Qualitäts- und Umweltrelevanz von Urin als Dünger in der Landwirtschaft

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung
1.1 Probleme zentraler Abwasserbehandlung
1.1.1 Ökologische Probleme
1.1.2 Ökonomische Probleme
1.2 Urinzusammensetzung
1.3 Nachhaltige Wasserwirtschaft / Projekte
1.4 Projekt Lambertsmühle
1.5 Qualitäts- und Umweltaspekt
1.6 Literaturübersicht.
1.7 Zielsetzung

2 Material und Methoden
2.1 Freilandversuche
2.1.1 Standortfaktoren
2.1.2 Witterungsdaten
2.1.3 Eigenschaften der Substrate
Ackerland
Grünland
2.2 Gewächshausversuch
2.2.1. Eigenschaften der Substrate
2.3 Statistische Versuchsauswertung

3 Ergebnisse und Diskussion
3.1 Ackerland
3.1.1 Ertrag
3.1.2 Tausendkorngewicht
3.1.3 Schüttdichte
3.1.4 C/N-Gehalt
3.2 Grünland
3.2.1 Ertrag
3.2.2 C/N-Gehalt
3.3 Gewächshaus
3.3.1 Ertrag
3.3.2 C/N-Gehalt
3.4 Zusammenfassende Diskussion
3.5 Qualität
3.5.1 Ausbringungsempfehlung

4 Schlussfolgerungen

5 Literaturverzeichnis

6 Anhang

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Hauptbestandteile des häuslichen Abwassers, (OtterWasser GmbH, 2002)

Abbildung 2: Abwasserkonzept Lambertsmühle, (OtterWasser GmbH, 2002)

Abbildung 3: Stickstoffverluste von Urin-Lambertsmühle in geschlossenen

Gefäßen bei pH 3 und pH 9; (Bornemann, 2002)

Abbildung 4: Niederschlag (Monatssummen) und Lufttemperatur (Monatsmittel) während des Versuchszeitraums, sowie langjähriges Mittel

Abbildung 5: Ackerfläche Freilandversuch Wintergerste bei Burscheid

Abbildung 6: Versuchsaufbau Ackerlandversuch, Wintergerste

Abbildung 7: Ertragsparzellen der Grünlandfläche bei Burscheid

Abbildung 8: Versuchsaufbau Grünland

Abbildung 9: Versuchsvarianten vor dem 4. Gewächshausschnitt

Abbildung 10: Versuchsaufbau Gewächshaus

Abbildung 11: Kornertrag in [t/ha], Ackerlandversuch Wintergerste

Abbildung 12: Tausendkorngewicht (TKG) in [g], Ackerlandversuch Wintergerste

Abbildung 13: Schüttdichte in [kg/hl], Ackerlandversuch Wintergerste

Abbildung 14: N-Entzug des geernteten Korn in Prozent [%], in Relation zur applizierten Nmin-Menge; Ackerlandversuch, Wintergerste

Abbildung 15: N-Entzug des geernteten Korn in Prozent [%], in Relation zur applizierten Ntot-Menge; Ackerlandversuch, Wintergerste

Abbildung 16: Trockenmasseerträge 1.-3. Schnitt in [g/m2], Grünland

Abbildung 17: Korrelation der Grünland Trockenmasserträge (1.-3. Schnitt) mit N- Gehalten

Abbildung 18: Stickstoffentzüge aus dem Boden, 1.– 3. Schnitt in [g/m2], Grünland

Abbildung 19: N-Entzüge durch Weidelgras in Prozent [%], in Relation zur applizierten Nmin-Menge; 1.- 3. Schnitt, Grünland

Abbildung 20: Nges- Entzüge Weidelgras in Prozent [%], Grünland

Abbildung 21: Trockenmasseerträge Weidelgras, 1. Schnitt in [g/Topf], Gewächshaus

Abbildung 22: Trockenmasseerträge Weidelgras, 2. Schnitt in [g/Topf], Gewächshaus

Abbildung 23: Trockenmasseerträge Weidelgras, 3. Schnitt in [g/Topf], Gewächshaus

Abbildung 24: Trockenmasseerträge Weidelgras, 4. Schnitt in [g/Topf], Gewächshaus

Abbildung 25: Ausmaß des Pilzbefalles nach 4. Gewächshausschnitt

Abbildung 26: Trockenmasseerträge Weidelgras, 1.- 4. Schnitt in [g/Topf],

Gewächshaus

Abbildung 27: Stickstoffentzug aus dem Boden, 1.-4. Schnitt Gewächshaus in [g/Topf]

Abbildung 28: N- Entzüge durch Weidelgras in Prozent [%], in Relation zur applizierten Nmin-Menge; Gewächshaus, 1g Varianten

Abbildung 29: N- Entzüge durch Weidelgras in Prozent [%], in Relation zur applizierten Nmin-Menge; Gewächshaus, 2g Varianten

Abbildung 30: N-Entzüge durch Weidelgras in Prozent [%], in Relation zur applizierten Ntot-Menge; Gewächshaus, 1g Varianten

Abbildung 31: N-Entzüge durch Weidelgras in Prozent [%], in Relation zur applizierten Ntot-Menge; Gewächshaus, 2g Varianten

Abbildung 32:Ablauf des Anerkennungsverfahren zur Erlangung der Gütezeichen- urkunde (Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V., 2002)

