greenpeace International, Amsterdam, The Netherlands. Bouwman, A.F., L.J.M. Boumans, N.H. Batjes (2002): Modeling global annual N 2 O and NO emissions from fertilized fields. Global Biochemical Cycles 16, 4, 1080,

63 Brentrup, F. & Palliere, C. (2008): GHG emissions and energy efficiency in European nitrogen fertilizer production and use. Proceedings 639, International Fertiliser Society, York, UK Burney, J.A.; Davis, S.J.; Lobell, D.B. (2010): Greenhouse gas mitigation by agricultural intensification. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2010; DOI: /pnas Ecoinvent (2002): Daten für Düngerproduktion aus Cool Farm Tool Version 2.0 beta 1 ( FAO ([Food and Agriculture Organization of the United Nations] (2006): World Agriculture: towards 2030/2050. An FAO Perspective. Interim report. Fertilizers Europe (2012): personal communication IPCC [Intergovernmental Panel on Climate Change] (2006): 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Volume 4. Agriculture, Forestry and Other Land Use. IGES, Hayama, Japan. Kindred, D.; Berry, P.; Burch, O.; Sylvester-Bradley, R. (2008): Effects of nitrogen fertiliser use on green house gas emissions and land use change. Aspects of Applied Biology, KTBL [Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft] (2005): Faustzahlen für die Landwirtschaft. Landwirtschaftsverlag, Münster, Germany. PE-GaBi 4 LCA Datenbank (PE International) Saling, P. (2008): personal communication Stehfest & Bouwman (2006): N 2 O and NO emission from agricultural fields and soils under natural vegetation: summarizing available measurement data and modeling of global annual emissions. Nutrient Cycling in Agroecosystems (2006) 74: UNECE/EMEP (2009): EMEP/CORINAIR Emission Inventory Guidebook Technical report No 9/2009. EEA (European Environment Agency), Copenhagen, Denmark. 62

64 Nitratverlagerung Bedeutung, Mechanismen und Lösungswege Margarete Finck und Reinhold Gutser, Karlsruhe 1. Einleitung Nitrat wird mit dem Sickerwasser in tiefere Bodenschichten verlagert und ins Grundwasser ausgewaschen. Von dort gelangt es als grundwasserbürtiger Basisabfluss in die Oberflächengewässer. Auch über den sickerwassergebundenen Zwischenabfluss oder direkt durch oberflächige Abschwemmung wird Nitrat in die Oberflächengewässer eingetragen. Hauptquelle ist die Landwirtschaft, denn Agrarökosysteme weisen aufgrund von Düngung und Bodenbearbeitung höhere N-Umsatzraten auf als natürliche Ökosysteme. Zudem gelangt Nitrat auch über Industrie- und Kommunalabwässer und die atmosphärische Deposition in die Umwelt. In der Vergangenheit kam es zu einem Anstieg der Nitratgehalte von Grundwasser, Oberflächengewässern, Küstengewässern und Meeren und damit zur Eutrophierung von aquatischen Ökosystemen mit einer Verschiebung des Artenspektrums. Verschiedene gesetzliche Regelungen auf europäischer Ebene und deren Umsetzung in nationale Gesetze und Verordnungen im Umweltbereich bzw. landwirtschaftlichen Fachrecht haben das Ziel, diese unerwünschten Umweltwirkungen zu begrenzen (Abbildung 1) Regelungen und Verordnungen EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) (2000/60/EG) Ziel: Ordnungsrahmen für Maßnahmen der gemeinsamen Wasserpolitik (GW, OG) Wasserhaushaltsgesetz WHG 2009 EG-Grundwasserrichtlinie (GWRL) (2006/118/EG) Ziel: Schutz des Grundwassers vor Verschmutzung und Verschlechterung Grundwasserverordnung GrwV 2010 EG-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL 2008/56/EG) Ziel: bis zum Jahr 2020 einen guten Zustand der Meeresumwelt Oberflächengewässerverordnung OGewV 2011 EG-Nitratrichtlinie (91/676/EWG) Ziel: durch Landwirtschaft verursachte Nitratbelastung verringern Düngeverordnung DüV 2006 EG-Trinkwasserrichtlinie (98/93/EG) Ziel: Qualität von Wasser für den menschlichen Gebrauch Trinkwasserverordnung TrinkwV 2001 Zielvorgaben für N GW 50 mg NO3/l GW 50 mg NO3/l GW 50 mg NO3/l GW 50 mg NO3/l OSPAR/HELCOM ½ N-Fracht von 1985 OW 50 mg NO3/l WD 170 kg N/ha WD 170 kg N/ha; NV derzeit 60 kg N/ha TW 50 mg NO3/l TW 50 mg NO3/l Abb. 1: Europäische Regelungen und nationale Verordnungen mit Zielvorgaben in Hinblick auf N in der Hydrosphäre. GW = Grundwasser, OG = Oberflächengewässer; TW = Trinkwasser; WD = Wirtschaftsdünger, NV = Nährstoffvergleich 63

65 2. Situation der N-Emission in die Hydrosphäre 2.1 Deutschland N-Überschuss in der Landwirtschaft Der mittelere N-Überschuss für Deutschland ( Hoftorbilanz ) hat sich seit Anfang der 1990er Jahre zwar um ca. 20 kg N/ha verringert, beträgt aber immer noch über 100 kg N/ha. Damit liegt er noch deutlich über dem Zielwert der Nachhaltigkeitsstrategie des Bundes von 80 kg N/ha für 2010 bzw. 50 kg N/ha für 2020 (Bundesregierung 2008). Hohe N-Überschüsse treten vor allem in Regionen mit hohem Viehbesatz auf. Nitratbelastung des Grundwassers Im Rahmen der 4-jährigen Berichtspflicht zur EG-Nitratrichtlinie wird das EU- Nitratmessnetz der BRD geführt (BMU 2008). Die 170 Grundwassermessstellen mit vorwiegend landwirtschaftlicher Nutzung im Einzugsbereich zeigen seit 1995 zwar einen leichten Rückgang in der Nitratbelastung, mit knapp 70 mg/l sind die Werte allerdings noch auf sehr hohem Niveau (Abbildung 2). Die Gesamtsituation der Nitratbelastung im Grundwasser wird anhand der 700 Messstellen der Europäischen Umweltagentur (EUA-Messnetz) widergegeben. Der beobachtete Rückgang bei den Messstellen landwirtschaftlicher Nutzung hat insgesamt kaum Einfluss auf die Gesamtentwicklung. EU-Nitratmessnetz = Berichtspflicht gemäß EG-Nitratrichtlinie Landwirtschaft (170 Messtellen) insgesamt (701 Messstellen) Abb. 2: Entwicklung der mittleren Nitratbelastung in Deutschland für das EUA- Messnetz und das EU-Nitratmessnetz (aus BMU 2008) Im Ergebnis der Bewertung der Grundwasserkörper hinsichtlich der Ziele der EG- WRRL wurden große Bereiche der ackerbaulich genutzten Fläche der BRD als ggwk (Nitrat) ausgewiesen. Für nur wenige kleinere gefährdete Grundwasserkör- 64

66 per (ggwk) in Süddeutschland wird angenommen, dass bis 2015 der gute Zustand erreicht wird (Abbildung 3). Ursachen für die hohen Nitratkonzentrationen sind hohe N-Überschüsse und/oder geringe Sickerwassermengen (Abbildung 4). Entsprechend kann man die ggwk drei Klassen zuordnen (siehe Tabelle 1). Für Gruppe A (ggwk in den Bundesländern SH, NI, NW-West) sind die hohen N-Überschüsse die wesentliche Ursache für die hohen Nitratkonzentrationen, für die Gruppe B (SN, ST, TH, MV, RP) großflächig sehr geringe Sickerwassermengen und für die Gruppe C (BY, BW, NW-Ost) geringe Sickerwassermengen in Kombination mit mäßig hohen N- Überschüssen. Um bei den gegebenen Sickerwassermengen die Umweltqualitätsnorm von 50 mg NO 3 /l nicht zu überschreiten, müsste für die Gruppe A der N-Eintrag ins Grundwasser im Bereich zwischen 22 und 45 kg N ha -1 bzw. bei Annahme von 50% Denitrifikation die N-Auswaschung zwischen 44 und 90 kg N ha -1 liegen. Die tatsächlichen N- Überschüsse liegen in diesen Regionen aber über 100 und 120 kg N ha -1. Bei der Gruppe B ergeben sich aufgrund der sehr geringen Sickerwassermenge teilweise so niedrige Soll-Einträge, wie sie bei landwirtschaftlicher Nutzung nicht erreicht werden können. In diesen Regionen wäre als Zielgröße eine einzuhaltende N-Fracht (maximaler N-Überschuss) geeigneter. Für die ggwk in der Gruppe C (BW, BY, NW-Ost) sind die Bedingungen heterogener. Die mittleren Sickerwassermengen liegen überwiegend zwischen mm. Zum Teil sind relativ geringe Sickerwassermengen in Kombination mit mäßig hohen N-Überschüssen, zum Teil aber auch regional hohe N-Überschüsse für die hohe Nitratbelastung verantwortlich. Insgesamt zeigt der Vergleich des Soll-Zustandes für die ggwk mit den derzeitigen N-Überschüssen, dass im Mittel in den ggwk mindestens eine Halbierung der N- Überschüsse notwendig sein dürfte. Tab. 1: Gruppierung der ggwk anhand der Sickerwassermenge mit zugehörigem N-Eintrag [kg N/ha] ins Sickerwasser bei einer Konzentration von 50 mg NO 3 /l; Ableitung des Soll-Zustandes für den N-Überschuss unter Annahme von 50% Denitrifikation und Vergleich mit den derzeitigen N-Überschüssen (Ist-Zustand) Charakterisierung der ggwk Soll-Zustand Ist-Zustand Gruppe A B C ggwk in den Bundesländern: SH, NI, NW (westl. Teil) SN, ST, TH, MV, RP BY, BW, NW (östl. Teil) SW- Menge mm N-Eintrag ins SW in kg N/ha bei 50 mgno 3 /l N-Überschuss kg N/ha (Annahme: 50% Denitrifikation) N-Überschuss kg N/ha LF 2007 (vti, 2012) > 100 / > < <

67 Abb. 3: Zielerreichung und gefährdete Grundwasserkörper (Nitrat) nach WRRL, Art 4 (BLIK 2012) 50 mg NO 3/l im SW entspricht: N-Eintrag kg N/ha Datenquelle: SWR1000_250 v1.0, (C) BGR, Hannover, 2003 Abb. 4: Jährliche Sickwassermenge in mm mit zugehörigem N-Eintrag [kg N/ha] ins Sickerwasser bei einer Konzentration von 50 mg NO3/l (BGR 2012) 66

68 N-Eintrag in die Oberflächengewässer Mit dem Modell MONERIS wurden die N-Einträge in Oberflächengewässer quantifiziert (Behrendt et al 2003). Es ergeben sich dort hohe N-Einträge, wo eine hohe Viehdichte und/oder austragsgefährdete Standorte vorliegen, z. B. abflussreiche Gebiete im Alpenvorland. Die N-Einträge in die Oberflächengewässer haben sich zwischen Mitte der 1980er und Mitte der 1990er Jahre deutlich verringert, allerdings ist dies im Wesentlichen auf die Verminderung des Eintrags für nichtlandwirtschaftliche Punktquellen (Kommunalen Kläranlagen, Industriellen Direkteinleiter) zurückzuführen (BMU & BMELV 2008). Der Anteil des durch die landwirtschaftliche Nutzung bedingten N-Eintrags hat sich deshalb im gleichen Zeitraum von etwa 40 auf 60% erhöht (Abbildung 5). Fast 50% des derzeitigen N-Eintrags in Oberflächengewässer ist grundwasserbürtig, 20% infiltriert über Drainwasser, knapp 10% gelangen über den Oberflächenabfluss (Abschwemmung) bzw. Erosionsereignisse in die Oberflächengewässer. Weitere knapp 20% der N-Einträge erfolgen über Punktquellen (Kommunale Kläranlagen, Direkteinleiter). Gemäß den internationalen Vereinbarungen zum Schutz der Nord- und Ostsee (OSPAR, HELCOM) hätten die Nährstoffeinträge (N, P) zwischen 1985 und 2000 halbiert werden sollen. Dieses Ziel wurde zumindest für N nicht erreicht und ist deshalb eines der Umweltziele der EG-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL 2008/56/EG), die auf einen guten Zustand der Meeresumwelt zum Jahre 2020 abzielt. Die N-Eintragsfracht ist somit noch um etwa t N/a zu reduzieren. Da das Reduktionspotential für die punktuellen Einträge weitgehend ausgeschöpft ist, muss im Wesentlichen die Landwirtschaft diese Reduzierung erbringen, was einer Verminderung des derzeitigen N-Eintrags um ca. 20% entspricht Anteil Landwirtschaft (LW)% MSRL (Halbierung) (3 %) (7%) (2%) (21 %) (47 %) (Prozentangaben beziehen sich auf die Jahre ) (16 %) (2 %) (2 %) v.a. LW (BMU & BMELV: Nitratbericht, 2008) Abb. 5: Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer Deutschlands nach MONERIS (aus BMU & BMELV 2008) 67

69 2.2 Baden-Württemberg N-Überschuss in der Landwirtschaft Hoftorbilanzen in Baden-Württemberg zeigen im Mittel aller Betriebstypen eine Halbierung der N-Überschüsse seit Mitte der 1980er Jahre (Gamer & Bahrs 2010). Zwischen den Betriebstypen gibt es allerdings große Unterschiede, für die Marktfruchtbetriebe war der Rückgang überproportional und die N-Überschüsse sind nunmehr auf einem geringen Niveau, während für die Veredelungsbetriebe nach wie vor sehr hohe N-Überschüsse vorliegen. Nitratbelastung des Grundwassers Das EU-Nitratmessnetz gibt Auskunft über die Entwicklung der Nitratkonzentration im Grundwasser mit landwirtschaftlichem Einzugsgebiet. Im Vergleich zur Entwicklung auf Bundesebene (170 Messstellen) zeigen die 22 baden-württembergischen Messstellen eine überdurchschnittliche Verbesserung (Abbildung 6). Im etwa zehnjährigen Zeitraum zwischen den Messperioden bis ist der Anteil der Messstellen mit leicht abnehmenden Nitratkonzentrationen überdurchschnittlich hoch und der Anteil der Messstellen mit steigenden Nitratkonzentrationen deutlich unterdurchschnittlich Messperiode ( ) zu ( ) 55 Deutschland (170 Messstellen) Baden-Württemberg (22 Messstellen) % stark steigend ( > 15) 15 5 leicht steigend (> 3 bis <= 15) stabil (+/- 3) leicht abnehmend (> -15 bis <= -3) Haufigkeitsklassen (Änderung mg NO 3 /l) stark abnehmend (< -15) Abb. 6: EU-Nitratmessnetz Landwirtschaft: Änderung der Nitratkonzentration im Grundwasser zwischen den Messperioden 1992/1994 zu 2004/2006 für Deutschland und Baden-Württemberg (Daten: BMU & BMVEL 2008) 68

70 Ein deutlicher Rückgang der Nitratbelastung zeigt sich auch für die Wasserschutzgebiete (WSG). Seit der Novellierung der Schutzgebiets- und Ausgleichsverordnung (SchALVO) 2001 sind die WSG in drei Kategorien eingeteilt. In den Problem- und Sanierungsgebieten mit erhöhter bzw. hoher Nitratbelastung sind umfangreiche Bewirtschaftungsauflagen einzuhalten. Inzwischen hat sich die Fläche der Sanierungsgebiete mehr als halbiert. Auch für die Nitratbelastung im deutsch-französischen Oberrheingebiet ergibt sich anhand von Modellberechnungen für die jüngere Vergangenheit ein rückläufiger Trend. Der Vergleich mit Messwerten zeigt, dass der Trend und das räumliche Muster der Nitratkonzentrationen valide abgebildet wird (LUBW 2006). Prognosen liefern eine große zeitliche Verzögerung der Änderung der Nitratgehalte im Grundwasser als Reaktion auf eine Veränderung der Bewirtschaftung. Dies ist im Wesentlichen auf die lange Aufenthaltszeit im Grundwasserkörper aufgrund des großen Volumens (1,6fache des Bodensees) zurückzuführen. Trotz der Verringerung der Nitratbelastung in Baden-Württemberg wurden im Ergebnis der Bestandsaufnahme zur WRRL 20% der Landesfläche als ggwk abgegrenzt, für 8 der 22 ggwk wird angenommen, dass die Ziele bis 2015 erreicht werden können. 3. Mechanismen der Nitratauswaschung Die Stickstoffumsetzungsprozesse im Ackerbau werden von einer Vielzahl an Faktoren bestimmt. In Abbildung 7 sind die wesentlichen Einflussfaktoren dargestellt, die sich auf die Nitratauswaschung auswirken. Sie lassen sich den folgenden Kategorien zuordnen: Landwirtschaftliche Bewirtschaftungspraxis (Düngung, Ertrag, Fruchtfolge, Zwischenfrüchte, Bodenbearbeitung) Veränderliche Standorteigenschaften (Humusgehalt, Bodenfruchtbarkeit, Mineralisierungspotenzial) Weitgehend unveränderliche Standorteigenschaften (Sickerwasseranfall, Austauschhäufigkeit, Denitrifikation) An diesen Einflussfakoren setzt die SchALVO Baden-Württembergs mit zahlreichen kultur- und standortspezifischen Auflagen an, um die Nitratauswaschung möglichst gering zu halten (siehe Punkt 4 Lösungsansätze). Ergebnisse der Bodenbeprobung in den Wasserschutzgebieten bestätigen den großen Einfluss der Folgebewirtschaftung auf den Nitratgehalt im Herbst. In Abhängigkeit vom Pflanzenbestand bei Probenahme (Mitte Oktober Mitte November) ergibt sich folgende Reihenfolge: Auf Flächen mit Zwischenfrucht sind die Nitratgehalte fast so niedrig wie bei Grünland. Flächen mit (frisch ausgesätem) W-Raps bzw. Ausfallgetreide/-raps sind etwas höher als die Zwischenfrüchte. Deutlich höher sind die Nitratgehalte auf Flächen ohne Pflanzenbestand und am höchsten auf frisch eingesäten Flächen bzw. nach Auflauf von Wintergetreide. 69

71 Wetter Nitratgehalt Boden Düngung (Höhe, Art, Zeitpunkt) Pflanzenentwicklung Ernte N-Aufnahme Brache oder N-Aufnahme der der Pflanzen Winterungen oder Bodenbearbeitung (Art, Zeitpunkt der Einsaat und Zwischenfrüchte (Verfahren, Herbst- Einarbeitung) Zeitpunkt) düngung Erntereste (Höhe, Art, Zeitpunkt) (Abfuhr, Einarbeitung) Denitrifikation Mineralisierung NH + 4 NO - 3 NH + 4 (Humus, Erntereste, Bakterienbiomasse) Bodeneigenschaften Humusgehalt, C/N-Verh., Temp., Feuchte, ph Tonminerale Auswaschungsneigung FK Hydromorphie NO - 3 Sickerwasser (Makroporen) ungesättigte Zone Grundwasser NO - 3 Sickerwasser Nitratauswaschung Frühjahr Sommer Herbst Winter pink = Handlungsmöglichkeiten des Landwirts 1 M.Finck Abb. 7: Einflussfaktoren der Nitratauswaschung Ackerbaukulturen Sonderkulturen Abb. 8: Herbstnitratgehalte (0 90 cm) für verschiedene Kulturen aus den WSG- Baden-Württembergs; Daten der Jahre 2004 bis 2011; Anzahl Standorte in ( ) 70