Abbildung 33: Beispiel eines „Bottom up approachs“ zur Entwicklung einer naturräumlich und sozioökonomisch angepassten Strategie für die dezentrale Wasserentsorgung, (Clemens, 2002, verändert)

Abbildung 34: Empfehlung für Landwirte zur Lagerung und Ausbringung von Urin aus Separationstoiletten

Abbildung 35: Trockenmasseerträge 1. Schnitt in [g/m2], Grünland

Abbildung 36: Trockenmasseerträge 2. Schnitt in [g/m2], Grünland

Abbildung 37: Trockenmasseerträge 3. Schnitt in [g/m2], Grünland

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Altersstruktur der Abwasserkanäle in Deutschland, (Kuhn et al., 2001)

Tabelle 2: Vergleich der Stickstoffaufnahme von Urin und Mineraldünger in einem Topfversuch zu Gerste bei zwei Düngungsstufen, (n=4), (Kirchmann & Pettersson, 1995)

Tabelle 3: Standortfaktoren des Ackerland- und Grünlandversuches im langjährigen Mittel in Burscheid, (Kolbe, 1987)

Tabelle 4: Urinzusammensetzung Lambertsmühle im Vergleich zu unbehandeltem Urin, [kg/m3], (Wupperverband, 2001)

Tabelle 5: Physikalische und chemische Bodenparameter des Ackerland- standortes bei Burscheid, (Landwirtschaftskammer Rheinland, 2002)

Tabelle 6: Zeitpunkt und Aufwandmengen der applizierten NH4-N Gaben zur Wintergerste

Tabelle 7: Applizierte Düngergaben und Erntetermine der Grünlandparzellen bei Burscheid

Tabelle 8: Bodenchemische und -physikalische Kennwerte Meckenheimer Krume, (Scherer, 2003)

Tabelle 9: Applizierte Düngergaben Gewächshaus

Tabelle 10: C/N- Gehalte von Korn und Stroh in [%],Ackerlandversuch Wintergerste

Tabelle 11: C/N- Gehalte der Trockenmasserträge in [%], Grünland

Tabelle 12: C/N- Gehalte der Trockenmasseerträge Weidelgras in [%], 1.- 4. Schnitt, Gewächshaus

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Einleitung

1.1 Probleme zentraler Abwasserbehandlung

Die in Europa über lange Zeiträume gewachsene Infrastruktur zur Abwasserbesei- tigung ist gekennzeichnet durch die Abwassersammlung in öffentlichen Kanälen und die Abwasserbehandlung in zentralen Kläranlagen. Inzwischen kristallisieren sich die immanenten Nachteile dieser Systeme mit ihren linearen end of the pipe Stoffströmen immer mehr heraus (Herrmann & Klaus, 1997; Beneke, 2002; Berger, 2002; Hiessl & Toussaint, 2002; Oldenburg & Otterpohl, 2002; Werner et al., 2002). Diese werden im Folgenden beschrieben. Die Entwicklung eines nachhaltigen Abwassersystems beinhaltet die Verwendung der Nährstoffe aus menschlichem Urin und Fäzes zur Nutzung als Dünger in der Landwirtschaft. Eine Möglichkeit zur Entwicklung eines nachhaltigen Abwassersystems ist die ge- trennte Behandlung von Urin und Verwendung als Dünger (Hanaeus et al., 1997; Berger, 2002).

Zur Darstellung der Probleme, die bei der Abwasserbehandlung auftreten, werde ich sowohl die ökologischen als auch die ökonomischen Probleme näher erläu- tern. Zu den ökologischen Problemen zählen der weltweite Düngerverbrauch und die Herstellungsverfahren von Mineraldünger, die Reinigungsleistung der Kläran- lagen und die daraus resultierende Gewässerbelastung und Verschwendung von Nährstoffen. Zu den ökonomischen Problemen der zentralen Abwasserbehand- lung zählen die immensen Kosten, sowie der hohe technische Aufwand und der damit verbundene Energiebedarf der zur Reinigung der Abwässer anfällt. Ein weiteres Problem sind die Instandhaltung der Kanalisation und die damit verbun- denen Kosten.

1.1.1 Ökologische Probleme

Der weltweite Düngerverbrauch an Stickstoff, Phosphor und Kalium ist von 1950 bis heute von 14 Millionen Tonnen auf über 145 Millionen Tonnen im Jahr gestie- gen (FAO, 2000). Es wird vermutet, dass aufgrund der wachsenden Weltbevölke- rung (sie soll laut FAO bis zum Jahr 2030 um 41 % wachsen) und dem steigenden Bedarf an tierischem Eiweiß vor allem in der Dritten Welt, der jährliche Dünger- verbrauch im Jahr 2025, 250 Millionen Tonnen erreichen wird. Der Verbrauch in den Industrieländern allerdings stagniert, bzw. ist rückläufig (Gumbo & Savenije,

2002). Parallel zu dieser Bevölkerungszunahme wird sich jedoch die Anbaufläche reduzieren, was bedeutet, dass die Agrarproduktion effizienter werden muss. Die Experten der FAO sind davon überzeugt, dass dies nur erreicht werden kann, wenn sich der Düngerverbrauch um 36 Prozent erhöht (Callister, 2002).