72 Die höchsten Nitratgehalte im Herbst ergeben sich nach Kartoffeln, gefolgt von Silomais, Raps, Körnerleguminosen und Körnermais (Abbildung 8). Die Getreidearten hinterlassen etwas niedrigere, Futterleguminosen, Grünland, Rüben und Brache deutlich niedrigere Nitratgehalte. Nach Sonderkulturen liegen die Nitratgehalte meist höher als nach Ackerbaukulturen. Gemüse und Zierpflanzen weisen mit Abstand die höchsten Werte auf, gefolgt von Spargel und Erdbeeren. 4. Lösungsansätze 4.1 Baden-Württemberg In Baden-Württemberg werden verschiedene Lösungsansätze zur Reduzierung der Nitratauswaschung verfolgt: Information (Merkblätter, Fachartikel, Vorträge) Freiwillige Maßnahmen (MEKA, Sanierungspläne in einzelnen WSG) Obligatorische Maßnahmen (DüV, SchALVO) Betriebsberatung (WSG, ggwk) Der Personalaufwand nimmt in obiger Reihenfolge zu, die Zahl der erreichten Betriebe ab. Die Wirksamkeit der verschiedenen Lösungsansätze ist schwer zu beurteilen. Während in den WSG über SchALVO-Maßnahmen sowie Einzel- und Gruppenberatungen und in den ggwk über Betriebsberatungen im Rahmen von Projekten zwar deutliche, aber nur kleinräumige Verbesserungen erzielt werden können, tragen geringe Reduzierungen des N-Austrags auf großer Fläche, wie sie mit der DüV, dem landesweiten MEKA-Programm oder geeigneter Information erzielt werden können, insgesamt vielleicht sogar stärker zur Verringerung der Nitratbelastung bei. Detaillierte Informationen zum Wasserschutz, z. B. zu den Auflagen der SchALVO in den Wasserschutzgebieten oder zu den Maßnahmen der Landwirtschaft in Hinblick auf die Zielerreichung nach EG-WRRL, werden zentral vom LTZ Augustenberg bereitgestellt oder in den Landwirtschaftlichen Wochenblätter veröffentlicht (LTZ 2008 & 2010). Das Land Baden-Württemberg fördert im Rahmen des Agrarumweltprogramms MEKA (Marktentlastungs- und Kulturlandschaftsausgleich) seit 1992 landesweit Maßnahmen zum Schutz von Oberflächengewässer und Grundwasser vor Einträgen von Nährstoffen und Pflanzenschutzmitteln. Die wesentlichen N-Maßnahmen des derzeitigen Programms MEKA III mit Angabe der Förderhöhe sind: Begrünung im Acker-und Gartenbau sowie in Dauerkulturen (90 /ha) Mulchsaat oder Direktsaat im Ackerbau (60 /ha) Viergliedrige Fruchtfolge (20 /ha) Verzicht auf chemisch-synthetische Produktionsmittel (80 /ha) Ökolandbau ( /ha) Umweltfreundliche Ausbringung flüssiger Wirtschaftsdünger (30 /ha) Extensive Bewirtschaftung von Dauergrünland mit max. 1,4 RGV/ha Hauptfutterfläche (90 /ha) Extensive Grünlandbewirtschaftung (50 /ha) 71

73 Im Programm MEKA II (Förderperiode 2001 bis 2006) war auch die Ermittlung des Düngebedarfs auf Basis schlagbezogener Nitratgehalte im Frühjahr enthalten. Mit knapp beprobten Standorten wurde im Jahre 2004 ein Höchststand erreicht, der sich nunmehr auf ca verringert hat. Ca. 1/3 dieser Standorte liegen in Problem- bzw. Sanierungsgebieten, denn dort sind die Landwirte auf Grundlage der SchALVO verpflichtet, den N-Düngebedarf mit Hilfe von Bodenanalysen zu ermitteln. Die restlichen 2/3 der Standorte lassen die Landwirte freiwillig auf eigene Kosten beproben und untersuchen. In den Wasserschutzgebieten Baden-Württembergs mit erhöhter und hoher Nitratbelastung (Problem- und Sanierungsgebiete) sind gemäß SchALVO umfangreiche zusätzliche Auflagen einzuhalten. Sie betreffen im Wesentlichen folgende Bereiche: Vorgaben zur Stickstoff-Düngung im Frühjahr berücksichtigen, das heißt: - Einschränkungen in Abhängigkeit von der Auswaschungsgefährdung der Böden und der Art des Düngers beachten - Düngebedarf nach Messmethode ermitteln - Aufteilung der Düngemenge in Einzelgaben mit maximalen Mengen und zeitlichen Mindestabständen beachten - frühestmögliche Ausbringungstermine berücksichtigen Einschränkungen bei der Stickstoff-Düngung im Herbst hinsichtlich Termin und Menge beachte Begrünungsgebot umsetzen je nach Art der Begrünung und der Auswaschungsgefährdung der Böden unterschiedliche frühestmögliche Termine für die Einarbeitung der Begrünung beachten spezielle zusätzliche Vorgaben für einzelne Kulturen zur Begrünung und Bodenbearbeitung berücksichtigen bedarfsgerecht bewässern, so dass kein Sickerwasser aus dem Wurzelraum austritt Einschränkungen bei der Bodenbearbeitung hinsichtlich Termin und Verfahren beachten. Durch die Auflagen bedingte Ertragseinbußen und Mehraufwendungen werden in den Problem- und Sanierungsgebieten pauschal mit 165,- /ha ausgeglichen, wobei für letztere zusätzlich ein flächenbezogener Sonderausgleich von 15,- /ha gewährt wird. Anstelle der Pauschale kann auf Nachweis eine höhere Ausgleichsleistung erfolgen (Einzelausgleich). Die Einhaltung der Auflagen in den Problem- und Sanierungsgebieten wird bei 5% der Betriebe bzw. auf 20% der Fläche des WSG kontrolliert. Zudem werden im Herbst ca Standorte auf den Nitratgehalt kontrolliert. Werden bestimmte Grenzwerte in Abhängigkeit von der Beprobungstiefe und Auswaschungsgefährdung der Böden überschritten, so wird der Pauschalausgleich einbehalten. Im Rahmen des 1. Bewirtschaftungsplans nach EG-WRRL werden als zusätzliche ergänzende Maßnahmen in einigen ggwk Projekte mit dem Schwerpunkt der betrieblichen Beratung durchgeführt. Dabei wurden problemorientiert folgende Zielgruppen ausgewählt: Gemüsebau, Weinbau und Viehhaltungsbetriebe. 72

74 4.1 Deutschland Der Vergleich der Soll- und Ist-Situation für Deutschland zeigt, dass durch die Landwirtschaft verursachte N-Einträge ins Grundwasser in den ggwk im Mittel um ca. 50% und in die Oberflächengewässer um ca. 30% zu reduzieren sind (siehe Punkt 2). Agrarumweltmaßnahmen sind ein wesentliches Instrument, um diese Reduzierung zu erreichen. Inzwischen wurden von verschiedenen Institutionen und Zusammenschlüssen zahlreiche Maßnahmenkataloge erarbeitet, welche einzelne Maßnahmen hinsichtlich ihrer Wirksamkeit, Umsetzbarkeit, Kontrollierbarkeit und Wirtschaftlichkeit bewerten. Sie stellen eine gute Grundlage für regional angepasste Maßnahmenpläne dar, welche in die Bewirtschaftungspläne nach EG-WRRL als ergänzende Maßnahmen eingehen können. Die wesentliche grundlegende Maßnahme zur Reduzierung des N-Eintrags aus der Landwirtschaft stellt die Düngeverordnung (DüV) dar. Als flächendeckende Maßnahme hat sie eine hohe Wirksamkeit. In Hinblick auf die anstehende Novellierung der DüV schlägt der AK Nährstoffhaushalte im VDLUFA betriebsspezifische, über 3 Jahre gemittelte maximal zulässige N-Überschüsse basierend auf der Hoftormethode vor. Unter Einbeziehung der standortbezogenen Ertragserwartung lässt sich mit diesen geforderten Zielwerten bereits in der Düngeplanung der erforderliche Düngebedarf eines Betriebs abschätzen(vd LUFA 2012). Darüber hinaus erscheint es wichtig durch Vorbeugung eine weitere Zunahme des N-Eintrags in die Hydrosphäre zu vermeiden. Dies bedeutet z. B. in folgenden Bereichen die Risiken einzuschätzen und ggf. die Entwicklung zu steuern: Grünlandumbruch, Moorkultivierung, Energiemais- und Rapsanbau, Veredelungsbetriebe, Futtermittelimporte, Import organischer Dünger, Flächenintensivierung. Dieser Vortrag macht deutlich, dass die Landwirtschaft in Deutschland für den derzeitig und zukünftig geforderten Gewässerschutz noch beachtliche Verbesserungen erzielen muss, die zum Teil wenigstens durch eine stärker ökologische Ausrichtung des Fachrechtes erreicht werden könnten. Literatur Behrendt, H.; Bach, M.; Kunkel, R.; Opitz, D.; Pagenkopf, W.-G.; Scholz, G.; Wendland, F. (2003): Internationale Harmonisierung der Quantifizierung von Nährstoffeinträgen aus diffusen und punktuellen Quellen in die Oberflächengewässer Deutschlands. Forschungsbericht UBA-FB UBA-Texte 83/03 ( BLIK (2012): Bund-Länder-Informations-und Kommunikationsplattform. [ ]. BMU & BMVEL 2008: Nitratbericht BMU 2008: Grundwasser in Deutschland. Reihe Umweltpolitik. Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (BGR) (2012): Fachinformationssystem Bodenkunde. [ ]. 73

75 Bundesregierung (2008): Fortschrittsbericht 2008 zur nationalen Nachhaltigkeitsstrategie Anlagen/ fortschrittsbericht-2008,property=publicationFile.pdf Gamer & Bahrs (2010): Bilanzen von potenziell umweltbelastenden Nährstoffen (N, P, K und S) der Landwirtschaft in Baden-Württemberg Ergebnistabellen. Forschungsbericht der Univ. Hohenheim im Auftrag des Ministeriums für Ernährung und Ländlichen Raum (MLR), Stuttgart. LTZ (2008): Die Schutzgebiets- und Ausgleichs-Verordnung Praktische Umsetzung im Ackerbau und auf Grünland. Merkblatt für die Umweltgerechte Landbewirtschaftung Nr. 20. LTZ (2010): Die EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL). Ziele, Problembereiche und Maßnahmen im Bereich Landwirtschaft. Merkblatt für die Umweltgerechte Landbewirtschaftung 30. LUBW (2006): Prognosen zur Entwicklung der Nitratbelastung / Perspectives d evolution de la pollution par les nitrates. Abschlußbericht zum Projekt Modellierung der Grundwasserbelastung durch Nitrat im Oberrheingraben (MoNit). VDLUFA (2012): Vorschlag des AK Nährstoffhaushalte zur Novellierung der Düngeverordnung. 74

76 Nitrat und Gesundheit Stand des Wissens Antje Gerofke, Berlin Nitrat und Nitrit Vorkommen und Verwendung Nitrat ist ein in den Stickstoffkreislauf der Natur eingebundener Stoff und auch ein natürlicher Bestandteil des Bodens. Im Boden liegt Stickstoff vorwiegend in organischen Materialien in gebundener Form vor. Mikroorganismen machen den Stickstoff für die Pflanzen bioverfügbar. Pflanzen verwerten den Stickstoff des Nitrats für den eigenen Stoffwechsel und zum Aufbau von Eiweiß; überschüssige Mengen an Nitrat werden gespeichert. Die Nitratakkumulation in der Pflanze ist grundsätzlich eine Funktion des Angebots stickstoffhaltiger Verbindungen im Boden (Achtzehn und Hawat 1969). Nitrat reichert sich besonders in den Wasser leitenden Segmenten der Pflanze an und ist daher in höheren Konzentrationen in den Stielen, Blattrispen sowie den äußeren grünen Blättern zu finden (EFSA 2008). Nahrungspflanzen unterscheiden sich hinsichtlich ihrer Nitratspeicherfähigkeit. Bekannt für ihre hohe Nitratspeicherfähigkeit sind Spinat, Salate (Kopfsalat und vor allem Rucola), Kohlrabi, Rote Beete und Rettiche. Im Vergleich dazu weisen Tomaten, Gurken und Paprika eine vergleichsweise geringe Nitratspeicherkapazität auf (EFSA 2008). Zur Ertragssteigerung im Pflanzenbau wird Dünger ausgebracht. Dies kann zur Anreicherung von Nitrat in den Nahrungspflanzen führen. Der Düngemittelaustrag muss kalkuliert werden, da das auf den Boden zu viel ausgebrachte Nitrat in das Grundwasser ausgewaschen werden kann und somit auch in das Trinkwasser gelangen kann. Weitere Faktoren, die Einfluss auf den Nitratgehalt der Pflanzen haben, sind das Klima, vor allem Licht und Temperatur sowie Bodenart und bearbeitung (EFSA 2008). Die Nitrit-Gehalte in Lebensmitteln pflanzlicher Herkunft sind vernachlässigbar gering Nitrit kann aber nach der Ernte bei unsachgemäßer Lagerung und/oder unsachgemäßem Transport und Missachtung der gängigen Hygienepraxis aus dem im Lebensmittel vorhandenen Nitrat gebildet werden (Phillips 1968; Achtzehn und Hawat 1970; Heisler et al. 1974; BfR 2010). Die Hauptquelle für die exogene Zufuhr von Nitrit bildet der Verzehr von Fleischerzeugnissen, die mit Nitrit-Pökelsalz behandelt wurden (White 1975; Menard et al. 2008; EFSA 2008). Die Pökelung dient vornehmlich der Hemmung des Wachstums von Clostridium botulinum; auch tritt durch Bildung des intensiv roten N-Nitroso- Myoglobins eine Umrötung des Fleisches auf und zugleich verleiht die Pökelung das charakteristische Pökelaroma. 75

77 Metabolismus von Nitrat Exogen zugeführtes Nitrat Die mittlere alimentäre Nitrataufnahme beträgt in Deutschland ca. 160 mg Nitrat pro Tag bei Annahme mittlerer Nitratgehalte und eines mittleren Verzehrs nitrathaltiger Lebensmittel (BfR 2009). Das aufgenommene Nitrat wird in den oberen Darmabschnitten resorbiert und zirkuliert dann im Blut. Von dem aufgenommenen Nitrat werden dann etwa 25% aktiv in den Speichel sezerniert (quasi recycelt ) und somit erneut in die Mundhöhle überführt. Dort ansässige Bakterien reduzieren einen Teil des Nitrats zu Nitrit (ca. 7% der ursprünglich aufgenommenen Menge) (EFSA 2008). Vom Mund gelangt der Speichel in den Magen. Dort kann das Nitrit weiter zu Stickoxid (NO) und anderen reaktiven Stickstoffverbindungen reduziert werden. Es sind also Reduktions-Prozesse möglich, die zu einer Reaktionskette Nitrat Nitrit NO (bzw. weitere reaktive Stickstoffverbindungen) führen können (Lundberg et al. 2008). Endogen produziertes Nitrat Im Körper kann Nitrat über Oxidationsprozesse aus dem endogen gebildeten Stickoxid (NO) produziert werden; folgende Reaktionskette ist möglich: NO Nitrit Nitrat. Endogen wird NO über den L-Arginin-Synthase Weg produziert. Heute sind vier NO- Synthasen bekannt (Ying und Hofseth 2007). Auf diese Weise wird im Körper täglich etwa 1 mg Stickoxid (NO) bzw. Nitrat (NO 3 - ) /kg Körpergewicht (KG) gebildet, für einen 60 kg schweren Erwachsenen ergibt sich somit die Menge von ca. 60 mg Stickoxid bzw. Nitrat am Tag; die gesamte endogene Stickoxid- bzw. Nitrat-Bildung ist aber bei Infektionen und anderen entzündlichen Erkrankungen stark erhöht (Archer 2002; BAG 2000). Im Stoffwechsel erfüllt Stickoxid zahlreiche Funktionen, auf die weiter unten näher eingegangen wird. Aus dem gebildeten NO kann unter Sauerstoffnormalbedingungen durch Oxidation zunächst Nitrit und dann Nitrat gebildet werden. Während die endogene NO-Synthase Sauerstoff benötigt, findet eine Reduktion von Nitrit bevorzugt in Sauerstoffmangelsituationen (Hypoxie) statt (Lundberg et al. 2008; Lundberg et al. 2009). Weitere begünstigende Faktoren für die Bildung von NO durch Reduktion von Nitrit sind ein niedriger ph-wert sowie hohe Nitritkonzentrationen (Lundberg et al. 2008). Physiologische Rolle von Stickoxid (NO) bzw. Nitrat und Nitrit Im Folgenden wird kurz die Rolle von Stickoxid im Stoffwechsel des Menschen dargelegt (EFSA 2008): Seit langem ist die Wirkung von NO gegen unerwünschte Stoffe (z. B. Bakterien) bekannt. Nitrit wirkt synergistisch zusammen mit der Magensäure bei der Abtötung von Mikroorganismen. Durch Anregung der Blutzirkulation in der Magenschleimhaut sowie Förderung der Dicke der Magenschleimhaut hat NO einen schützenden Effekt auf den Magen. NO wirkt gefäßerweiternd und somit Blutdruck-senkend. Bei der 76

78 Wundheilung spielt NO eine wichtige Rolle durch Begrenzung der Adhäsion und Aggregation der Blutplättchen (Thrombozyten). Sowohl im zentralen als auch im peripheren Nervensystem wirkt NO als Signalstoff (Neurotransmitter). Desweiteren spielt NO eine wichtige Rolle bei der Immunabwehr (Makrophagen). All diese physiologischen Funktionen werden bei den natürlicherweise im Körper anzutreffenden Konzentrationen bewerkstelligt. Toxizität Akute Toxizität Hier sind in erster Linie Säuglinge und Kleinkinder betroffen. Das mögliche resultierende Krankheitsbild ist die sogenannte Methämoglobinämie oder auch Blausucht (Zyanose). Nitrat (NO 3 - ) selbst weist eine relativ geringe Toxizität auf. Die letale orale Dosis für den Menschen liegt bei ca. 330 mg/kg Körpergewicht (KG) (Walker 1990). Toxische Effekte treten auf, wenn das Nitrat zu Nitrit reduziert wird. Eine Reduzierung des Nitrats zu Nitrit kann bereits in der Säuglingsnahrung oder aber im Säuglingsmagen erfolgen. Nach Übertritt in das Blut kann das gebildete Nitrit mit dem roten Blutfarbstoff, dem Hämoglobin reagieren, und zur Bildung von Methämoglobin führen. Methämoglobin ist nicht mehr zur reversiblen Sauerstoffbindung fähig. Reicht die im Blut vorhandene Menge an Hämoglobin zum Sauerstofftransport nicht mehr aus, kommt es zur Sauerstoffunterversorgung in den Geweben und Organen. Dies endet im schlimmsten Fall mit der inneren Erstickung. Besonders betroffen sind Säuglinge, die jünger als sechs Monate sind. Bei Kindern dieses Alters ist das Enzym Methämoglobinreduktase nur wenig aktiv. Dieses Enzym sorgt für eine Rückreaktion des Methämoglobins in Hämoglobin. Kinder in diesem Alter neigen auch häufig zu Durchfallerkrankungen, was eine verstärkte endogene Produktion von Stickoxid (NO) zur Folge hat sowie ein mögliches Aufsteigen von Keimen in den Magen, die ihrerseits die Nitratreduktion erhöhen. Auch ist die Magenazidität in den ersten Lebensmonaten noch geringer als in den folgenden Monaten, so dass von einer größeren Bakterienbesiedlung des Magens auszugehen ist, welches wiederum eine erhöhte Nitratreduktion zur Folge haben könnte (Greer et al. 2005; EFSA 2008). Die sogenannte Brunnenwasser-Methämoglobinämie wurde erstmals von Comly 1945 beschrieben (Comly 1945). Zahlreiche weitere Autoren haben in der Folge das Krankheitsbild sowie dessen mögliche Ursache(n) beschrieben (u.a. Ewing und Mayon-White 1951; Wedemeyer 1956; Thal et al. 1961; Knobeloch et al. 2000). Die Säuglinge erkrankten nach Aufnahme von Flaschennahrung, die mit nitrathaltigem Brunnenwasser zubereitet worden war. Insbesondere in den USA traten zahlreiche Erkrankungsfälle auf. Im Jahre 1951 wertete die American Public Health Association (APHA) 278 Fallstudien (inkl. 39 Todesfälle) aus und fand eine Korrelation der Inzidenz der Methämoglobinämie mit dem Nitratgehalt des Wassers. Es zeigte sich allerdings eine große Streuung derjenigen Nitratgehalte im Wasser, die eine Methämoglobinämie auslösten. Es wurde aber festgestellt, dass unterhalb von 10 ppm Nitrat-Stickstoff/Liter Wasser bzw. 44 mg Nitrat-Ion/Liter Wasser keine Fälle von Methämoglobinämie auftraten (Walton 1951). Dieser Wert wurde bei der Regulierung der Nitratgehalte im Trinkwasser in den USA und Europa zugrunde gelegt, um die sensible Gruppe der Säuglinge und Kleinkinder zu schützen. 77

79 Fälle von Methämoglobinämie wurden auch nach dem Genuss von selbstzubereiteten Säuglingsbreien beobachtet (u.a. Spinatvergiftung des Säuglings) (z. B. Simon et al. 1964; Schuphan 1965; Sinios und Wodsak, 1965; Filer et al. 1970; Selenka 1971). Nitrat als ursächlicher Auslöser dieser Erkrankung wurde von vielen Wissenschaftlern angezweifelt (z. B. Avery 1999). Insbesondere wurde kein linearer Zusammenhang zwischen der durch Lebensmittel und Trinkwasser aufgenommenen Nitratmenge und der Entstehung von Methämoglobinämien festgestellt. In den letzten Jahren konnten einige Risikofaktoren zur Begünstigung einer Methämoglobinämie identifiziert werden (EFSA 2008; Sanchez-Echaniz et al. 2001; EFSA 2010a): Vorhandensein von Nitrat/Nitrit bakterielle Verunreinigung des Brunnenwassers bzw. des Breies Magen-Darm-Infektionen (endogene Nitrat-/Nitritproduktion ist erhöht) angeborene Enzymdefekte Für Säuglinge ist ein gesundheitliches Risiko durch die alimentäre Nitrataufnahme denkbar; in den ersten Monaten nehmen sie allerdings kaum nitrit- bzw. nitratbelastete Nahrung auf. Im Jahr 2010 bewertete die Europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit (EFSA; European Food Safety Authority) das gesundheitliche Risiko der alimentären Nitrataufnahme über den Verzehr grünen Blattgemüses für Kinder. Die EFSA kam zu dem Schluss, dass Kinder, die an bakteriellen Magen-Darm-Infektionen leiden, keinen Spinat essen sollten, weil diese Infektionen eine vermehrte Umwandlung von Nitrat zu Nitrit zur Folge haben und dadurch das Risiko einer Methämoglobinämie erhöhen (EFSA 2010a). Chronische Toxizität: Kanzerogenese, insbesondere Magenkrebs Für die chronische Toxizität von Nitrat ist die Bildung potentiell kanzerogener N- Nitroso-Verbindungen ausschlaggebend. Aus Nitrat durch Reduktion gebildetes Nitrit kann mit sekundären Aminen und Aminosäuren im Magen zu z.t. stark kanzerogenen N-Nitroso-Verbindungen reagieren (Vermeer et al. 1998; EFSA 2008). Die Reaktion der Nitrosaminbildung beschleunigt sich dosisabhängig. Zahlreiche Faktoren, die hemmend oder fördernd auf die Reaktion wirken, konnten in den letzten Jahren identifiziert werden. Es ist bekannt, dass die Vitamine C und E der Nitrosaminbildung entgegenwirken. Vorerkrankungen des Magens mit verminderter Säurebildung und infolgedessen erhöhter Bakterienbesiedlung begünstigen die Nitrosaminbildung (EFSA 2008). N-Nitrosamine sind Präkanzerogene, die metabolisch erst durch Cytochrom-P450- katalysierte Reaktionen aktiviert werden müssen (Tricker und Preussmann 1991). In Tierversuchen erwiesen sich etwa 90% aller untersuchten N-Nitrosamine als kanzerogen (Pfundstein und Spiegelhalder [in Dunkelberg et al. (Hrsg)] 2007) und bis 78

80 heute ist keine Spezies bekannt, in der N-Nitrosamine keine Tumoren induzieren können (Preusmann R [in Eisenbrand et al. ]2005) Auf biochemischer Ebene sind diese Prozesse recht gut untersucht. Auch im Tierversuch konnte die Tumorinduktion durch N-Nitrosamine gezeigt werden. Epidemiologische Studien konnten bis heute allerdings nicht den Nachweis eines Zusammenhangs der alimentären Nitrataufnahme und der Zunahme des Risikos für bestimmte Krebserkrankungen erbringen. Die Studienergebnisse sind widersprüchlich (Borneff-Lipp und Dürr 2007): einige Studien zeigen einen Zusammenhang, in anderen Studien wurde keinerlei Zusammenhang gefunden, während es auch Studien gibt, die einen negativen Zusammenhang zeigen, d.h. je höher die alimentäre Nitrataufnahme, desto geringer das Risiko an bestimmten Krebsformen zu erkranken (Forman et al. 1985). Probleme der epidemiologischen Studien sind im Falle der Kanzerogenese u.a. die lange Latenzzeit bis zum Krankheitsausbruch (15, 20 bis zu 30 Jahre). Bezüglich der Nitrosaminbildung und notwendigen metabolischen Aktivierung stellt die Berücksichtigung der zahlreichen hemmenden und fördernden Parameter auf die Entstehung des eigentlichen Kanzerogens eine Herausforderung an das Studiendesign. Generell können mittels epidemiologischer Studien keine Kausalitäten aufgezeigt werden, sondern lediglich Korrelationen, wobei die Korrelationen auch indirekt durch sog. Störfaktoren (confounding factors) zustande kommen können. Dies sind Faktoren, die sowohl mit dem zu untersuchenden Expositionsfaktor als auch mit der zu untersuchenden Krankheitsentstehung verknüpft sind. Zur Ableitung der duldbaren täglichen Aufnahmemenge (ADI) Der ADI (= acceptable daily intake) (duldbare tägliche Aufnahmemenge) ist diejenige Menge eines Stoffes, die der Verbraucher täglich lebenslang aufnehmen könnte, ohne mit einer gesundheitlichen Schädigung rechnen zu müssen. Eine Frau in Deutschland also jeden Tag, 82 Jahre lang, ein Mann in Deutschland ca. 77 Jahre lang. Wie wird die duldbare tägliche Aufnahmemenge abgeleitet? Dazu werden Toxizitätsprüfungen durchgeführt. In der Regel sind dies subchronische oder chronische Studien an Ratten und/oder Mäusen. Es wird die höchste Dosis ermittelt, bei der noch kein nachteiliger Effekt beim Tier beobachtet wird. Das ist der sog. NOAEL (=no observed adverse effect level). Für die Berücksichtigung der möglichen Unterschiede im Metabolismus Tier und Mensch wird ein Sicherheitsfaktor von 10 angewendet, für die möglichen Unterschiede der Individuen innerhalb der menschlichen Population wird ein weiterer Sicherheitsfaktor von 10 veranschlagt, so dass ein Gesamt-Sicherheitsfaktor von 100 (10 x 10) resultiert. Der ADI wird in mg/kg Körpergewicht angegeben. Eine Übersicht der Ableitung der duldbaren täglichen Aufnahmemenge (ADI) für Nitrat bzw. Nitrit ist in Tabelle 1 gegeben. 79

81 Tab. 1: Ableitung der duldbaren täglichen Aufnahmenge (nach EFSA 2008) Studienart Toxikologischer Endpunkt NOEL Natriumnit- rat- Salz/Nitrat-Anion mg/kg KG*/Tag ADI Natriumnitrat- Salz/Nitrat-Anion mg/kg KG/Tag Referenzen Nitrat subchronische Studie über 125 Tage an Hunden Wachstumsminderung (growth depression) 500/370 5,0/3,7 Lehman, 1958 zitiert in JECFA 1962 Studie über 2 Jahre an Ratten Nitrit chronische Studie über 2 Jahre an Ratten Wachstumsminderung (growth depression) Herz- und Lungentoxizität 500/370 5,0/3,7 Lehman, 1958 zitiert in JECFA 1962; Lijinski, /6,7 0,1/0,07 Maekava et al Zur Ableitung des ADI für Nitrat wurde eine subchronische Studie über 125 Tage an Hunden herangezogen sowie eine chronische Studie an Ratten über zwei Jahre. Der betrachtete toxikologische Endpunkt war die Wachstumsminderung (growth depression). Es resultierte ein NOEL von 370 mg Nitrat/kg Körpergewicht (KG) pro Tag und unter Anwendung des Sicherheitsfaktors von 100 ergab sich ein ADI von 3,7 mg Nitrat/kg KG/Tag. Zur Ableitung des ADI für Nitrit wurde eine chronische Studie an Ratten über zwei Jahre herangezogen. Der betrachtete toxikologische Endpunkt war die Herz- und Lungentoxizität. Die Ratten erhielten Nitrit über das Trinkwasser, entsprechend Dosen von 0, 10, 100, 200 und 300 mg/kg KG/Tag. Bei den höchsten drei Dosierungen stieg das Methämoglobin auf 5, 12 bzw. 22% an, Lungentoxizität wurde beobachtet mit Dilatation der Bronchien und Infiltration von Lymphocyten und Emphysemen. Bei der höchsten Dosierung wurden fokale Degeneration und Fibrose des Herzmuskels ebenso beobachtet wie Dilatation der Koronararterien. Unter Anwendung eines Sicherheitsfaktors von 100 resultierte ein ADI für Nitrit von 0,07 mg Nitrit/kg KG/Tag. Für Kleinkinder unter 3 Monaten gilt der ADI-Wert für Nitrat bzw. Nitrit nicht, da bei diesen Kindern das Risiko an einer Methämoglobinämie zu erkranken höher ist (siehe oben). Gesundheitliche Bewertung der alimentären Nitrataufnahme über den Verzehr von Rucola und Spinat durch das Bundesinstitut für Risikobewertung (BfR) Nitrat in Rucola, Spinat und Salat : Aktualisierte Stellungnahme des BfR Nr. 032/2009 vom 06. Februar

82 Im Jahr 2008 bewertete das Bundesinstitut für Risikobewertung (BfR) das gesundheitliche Risiko der alimentären Nitrataufnahme ( (BfR 2009). Hintergrund waren die damals in der EU-Kommission zur Diskussion stehende Erhöhung der geltenden Höchstgehalte für Nitrat in Spinat und Kopfsalat sowie die erstmalige Festsetzung eines Höchstgehaltes für Nitrat in Rucola. Die Deutsche Gesellschaft für Ernährung (DGE) empfiehlt den Verzehr von Gemüse zu erhöhen, aufgrund der protektiven Wirkungen auf Krebs, Diabetes und Herzkreislauferkrankungen (Deutsche Gesellschaft für Ernährung: link: Rucola hat sich in den letzten Jahren zum Trend-Gemüse entwickelt. Auf den Erzeugermärkten werden steigende Absatzmengen für Rucola verzeichnet damit einhergehend wird von einem steigenden Verzehr ausgegangen. Derzeit ist Rucola aber auchdas am höchsten mit Nitrat belastete Gemüse. Auch bei der Produktion von Spinat kommt es zu nennenswerten Nitratanreicherungen in den verzehrsfähigen Anteilen. Die Exposition der Verbraucher mit Nitrat wurde ermittelt (BfR 2009). Die Nitratgehaltsdaten entstammten dem Lebensmittel-Monitoring und wurden dem BfR vom Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (BVL) übermittelt. Die Verzehrsdaten entstammten der Nationalen Verzehrsstudie II (NVS II) und wurden dem BfR vom Max Rubner-Institut (MRI) zur Verfügung gestellt. Die Auswertung der Expositionsdaten ist in Abbildung 1 dargestellt. Den größten Anteil der alimentären Nitratexposition macht mit 70% das Gemüse aus, gefolgt von Trinkwasser (inkl. Getränke) mit 18%, an dritter Stelle stehen Obst und Obstsäfte mit 11%. Gepökelte Fleischerzeugnisse machen nur ca. 1% der alimentären Nitrataufnahme aus. gepökelte Fleischerzeugnisse 1% Schnitt- und Hartkäse 0,1% Obst- und Obstsäfte 11% Trinkwasser (inkl. Getränke) 18% Gemüse 70% Abb. 1.: Exposition der Verbraucher mit Nitrat (BfR 2009) 81

83 Tab. 2: Nitrat-Aufnahme und prozentuale ADI-Ausschöfpung nach Aufnahme verschiedener Lebensmittelgruppen mit mittleren Nitratgehalten Lebensmittelgruppe Aufnahme (mg/d) mittlerer Verzehr Aufnahme mittlerer Verzehr (mg/kg KG/d) % ADI bezogen auf den mittleren Verzehr Trinkwasser inkl. Getränke 28 0,4 10 Blattgemüse (inkl. Blattsalate) 38 0,5 14 Restl. Gemüse (außer Blattgemüse) 73 1,0 27 Obst/-Säfte 18 0,2 7 Gepökelte Fleischerzeugnisse 2 0,0 1 Schnitt-/Hartkäse 0,2 0,0 0,1 Summe 160 2,2 60 In Tabelle 2 ist die mittlere Nitrat-Aufnahme und prozentuale ADI-Ausschöpfung nach Aufnahme verschiedener nitrathaltiger Lebensmittelgruppen dargestellt. Zugrunde gelegt wurden dabei mittlere Nitratgehalte der Lebensmittel und ein mittlerer Verzehr. Die Bedeutung des Gemüses in Bezug auf die alimentäre Nitrataufnahme ist auch hier offensichtlich: Allein über den Gemüseverzehr werden täglich 73 mg Nitrat pro Tag aufgenommen. Über den Verzehr grünen Blattgemüses sind es 38 mg Nitrat pro Tag. Das Trinkwasser trägt 28 mg Nitrat pro Tag zur Gesamtnitrataufnahme bei. Die alimentäre Nitrataufnahme beträgt somit in Deutschland ca. 160 mg Nitrat/ Tag. Bezogen auf das Körpergewicht (75 kg) sind es 2,2 mg Nitrat /kg Körpergewicht/ Tag. Damit wird die duldbare tägliche Aufnahmemenge (ADI) zu ca. 60% ausgeschöpft. Rucola ist das derzeit am höchsten mit Nitrat belastete Gemüse. In Abbildung 2 sind die Nitratgehalte von Rucola für die Jahre 2000 bis 2008 dargestellt. Dargestellt sind Median, 95. Perzentil sowie Maximalwert. Der Median des Nitratgehalts lag zwischen ca mg Nitrat /kg Rucola und 6000 mg Nitrat/kg Rucola. Aufgrund des steigenden Verzehrs von Rucola und der potentiell hohen Nitratgehalte in diesem Blattgemüse ist in Tabelle 3 die alimentäre Nitrataufnahme bei zusätzlichem Verzehr von 25 g Rucola pro Tag dargestellt, wobei die angenommenen Nitratgehalte in Rucola von 4000 mg Nitrat /kg Rucola bis zu 7000 mg Nitrat /kg Rucola reichten. Bereits bei einem angenommenen Nitratgehalt von 5000 mg Nitrat /kg Rucola kommt es zur Überschreitung des ADI. 82

84 Median 95. Perzentil Maximum Nitratgehalt (mg/kg) Jahr Abb. 2: Nitratgehalt in Rucola (mg Nitrat/kg Rucola): Zeitlicher Trend der Nitratgehalte der Jahre 2000 bis 2008 Tab. 3: Durchschnittliche Nitrataufnahme beim Verzehr von zusätzlich 25 g Rucola mit verschiedenen zugrunde gelegten Nitratgehalten Nitratgehalt Gesamt-Nitrataufnahme (mittlerer Verzehr) mg/ d mg/ kg KG/Tag % ADI 4000 mg/kg 260 3, mg/kg 285 3, mg/kg 310 4, mg/kg 335 4,

85 Gesetzlicher Hintergrund: Zulässige Höchstgehalte für Nitrat in pflanzlichen Lebensmitteln In der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 vom 19. Dezember 2006, der sog. Kontaminantenverordnung sind die zulässigen Höchstgehalte für Nitrat in pflanzlichen Lebensmitteln geregelt. Aufschluss über die Hintergründe, welche zur Festsetzung bestimmter Höchstgehalte führten, liefern die sog. Erwägungsgründe, die den Einleitungsteil einer Verordnung ausmachen. Im Folgenden sind diejenigen Gründe genannt, die im Falle der Höchstgehalte für Nitrat in pflanzlichen Lebensmitteln relevant sind für den vorliegenden Beitrag wichtige Textpassagen sind fett gedruckt. In den Erwägungsgründen zur Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 heißt es u.a.: (2) Zum Schutz der öffentlichen Gesundheit ist es unerlässlich, den Gehalt an Kontaminanten auf toxikologisch vertretbare Werte zu begrenzen. (4) Die Höchstgehalte sind so niedrig festzulegen, wie dies durch eine gute Landwirtschafts-, Fischerei- und Herstellungspraxis vernünftigerweise erreichbar ist, unter Berücksichtigung des mit dem Lebensmittelverzehr verbundenen Risikos.. (20) Da die klimatischen Bedingungen einen wesentlichen Einfluss auf den Nitratgehalt in bestimmten Gemüsearten wie Salat und Spinat haben, sollten je nach Saison unterschiedliche Höchstgehalte für Nitrate festgelegt werden. Im Dezember 2011 erfuhren die Anhänge der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 eine Änderung, indem die bis dahin geltenden Höchstgehalte für Nitrat in Spinat und Salat geringgradig erhöht wurden und erstmals ein Höchstgehalt für Nitrat in Rucola festgelegt wurde. Festgeschrieben sind die Änderungen in der Verordnung (EU) Nr. 1258/2011 zur Änderung der Kontaminantenverordnung bezüglich der Höchstgehalte für Nitrat in pflanzlichen Lebensmitteln. Auch hier geben die Erwägungsgründe Aufschluss darüber, wie es zur Änderung kam bzw. warum die Höchstgehalte derart festgelegt wurden. Erwägungsgründe (3) Trotz der Fortschritte der guten landwirtschaftlichen Praxis zur Reduzierung des Nitratgehalts von Salat und Spinat und einer strengen Anwendung dieser guten landwirtschaftlichen Praxis hat es sich in einigen Regionen der EU als unmöglich erwiesen, in Salat und frischem Spinat durchgehend Nitratgehalte zu erreichen, die unter den derzeitigen Höchstgehalten liegen. (8) Zur Schaffung von Rechtssicherheit für die Erzeuger in allen Regionen der Europäischen Union, die die gute landwirtschaftliche Praxis zur größtmöglichen Reduzierung des Nitratgehalts von Spinat und Salat streng anwenden, sollte der Höchstgehalt für Nitrate in frischem Spinat und Salat leicht angehoben werden. (9) Da Rucola manchmal einen sehr hohen Nitratgehalt aufweist, sollte ein Höchstgehalt für Rucola festgelegt werden. In zwei Jahren sollte der Höchstgehalt für Rucola im Hinblick auf eine Reduzierung der Gehalte überprüft werden. 84