Die Quelle des Phosphors, sind fossile Reserven. Die bekannten Phosphor-La- gerstätten reichen beim heutigen Verbrauch je nach Quelle für 80 (WHO) bis 150 Jahre (U.S. Geological Survey, 1999). Ob noch weitere Vorkommen an Phosphor verfügbar gemacht werden können, ist unklar (Kuhn et al., 2001).

Im Gegensatz zum Phosphor werden synthetische Stickstoffdünger aus der Luft gewonnen. Bei der Mineraldüngerproduktion wird im Haber-Bosch-Verfahren Luft- stickstoff unter hohem Energieaufwand in Ammoniak umgewandelt. Der Primär- energieeinsatz für eine Tonne Stickstoff beträgt etwa 49,1 GJ (Patyk & Reinhardt, 1997).

Diese Nährstoffe werden in konventionellen Kläranlagen keiner sinnvollen Kreis- laufnutzung zugeführt. Der Stickstoff aus dem Abwasser wird in Kläranlagen

„eliminiert“. Diese sogenannte Stickstoff – Elimination erfolgt zum einem über die

Entnahme von Faulschlamm (Biomasse) oder über die Reduktion von NO3- zu

molekularem Stickstoff durch Bakterien. Der Phosphor aus dem Abwasser wird mit Eisen oder Aluminium gefällt. Dies hat zur Folge, dass die Pflanzenverfügbar- keit des Phosphors deutlich herabgesetzt wird. Kalium wird in konventionellen Kläranlagen im Klärschlamm kaum zurückgehalten.

Nach Angaben des Statistischen Bundesamtes, betrug die Menge an häuslichem Abwasser in Deutschland 1991 ca. 3,9 Mrd. m3, das sind etwa 40 % der Menge, die in öffentlichen Kläranlagen behandelt werden. Die gewerblich-industriellen Direkteinleiter machen ca. 16 % aus. Der Rest sind Regenabflüsse, Grundwasser, Badewasser und Fremdwasser. (Lehn, 2002) verweist darauf, dass laut Statisti- schen Bundesamt 2001 im Jahre 1998 insgesamt 9,6 Mrd. m3 Abwasser, 10350 Kläranlagen zugeführt wurde. Dennoch wurden die deutschen Fließgewässer im Zeitraum von 1993-1997 im Jahresmittel mit 640.000 t Stickstoff und 28.300 t Phosphor belastet. Trotz erheblicher Investitionen in die kommunale Abwasser- reinigung - vor allem in den neuen Bundesländern – resultieren immer noch 29 % der Stickstoff- und 41 % der Phosphorbelastung der Fließgewässer aus kommu- nalen Abwasserleitungen. Die Landwirtschaft ist für 67 % der Stickstoff- und 55 % der Phosphorbelastung verantwortlich (Lehn, 2002).

1.1.2 Ökonomische Probleme

Der in den Kläranlagen bezifferte Investitionsaufwand zur Stickstoffeliminierung wird mit jährlich rund 12,8 Mrd. € angegeben (Isermann, 1997, zitiert in Lange & Otterpohl, 2000). Dieser Investitionsaufwand wird größtenteils für einen Volumen- strom betrieben, der im Abwasser weniger als 1 % beträgt, da im Urin 80 % des im Abwasser befindlichen Stickstoffs enthalten ist (Johannson, 2000). Der Nährstoffgehalt von 1m3 häuslichem Abwasser beträgt im Durchschnitt 80g N, 20g P und 60g K. Würden Urin und Fäkalien vom restlichen Abwasser getrennt be- handelt, so ließen sich dadurch die Frachten an Stickstoff um bis zu 90 % und an Phosphor um bis zu 80 % verringern (Lange & Otterpohl, 2000) und somit Kosten einsparen.

Hinzu kommt, dass die für den Transport in der Schwemmkanalisation notwendige Verdünnung der Abwässer durch Trink- und Regenwasser eine wesentliche Ur- sache für den hohen technischen Aufwand bei der nachgeschalteten Abwasser- reinigung ist. Sollten alle Kommunen der Erde unsere Art des Abwassermanage- ments übernehmen, würden alleine für die Bereitstellung des Wassers und der Reinigung des Abwassers eine Strommenge benötigt, die der Leistung sämtlicher etwa 320 zur Zeit weltweit in Betrieb befindlichen Atomkraftwerke entspräche (Kuhn et al., 2001).

Für die Abwasserreinigung wurden 1992 in Deutschland 4,3 Mrd. € investiert. Da- von wurden fast die Hälfte der Kosten bezuschusst und nicht über die Abwasser- gebühren finanziert. Nach dem Bundes-Investitionsförderungsgesetz, werden seit 1995 für 10 Jahre insgesamt 3,4 Mrd. € bereitgestellt, von denen 3 Mrd. € auch für wasserwirtschaftliche Investitionen aufgewendet werden dürfen. Die Länder kommen bei der Schätzung für den Investitionsbedarf der Abwassersanierung für 1995-2005 auf 80 Mrd. €. Davon werden 38 Mrd. € in den ostdeutschen Ländern und 42 Mrd. € in den westlichen Kommunen benötigt (Lange & Otterpohl, 2000). Durch den Bau von Sonderentwässerungsverfahren wie z.B. Unterdruckentwässe- rung, oder einfachere Bauformen ließen sich bis zu 50 % der herkömmlichen Kanalbaukosten einsparen (Jedlitschka, 1997).

Die Gesamtlänge der öffentlichen Kanalisation in Deutschland beträgt mehr als

400.000 km (Moschitz et al., 2001). Je nach Material ist von einer durchschnitt- lichen Lebensdauer von 50-100 Jahren auszugehen. Die Altersstruktur der Kanäle in Deutschland ist in Tabelle 1 dargestellt. Ein nicht unerheblicher Anteil des

Kanalnetzes, muss also in den nächsten Jahren erneuert werden (Kuhn et al., 2001).

Tabelle 1: Altersstruktur der Abwasserkanäle in Deutschland, (Kuhn et al., 2001)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Zudem weisen viele der öffentlichen Abwasserkanäle in Deutschland Schäden auf und müssen saniert werden (Kuhn et al., 2001; Lehn, 2002). Nach Schätzungen gelangen jedes Jahr durch Leckagen im Kanalnetz ca. 330 Millionen m3 Abwasser ungeklärt ins Erdreich und verschmutzen das Grundwasser (Lehn, 2002).

1.2 Urinzusammensetzung

Im Urin sind 85 % des vom Menschen ausgeschiedenen Nährstoffs Stickstoff, so- wie Phosphor und Kalium enthalten. Urin besteht größtenteils aus Wasser (H2O), Natriumchlorid (NaCl) und Harnstoff (CO(NH2)2). Etwa 80 % des Gesamtstickstoff sind im frischem Urin als Harnstoff gebunden. Der Rest liegt als Ammonium-Stick- stoff aus organisch und anorganisch gebundenen Stickstoff vor. Wie von Haneaus et al. (1996) beschrieben, erfährt der Harnstoff im Urin durch Lagerung eine chemische Hydrolyse und chemische Zerlegung nach folgender chemischen Gleichung (Fittschen & Hahn, 1998; Lind et al., 1999):

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die Zersetzung von Harnstoff führt zu einem Anstieg der NH3 Konzentration und einem Anstieg des pH-Wertes des Urins. Der pH-Wert in frischem Urin schwankt je nach Ernährungsgewohnheiten zwischen 5 – 7,5 (Naudascher, 2001). Gelager- ter Urin erreicht annähernd einen pH-Wert von 9,0 (Udert et al., 2002). Weitere Bestandteile des Urins sind beispielsweise Kalium (K+), Kalzium (Ca2+), Sulfat (SO42-) und Phosphat, als (H2PO4- oder HPO42-) (Lind et al., 1999). Der Volumen- strom sowie die Hauptbestandteile des häuslichen Abwassers sind in Abbildung 1 dargestellt.

Geht man von einem durchschnittlichen Volumenstrom von 4-5 kg N/(E*a) im häuslichen Abwasser aus, so ließen sich allein bei einer Substitution des aus der Luft gewonnenen Stickstoffs durch den Stickstoff aus Fäkalien und Urin in Deutschland (~80 Mio. E) rechnerisch ca. 15,7-19,6 PJ (P= 1015) an Energie für die Herstellung von Mineraldünger einsparen. Dieser gewonnene pflanzenverfüg- bare Stickstoff könnte dann in der Landwirtschaft genutzt werden. Laut Statis- tischem Bundesamt 2002 betrug die landwirtschaftlich genutzte Fläche in 1999

17132*103

ha. Dies entspricht einem Anteil an der Gesamtfläche der BRD von

48 %. Davon entfielen 11797*103 ha auf Ackerland und 5095*103 ha auf Dauer- grünland. Bei einer Stickstofffracht von 4-5 kg/(E*a) ergäbe dies eine Menge von

3,2*108 - 4,0*108

kg Stickstoff. Wintergerste beispielsweise entzieht dem Boden

durchschnittlich 2,10 kg/dt Stickstoff (Schilling, 2000). Bei einer Ertragserwartung von 70 dt/ha entspräche dies einem Nährstoffbedarf von 147 kg/ha. Somit könn- ten jährlich 2176*103 – 2721*103 ha Wintergerste mit einer Ertragserwartung von 70 dt/ha mit Urin gedüngt werden. Dies entspricht einem Anteil von 18 % - 23 % an der gesamten Ackerfläche der BRD.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Hauptbestandteile des häuslichen Abwassers, (OtterWasser GmbH, 2002)

1.3 Nachhaltige Wasserwirtschaft I Projekte

Die Spültoilette ist ein Symbol der menschlichen Zivilisation des 19. Jahrhunderts. Die ökologische „new-style“ Toilette ist ein Symbol der menschlichen Zivilisation des 21. Jahrhunderts (Wangjing, 2002). Bei der Entwicklung von alternativen Ent- wässerungs- und Sanitärkonzepten sollten die Nachteile der traditionellen Ab- wasserentsorgung vermieden oder zumindest reduziert werden. Zentrale Ele- mente sind dabei die konsequente Trennung der verschiedenen Abwasserteil- ströme und die Teilstrombehandlung durch an die Stoffbelastung angepasste Reinigungstechnologien. Die Teilstrombehandlung sollte energieeffizient und auf die Erzeugung verwertbarer Rückstände und deren Rückführung in die Landwirt- schaft ausgerichtet sein (Otterpohl, 2002). Für die öffentlichen Betreiber stellt sich die Frage, ob längerfristig nicht alternative Entsorgungskonzepte mit geringeren Gesamtkosten und ökologischen Vorteilen zu realisieren sind. Aufgrund der be- stehenden Abwasser-Infrastruktur und der gravierenden Änderungen, die für die Realisierung solcher Konzepte notwendig sind, kann eine breite Anwendung sol- cher Konzepte aber nur mittel- bis langfristig erfolgen. Die hohen Kosten der Ab- wasserbehandlung und die notwendigen Modernisierungen der Abwassersysteme schaffen jedoch zunehmend Raum für die Erprobung alternativer Konzepte (Hiessl

& Toussaint, 2002).