86 In Tabelle 4 sind die aktuell geltenden Höchstgehalte für Nitrate in pflanzlichen Lebensmitteln den bisher geltenden Höchstgehalten gegenübergestellt. Ein Pfeil neben den neuen Werten steht dabei für eine Erhöhung gegenüber den bisher geltenden Höchstgehalten. Für frischen Spinat wurde die Saisonalität der Höchstgehalte an Nitrat aufgehoben, für den neu festgesetzten Höchstgehalt in Rucola hingegen wurde der saisonalen Schwankung der Nitratgehalte Rechnung getragen, d.h. hier gibt es saisonal unterschiedliche Höchstgehalte. Tab. 4: Zulässige Höchstgehalte für Nitrate in pflanzlichen Lebensmitteln Verordnung (EU) Nr. 1258/2011 zur Änderung der Kontaminantenverordnung Höchstgehalt (mg NO 3 /kg) frischer Spinat Ernte vom bis Ernte vom bis verarbeiteter Spinat (haltbar gemacht, gefroren, tiefgefroren) Kopfsalat* (unter Glas/Folie angebaut) Ernte vom bis Ernte vom bis Kopfsalat* aus Freilandanbau Ernte vom bis Ernte vom bis Eisbergsalat unter Glas/Folie angebaut Freilandanbau Rucola Ernte vom bis Ernte vom bis Getreide- und andere Beikost für Säuglinge und Kleinkinder alt neu Für die Nitratgehalte im Trinkwasser ist das Umweltbundesamt zuständig. An dieser Stelle wird auf die Homepage des Umweltbundesamtes für Einzelheiten verwiesen. Die Mineral- und Tafelwasserverordnung regelt den Nitratgehalt in natürlichem Mineralwasser. Hier gilt ein Höchstgehalt von 50 mg Nitrat/L, Mineralwasser mit der Auslobung geeignet für die Zubereitung von Säuglingsnahrung darf 10 mg Nitrat/L enthalten. Gesundheitlicher Nutzen/Positive Effekte von Nitrat Neuerlich werden in der Presse verstärkt der potentielle gesundheitliche Nutzen bzw. die positiven Effekte des Nitrats diskutiert. Es ist ein breit diskutiertes Thema. In den Printmedien finden sich Schlagzeilen wie: 85

87 Nitrat Vom Umweltgift zum Therapeutikum, Rote Beete gegen Demenz, Keine Angst vor Nitrat, Warum Spinat stark macht (mit einem großen Bild von Popeye), um nur einige zu nennen. Was steckt dahinter? Bereits seit einigen Jahren wird der mögliche Einsatz von Nitrat/Nitrit als Therapeutikum in der medizinischen Forschung diskutiert, untersucht und findet teilweise bereits Anwendung. Insbesondere zum Schutz vor den negativen Folgen eines lokalen Sauerstoffmangels kommen Nitrat/Nitrit bzw. -verbindungen zum Einsatz. Eingesetzt wird Nitrat/Nitrit als Therapeutikum bei: Reperfusionsschaden pulmonaler Hypertonie Schlaganfall Sichelzellanämie Magenerkrankungen Lundberg et al. (2008) postulieren sogar, dass es in pathologischen Situationen, wenn regionale und systemische Ischämie vorherrschen, von Nutzen sein könnte, den Nitrat- bzw. Nitrit-Pool pharmakologisch oder über die alimentäre Nitrataufnahme aufzufüllen. Hierbei stellt sich aber zwangsweise die Frage nach dem aktuellen Füllungszustand des internen Nitrat- bzw. Nitritpools. Interessante Forschungsergebnisse jedoch verbunden mit weitergehendem Forschungsbedarf insbesondere was die Langzeitwirkung der postulierten Effekte (z. B. mögliche Toleranzentwicklung) aber auch die möglichen adversen Effekte einer Langzeitaufnahme erhöhter Nitratkonzentrationen betrifft (Weitzberg und Lundberg 2011; Lundberg et al. 2011) finden sich in diesbezüglichen Publikationen der letzten Jahre: Die alimentäre Nitrataufnahme bewirkt eine Senkung des Blutdrucks (Webb et al. 2008) steigert die körperliche Leistungsfähigkeit durch effizientere Sauerstoffnutzung (Larsen et al. 2011) könnte zur Kompensierung altersbedingter endothelialer Dysfunktion und damit assoziierter Krankheiten beitragen. Durch Verbesserung der Durchblutung in Sauerstoff-mangelversorgten Regionen des Gehirns älterer Menschen (Presley et al. 2011). Nutzen-Risiko-Abwägung Welches Netto-Risiko ergibt sich aus all dem Gesagten/Geschriebenen für die Lebensmittelsicherheit? Nutzen-Risiko-Abwägungen sind im Bereich der Lebensmittelsicherheit ein relativ neues Feld, in anderen Bereichen z. B. der pharmazeutischen Industrie sind sie Bestandteil eines jeden Zulassungsverfahrens (Wirkung Nebenwirkung). Die Europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit (EFSA) führte erstmals im Jahr 2008 im Rahmen der gesundheitlichen Bewertung von Nitrat in Gemüse eine Nutzen-Risiko- Abwägung durch. Mittlerweile ist auch ein Leitfaden (sog. Guidance Document) für 86

88 die Durchführung von Nutzen-Risiko-Abwägungen erhältlich (EFSA 2010b) (link: ). Auch in der wissenschaftlichen Literatur der letzten Jahre finden sich zunehmend Publikationen, die eine solche Abwägung von Nutzen und Risiken der alimentären Nitrataufnahme thematisieren: Dietary nitrate: poison or panacea? (Vallance 1997) Nitrate in the human diet good or bad? (Benjamin 2000) When does nitrate become a risk for humans? (Powlson et al. 2008) Nitrate in foods harmful or healthy? (Katan 2009) Food sources of nitrates and nitrites: the physiological context for potential health benefits (Hord et al. 2009) Dietary nitrate good or bad? (Gilchrist et al. 2010) Eine solche Abwägung ist auf unterschiedlichen Ebenen denkbar. Auf der stofflichen Ebene wird das gesundheitliche Risiko, das mit der Aufnahme von Nitrat verbunden ist, dem Nutzen alimentären Nitrats gegenübergestellt. So ergibt sich hier für die Risikoseite, das mögliche Risiko einer Erkrankung über die Reaktionsfolge Nitrat-Nitrit- Nitrosamine mit der Folge der möglichen Humankanzerogenität. Dem gegenübergestellt kann auf der Nutzenseite die Vorbeugung von Krankheiten, insbesondere Herzkreislauferkrankungen verbucht werden (Lundberg et al. 2006; Gerofke et al. 2009). Hier liegt die Reaktionsfolge: Nitrat Nitrit NO (und andere reaktive Stickstoffverbindungen) zugrunde. Es resultiert eine Gefäßerweiterung und infolge dessen ist eine Blutdrucksenkung zu beobachten. Dies wiederum wirkt u.a. protektiv gegen Herzkreislauferkrankungen (u.a. Sacks et al. 1999; Hord et al. 2009; EFSA 2008). Einige Autoren (z. B. Hord et al. 2009), erheben Nitrat sogar in den Stand eines Nährstoffes. Eine Abwägung der Nutzen und Risiken kann aber auch auf anderer Ebene erfolgen. Ein Risiko kann auch dadurch entstehen, dass nicht vom vorhandenen Nutzen profitiert wird. Wird also der Verzehr pflanzlicher Lebensmittel aufgrund ihres möglichen Nitratgehaltes eingeschränkt, so hat dies einen Risiko-erhöhenden Effekt zur Folge, nämlich auf das Risiko an Tumoren zu erkranken (Lunge, Magen, Dickdarm, Blase, Pankreas); auch das Risiko an kardiovaskulären Erkrankungen zu erkranken und das Risiko der Entstehung von Osteoporose wird dadurch erhöht. Demgegenüber hat der Verzehr pflanzenreicher Kost (Vollkorn, Gemüse, Obst, Nüsse) mit dem Bewusstsein der möglichen Aufnahme leicht erhöhter Nitratgehalte einen Risiko-senkenden Effekt auf epitheliale Tumoren, kardiovaskuläre Erkrankungen, Diabetes mellitus Typ 2, Osteoporose und Hypertonie zur Folge (Großklaus 2009; EFSA 2008). Allerdings muss an dieser Stelle angemerkt werden, dass die chronische Exposition mit Stickoxid (NO) von einigen Autoren als kritischer Faktor für den Zusammenhang zwischen Entzündung und Krebs gesehen wird (Sawa und Oshima 2006; Kawanishi et al. 2006), auch werden NO und NO-Synthase mit zunehmendem oxidativen Stress und DNA-Schäden in Verbindung gebracht (z. B. Ying und Hofseth 2007). Oft sind es die im Gemüse vorhandenen Antioxidantien, die für die positiven Effekte des Gemüseverzehrs verantwortlich gemacht werden und nicht etwa Nitrat bzw. Nitrit. Insbesondere könnten auch bestimmte Bevölkerungsgruppen gegenüber einer Nitratexposition empfindlicher reagieren für Individuen mit erhöhter endogener Bil- 87

89 dung von N-Nitroso-Verbindungen könnte ein erhöhtes gesundheitliches Risiko bestehen (Ward et al. 2005; EFSA 2008; EFSA 2010a). In ihrer gesundheitlichen Bewertung der alimentären Nitrataufnahme durch den Verzehr von Gemüse wägte die EFSA die Risiken der alimentären Nitrataufnahme (stoffliche Ebene) ab gegenüber dem Nutzen einer ausgewogenen Ernährung mit einem hohen Anteil an Obst und Gemüse. Zu welchem Schluss kam die EFSA im Jahre 2008 bei der von ihr angestellten Nutzen-Risiko-Abwägung (EFSA 2008)? Die EFSA schreibt in ihrer gesundheitlichen Bewertung (2008): Overall, the estimated exposures to nitrate from vegetables are unlikely to result in appreciable health risks, therefore the recognised beneficial effects of consumption of vegetables prevail Die Europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit sah es insgesamt als unwahrscheinlich an, dass über die Nitrataufnahme durch den Gemüseverzehr ein erhöhtes gesundheitliches Risiko besteht, sondern betonte, dass der mit dem Gemüseverzehr verbundene Nutzen überwiegt. The Panel recognised that there are occasional circumstances e.g. unfavourable local/home production conditions for vegetables which constitute a large part of the diet, or individuals with a diet high in vegetables such as rucola which need to be assessed on a case by case basis. Weiter kam das Panel zu dem Schluss, dass es in bestimmten Fällen angezeigt sein kann, eine Fall-zu-Fall Entscheidung bezüglich eines möglichen gesundheitlichen Risikos zu treffen, z. B. bei ungünstigen Bedingungen bei lokalem Gemüseanbau/Eigenproduktion, oder Personen, bei denen ein Großteil der Nahrungsaufnahme über den Gemüseverzehr abgedeckt wird oder Personen, die Gemüse überwiegend in Form von Rucola verzehren. Zu welchem Schluss kommt das Bundesinstitut für Risikobewertung in seiner Stellungnahme im Jahr 2008? (BfR 2009) Gelegentliche Überschreitungen des ADI für Nitrat werden als gesundheitlich unbedenklich gesehen. Das BfR empfiehlt, die Nitrataufnahme weiter zu reduzieren, da eine abschließende Klärung einer gesundheitlichen Gefährdung durch hohe Nitrataufnahme noch nicht erfolgt ist. Die Festsetzung eines Höchstgehaltes für Nitrat in Rucola wird befürwortet. Dieser sollte allerdings so niedrig wie vernünftigerweise erreichbar sein. Die Nitrit- und Nitratproblematik darf nicht zu einer Einschränkung des Verzehrs von Gemüse führen. Der Nutzen eines hohen Anteils von Gemüse in der Nahrung überwiegt das potenzielle Risiko leicht erhöhter Nitrat- und Nitritgehalte um ein Vielfaches Bestimmte Bevölkerungsgruppen können gegenüber einer Nitratexposition empfindlicher reagieren für Individuen mit erhöhter endogener Bildung von N- Nitroso-Verbindungen könnte ein erhöhtes gesundheitliches Risiko bestehen Um die Nitratgehalte in Gemüse und Salaten so gering wie möglich zu halten, sind folgende Maßnahmen denkbar: Minimierung des Nitrat-Gehaltes im Boden (verminderter Düngemitteleinsatz), so dass weniger Nitrat in die Pflanze und ins Grundwasser gelangt. 88

90 vermehrter Anbau von Gemüse im Freiland, weil höhere Lichteinstrahlung und Frischluftzufuhr den Nitratgehalt in den Pflanzen verringern. Anpassung der Erntezeit: Wird abends geerntet ist der Nitratgehalt im Erntegut geringer, weil tagsüber durch Lichteinstrahlung Nitrat abgebaut wird. Gezielte Zu-, Be- und Verarbeitungsprozesse: z. B. Entfernung von Stiel, Stängel, Blattrippen und äußeren Hüllblättern. Reduzierung des Einsatzes von Zusatzstoffen wie Kaliumnitrat (-nitrit) und Natriumnitrat (-nitrit), die als Pökelsalz und Konservierungsstoff eingesetzt werden dürfen. gezielte Auswahl der Nahrungsmittel: Saisonaler Gemüseverzehr, Gemüsesorte/-teil, Einschränkung des Trinkwasserverzehrs aus belasteten ländlichen Regionen etc. Welche Maßnahmen führen zu einer Reduzierung des Nitrat- bzw. Nitritgehaltes in Lebensmitteln? Eine Reduzierung des Nitritgehaltes in Lebensmitteln und der Gesamt- Nitritaufnahme lässt sich erreichen durch: Minimierung der Nitratgehalte (s. oben) sach- und fachgerechte Lagerung und Transport gute Hygienepraxis Literatur Achtzehn und Hawat (1969) Die Anreicherung von Nitrat in den Gemüsearten eine Möglichkeit der Nitratintoxikation bei Säuglingen? Die Nahrung 8: Achtzehn und Hawat (1970) Zur Nitritbildung in Gemüse und Gemüsezubereitungen. 1. Mitt. Rohspinat. Die Nahrung 14: Archer (2002) Evidence that ingested nitrate and nitrite are beneficial to health. Journal of Food Protection 65: Avery (1999) Infantile methemoglobinemia: reexamining the role of drinking water nitrates. Environmental Health Perspectives 107: BAG (2000) Neubewertung der gesundheitlichen Bedeutung von Nitrat in Gemüse. Bundesamt für Gesundheit, Abteilung Lebensmittelwissenschaft (Schweiz); verfügbar unter: (aufgerufen am ) Benjamin (2000) Nitrates in the human diet good or bad? Ann. Zootech 49: BfR (2009) Nitrat in Rucola, Spinat und Salat. Aktualisierte Stellungnahme Nr. 032/2009 des BfR vom 06. Februar BfR (2010) Nitrit in Spinat und anderen Lebensmitteln. Stellungnahme des BfR Nr. 007/2010 vom 18. August Borneff-Lipp und Dürr (2007) Nitrat, Nitrit in: Handbuch der Lebensmitteltoxikologie Band 2, Dunkelberg et al. (Hrsg.). Wiley-VCH, Weinheim, Comly (1945) Cyanosis in infants caused by nitrates in well-water. Journal of the American Medical Association 129:

91 EFSA (2008) Nitrate in vegetables. Scientific opinion of the panel on contaminants in the food chain. The EFSA Journal 689: EFSA (2010a) Statement on possible health risks for infants and young children from the presence of nitrates in leafy vegetables. The EFSA Journal 1935: EFSA (2010b) Guidance on human health risk-benefit assessment of food: European Food Safety Authority (EFSA), Parma, Italy, EFSA Journal 2010, Ewing und Mayon-White (1951) Cyanosis in infancy from nitrates in drinking-water. The Lancet i: Filer et al. (1970) Infant methemoglobinemia: The role of dietary nitrate. Pediatrics 46: Forman et al. (1985) Nitrates, nitrites and gastric cancer in Great Britain. Nature 333: Gerofke et al. (2009) Ein Novum in der Risikobwertung: Risk-/Benefit-Charakterisierung am Beispiel Nitrat in Rucola und Spinat. Poster zum 38. Deutschen Lebensmittelchemikertag 2009 vom September in Berlin. Gilchrist et al. (2010) Dietary nitrate Good or bad? Nitric Oxide 22: Greer et al. (2005) Infant methemoglobinemia: The role of dietary nitrate in food and water. Pediatrics 116: Großklaus R. (2009) Vortrag: Nutzen-Risiko-Abwägungen bei mit Cadmium belasteten Lebensmitteln in. BfR-Statusseminar Cadmium Neue Herausforderungen für die Lebensmittelsicherheit. Heisler et al. (1974) Changes in nitrate and nitrite content, and search for nitrosamines in storage-abused spinach and roots. J. Agr. Food Chem: 22: Hord et al. (2009) Food sources of nitrates and nitrites: the physiologic context for potential health benefits. The American Journal of Clinical Nutrition 90: 1 10 Katan MB (2009) Nitrate in foods: harmful or healthy? The American Journal of Clinical Nutrition 90: Kawanishi et al. (2006) Oxidative and nitrative DNA damages in animals and patients with inflammatory diseases in relation to inflammation-related carciogenesis. Biol. Chem. 387: Knobeloch et al. (2000) Blue babies and nitrate-contaminated well waters. Environmental Health Perspectives 108: Larsen et al. (2011) Dietary nitrate reduces maximal oxygen consumption while maintaining work performance in maximal exercise. Free Radical Biology & Medicine 48: Lehmann (1958) Quarterly reports to the editor on topics of current interests. Nitrates and nitrites in meat products. Quarterly bulletin of the association of food and drug officers 22: Lijinsky et al. (1973) Brief communication: feeding studies of ntriloracetic acid and derivatives in rats. J. Natl. Cancer Ist. 50: Lundberg et al. (2006) Cardioprotective effects of vegetables: Is nitrate the answer? Nitric Oxide 15: Lundberg et al. (2008) The nitrate nitrite nitric oxide pathway in physiology and therapeutics. Nature Reviews 7: Lundberg et al. (2009) Nitrate and nitrite in biology, nutrition and therapeutics. Nature Chemicals Biology 12:

92 Lundberg et al. (2011) Supplementation with nitrate and nitrite salts in exercise: a word of caution. J Appl Physiol 111: Maekawa et al. (1982) Carcinogenicity studies of sodium nitrite and sodium nitrate in F-344 rats. Food chem. Toxicol. 20: Menard et al. (2008) Assessment of dietary exposure of nitrate and nitrite in France. Food Additvis & Contaminants Part A 25: Pfundstein und Spiegelhalder (2007). Nitrosamine. In Handbuch der Lebensmitteltoxikologie Band 2, Hrsg. Dunkelberg et al. Wiley-VCH, Weinheim. Phillips (1968) Changes in the nitrate and nitrite contents of fresh and processed spinach during storage. J. Agr. Food chem. 16: Powlson et al. (2008) When does nitrate become a risk for humans? Journal of Environmental Quality 37: Presley et al. (2011) Acute effect of a high nitrate diet on brain perfusion in older adults. Nitric Oxide 24: Preussmann R. In The significance of n-nitrosation of drugs; Eisenbrand et al. (Hrsg.) in Eisenbrand et al Toxikologie für Naturwissenschaftler und Mediziner. Stoffe, Mechanismen, Prüfverfahren. Dritte, überarbeitete und aktualisierte Auflage. Wiley-VCH Weinheim. Sacks et al. (1999) A dietary approach to prevent hypertension: a review of the dietary approaches to stop hypertension (DASH) Study. Clinical Cardiology 22: III-6-III-10. Sanchez-Echaniz et al. (2001) Methemoglobinemia and consumption of vegetables in infants. Pediatrics 107: Sawa und Oshima (2006). Nitrative DNA dammage in inflammation and its possible role in carcinogenesis. Nitric Oxide 14: Schuphan (1965) Der Nitratgehalt von Spinat (Spinacia oleracea L.) in Beziehung zur Methämoglobinämie des Säuglings. Zeitschrift für Ernährungswissenschaft 5: Selenka (1971) Entstehung und Abbau von Nitrit in nitrathaltiger Säuglinsnahrung. II. Mitteilung: Wirkung von natürlichen und künstlichen Keimgemischen. Zbl. Bakt. Hyg, I. Abt. Orig. B 155: Simon et al. (1964) Über Vorkommen, Pathogenese und Möglichkeiten zur Prophylaxe der durch Nitrit verursachten Methämoglobinämie. Zeitschrift für Kinderheilkunde 91: Sinios und Wodsak (1965) Die Spinatvergiftung des Säuglings. Dtsch. med. Wschr. 90: Thal et al. (1961) Welche Hämoglobinkonzentrationen sind bei Brunnenwasser- Methämoglobinämie noch mit dem Leben vereinbar? Archiv für Toxikologie 19: Tricker und Preussmann (1991) Carcinogenic N-nitrosamines in the diet: occurence, formation, mechanisms and carcinogenic potential. Mutation Research 259: Vallance (1997) Dietary nitrate: poison or panacea? Gut 40: 288. Vermeer et al. (1998) Volatile n-nitrosamine formation after intake of nitrate at the ADI level in combination with an amine-rich diet. Environmental Health Perspectives 106: Verordnung über natürliches Mineralwasser, Quellwasser und Tafelwasser (Mineral- und Tafelwasser- Verordnung) vom 01. Dezember 2006 Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 der Kommission vom 19. Dezember 2006 zur Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln 91

93 Verordnung (EU) Nr. 1258/2011 der Kommission vom 2. Dezember 2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 bezüglich der Höchstgehalte für Nitrate in Lebensmitteln Walker (1990) Nitrates, nitrites and N-nitrosocompounds: a review of occurrence in food and diet and the toxicological implications. Food Addit. Contam. 7: Walton (1951) Survey of literature relating to infant methemoglobinemia due to nitratecontaminated water. American Journal of Public Health 41: Ward et al. (2005) Drinking water nitrate and health Recent findings and research needs. Environ Health Perspect 113: Webb et al. (2008) Acute blood pressure lowering, vasoprotective, and anitplatelet properties of dietary nitrate via bioconversion to nitrite. Hypertension 51: Wedemeyer (1956) Methämoglobinämie des jungen Säuglings durch nitrathaltiges Brunnenwasser. Archiv für Kinderheilkunde 152: Weitzberg und Lundberg (2011) Dietary nitrate a slow train coming. J Physiol 589: White (1975) Relative significance of dietary sources of nitrate and nitrite. Journal of Agriculture and Food Chemistry 23: Ying und Hofseth (2007) An emerging role for endothelial nitric oxide synthase in chronic inflammation and cancer. Cancer Res 67:

94 Stickstoffeffizienz welche Rolle spielen Bodenleben und Düngerform? Christine Bosshard, Zürich 1. Einleitung Bis ins Jahr 2050 ist mit einem Anstieg der Weltbevölkerung auf ungefähr neun Milliarden zu rechnen (UNPP, 2008). In den nächsten 40 Jahren müssen demzufolge doppelt so vielen Menschen ernährt werden. Um die Nahrungssicherheit gewährleisten zu können, wird laut Prognosen sowohl der Mineraldüngerverbrauch wie auch der Anfall von Hofdüngern ansteigen (IFA, 2011; Mullins et al. 2005). Die Intensivierung der landwirtschaftlichen Produktion während der letzten Jahrzehnten führte zu erhöhten Emissionen von Stickstoff (N) aus dem Agrarökosystem mit negativen Folgen für die Umwelt (z. B. Verschmutzung von Oberflächengewässer und Grundwasser, Erhöhung der Treibhausgasemissionen, Überdüngung von natürlichen Ökosystemen) (Tilman et al. 2001). Während im Ausbringungsjahr um die 50 70% des total ausgebrachten Mineraldünger-N von den Pflanzen aufgenommen wird (Ladha et al. 2005; Raun et al. 2008), ist die N-Ausnutzung bei organischen Düngern (z. B. Hofdünger) in der Regel wesentlich tiefer und auch viel variabler (Dobermann, 2005; Gutser et al. 2005). Stickstoff, der nicht von den Pflanzen aufgenommen oder im Boden immobilisiert wird, kann aus dem Boden-Pflanzen-System verloren gehen. Um gleichzeitig die negativen Auswirkungen auf die Umwelt zu verringern und die steigende Nahrungsmittelnachfrage decken zu können, muss die N- Ausnutzungseffizienz (NAE) von Hof- aber auch von Mineraldüngern verbessert werden. Der biologische Landbau wird in der Regel als umweltfreundlicher als der konventionelle eingestuft, weil versucht wird, die Nährstoffkreisläufe zu schließen um natürliche Ressourcen zu schonen, und weil der Nährstoffeintrag im biologischen Landbau tiefer ist, als im konventionellen (Pang and Letey, 2000). Im biologischen Landbau ist der Gebrauch von synthetischen Mineraldüngern untersagt (FAO, 2003). Somit hängen biologische Anbausysteme sehr stark von Hofdüngern, der symbiontischen N 2 -Fixierung und der organischen Bodensubstanz (OBS) ab. Organische N- Verbindungen in den Hofdüngern müssen jedoch zuerst durch die Bodenmikroorganismen mineralisiert werden, bevor sie pflanzenverfügbar werden. Deren Verfügbarkeit hängt demzufolge stark von mikrobiellen Mineralisierungs- und Immobilisierungs- Prozessen ab (Mary et al. 1996). In verschiedensten Studien konnte gezeigt werden, dass die mikrobielle Aktivität in biologisch bewirtschafteten Böden höher ist, als in konventionellen (Gunapala and Scow, 1998). Dies ist auch im DOK-Feldversuch der Fall (Mäder et al. 2002). Im DOK-Langzeitversuch werden seit 1978 ein biodynamisches, ein bio-organisches sowie zwei konventionelle Anbausysteme miteinander verglichen. In unserer Studie haben wir den DOK-Versuch als Modell benutzt, um den Einfluss der mikrobiellen Bodenbiomasse auf die NAE von Hof- und Mineraldünger und um den Verbleib von Dünger-N, der nicht von den Pflanzen aufgenommen wurde in einem biologisch und einem konventionell bewirtschafteten Anbausystem zu untersuchen. Dazu wurde 15 N-angereicherter Hof- und Mineraldünger auf Kleinparzellen, welche im biologischen und im konventionellen Anbausystem des DOK-Versuchs installiert wurden, appliziert

95 2. DOK-Langzeitversuch Im DOK-Langzeitversuch, der sich in der Nähe von Basel befindet, werden seit 1978 zwei konventionelle und zwei biologische Anbauverfahren miteinander verglichen (Tabelle 1). Alle Verfahren werden jeweils in vierfacher Wiederholung und mit derselben siebenjährigen Fruchtfolge im Versuch geführt. Bei der Versuchsanlage handelt es sich um ein Lateinisches Quadrat. Der Boden ist eine pseudovergleyte Parabraumerde auf Löss. Tab. 1. Ausgewählte Bewirtschaftungsmassnahmen der untersuchten Anbausysteme im DOK-Versuch. Durchschnittliche N-, P- und K-Düngung, Input-Output-Bilanz der vier Fruchtfolgeperioden (FF-Periode) ( ), Fruchtfolgen ( ), eingesetzte Dünger sowie Pflanzenschutzmaßnahmen. Anbausystem FF-Periode Bio-organisch (BIOORG) Konventionell (CONMIN) Nährstoffmanagement: Total N Mineral N P K Total N P K Ø Nährstoffeintrag (kg ha -1 a -1 ) Ø Bilanz a (kg ha -1 a -1 ) Düngerform Leicht verrotteter Mist und Gülle 1.2 ( ) od. 1.4 (seit 1992) GVE ha -1 a -1 Ungedüngt ; seit 1985 nur wasserlösl. Mineraldünger gemäss Düngerrichtlinien Pflanzenschutz: Unkraut Mechanisch Mechanisch, Herbizide Krankheiten Indirekte Methoden Fungizide Schädlinge Pflanzenextrakte, Biokontrolle Insektizide Fruchtfolge Wintergerste (Hordeum vulgaris L.), 2-j. Kunstwiese, Kartoffeln (Solanum tuberosum L.), (ZF) b, Winterweizen (Triticum aestivum L.), (ZF), Weisskohl (Brassica vulgaris L.), Winterweizen Wintergerste, 2-j. Kunstwiese, Kartoffeln, (ZF), Winterweizen, (ZF), Randen (Beta vulgaris L.), Winterweizen j. Kunstwiese, Kartoffeln, Winterweizen, (ZF), Randen, Winterweizen Winterweizen, 2-j. Kunstwiese, Kartoffeln, Winterweizen, (ZF), Soja (Glycine max L.), (ZF), Mais (Zea mays L.) a Differenz zwischen Dünger-N-Zufuhr und N-Wegfuhr mit den Ernteprodukten. b Zwischenfrucht: Gründüngung oder Futterzwischenfrucht. 94

96 Einige ausgewählte Bodeneigenschaften sind in Tabelle 2 aufgeführt. Für unsere Studie wurden die vier Feldreplikate eines konventionellen (CONMIN) und des bioorganischen (BIOORG) Anbauverfahrens ausgewählt. Die beiden Anbauverfahren unterscheiden sich vor allem in der Düngung und im Pflanzenschutz. CONMIN erhält ausschließlich wasserlöslichen Mineraldünger und wird entsprechend den Richtlinien für den integrierten Pflanzenbau (KIP, 1999) bewirtschaftet (Tabelle 1). Die Bewirtschaftung von BIOORG entspricht den bio-organischen Richtlinien (VSBLO, 2003). Dementsprechend werden ausschließliche organische Dünger (Tabelle 1) eingesetzt mit einem durchschnittlichen Eintrag an organischem Kohlenstoff (C) von 2240 kg ha - 1 a -1 (Fliessbach et al. 2007). Im Durchschnitt ist der totale N-Eintrag im BIOORG leicht tiefer als im CONMIN ( ), der Eintrag von mineralischem N mit den organischen Düngern im BIOORG jedoch deutlich tiefer, als mit dem Mineraldünger im CONMIN. Die Fruchtfolge, der Umgang mit Pflanzenrückständen sowie das Pflügen (Häufigkeit, Pflugtiefe) sind in beiden Anbausystemen identisch. Tab. 2. Ausgewählte Eigenschaften des Oberbodens (0 18 cm) der untersuchten Anbausysteme im (n = 4). Boden ph (H 2O) Total N Total C Nährstoffe Mikrob. Biomasse c Tägl. d Atmung.g kg P a K b N C C mg kg mg kg -1 Tag CONMIN 6.2 b 1.4 a 13 a 9.5 a 106 a 12.5 b 101 a 2.5 b BIOORG 6.6 a 1.5 a 14 a 5.4 a 111 a 21.8 a 113 a 3.8 a Spaltendurchschnitte innerhalb der Bodeneigenschaften mit unterschiedlichen Buchstaben sind signifikant verschieden (P 0.05) (t-test). a Menge des isotopisch austauschbaren P innerhalb der ersten Minute (Fardeau 1993). b Extraktion mit Ammoniumacetat-EDTA (Probenahme März 2003) (Cottenie et al. 1982). c Mikrobieller Biomassen-N und -C bestimmt mittels Chloroform-Fumigation (Vance et al. 1987); ohne Konversionsfaktor. d Durchschnitt aus einem 60-tägigen Inkubationsexperiment (Alef and Nannipieri 1995). 2.1 Kleinparzellenstudie Um die Stickstoffausnutzungseffizienz (NAE) von Hof- und Mineraldünger und den Verbleib des nicht von den Pflanzen aufgenommenen Dünger-N bestimmen zu können, wurde im CONMIN und BIOORG über drei Vegetationsperioden (Winterweizen Soja Mais) eine Kleinparzellenstudie durchgeführt. Die mit Winterweizen bepflanzten Kleinparzellen (Länge 33 cm, Breite 14 cm, Höhe 23 cm) erhielten eine einmalige Gabe von mit 15 N angereicherten Hof- oder Mineraldünger. Um den Langzeiteinfluss des biologischen und des konventionellen Anbausystems auf die NAE vergleichen zu können, wurde sowohl Hof- wie auch Mineraldünger auf die in CONMIN und BIOORG installierten Kleinparzellen appliziert. Am Ende jeder Vegetationsperiode wurde überprüft, ob die höhere mikrobielle Aktivität und Biomasse im BIOORG- als im CONMIN-Boden und der tiefere N-Eintrag in BIOORG über die Zeit die Ausnutzungseffizienz und den Verbleib des Dünger-N beeinflussen (Bosshard et al. 2009). 95

97 3. Stickstoffpools, Prozesse und Stickstoffausnutzungseffizienz (NAE) Stickstoff gelangt über den Eintrag von organischem und/oder Mineraldünger, die atmosphärische N-Deposition und die symbiontische N 2 -Fixierung in das Boden- Pflanzen-System. Der genannte sowie der bodenbürtige N tragen zum mineralischen und organischen Boden-N-Pool bei (Abbildung 1). Der mineralische N-Pool liefert direkt pflanzenverfügbaren N in Form von Ammonium (NH 4 + ) und/oder Nitrat (NO 3 - ). Mit weniger als 1% N in der Bodenlösung macht dieser aber nur einen kleinen Teil des totalen Boden-N aus (Stockdale et al. 2002) und kann deshalb das Pflanzenwachstum einschränken. Der grösste Boden-N-Pool, mit bis zu 90% des Boden-N- Vorrates, macht die organische Bodensubstanz (OBS) aus (McNeill and Unkovich, 2007). Diese ist sehr heterogen und besteht aus verschiedenen Fraktionen, welche sich in ihrer Zusammensetzung, biologischen Funktion und Stabilität unterscheiden. Atmosphärischer N 2 Symbiotische Fixierung Gasförmige Verluste NH 3, N 2 O, N 2 Humifizierung OBS Labile OBS GeschützteOBS PersistenteOBS Hofdünger Immob. Mikrobielle Biomasse Pflanze Abbau Mineraldünger Pflanzenaufnahme Mineralisierung Nitrifikation NH + 4 NO - MIT 3 Immobilisierung Tonmineralien Immobilisierung BODEN (Auswaschung) Auswaschung Abb. 1. Stickstoffflüsse und -pools des Stickstoffkreislaufes. Innerhalb der OBS macht die mikrobielle Bodenbiomasse nur einen kleinen aber labilen N-Pool aus, welcher beim Absterben der mikrobiellen Biomasse pflanzenverfügbar wird. Organischer N aus der OBS muss zuerst durch die Bodenmikroorganismen mineralisiert werden, bevor er von den Pflanzen aufgenommen werden kann. Die Bodenmikroorganismen wiederum können auch mineralischen N assimilieren; dieser Prozess wird als Immobilisierung bezeichnet. Mineralisierung und Immobilisierung laufen in der Regel gleichzeitig ab (Mineralisierung-Immobilisierungs-Turnover = MIT). Dabei dominiert entweder die Immobilisierung oder die Mineralisierung, was zu einer Netto-Mineralisierung oder Netto-Immobilisierung und demzufolge zu einem Anstieg oder einer Abnahme des mineralischen N in der Bodenlösung führt. Der MIT hängt von der mikrobiellen Aktivität und diese wiederum von der C- und N- Verfügbarkeit im Boden und von Umweltfaktoren wie zum Beispiel Temperatur und Bodenfeuchte ab. Die Applikation von leicht verfügbarem C für die Mikroorganismen über die Gülle kann die mikrobielle Aktivität zeitweilig erhöhen und zu einer Immobili- 96