Die Weiterentwicklung nachhaltiger Konzepte und Techniken für den Umgang mit Wasser im häuslichen Bereich ist derzeit das Ziel unterschiedlicher Untersuchun- gen im nationalen wie im internationalen Raum (Herrmann & Hesse, 2002; Johannson, 2000; Larsen & Gujer, 1996; Hesse, 2002; Oldenburg & Otterpohl, 2002; Jenssen, 2002; Liayi, 2002) und wird an den Prinzipien einer Kreislauf- wirtschaft ausgerichtet. Diesen Techniken liegt die Idee der Teilstrombehandlung häuslicher Abwässer zugrunde und die Tatsache, dass etwa 80% der Nährstoffe im kommunalen Abwasser aus Fäkalien und Urin stammen. Dies wiederum erfor- dert eine ganzheitliche Betrachtungsweise der Abwassersysteme vom Trink- wasserverbrauch über die Aufbereitung von Teilströmen und ihre weitere Nutzung sowie eine Rückgewinnung nutzbarer Abwasserinhaltsstoffe bis zur Einleitung des gereinigten, nicht vermeidbaren Abwassers in einen Vorfluter.

Die Interessen im nationalen wie im internationalen Raum zielen dabei auf unter- schiedliche Belange ab. Im internationalen Raum ist vor allem in Entwicklungs- ländern, die noch keine flächendeckende, zentrale Kanalisation errichtet haben, das Interesse an alternativen Sanitärkonzepten groß. Zur Zeit werden in den Län- dern der südlichen Erdhalbkugel rund 90 % des Abwassers ungereinigt abgeleitet (Kuhn et al., 2001; Esrey et al., 1998). Dies hat zur Folge, dass durch den Konsum von mikrobiell verseuchtem Wasser 80 % aller Krankheiten und ein Drittel der Todesfälle in den Entwicklungsländern im Zusammenhang mit fäkal kontaminier- ten Wasserressourcen stehen (Werner et al., 2002; Chien et al., 2002). Diesen Problemen könnte wirksam zum Beispiel durch den Bau dezentraler Abwasser- anlagen entgegengewirkt werden. Dies sind jedoch nicht alle Vorteile, die durch den Bau dieser Systeme entstehen würden. Weitere Vorteile sind:

- Ein sehr hoher Investitionsbedarf für den Bau und die Instandhaltung einer Kanalisation kann eingespart werden und würde für den Bau alternativer Sanitärkonzepte zur Verfügung stehen.
- Der größte Teil des Wassers würde für den direkten menschlichen Bedarf und nicht als Transportmittel für Exkremente verwendet werden. Dies ist vor allem für aride Gebiete wichtig, in denen Wasserknappheit herrscht.
- Viele Länder besitzen nährstoffarme Böden. Die in den Exkrementen enthaltenen Nährstoffe (Phosphor, Kalium, Stickstoff) sind dieselben, die für die Bodenfruchtbarkeit benötigt werden und industriell für die Produktion künstlicher Düngemittel Verwendung finden. Die Nährstoffe sollten also nicht vernichtet, sondern auf die Felder zurückgeführt werden (Berger,

2002; Oldenburg & Otterpohl, 2002; Hiessl & Toussaint, 2002; Vinneras, 2001).

In Deutschland finden Konzepte zur nachhaltigen Wasserwirtschaft besonderen Anklang in Neubaugebieten und im ländlichen Raum. Im Bereich von größeren Neubaugebieten werden bzw. wurden entsprechende Ansätze im Rahmen von Pilotprojekten, z.B. bereits in Lübeck, Wohnsiedlung Flintenbreite (Otterpohl et al., 1997) oder in Freiburg, Projekt Vauban verfolgt. Der Bau einer Kanalisation zur häuslichen Abwasserentsorgung in einer zentralen Kläranlage wird durch die de- zentrale Abwasserbehandlung überflüssig. Im ländlichen Raum sollen diese Sys- teme in dünn besiedelten Bereichen Verwendung finden. Dies hat vor allem wirt- schaftliche Gründe. Ein Grund dafür ist, dass ein Teil der Bevölkerung in der Bun- desrepublik nicht an eine Kanalisation anschließbar ist. In den alten Bundes- ländern sind dies bis zu 10 % und in den neuen Bundesländern bis zu 30 %. Insbesondere in Ländern wie z.B. Schleswig-Holstein, wo eine weitgehende Kana- lisation des ländlichen Raumes nicht finanzierbar wäre, sind deshalb schon früh Untersuchungen vorgenommen worden, Abwasser dezentral zu entsorgen. Ein weiterer Grund, der für dieses System spricht, sind die ständigen Erhöhungen der Wasser- und Abwassergebühren, was nicht nur für den ländlichen Raum oder Neubaugebiete sondern für das ganze Bundesgebiet zutrifft (Lange & Otterpohl, 2000).