98 sierung des Gülle-N führen (Jensen et al. 2000). Ist viel C für die Mikroorganismen verfügbar, wird der N entweder durch die Bildung von mikrobieller Biomasse und/oder durch die Bildung stabiler mikrobieller Rückstände festgelegt. Die N- Freisetzung aus applizierten Dünger-Quellen und die Stabilisierung von N im Boden ist demzufolge vorwiegend von mikrobiellen Prozessen abhängig. Wir nahmen deshalb an, dass sich die NAE und die Wiederfindung von Dünger-N im Boden aufgrund der höheren mikrobiellen Aktivität und Biomasse im BIOORG als im CONMIN und wegen tieferen mineralischen N-Gaben über die organischen Dünger im BIOORG, zwischen den beiden Anbausystemen unterscheiden. 3.1 Methoden zur Bestimmung der Dünger-NAE Die NAE von Hofdünger und Mineraldünger kann mit folgenden Methoden bestimmt werden: i) Tracer-Techniken unter Verwendung des stabilen 15 N-Isotopes ii) Differenzmethode i) 15 N-Isotopen-Methode: Der Einsatz von 15 N-angereichertem Hof- und Mineraldünger macht es möglich, die N-Aufnahme in die Pflanze zu bestimmen, den im Boden immobilisierten Dünger-N zu verfolgen und aufgrund einer 15 N-Bilanz die N-Verluste aus dem Boden-Pflanzen-System abzuschätzen. Die Aufnahme von residuellem Hofund Mineraldünger-N durch nachfolgende Kulturen kann nur mittels eines 15 N- Tracers bestimmt werden. Für die Kleinparzellen-Studie setzten wir zwei 15 N- angereicherte Schafsgüllen und einen 15 N-angereicherten Mineraldünger ein (Bosshard et al. 2009). Die beiden Schafsgüllen (Kot-Harn-Gemisch) unterschieden sich in der mit 15 N angereicherten Komponente. Eine der Güllen enthielt 15 N- angereicherten Harn (Gharn), die andere 15 N-angereicherten Kot (Gkot). Zur Gewinnung von 15 N-angereichertem Kot und Harn wurde ein Schafbock neun Tage lang mit 15 N-angereichertem Raigras-Heu gefüttert und die Exkremente jeweils täglich separat gesammelt (Bosshard et al. 2011). Der Mineraldünger wurde als 15 NH 15 4 NO 3 in wässriger Lösung appliziert. Als Kontrolle dienten Kleinparzellen, die nicht gedüngt wurden (Contr0N). Die applizierten Mengen und die Gülle- und Mineraldüngereigenschaften sind in der Tabelle 3 aufgeführt. Die NAE von Hof- und Mineraldünger entspricht dem Verhältnis zwischen Harn-, Kot- und Mineraldünger-N, der in die oberirdische Pflanzenmasse (Weizen, Soja und Mais) aufgenommen wurde und der totalen mit dem Dünger applizierten N-Menge. ii) Die Differenzmethode basiert auf der Differenz zwischen der Hofdünger- oder Mineraldünger-N-Aufnahme durch die Pflanze und der N-Aufnahme in einer ungedüngten Referenzparzelle, wo aller N durch den Bodenpool nachgeliefert wird (Muñoz et al. 2004). Die scheinbare N-Ausnutzung entspricht dann: (N-Aufnahme im gedüngten Verfahren N-Aufnahme im ungedüngten Verfahren)/total applizierte N- Menge x 100. Das Mineraldüngeräquivalnt (MDÄ) ist ein nützlicher Indikator, um die N- Verfügbarkeit von Hofdünger mit derer von Mineraldünger zu vergleichen (Gutser et al. 2005). Das MDÄ entspricht dem Verhältnis zwischen der N-Aufnahme von Hofdünger und von Mineraldünger. 97

99 Als Nachteil der 15 N-Isotopen-Methode können die hohen Kosten sowie der grosse Zeitaufwand für die Herstellung von homogen angereichertem Hofdünger genannt werden. Dadurch wird in der Regel die Fläche, die mit 15 N-angereicherten Hofdüngern gedüngt werden kann, eingeschränkt. Der Nachteil der Differenzmethode besteht darin, dass sie auf der Annahme basiert, dass die Pflanzen in der ungedüngten Parzelle dieselbe Menge an Boden-N aufnehmen, wie die Pflanzen in der gedüngten Parzelle. Tab. 3: Ausgewählte Eigenschaften und applizierte Mengen der verschiedenen Dünger. Verfahren Dünger-Eigenschaften Applizierte Mengen TS-Gehalt Total N 15 N Abundanz Total N NH 4 + NO 3 -N Total P % % der TS %.g m - 2 Total K Gharn a Harn b Kot Gkot a Harn c Kot MineralN a Contr0N a Gharn = 15 N-angereicherter Harn + unangereicherter Kot, Gkot = unangereicherter Harn + 15 N- angereicherter Kot, MineralN = 15 NH 15 4 NO 3 (als Lösung appliziert), Contr0N = ungedüngte Kontrolle. b Unterschied zwischen mineralischem N bestimmt in Gharn und im Kot von Gharn. c Unterschied zwischen mineralischem N bestimmt in Gkot und im Kot von Gkot. 3.2 Methoden zur Ermittlung des Verbleibs von nicht durch die Pflanze aufgenommenem N Der Verbleib von Hof- und Mineraldünger-N welcher die Pflanzen nicht aufgenommen haben, wurde 122 Tage nach der Düngerapplikation aufgrund der Wiederfindung von Harn-, Kot- und Mineraldünger-N im Oberboden (0 18 cm) der Kleinparzellen (nach der Ernte des Weizens und der Soja zusätzlich auch noch in einer Tiefe von cm) sowie in physikalisch separierten OBS-Fraktionen bestimmt. Die verschiedenen OBS-Fraktionen wurden mittels Aggregatseparierung und Dichtefraktionierung erhalten (Six et al. 2000; von Lützlow et al. 2007). Der Boden wurde dabei in Makro- und Mikroaggregate sowie Mikrostrukturen aufgetrennt. Anschließend erfolgte die Fraktionierung der Aggregate in folgende Dichtefraktionen: i) freie leichte Fraktion, ii) partikuläre organische Substanz innerhalb der Aggregate und iii) mineralassoziierte organische Substanz. 3.3 Methoden zur Bestimmung der Langzeit-Entwicklung von Boden-N 98

100 Der Boden-N-Vorrat in einem Anbausystem kann nur mit einer ausgeglichenen N- Bilanz erhalten werden. Ein N-Defizit (N-Input < N-Output) kann zu einer Auslaugung des Boden-N-Vorrates, ein N-Überschuss (N-Input > N-Output) zu N-Verlusten aus dem Anbausystem in die Umwelt führen. Veränderungen im Boden-N-Vorrat können entweder aufgrund einer N-Bilanz abgeschätzt (Oenema et al. 2003) oder durch das Erfassen des Boden-N-Gehaltes über einen längeren Zeitraum bestimmt werden. Um den Einfluss der Anbauverfahren auf den Boden-N-Vorrat zu ermitteln, berechneten wir für BIOORG und CONMIN N-Bilanzen auf Parzellenebene (100 m 2 ) über einen Zeitraum von 26 Jahren ( ). Als Input berücksichtigt wurden gemessene Parameter wie Hof- und Mineraldünger-N und Samen-N sowie abgeschätzte Parameter wie die atmosphärische N-Deposition und die symbiontische N 2 -Fixierung. Als Output ging der gemessene Parameter N-Export durch Ernteprodukte in die Rechnung ein. Zusätzlich wurden noch mögliche N-Verluste aus Hof- und Mineraldünger, wie wir sie in der 15 N-Studie ermittelt haben, in die Rechnung eingebunden. Die Veränderungen im Boden-N-Vorrat der beiden Anbausysteme haben wir aufgrund der Differenz im N-Gehalt des Oberbodens (0 20 cm) im Jahr 2003 und bei der Etablierung des Versuches im Jahre 1977ermittelt. 4. Charakterisierung von N in Hofdüngern Die Zusammensetzung von Hofdüngern hängt von vielen verschiedenen Faktoren wie zum Beispiel der Tierart, der Futterration, dem Metabolismus des einzelnen Tieres sowie dem Aufstallungssystem und der Lagerung ab. Im Gegensatz zu Mineraldünger sind die im Hofdünger enthaltenen organischen N-Verbindungen nicht direkt pflanzenverfügbar. Der totale N in Hofdüngern setzt sich aus Harn-N und Kot-N zusammen. Der totale N in Gülle von Wiederkäuern besteht zu 40 60% aus Harnstoff, beim restlichen N handelt es sich um komplexe organische Verbindungen (Beegle et al. 2008). Harn-N besteht zu 60 90% aus Harnstoff (McNeill and Unkovich, 2007), welcher in der Regel wenige Tage nach der Applikation im Boden zu NH 4 + hydrolysiert wird (Whitehead and Bristow, 1990). Die organischen N-Verbindungen stammen in erster Linie aus dem Kot (Sørensen et al. 1998). Um Näheres über die Verfügbarkeit des Kot-N zu erfahren, wurden die unterschiedlichen N-Verbindungen im Schafskot mittels verschiedener Methoden genauer bestimmt. Die Spektroskopie ( 15 N-CPMAS NMR) vermittelte Informationen über die Zusammensetzung des Schafskotes auf struktureller Ebene. Die 15 N-CPMAS NMR bedient sich des Vorteils der magnetischen Eigenschaft von NMR-aktiven Kernen. Diese Methode ist nicht invasiv, d. h. die Probe kann in der Festphase und ohne physikalische oder chemischer Vorbehandlung untersucht werden (Knicker and Nanny, 1997). Das NMR-Spektrum des Schafskotes wies einen dominanten Signal-Peak bei -262 ppm auf (Bosshard et al. 2011), welcher über 70% der Signalintensität ausmachte. Dieser Signal-Peak kann mit großer Wahrscheinlichkeit Amid-N in proteinhaltigem Material zugeschrieben werden (Knicker et al. 1997). Wie Knicker (2004) zeigte, vermögen sich einige peptidähnliche Strukturen der mikrobiellen Zersetzung zu widersetzen, indem sie möglicherweise eine Verbindung mit refraktären Biopolymeren eingehen. 99

101 Die Pyrolyse (Py-GC/MS) gab Informationen über die Zusammensetzung des Schafskotes auf molekularer Ebene (Hatcher et al. 2001). Bei der Pyrolyse werden die Makromoleküle thermisch durch das Aufspalten der Bindungen in kleine flüchtige Fragmente zerlegt (Zang and Hatcher, 2002). Die entstandenen Fragmente sollten dann charakteristisch für die Orginalstruktur sein (Schulten, 1996). Die Ergebnisse der Pyrolyse am Schafskot zeigten, dass der größte Teil der N-haltigen Pyrolyseprodukte von Proteinen abstammen (Bosshard et al. 2011) und bestätigten somit die Resultate der Spektroskopie. Mittels physikalisch-chemischen Fraktionierung wurde der Schafskot in unverdauten Futter-N, bakteriellen und endogenen N aus Rückständen sowie wasserlöslichen N aufgeteilt (Manson, 1969). Die Fraktionierung ergab, dass organische N-Formen den größten Anteil am totalen Kot-N ausmachen. Davon konnte bis zu 30% der unverdauten Futter-N-Fraktion zugewiesen werden. Organische N-Verbindungen im Kot, welche den Verdauungstrakt des Tieres unverdaut passieren, werden nur sehr langsam mineralisiert (Sørensen and Jensen, 1998). Dies konnten wir mit einer Inkubationsstudie bestätigen. Während einer Inkubationsperiode von 112 Tagen wurde nur zwischen 5 11% des organischen Schafskot-N mineralisiert (Bosshard et al. 2011). 5. Stickstoffausnutzungseffizienz 5.1 NAE von Hof- und Mineraldünger Im Ausbringungsjahr wurden 37% des Harn-N, 10% des Kot-N und 47% des Mineraldünger-N im Winterweizen der Kleinparzellen wiedergefunden (Tabelle 4). Die Wiederfindung der Schafsgülle im Weizen betrug 29%. Diese Resultate stimmen gut mit anderen Studien überein, die auch 15 N-angereicherte Hof- und Mineraldünger auf Kleinparzellen oder Lysimetern ausgebracht haben (Jensen et al. 1999, Kramer et al. 2002; Sørensen and Jensen, 1998; Sørensen et al. 1994; Thomsen et al. 1997). Die mit der Differenzmethode berechnete scheinbare N-Ausnutzung betrug 31% für die Schafsgülle und 46% für den Mineraldünger. Die gute Übereinstimmung zwischen den Resultaten der 15 N-Isotopen- und der Differenzmethode weist darauf hin, dass die Mineralisierung des Boden-N und die nachfolgende Aufnahme von Boden-N durch den Winterweizen nicht durch die Düngergabe beeinflusst wurde. Verglichen mit dem Harn oder dem Mineraldünger war die NAE von Kot im Ausbringungsjahr tief (Tabelle 4). Da die Menge von aufgenommenem Kot-N im Winterweizen die Menge an mineralischem N, welcher mit dem angereicherten Kot ausgebracht wurde überstieg, und da der N-Anteil, der aus dem Kot in die Weizenblätter aufgenommen wurde über die Vegetationsperiode leicht anstieg, kann davon ausgegangen werden, dass ein kleiner Anteil des organischen Kot-N mit einer tiefen Mineralisierungsrate freigesetzt wurde (Bosshard et al. 2009). Die N-Verfügbarkeit von Harn (MDÄ 78%) und Kot (MDÄ 21%) und somit auch der Schafsgülle (MDÄ 61%) war tiefer, als diejenige des Mineraldüngers. Die höhere N-Verfügbarkeit von Harnund Mineraldünger-N widerspiegelte sich auch im mineralischen Boden-N-Pool. Elf Tage nach der Düngerapplikation betrugen der Anteil von Harn- und Mineraldünger- N am totalen Nitrat im Oberboden (0 18 cm) 70 80%, der Anteil von Kot-N jedoch nur gerade 8% (Bosshard et al. 2009). 100

102 Für gewöhnlich hängt die N-Mineralisierungs- oder Immobilisierungsrate eines zum Boden applizierten organischen Substrates von dessen Zusammensetzung (z. B. C/N-Verhältnis, mineralischer N-Gehalt, biologische Abbaubarkeit der organischen N-Verbindungen) und der Menge an ausgebrachtem C ab. Bei Substraten mit einem C/N-Verhältnis unter 15, wie zum Beispiel Harn (C/N 2), kann mit einer N-Freisetzung gerechnet werden (Gutser et al. 2005). Laut Chadwick et al. (2000) hängt die quantitative Bestimmung der N-Mineralisierungsrate nicht nur von einem einzelnen Parameter ab. Der beste Parameter für die Bestimmung der N-Mineralisierung scheint aber das C/N org -Verhältnis zu sein. Es kann davon ausgegangen werden, dass die biologische Abbaubarkeit der organischen N-Verbindungen die N-Freisetzungsrate aus Hofdüngern beeinflusst. Widerstandsfähige N-Verbindungen wie zum Beispiel unverdauter Futter-N oder persistente peptidähnliche Strukturen, die sehr langsam mineralisiert werden, dürften die tiefen NAE und N-Verfügbarkeit aus dem Kot im Ausbringungsjahr erklären. Unabhängig von der applizierten Düngerquelle wurde in den Nachfolgejahren weniger als 3.5% des ursprünglich ausgebrachten Dünger-N in der Soja bzw. im Mais wiedergefunden (Tabelle 4). Die tiefe Wiederfindungsrate von Kot-N in der Soja und im Mais deutet darauf hin, dass der Kot-N in den zwei nachfolgenden Jahren weiterhin nur langsam mineralisiert wurde. Eine ähnlich tiefe Wiederfindung aus unterschiedlichen Düngerquellen im ersten und zweiten Jahr nach der Ausbringung konnten auch Jensen et al. (1999) und Sørensen et al. (1994) feststellen. In den Nachfolgejahren war die Haupt-N-Quelle für die Pflanzen in beiden Anbausystemen der Boden und für die Soja zusätzlich die Atmosphäre. Eine Immobilisierung und Stabilisierung des Hofdünger-N in die OBS könnte der Grund für die tiefe Düngernachwirkung in den Jahren nach der Ausbringung sein. Die Bodenmikroorganismen spielen eine wichtige Rolle in der Mineralisierung des mit Hofdüngern applizierten organischen N. Trotz der höheren mikrobiellen Aktivität und Biomass im BIOORG- als im CONMIN-Boden fanden wir keine signifikanten Unterschiede bezüglich der Dünger-NAE zwischen den beiden Anbausystemen. Demzufolge wurde die N-Freisetzung aus frisch appliziertem Hofdünger nicht durch die Aktivität und Größe der im Boden anwesenden mikrobiellen Biomasse beeinflusst. Dieses Ergebnis deckt sich mit dem von Langmeier et al. (2002). In einem Gefässversuch mit denselben DOK-Böden bei dem 15 N-angereichte Rindergülle und Mineraldünger zu Raigras appliziert wurde, konnten sie auch keine signifikanten Unterschiede zwischen den beiden Anbausystemen ausgemacht werden. In der Studie von Franzluebbers et al. (1995) hatte die Größe der bodenbürtigen mirkobiellen Biomasse ebenfalls keinen Einfluss auf die Netto-N-Mineralisierung von Augenbohnenblättern. Offensichtlich waren genug N-metabolisierende Mikroorganismen im Boden von BIOORG und CONMIN vorhanden und aktiv. Die Hydrolyse von Harn und die Transformation von organischen N-Verbindungen in mineralische N-Formen wurde demzufolge weniger durch die mikrobielle Aktivität begrenzt, sondern eher durch die chemischen Eigenschaften der N-Verbindungen im Kot bestimmt. 101

103 Tab. 4: Dünger- 15 N-Wiederfindung in Winterweizen, Soja, Mais und dem Boden im Ausbringungsjahr und den Nachfolgejahren in den verschiedenen Düngerverfahren. Da keine signifikanten Unterschiede zwischen CONMIN und BIOORG, werden nur die Mittelwerte gezeigt. Standardabweichung in Klammern. (n = 8). Düngerverfahren a Ausbringungsjahr 2003 Gharn Gkot Gülle (gewichtet) c MineralN. 15 N-Wiederfindung (% des applizierten 15 N).. Winterweizen 36.6 ( 3.7) 10.0 (2.0) 29.2 (3.1) 47.1 (4.2) Boden (0 18 cm) 25.1 (10.9) 20.1 (6.3) 23.7 (8.7) 21.8 (6.5) (18 28 cm) b 2.0 (1.7) 2.4 (2.7) 2.2 (1.6) 2.5 (2.1) Erstes Nachfolgejahr 2004 Soja 2.6 (0.7) 3.3 ( 0.5) 2.8 (0.5) 2.1 (0.3) Boden (0 18 cm) 25.2 (3.8) 47.1 (19.6) 31.2 (3.7) 22.4 (4.0) (18 28 cm) 7.1 (1.1) 8.6 ( 4.0) 7.5 (1.9) 7.2 (2.8) Zweites Nachfolgejahr 2005 Mais 1.3 (0.3) 1.5 (0.2) 1.4 (0.3) 1.1 (0.2) Boden (0 18 cm) 19.4 (3.2) 24.5 (5.9) 20.8 (1.7) 20.3 (11.9) (18 28 cm) nb nb nb nb nb = nicht bestimmt. a Gharn = 15 N-angereicherter Harn + unangereicherter Kot, Gkot = unangereicherter Harn + 15 N- angereicherter Kot, MineralN = 15 NH 15 4 NO 3, Contr0N = ungedüngte Kontrolle. b Signifikanter Effekt des Anbausystems (BIOORG > CONMIN). c Gewichtete Wiederfindung von Gharn und Gkot. 5.2 Verbleib von nicht durch die Pflanze aufgenommenem Dünger-N Wenn organische Dünger mit einem C/N-Verhältnis > 15 und mit für die Mikroorganismen leicht verfügbarem C appliziert wird, kann die mikrobielle Aktivität ansteigen und zu einer N-Immobilisierung führen (Pang and Letey, 2000). Die Immobilisierung hat zur Folge, dass sich die N-Verfügbarkeit für die Pflanzen zeitweilig verringert und es zu einer teilweisen Stabilisierung von vorher pflanzenverfügbarem N kommt. Zur Maisernte wurde zwischen 19% und 25% des Dünger- 15 N im Oberboden (0 18 cm) der Kleinparzellen wiedergefunden, wobei keine signifikanten Unterschiede zwischen BIOORG und CONMIN festgestellt wurden. Während die Menge an Harn- und Mineraldünger- 15 N, welche nach jeder Vegetationsperiode im Boden verblieb, mit den Resultaten anderer Studien vergleichbar war (Kramer et al. 2002; Powell et al. 2006; Sørensen, 2004), fiel die Wiederfindung von Kot- 15 N ungefähr dreimal tiefer 102

104 aus (Muñoz et al. 2003; Sørensen et al. 1998). Wegen der widerstandsfähigen N- Verbindungen im Kot, wurde erwartet, dass sich der Kot-N im Boden anreichert. In diversen ähnlichen Studien wurde zwischen 60 80% des Kot-N im Oberboden wiedergefunden (Jensen et al. 1999; Sørensen et al. 1998; Thomsen et al. 1997). Die tiefe Wiederfindung von Kot-N in unserer Studie ist schwer zu erklären. Damit N gasförmige verloren oder als Nitrat ausgewaschen werden kann, muss vorgängig der applizierten N mineralisiert werden. Die Mineralisierung von Kot-N war in dieser Studie, wie vorhin gezeigt, aber sehr gering. Die tiefe Wiederfindung von Kot-N könnte zum Teil damit zusammenhängen, dass nicht-mineralisierter Kot-N eventuell durch Regenwurmaktivität und/oder Auswaschung von gelöstem organischem N in tiefere Bodenschichten verlagert wurde. Die Verlagerung von angereichertem N in Bodenschichten tiefer als 18 cm kann um die 20% betragen (Sørensen and Thomsen, 2005; Muñoz et al. 2003). Unsere Studie lässt jedoch eine weit höhere Verlagerung in tiefere Bodenschichten vermuten. Das Risiko von N-Verlusten aus einem Anbausystem ist dann hoch, wenn der N- Eintrag den N-Bedarf der Kultur überschreitet, und zwar unabhängig davon, ob es sich um eine organische oder mineralische Düngerquelle handelt. Die NAE von jeglichem Dünger kann demzufolge nur gesteigert werden, wenn die N-Gabe besser mit dem N-Bedarf der Kultur abgestimmt wird. Wie von Korsaeth und Eltun (2000) oder Power und Doran (1984) gezeigt, kann die NAE durch eine kombinierte Gabe von Hof- und Mineraldünger gesteigert werden. Die Sequestrierung und der 15 N-Fluss in verschiedene Fraktionen der OBS kann, je nach Bewirtschaftungsweise, zwischen den Anbausystemen sehr unterschiedlich sein (Kramer et al. 2002). In unserer Studie war dies nicht zu beobachten. Die Wiederfindung von Dünger- 15 N in den verschiedenen OBS-Fraktionen waren bei BIOORG und CONMIN ähnliche. Wir hätten erwartet, dass durch die Applikation von unterschiedlichen Düngerquellen die Inkorporation des Dünger- 15 N in die partikuläre organische Substanz (z. B. freie leichte Fraktion und partikuläre organische Substanz innerhalb der Aggregate) beeinflusst würde. Bei derselben Menge an appliziertem N in Form von Kot und Mineraldünger war die totale N-Wiederfindung in der partikuläre organische Substanz des Bodens bei beiden Anbausystemen jedoch ähnlich (Bosshard et al. 2008). Offenbar wurde die Inkorporation in die Fraktionen der partikuläre organische Substanz nicht durch die widerstandsfähigen organischen N-Verbindungen im Kot beeinflusst. Jedoch nahm die Wiederfindung von Harn- und Mineraldünger- 15 N in der freien leichten Fraktion grundsätzlich mit abnehmender Aggregatgröße ab, während die Wiederfindung von Kot- 15 N in der leichten freien Fraktion der Makroaggregate am grössten war. Dies deutet darauf hin, dass die Inkorporation von Harn- und Mineraldünger- 15 N später durch den Einbau von Pflanzenrückständen in die freie leichte Fraktion erfolgte, während der Kot- 15 N früher durch die Deposition von partikulärem Kotmaterial zum Ausringzeitpunkt in die freie leichte Fraktion der Makroaggregate inkorporiert wurde. Die wichtigsten 15 N-Senken für jede der ausgebrachten Düngerquellen waren jedoch die kleinen Makroaggregate ( m) sowie bei allen Aggregatsklassen die mineralisch-assoziierte organische Fraktion des Bodens (Bosshard et al. 2008). Dies gilt auch für C (Leifeld et al. 2009; Stemmer et al. 2000). Die Stabilisierung von Dünger- 15 N in die mineralisch-assoziierte organische Fraktion des Bodens dürfte vor allem durch mirkobielle Prozesse erfolgen (Christensen, 103

105 2001), da die Bodenbakterien hauptsächlich in der Silt- und Tonfraktion zu finden sind, wo auch die Enzymaktivität höher ist, als in der Sandfraktion (Blackwood and Paul, 2003). Die Freisetzung von in der OBS inkorporiertem N hängt von der Zusammensetzung der OBS-Fraktionen und vom N-Stabilisationsgrad in den jeweiligen Fraktionen ab. Im Vergleich zur mineralisch-assoziierte organischen Fraktion war das C/N-Verhältnis der freien leichten Fraktion höher (Bosshard et al. 2008). Die freie leichte Fraktion wird nicht durch die Aggregatstruktur geschützt und stellt deshalb eine labile Quelle für mineralisierbaren N und C dar. Sie ist eine Kurzzeit-N-Senke und wird rascher umgesetzt, als das organische Material, welches in der mineralischassoziierten organischen Fraktion des Bodens inkorporiert wurde. Vom totalen N im Oberboden (0 18 cm) machte der N-Gehalt des partikulären organischen Materials pro kg Trockensubstanz weniger als 3% (ca. 100 kg N ha -1 ) aus, während der Anteil der mineralisch-assoziierten organischen Fraktion gut 60% (ca kg N ha -1 ) betrug. Da die Wiederfindung des Dünger- 15 N in die verschiedenen OBS-Fraktionen nur an einem Zeitpunkt bestimmt wurde, kann keine Aussage zum N-Umsatz in diesen Fraktionen gemacht werden. Abschätzungen ergaben, dass das partikuläre organische Material in ungefähr sieben Jahr umgesetzt werden dürfte (Gregorich et al. 2006). Organisches Material, welches in die Tonfraktion inkorporiert wurde scheint sehr stabil zu sein (Kirchmann et al. 2004) und wird dementsprechend nur sehr langsam umgesetzt. Die Umsatzraten von stabilen OBS-Pools können Jahre oder Jahrzehnte betragen (Jarvis, 1996; Whalen et al. 2000). Die Stabilisierung von Gülle- und Mineraldünger-N in die mineralisch-assoziierte organische Fraktion des Bodens könnte der Grund für die tiefe Nachwirkung des Dünger-N in den Jahren nach der Ausbringung sein. Während der Dispersion der Aggregate bei der Dichtefraktionierung ging bis zu 55% des im nicht-fraktionierten Boden enthaltenen 15 N verloren (Bosshard et al. 2008). Dies zeigt, wie wichtig die Aggregate für den Schutz von N im Boden sind. Während des Pflügens werden die Bodenaggregate zerstört, so dass der vorher in den Aggregaten geschützte N freigesetzt und den mikrobiellen Abbauprozessen ausgeliefert wird (Six et al. 1998; Sørensen and Amato, 2002). Allenfalls sind die organischen N- Verbindungen in den DOK-Böden nur schwach geschützt und werden somit rasch abgebaut. Dies könnte die tiefe Wiederfindungsrate von organischem N im Oberboden erklären. Die Abnahme des organischen C-Gehaltes in den Silt- und Tonfraktionen der DOK-Böden seit Beginn des Versuches (Leifeld et al. 2009) unterstützt diese Vermutung. 5.3 Langzeit-Entwicklung von Boden-N Aufgrund des höheren N-Output als N-Input ist die N-Bilanz über 26 Jahre ( ) negativ und zwar sowohl für CONMIN als auch für BIOORG. Während der Etablierung des Versuches 1977 unterschied sich der N-Gehalt im Oberboden (0 20 cm) zwischen den beiden Anbausystemen nicht signifikant. Aufgrund von Regressionsanalysen konnte aufgezeigt werden, dass der Boden-N-Gehalt in beiden Anbausystem seit 1977 tendenziell abnimmt. Das über die N-Bilanz berechnete jährliche N- Defizit betrug kg N ha -1 a -1 für BIOORG und kg N ha -1 a -1 für CONMIN. Die tatsächlich gemessene jährliche Abnahme im Boden-N-Vorrat zwischen 1977 und 2003 betrug -29 kg N ha -1 a -1 für BIOORG und -39 kg N ha -1 a -1 für CONMIN (Bosshard, 2007). Die Diskrepanz zwischen der tatsächlich gemessenen 104

106 Veränderung im Boden-N-Vorrat des Oberbodens und der über die Bilanz berechneten kann folgende Gründen haben: i) Unsicherheiten in der N-Bilanz aufgrund von getroffenen Annahmen sowie Beprobungsfehler (Oenema and Heinen, 1999) und/oder ii) N-Aufnahme aus dem Unterboden. Stickstoff, welcher in Bodenschichten tiefer als 20 cm verlagert wurde, kann durch die Pflanzenwurzeln wieder in den Oberboden befördert werden. Die Nährstoffaufnahme aus tieferen Bodenschichten konnte im DOK-Versuchs zum Beispiel für Phosphor gezeigt werden (Oehl et al. 2002). Eine N-Aufnahme aus tieferen Bodenschichten als 20 cm würde die gemessene Veränderung im Boden-N-Vorrat beeinflussen (Reduktion des N-Defizites) jedoch nicht die N-Bilanz. Die größte Fehlerquelle in der N-Bilanz dürfte aber die Abschätzung der symbiontischen N 2 -Fixierung sein. In unserer Studie wurde die N 2 - Fixierung mittels Regressionsgleichungen mit den Inputvariablen Ertrag der Gras- Klee-Mischung, Kleeanteil und N-Düngung (Boller et al. 2003) abgeschätzt. Vor allem für den Kleeanteil verfügten wir jedoch nur über einen unvollständigen Datensatz, was die Abschätzung der N 2 -Fixierung im DOK-Versuch erschwerte. Zudem wird die Akkumulation von in den Wurzeln fixiertem N in der Bilanz nicht berücksichtigt, so dass der total fixierte N unterschätzt wird (Mayer et al. 2003; McNeill and Unkovich, 2007). Andere Untersuchungen mit wiederholter Applikation von Hofdüngern in denen die Veränderung im Boden-N-Gehalt über längere Zeit verfolgt wurde, weisen in der Regel eine positive N-Bilanz und somit eine Zunahme des Boden-N-Gehaltes auf (Benbi and Biswas, 1997; Poudel et al. 2001; Watson et al. 2002). Dagegen führt das wiederholte Ausbringen von Mineraldünger oft zu einer Abnahme des Boden-N- Vorrates (Mulvaney et al. 2009). Die Langzeitapplikation von Hofdünger in BIOORG erhöhte den Boden-N-Vorrat jedoch nicht. Im Gegenteil, vergleicht man die Werte mit denen zu Beginn des Versuches, so sank der N-Gehalt im Oberboden von BIOORG zwischen 1977 und 2003 um 16% und im CONMIN um 20%. Ebenfalls abgenommen hat in beiden Anbausystemen seit Beginn des Versuches der Gehalt an organischem C (Fliessbach et al. 2007; Leifeld et al. 2009) und an Phosphor (Oehl et al. 2002). Trotz Gras-Klee-Mischungen in der Fruchtfolge beider Anbausysteme, um zusätzlichen N zu akquirieren, scheint es aufgrund des großen Potentials des DOK- Bodens N freizusetzen offenbar schwierig zu sein, die Abnahme im Boden-N- Vorrat zu vermeiden. Der im BIOORG durch die Langzeitdüngung mit Hofdüngern erwartete Anstieg in der OBS und somit im Boden-N-Vorrat könnte durch das Pflügen verhindert worden sein. Möglicherweise schreitet die Abnahme im Boden-N- Vorrat von BIOORG und CONMIN dadurch stetig voran, weil beim Pflügen die Aggregatstrukturen im Boden zerstört werden und der zuvor in den Aggregaten geschützte N dem Abbau durch die Mikroorganismen ausgesetzt wird. 6. Schlussfolgerungen Es wurde angenommen, dass die höhere mikrobielle Aktivität im BIOORG- als im CONMIN-Boden die Dynamik des Dünger-N über den Mineralisierungs- Immobilisierung-Prozess beeinflusst. Die NAE von Hof- und Mineraldünger über drei Jahre wurde jedoch nicht vom Anbausystem beeinflusst. Die N-Freisetzung aus den verschiedenen Düngerquellen hing offenbar nicht von der Größe des Pools der mikrobiellen Biomasse im Boden und dessen Aktivität ab. Deshalb ist die Größe und Aktivität der mikrobiellen Biomasse kein angemessener Indikator, um die N- Freisetzung aus frisch applizierten organischen N-Quellen vorauszusagen. Die NAE 105

107 wurde hauptsächlich von der ausgebrachten N-Quelle beeinflusst: tiefere NAE von Hof- als von Mineraldüngern aufgrund widerstandsfähiger organischer N- Verbindungen, im Kot, welche nur sehr langsam freigesetzt werden. Ebenfalls keine signifikanten Unterschiede zwischen den beiden Anbausystemen wurde bei der Wiederfindung von Düngern-N im Oberboden oder in der OBS gefunden. Bei Ausbringung derselben N-Mengen unterschied sich das Inkorporationsmuster von Kot-N in die OBS nicht von demjenigen von Mineraldünger. Dies lässt vermuten, dass die Applikation von organischem N den Boden-N-Vorrat nicht erhöht. Vermutlich wurde durch die häufige physikalische Zerstörung der Aggregatstrukturen im Boden durch das Pflügen vorgängig geschützter N freigesetzt und dem mikrobiellen Abbau ausgesetzt. Es könnte sich daher eher schwierig gestalten im DOK-Versuch den Boden-N-Vorrat zu erhalten, es sei denn durch eine Reduktion des Pflugeinsatzes. Da ähnlich viel Dünger-N in den Pflanzen und im Oberboden von BIOORG und CONMIN wiedergefunden wurde, besitzen die beiden Anbausysteme offenbar dasselbe Potential N-Verbindungen in die Umwelt zu emittieren. Unterschiede bei den lokalen Emissionen aus Anbausystemen scheinen daher eher durch die Form und die Höhe der Inputs als durch unterschiedliche NAE der Inputs bestimmt zu werden. 7. Referenzen Alef, K. and Nannipieri, P. (1995). Soil respiration. In: Methods in applied soil microbiology and biochemistry. K. Alef, P. Nannipieri (eds), pp , Academic Press Inc., San Diego. Beegle, D.B., Kelling, K.A. and Schmitt, M.A. (2008). Nitrogen from animal manures. In: Nitrogen in Agricultural Systems. J.S. Schepers, W.R. Raun (eds), pp , Agronomy Monograph No. 49, Madison. Benbi, D.K. and Biswas, C.R. (1997). Nitrogen balance and N recovery after 22 years of maize-wheat-cowpea cropping in a long-term experiment. Nutrient Cycling in Agroecosystems 47, Blackwood, C.B. and Paul, E.A. (2003). Eubacterial community structure and population size within the soil light fraction, rhizosphere, and heavy fraction of several agricultural systems. Soil Biology & Biochemistry 35, Boller, B., Lüscher, A. and Zanetti, S. (2003). Schätzung der biologischen Stickstoff- Fixierung in Klee-Gras-Beständen. In: Schriftenreihe FAL, pp Bosshard, C. (2007). Nitrogen dynamics in organic and conventional cropping systems. PhD dissertation, ETH No , Swiss Federal Institute of Technology ETH, Zurich, Zurich, Switzerland. Bosshard, C., Frossard, E., Dubois, D., Mäder, P., Manlolov, I. and Oberson, A. (2008). Incorporation of nitrogen-15-labeled amendments into physically separated soil organic matter fractions. Soil Science Society of America Journal 72: Bosshard, C., Sørensen, P., Frossard, E., Dubois, D., Mäder, P., Nanzer, S. and Oberson, A. (2009). Nitrogen use efficiency of 15 N-labelled sheep manure and mineral fertiliser applied to microplots in long-term organic and conventional cropping systems. Nutrient Cycling in Agroecosystems 83,

108 Bosshard, C., A. Oberson, P. Leinweber, G. Jandl, H. Knicker, H.R. Wettstein, M. Kreuzer, and E. Frossard Characterization of fecal nitrogen forms produced by a sheep fed with 15 N labeled ryegrass. Nutrientcycling in Agroecosystems 90: Chadwick, D.R., John, F., Pain, B.F., Chambers, B.J. and Williams, J. (2000). Plant uptake of nitrogen from the organic nitrogen fraction of animal manures: a laboratory experiment. Journal of Agricultural Science 134, Christensen, B.T. (2001). Physical fractionation of soil and structural and functional complexity in organic matter turnover. European Journal of Soil Science 52, Cottenie, A., Verlod, M., Kiekens, L. and Camerlynck, R. (1982). Chemical anaysis of plant and soil. Laboratory of Analytic and Agrochemistry State University Ghent, Belgium, p 63. Dobermann, A. (2005). Nitrogen use efficiency state of art. Paper presented at the IFA International Workshop on enhanced-efficiency fertilizers, Frankfurt, Germany, June FAO (Food and Agriculture Organization). (2003). Organic Agriculture. In: World agriculture towards 2015/2030. An FAO Perspective. Fardeau, J.C. (1993). Le phosphore assimilable des sols: sa représentation par un modèle fonctionnel à plusieurs compartiments. Agronomie 13, Fliessbach, A., Oberholzer, H.R., Gunst, L. and Mäder, P. (2007). Soil organic matter and biological soil quality indicators after 21 years of organic and conventional farming. Agriculture, Ecosystem and Environment 118, Franzluebbers, K., Waever, R.W., Juo, A.S.R. and Franzluebbers, A.J. (1995). Mineralization of carbon and nitrogen from cowpea leaves decomposing in soils with different levels of microbial biomass. Biology and Fertility of Soils 19, Gregorich, E.G., Beare, M.H., McKim, U.F. and Skjemstad, J.O. (2006). Chemical and biological characteristics of physically uncomplexed organic matter. Soil Science Society of America Journal 70, Gunapala, N. and Scow, K.M. (1998). Dynamics of soil microbial biomass and activity in conventional and organic farming systems. Soil Biology & Biochemstry 30, Gutser, R., Ebertseder, T., Weber, A., Schraml, M. and Schmidhalter, U. (2005). Short-term and residual availability of nitrogen after long-term application of organic fertilizers on arable land. Journal of Plant Nutrition and Soil Science 168, Hatcher, P.G., Dria, K.J., Kim, S. and Frazier, S.W. (2001). Modern analytical studies of humic substances. Soil Science 166, IFA (International Fertilizer Industry Association) (2011). Fertilizer Outlook th IFA Annual Conference, May 2011, Montreal, Canada. Jarvis, S.C. (1996). Future trends in nitrogen research. Plant and Soil 181, Jensen, B., Sørensen, P., Thomsen, I.K., Jensen, E.S. and Christensen, B.T. (1999). Availability of nitrogen in 15 N-labeled ruminant manure components to successively grown crops. Soil Science Society of America Journal 63, Jensen, L.S., Pedersen, I.S., Hansen, T.B. and Nielsen, N.E. (2000). Turnover and fate of 15 N-labelled cattle slurry ammonium-n applied in the autumn to winter wheat. European Journal of Agronomy 12, KIP. (1999). Richtlinien für den ökologischen Leistungsnachweis (ÖLN). Koordinationsgruppe Richtlinie Deutschschweiz. Landwirtschaftliche Beratungszentrale, Lindau. 107