Ein zukunftsfähiges Abwassermangementsystem soll das Forschungsprojekt Lambertsmühle darstellen. Dieses Projekt wurde durch das Ministerium für Um- welt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nord- rhein - Westfalen gefördert und soll die technische, ökonomische und organisato- rische (soziale) Machbarkeit von Teilstrombehandlung und getrennter Schließung der Wasser- und Nährstoffkreisläufe prüfen und umsetzbare zukunftsfähige Lö- sungen für ähnliche Standorte empfehlen. Die Umsetzung dieses Konzeptes wird im anschließenden Kapitel näher erläutert.

1.4 Projekt Lambertsmühle

Die Lambertsmühle, eine ehemalige Kornmühle und heutiges Museum mit Wohn- haus stellt ein dezentrales Abwasserkonzept für den ländlichen Raum dar. Die getrennte Erfassung der Abwasserströme wird durch separate Abwasserleitungen sowie den Einsatz von Separationstoiletten und wasserlosen Urinalen realisiert.

Die Separationstoiletten, bei denen sich die Männer allerdings setzen müssen, damit eine Sammlung des Urins erfolgen kann, benötigen für die Urinspülung le- diglich eine Wassermenge von etwa 0,2 l . Die Spülmenge für die Fäkalien kann auf die für den Fäkalientransport erforderliche Wassermenge (ca. 4-6 l) eingestellt werden. Durch dieses Konzept, wie es in Abbildung 2 dargestellt ist, können die Teilströme Grauwasser (Abwasser aus Bad und Küche, ohne Fäkalien und Urin), Braunwasser (Fäkalien mit Spülwasser), Gelbwasser (Urin mit/ohne Spülwasser), separat gesammelt werden.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 2: Abwasserkonzept Lambertsmühle, (OtterWasser GmbH, 2002)

Im folgenden soll beschrieben werden, wie das Abwasserkonzept konzipiert ist. Dazu werden die einzelnen Teilströme erläutert.

Das Grauwasser, sowie das Spülwasser aus dem Braunwasser werden im Rotte- behälter durch eine Grobfiltration mechanisch vorgereinigt und gelangen anschlie-

ßend über einen Überlauf in einen Pumpenschacht. Von dort wird mittels einer Tauchpumpe das Grauwasser mit dem gefilterten Braunwasser kontrolliert in eine vertikal durchströmte Pflanzenkläranlage abgegeben. Das gefilterte Braunwasser ist wegen der Urinseparation nährstoffarm, da die gelösten Nährstoffe größtenteils im Urin vorliegen. Deshalb bietet sich die Mitbehandlung dieses Filtrats in der Grauwasseranlage an (Oldenburg & Otterpohl, 2002). Durch den bewachsenen Bodenfilter wird nun das Abwasser gereinigt. Der Abfluss aus dem Bodenfilter ge- langt in den Vorfluter oder kann zur Gartenbewässerung genutzt werden.

Die im Braunwasser enthaltenen Fäkalien werden im Rottebehälter in Rottesäcken zurückgehalten. Hier findet eine Sammlung, Abtrennung und Entwässerung der Fäkalien statt. Durch regelmäßige Zugabe von Rottematerial, wie beispielsweise Sägespäne oder Holzschnitzel soll eine Lockerung und Belüftung des Materials und eine Vorkompostierung stattfinden. Nach einer Ruhezeit von etwa 12 Monaten kann das Rottegut dann dem Rottebehälter entnommen und im Garten zusammen mit Bioabfällen nachkompostiert werden. Nach der vollständigen Kompostierung kann der Rottekompost zur Bodenverbesserung eingesetzt werden.

Der Urin wird über ein wasserloses Urinal und einer Separationstoilette von Spül- wasser und Braunwasser getrennt und in einem Gelbwasserspeicher gesammelt.

Durch Ansäuern des Urins mit Schwefelsäure unter pH 4 erreicht man eine deut- liche Verminderung von Keimen und somit eine Hygenisierung (Bornemann, 2002). Es wurde zudem vermutet, dass es aufgrund der Ansäuerung zu einer Verringerung der Ammonikverluste kommt. Um dies zu testen wurde ein Labor- versuch in zweifacher Wiederholung durchgeführt, in dem angesäuerter und nicht angesäuerter Urin in geschlossenen Gefäßen über einen Zeitraum von 3 Monaten beobachtet wurde. Dieser Versuch hatte zum Ergebnis, dass bei geschlossener Lagerung des Urins, die Stickstoffverluste beider Varianten zu vernachlässigen waren. Die Ergebnisse dieses Laborversuches sind in Abbildung 3 dargestellt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3:Stickstoffverluste von Urin-Lambertsmühle in geschlossenen Gefäßen bei pH 3 und pH 9 über einen Beobachtungszeitraum von 3 Monaten; TKN: Gesamtstickstoff, NH 4 -N: Ammoniumstickstoff, (n=2); (Bornemann, 2002)

Durch die separate Erfassung des Urins erhält man ein nährstoffreiches Substrat, das für die Verwendung als natürlicher Flüssigdünger in der Landwirtschaft vorge- sehen ist und mineralischen Dünger ersetzen soll (OtterWasser-GmbH, 2002).