109 Kirchmann, G., Haberhauer, G., Kandeler, E., Sessitsch, A. and Gerzabek, M.H. (2004). Effects of level and quality of organic matter input on carbon storage and biological activity in soil: Synthesis of a long-term experiment. Global Biogeochemical Cycles 18, 1 9. Knicker, H. and Nanny, M.A. (1997). Nuclear magnetic resonance spectroscopy Basic theory and background. In: Nuclear magnetic resonance spectroscopy in environmental chemistry. M.A. Nanny, R.A. Minear, J.A. Leenheer (eds), pp Oxford University Press Inc., New York. Knicker, H., Lüdemann, H.D. and Haider, K. (1997). Incorporation studies of NH + 4 during incubation of organic residues by 15 N-CPMAS-NMR-spectroscopy. European Journal of Soil Science 48, Knicker, H. (2004). Stabilization of N-compounds in soil and organic-matter-rich sediments what is the difference? Marine Chemistry 92, Korsaeth, A. and Eltun, R. (2000). Nitrogen mass balances in conventional, integrated and ecological cropping systems and the relationship between balance calculations and nitrogen runoff in an 8-year field experiment in Norway. Agriculture, Ecosystems and Environment 79, Kramer A.W., Doane, T.A., Horwath, W.R. and van Kessel, C. (2002). Short-term nitrogen-15 recovery vs. long-term total soil N gains in conventional and alternative cropping systems. Soil Biology & Biochemistry 34, Ladha, J.K., Pathak, H., Krupnik, T.J., Six, J. and van Kessel, C. (2005). Efficiency of fertilizer nitrogen in cereal production: retrospects and prospects. Advances in Agronomy 87, Langmeier, M., Frossard, E., Kreuzer, M., Mäder, P., Dubois, D. and Oberson A. (2002). Nitrogen fertilizer value of cattle manure applied on soils originating from organic and conventional farming systems. Agronomie 22, Leifeld, J., Reiser, R. and Oberholzer, H.R. (2009). Consequences of conventional versus organic farming on soil carbon: results from a 27-year field experiment. Agronomy Journal 101, Mäder, P., Fliessbach, A., Dubois, D., Gunst, L., Fried, P. and Niggli, U. (2002). Soil fertility and biodiversity in organic farming. Science 296, Mary, B., Recous, S., Darwis, D. and Robin, D. (1996). Interaction between decomposition of plant residues and nitrogen cycling in soil. Plant and Soil 181, Manson, V.C. (1969). Some observations on the distribution and origin of nitrogen in sheep faeces. Journal of Agricultural Science 73, Mayer, J., Buegger, F., Jensen, E.S., Schloter, M. and Hess, J. (2003). Estimating N rhizodeposition of grain legumes using a 15 N in situ stem labelling method. Soil Biology & Biochemistry 35, McNeill, A. and Unkovisch, M. (2007). The nitrogen cycle in terrestrial ecosystems. In: Nutrient Cycling in terrestrial ecosystems. P. Marschner, Z. Rengel (eds), pp Springer, Berlin. Mullins, G., Joern, B. and Moore, P. (2005). By-product phosphorus: sources, characteristics and management. In: Phosphorus: Agriculture and Environment. J.T. Sims, A.N. Sharply (eds), pp ASA, CSSA and SSSA, Madison, Wisconsin, USA. Mulvaney, R.L., Khan, S.A. and Ellsworth, T.R. (2009). Synthetic nitrogen fertilizers deplete soil nitrogen: A global dilemma for sustainable cereal production. Journal of Environmental Quality 38,

110 Muñoz, G.R., Powell, M.J. and Kelling, K.A. (2003). Nitrogen budget and soil N dynamics after multiple application of unlabeled or 15-nitrogen-enriched dairy manure. Soil Science Society of America Journal 67, Muñoz, G.R., Kelling, K.A., Powell, J.M. and Speth, P.E. (2004). Comparison of estimates of first-year dairy manure nitrogen availability or recovery using nitrogen-15 and other techniques. Journal of Environmental Quality 33, Oehl, F., Oberson, A., Tagmann, H.U., Besson, J.M., Dubois, D., Mäder, P., Roth, H.R. and Frossard, E. (2002). Phosphorus budget and phosphor availability in soils under organic and conventional farming. Nutrient Cycling in Agroecosystems 62, Oenema, O. and Heinen, M. (1999). Uncertainties in nutrient budgets due to bias and errors. In: Nutrient disequilibria in agroecosystems. E.M.A. Smaling, O. Oenema, L.O. Fresco (eds), pp 72 95, CAB International, Wallingford. Oenema, O., Kros, H. and de Vries, W. (2003). Approaches and uncertainties in nutrient budgets: implications for nutrient management and environmental policies. European Journal of Agronomy 20, Pang, X.P. and Letey, J. (2000). Organic farming: challenge of timing nitrogen availability to crop nitrogen requirements. Soil Science Society of America Journal 64, Poudel, D.D., Horwath, W.R., Mitchell, J.P. and Temple, S.R. (2001). Impacts of cropping systems on soil nitrogen storage and loss. Agricultural Systems 68, Powell, J.M., Wattiaux, M.A., Broderick, G.A., Moreira, V.R. and Casler, M.D. (2006). Dairy diet impacts of fecal chemical properties and nitrogen cycling in soils. Soil Science Society of America Journal 70, Power, J.F. and Doran, J.W. (1984). Nitrogen use in organic farming. In. Nitrogen in crop production. Hauck, R.D. (ed), pp , America Society of Agronomy, Madison, Wisconsin. Raun., W.R. and Schepers, J.S. (2008). Nitrogen management for improved use efficiency. In: Nitrogen in Agricultural Systems. J.S. Schepers, W.R. Raun (eds), pp , Agronomy Monograph No. 49, Madison. Schulten, H.R. (1996). Direct pyrolysis-mass spectrometry of soils: A novel tool in agriculture, ecology, forestry, and soil science. In: Mass spectrometry of soils. T.E. Boutton, S. Yamasaki (eds), pp , Marcel Dekker, New York. Six, J., Elliott, E.T., Paustian, K. and Doran, J.W. (1998). Aggregation and soil organic matter accumulation in cultivated and native grassland soils. Soil Science Society of America Journal 62, Six, J., Paustian, K., Elliott, E.T. and Combrink, C. (2000). Soil structure and organic matter: I. Distribution of aggregate-size classes and aggregate-associated carbon. Soil Science Society of America Journal 64, Sørensen, P., Jensen, E.S. and Nielsen, N.E. (1994). Labelling of animal manure nitrogen with 15 N. Plant and Soil 162, Sørensen, P. and Jensen, E.S. (1998). The use of 15 N labelling to study the turnover and utilization of ruminant manure N. Biology and Fertility of Soils 28, Sørensen, P., Jensen, E.S., Thomsen, I.K., Jensen, E.S. and Christensen, B.T. (1998). The fate of 15 N-labelled animal manure components in soil. In: Proceedings of the 16 th World Congress of Soil Science, Montpellier, France, August Sørensen, P. and Amato, M. (2002). Remineralisation and residual effects of N after application of pig slurry to soil. European Journal of Agronomy 16,

111 Sørensen, P. (2004). Immobilisation, remineralisation and residual effects in subsequent crops of dairy cattle slurry nitrogen compared to mineral fertiliser nitrogen. Plant and Soil 267, Sørensen, P. and Thomsen, I.K. (2005). Separation of pig slurry and plant utilization and loss of nitrogen-15-labeled slurry nitrogen. Soil Science Society of America Journal 69, Stemmer, M., Roth, K. and Kandeler, E. (2000). Carbon mineralization and microbial activity in a field site trial used for 14 C turnover experiments over a period of 30 years. Biology and Fertility of Soils 31, Stockdale, E.A., Shepherd, M.A., Fortune, S. and Cuttle, S.P. (2002). Soil fertility in organic systems fundamentally different? Soil Use and Management 18, Thomsen, I.K., Kjellerup, V. Jensen, B. (1997). Crop uptake and leaching of 15 N applied in ruminant slurry with selectively labelled faeces and urine fractions. Plant and Soil 197, Tillman, D., Fargione, J., Wolff, B., D Antonio, C., Dobson, A., Howarth, R., Schindler, D., Schlesinger, W.H., Simberloff, D. and Swackhamer, D. (2001). Forecasting agriculturally driven global environmental change. Science 292, UNPP (2008). World population prospects: The 2008 revision. United Nations Population Division, New York. von Lützow, M., Kögel-Knabner, I., Ekschmitt, K., Flessa, H., Guggenberger, G., Matzner, E. and Marschner, B. (2007). SOM fractionation methods: Relevance to functional pools and to stabilization mechanisms. Soil Biology & Biochemistry 39, Vance, E.D., Brookes, P.C. and Jenkinson, D.S. (1987). An extraction method for measuring soil microbial biomass C. Soil Biology & Biochemistry 19, VSBLO. (2003). Richtlinie und Verordnung zum Biolandbau. FiBL, Frick Watson, C.A., Bengtsson, M., Ebbesvik, A.K., Loes, A., Myrbeck, A., Salomon, E., Schroder, J. and Stockdale, E.A. (2002). A review of farm-scale nutrient budgets for organic farms as a tool for management of soil fertility. Soil Use and Management 18, Whalen, J.K., Bottomley, P.J. and Myrold, D.D. (2000). Carbon and nitrogen mineralization from light- and heavy-fraction additions to soil. Soil Biology & Biochemistry 32, Whitehead, D.C. and Bristow, A.W. (1990). Transformations of nitrogen following the application of 15 N-labelled cattle urine to an established grass sward. Journal of Applied Ecology 27, Zang, X. and Hatcher, P.G. (2002). A Py-GC-MS and NMR spectroscopy study of organic nitrogen in Mangrove Lake sediments. Organic Geochemistry 33,

112 Stickstoffeffizienz weiter steigern Möglichkeiten und Grenzen Gerhard Baumgärtel, Hannover Einleitung und Problemstellung Die Minimierung von Stickstoffverlusten bei der Versorgung der Pflanzen mit Düngemitteln und damit ein effizienter Einsatz von Stickstoffdüngern stehen in der heutigen Diskussion bezüglich der Nachhaltigkeit in der Landwirtschaft im Vordergrund. Dabei dürfen jedoch die beiden anderen Säulen der Nachhaltigkeit, nämlich die Ökonomie sowie die sozialen Aspekte nicht aus den Augen verloren werden. Dies beinhaltet die Bereitstellung günstiger Lebensmittel für die Verbraucher sowie die wirtschaftliche Existenzsicherung für die landwirtschaftlichen Betriebe in gleicher Weise. Anlass für eine weitere Steigerung der Stickstoffeffizienz Zu einer weiteren Effizienzsteigerung beim Einsatz von Stickstoffdüngern werden landwirtschaftliche Betriebe durch die nachfolgenden Gesichtspunkte stetig motiviert Düngeverordnung, Erzeuger- und Produktpreise, Witterungsextreme. Die Düngeverordnung beschreibt die gute fachliche Praxis beim Düngen. Dies bedeutet, die Düngermengen am Bedarf der Pflanzen unter Berücksichtigung der verfügbaren Nährstoffvorräte im Boden auszurichten. Zur Überprüfung des Düngeverhaltens werden Betriebe verpflichtet, für Stickstoff und Phosphor Vergleiche von Nährstoffzu- und -abfuhren für die abgelaufenen Düngejahre zu erstellen. Die Ergebnisse der Nährstoffvergleiche auf Betriebsebene sollen im Mittel der letzten 3 Jahre 60 kg/ha N nicht überschreiten. Neben den Vorgaben der Düngeverordnung sind die in den zurückliegenden Jahren stark schwankenden Produkt- und Erzeugerpreise immer wieder Anlass, die Effizienz der Stickstoffdüngung einer kritischen Überprüfung zu unterziehen. Aber nicht nur ökologische und ökonomische Überlegungen veranlassen landwirtschaftliche Betriebe zu einem überlegten und effizienten Handeln beim Düngen, sondern auch die Witterungsextreme der zurückliegenden Jahre. Bei der Steuerung der N-Düngung gilt es mehr und mehr, auch in Trockenphasen eine ausreichende Stickstoffversorgung der Pflanzen sicher zu stellen. In den zurückliegenden Jahren von 2007 bis 2011 zeichnete sich insbesondere der Monat April durch teilweise extrem niedrige Niederschläge aus. Dies betrifft dann vor allem die Stickstoffausnutzung bei Winterraps und Wintergetreide. 111

113 Einflussfaktoren auf die Effizienz der Stickstoffdüngung Die Höhe der unvermeidbaren N-Überschüsse bei den Nährstoffvergleichen und damit die Effizienz der Stickstoffdüngung werden von verschiedenen Faktoren beeinflusst. Nicht veränderbare Faktoren: Standort und Klima Indirekte Faktoren: u.a. Bodenbearbeitung, Grunddüngung, Fruchtfolge, Pflanzenschutz Direkte Faktoren: Menge, Form und Verteilung der Stickstoffdüngung Den starken Einfluss des Standortes, und dabei insbesondere die Unterschiede im Wasserangebot, zeigen die Versuchsergebnisse in Tabelle 1. Auf dem Versuchsfeld Holtorfsloh der LWK Niedersachsen im nördlichen Niedersachsen werden ohne Beregnung bei einem ökonomisch optimalen Stickstoffangebot von 180 kg/ha, bestehend aus dem Nmin-Vorrat des Bodens im Frühjahr, der N-Mineralisation während der Vegetation und der zugeführten Stickstoffdüngung, 74 dt/ha Wintergerste geerntet, auf dem Löss-Standort Poppenburg in der Hildesheimer Börde mit höheren Wasservorräten dagegen mit nur 10 kg Stickstoff mehr 111dt Gerste. Eine Erhöhung des Wasserangebotes durch Beregnung verbessert auf Sandböden mit geringeren Wasserspeichervermögen die Stickstoffausnutzung deutlich, wie die Zahlen für Winterweizen auf dem Sandstandort Hamerstorf im unteren Teil der Tabelle zeigen. Tab. 1: Ökonomisch optimales Stickstoffangebot und Kornerträge auf einem Sand- und einem Löss-Standort Durch Beregnung wird der Ertrag von Feldfrüchten, je nach Frucht, um 15 bis 56 % erhöht, wie die Ergebnisse vom Versuchsfeld Hamerstorf (33 Bodenpunkte) im Mittel der Jahre 2006 bis 2011 (Fricke, E. und Riedel, A., 2011) in Abbildung 1 zeigen. Durch diese Maßnahme verbessert sich auch deutlich die Stickstoffeffizienz. Dies kommt im Anstieg der N-Abfuhren mit den Kartoffelknollen, dem Getreidekorn bzw. mit Silomais bei zunehmenden Beregnungsmengen zum Ausdruck. 112

114 Abb. 1: Relativerträge und N-Abfuhren verschiedener Feldfrüchte bei unterschiedlichen Beregnungsmengen (Fricke, E. und Riedel, A., 2011) Als Ergebnis wird sich beim Vergleich der Stickstoffzu- und -abfuhren i.d.r. ein positiver Saldo, d.h. ein Überhang, ergeben. Dieser ist nicht zu vermeiden und kann daher nicht automatisch als Beleg für eine überhöhte Düngung gedeutet werden. Eine bedarfsgerechte Stickstoffversorgung ist nur dann möglich, wenn neben dem Verbrauch durch die Pflanzen auch die Verluste durch irreversible Festlegung in nicht pflanzenverfügbare Formen sowie durch unvermeidbares Versickern oder gasförmiges Entweichen durch die Zufuhr von Düngemitteln ersetzt werden. Diese standortbedingten Verluste nehmen mit sinkender Ackerzahl und damit abnehmenden Wasserspeichervermögen und steigenden Niederschlägen zu, wie die Angaben in Tabelle 2 verdeutlichen (Bundesarbeitskreis Düngung, 2003). Diese Zahlen gelten bei guter fachlicher Praxis ohne Berücksichtigung von Früchten mit erhöhtem Verlustpotential wie z.b. Raps oder Leguminosen. Wird dieser Sachverhalt zusätzlich berücksichtigt und fasst man die Zahlen der drei Farbfelder aus Tabelle 2 zur Vereinfachung zu drei Standortgruppen zusammen, so geben die Autoren die nachfolgenden unvermeidbaren N-Verluste (kg/ha) bei nachhaltiger Pflanzenernährung (ohne organische Düngung) an. Standortgruppe I: 25 Standortgruppe II: 40 Standgruppe III: 55 Dies bedeutet, dass auf Ackerflächen mit niedrigen Ackerzahlen und hohen Niederschlagsmengen (Standortgruppe III) bei bedarfsgerechter Stickstoffdüngung unvermeidbare N-Verluste von bis zu 55 kg/ha auftreten können. Dieser Wert entspricht in etwa der Messlatte von 60 kg N/ha, den die Düngeverordnung für das dreijährige Mittel bei den N-Salden von Nährstoffvergleichen vorgibt. 113

115 Tab. 2: Schätzrahmen für unvermeidbare N-Verluste (kg/ha) für Ackerland mit standortspezifisch optimaler Bewirtschaftung nach guter fachlicher Praxis ohne Kulturen mit erhöhtem Verlustpotenzial und ohne Tierhaltung (Bundesarbeitskreis Düngung, 2003) Die Bilanzsalden schwanken je nach Standort, Fruchtart und Jahr sehr stark. Auf günstigeren Standorten mit guter Wasserversorgung, besserer Stickstoffnachlieferung und damit höheren Erträgen kann man i.d.r. entspannter auf diese Marke von 60 kg N/ha gucken. Auf Ackerstandorten mit ungünstigeren Standortverhältnissen und durch die Fruchtart bedingt höheren N-Salden, wie bei Raps, Leguminosen und Feldgemüse, stellt dieser Wert eine Herausforderung dar. Die Ergebnisse aus einem Dauerversuch auf einem Sandboden ohne Beregnung im Norden Niedersachsens in der Abbildung 2 verdeutlichen dies. Dabei ist zu erkennen, dass bei einer Raps-Getreide-Fruchtfolge im 19-jährigen Mittel der N-Saldo mit 34 kg zwar deutlich unter dem einzuhaltenden Wert 60 kg liegt, aber durch schlechte Ernten und/oder schlechte Stickstoffausnutzung und dadurch bedingte hohe N- Überschüsse der für die Düngeverordnung entscheidende 3-jährige Mittelwert sehr schnell die Grenze von 60 kg N/ha erreichen kann. Dies wird für den Zeiträume 1997 bis 1999 und 2001 bis 2003 sehr deutlich. 114