1.5 Qualitäts- und Umweltaspekt

Unter Qualitäts- und Umweltaspekt versteht man hier den Umgang mit mensch- lichem Urin als Dünger für die Landwirtschaft unter Berücksichtigung der Anforde- rungen, die an das Substrat gestellt werden müssen, damit eine Ausbringung rentabel ist. Dabei werden sowohl qualitäts- und umweltrelevante Gesichtspunkte, als auch die momentane Gesetzeslage diskutiert. Diese Diplomarbeit soll keine Lösung der Fragen erbringen, sondern Möglichkeiten sowie Probleme aufzeigen, die bei der Verwendung von Urin als Dünger auftreten könnten.

Der Landwirt stellt ein entscheidendes Glied als Abnehmer und Verbraucher der Substrate aus dezentralen Abwassersystemen in einer möglichen Vermarktungs- kette dar. Drängende Fragen bezüglich der Qualität, der Anwendung und der Ver- wendbarkeit dieser Substrate sowie die Auswirkungen auf das Pflanzenwachstum und der Umweltverträglichkeit müssen demnach vornehmlich geklärt werden. Für den Landwirt stellt sich letztendlich die Frage, ob die Wirtschaftlichkeit bei der Verwendung dieser Substrate gegeben ist. Aus diesen Gründen ist es wichtig, Verfahren zu entwickeln, die eine gleichbleibende Qualität des Urins als orga-

nischer Dünger in der Landwirtschaft garantieren. Es muss sichergestellt werden können, dass bei einer entsprechenden Behandlung, Lagerung und Ausbringung keine gesundheitlichen Gefahren für Mensch und Umwelt entstehen, um so das Wohle der Allgemeinheit zu wahren. Die bestehenden Regelungen für Klär- schlamm und Düngemittel sollen so laut (Bundesministerium für Verbraucher- schutz, 2002) weiterentwickelt werden um sicherstellen zu können, dass auch in Zukunft auf unseren Böden gesunde Nahrungsmittel produziert werden können. Die vorgeschlagenen Grenzwerte liegen dabei teilweise deutlich unter den heute gültigen Werten. Eine Qualitätssicherung ist deshalb zur Einhaltung geforderter Grenzwerte unabdingbar.

Ein weiteres zu lösendes Problem sind wasserrechtliche Vorgaben und Vor- schriften, sowie die aktuelle Rechtssprechung in Bezug auf eine ordnungs- gemäße Abwasserbeseitigung. So stellt nach dem Urteil des Bundesverwaltungs- gerichts vom 7. November 1990 – Aktenzeichen: 8 C 71.88 – die Ausbringung von mit Gülle vermischten unbehandelten häuslichen Abwässern auf Grund der damit verbundenen Gefahren für die menschliche Gesundheit keine ordnungsgemäße landwirtschaftliche Bodennutzung dar. Das Verwaltungsgericht Frankfurt (Oder) geht in seiner Entscheidung vom 31. März 1998 – Aktenzeichen: 7 K 2856/96 – noch weiter und führt aus, dass das Aufbringen auch von behandelten häuslichen Abwässern mit dem Wohl der Allgemeinheit nicht vereinbar ist. In der EG-Richt- linie 91/271/EWG vom 21. Mai 1991 heißt es weiter, dass eine Einleitung aus ge- meindlichen Gebieten mit weniger als 2000 Einwohnerwerten ab dem 1. Januar 2006 nur erfolgen darf, wenn durch ein Verfahren oder Entsorgungssystem sichergestellt wird, dass die aufnehmenden Gewässer den maßgeblichen Quali- tätszielen sowie den Bestimmungen dieser Verordnung und anderen einschlägi- gen Richtlinien der Gemeinschaft entsprechen (Friedrich, 2001).

Um diesen Verfahren oder Entsorgungssystemen gerecht werden zu können, müssen Forschungsprojekte vorangetrieben und weiterentwickelt werden. Dabei dürfen aber nicht der Landwirt als Verbraucher dieses Düngers und die Bevölke- rung als „Produzenten“ dieses Düngers aus den Augen verloren gehen. Denn die Akzeptanz der Landwirte und der Bevölkerung muss gegeben sein, um zum einen Abnehmer für die Abwassersysteme zu finden und zum anderen Abnehmer für die Substrate zu finden. Wenn dann noch die Wirtschaftlichkeit und ein Konzept zur Qualitätssicherung vorliegen würde, hätte man ein nachhaltiges System, das auf eine Kreislaufwirtschaft ausgerichtet wäre und die Probleme des traditionellen

Abwassersystems nicht beinhalten würde. Auch wenn momentan nach geltendem Recht eine Ausbringung nicht ohne weiteres möglich ist, so stellen solche Projekte eine Chance für Entwicklungsländer dar, die es sich finanziell meist nicht leisten können, teure Mineraldünger zu verwenden.

1.6 Literaturübersicht

Es gibt bereits ein größere Anzahl an Untersuchungen zu menschlichen Urin (Zeeman, 2000; Esrey et al., 1998; Vinneras, 2001; Haarstad et al., 2002;

Haarstad et al., 2002; Höglund, 2001; Moser-Engeler et al., 1998; Jönsson, 2002). Diese Untersuchungen beziehen sich aber größtenteils auf dessen Zusammen- setzung, Volumenstrom und Belastung mit Keimen. Es gibt aber nur sehr wenige Untersuchungen über dessen Wirkung als organischer Dünger im Vergleich zu anderen organischen Düngern (z.B. Gülle) oder mineralischen Düngern (z.B. KAS) und dessen Auswirkungen auf das Pflanzenwachstum und den Pflanzenertrag. Um einen Überblick über mir bekannter und veröffentlichter Literatur zu verschaf- fen sind die Ergebnisse dieser Untersuchungen nachfolgend dargestellt. Sie wer- den mit den Ergebnissen der von mir durchgeführten Versuche in Kapitel 3 Ergebnisse und Diskussion verglichen und diskutiert.

Kirchmann & Pettersson (1995) hatten in einem Gewächshausversuch die Stickstoffaufnahme von Gerste (Hordeum vulgare L.) in Kick-Brauckmanngefäßen untersucht und menschliches Urin mit Mineraldünger (NH4NO3) verglichen. Dabei wurden insgesamt 1,388g und 2,7776 g Gesamtstickstoff appliziert. Dieser Stick- stoff wurde 15N markiert. Der verwendete Urin stammte aus einem geschlossenen Urintank, der an eine Separationstoilette angeschlossen war und hatte zum Zeit- punkt der Ausbringung einen pH-Wert von 8,90. 65 Tage nach der Saat wurde die Gerste geschnitten und der Versuch ausgewertet. Die Ergebnisse dieses Ver- suches sind in Tabelle 2 zusammengefasst.

Tabelle 2: Vergleich der Stickstoffaufnahme von Urin und Mineraldünger in einem Topfversuch zu Gerste bei zwei Düngungsstufen (n=4), (Kirchmann & Pettersson, 1995)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

* unterschiedliche Buchstaben bedeuten signifikante Unterschiede zu einem Signifikanzniveau von 1%

Aus diesen Ergebnissen folgerten Kirchmann & Pettersson (1995), dass die N- Düngungseffektivität von Urin im Vergleich zu NH4NO3 geringer ist, da die Urin- varianten höhere gasförmige Stickstoffverluste aufwiesen. Des weiteren ist eine Ansäuerung des Urins auf einen pH-Wert von 7, um Stickstoffverluste zu vermei- den, aufgrund der zu hohen Pufferkapazität und den damit verbundenen Kosten, aus praktischer Sicht nicht praxisrelevant,. Bei einem Titrationsversuch mussten insgesamt 7 eq Säure (HCL) zu einem Liter unbehandelten Urin hinzugegeben werden um einen pH von 7 zu erreichen.

Fittschen & Hahn (1998) fanden bei einem Urin-Lagerungsversuch heraus, dass es zu keinen signifikant (p=0,05) unterschiedlichen Stickstoffverlusten bei einer geschlossenen im Vergleich zu einer offenen Lagerung kommt. Dazu verwendeten sie 1 Liter Behälter, die 1:1 mit destilliertem Wasser und Urin gefüllt und 41 Tage gelagert wurden. Bei einem Keimversuch, in dem sie die Düngungseigenschaften von menschlichem Urin und Rinderurin auf Kresse und Sommergerste miteinander verglichen, fanden sie heraus, dass die beiden Urinvarianten signifikante Unter- schiede (p=0,05) auf das Keimungsverhalten hatten. Der dafür verwendete Urin war frischer Urin, der dann gelagert wurde und zu verschiedenen Zeitpunkten der Lagerung und in verschiedenen Verdünnungen auf den Kulturen einzeln getestet wurde. Dabei erreichte die mit Rinderurin gedüngte Sommergerste höhere Erträge als die Variante mit menschlichem Urin. Beim Kresseversuch jedoch, erreichten die mit menschlichem Urin gedüngten Varianten ein höheres Stengelwachstum als die Rinderurin Varianten.

In Johannson (2000) ist beschrieben wie von 1997 bis 1999 Freilandversuche in Schweden angelegt wurden, in denen die Düngewirkung von menschlichem Urin mit Mineraldünger auf Gerste verglichen wurde. Durch verschiedene Appli- kationstechniken in unterschiedlichen Wachstumsphasen versuchte man die beste

Düngungstechnik mit den höchsten Erträgen zu ermitteln. Dabei zeigte sich, dass der Urin, der aus verschiedenen Separationstoilettenanlagen stammte, 80 – 90 % der Erträge der mit Mineraldünger gedüngten Varianten erreichte. Dies konnte auch Linden (1997) in einem Freilandversuch zu Winterweizen bestätigen. Aller- dings variierten die Erträge bei Johannson (2000) in 1997 – 1999, so dass in 1998 die Urinvarianten leicht höhere Erträge erzielten. Dies wurde auf die hohen Stick- stoffmineralisationsraten im Boden in diesem Jahr zurückgeführt. Der Minera- lisationseffekt im Boden war dabei größer als der Düngungseffekt, so dass die ungedüngten Varianten einen vierfach höheren Ertrag erzielten als im Vorjahr und die Differenz zu den gedüngten Varianten vergleichsweise niedrig ausfiel. Die Stickstoffverluste bei der Ausbringung erreichten Werte zwischen 1,6 - 9,7 % beim Schleppschlauchverfahren und 0,3 – 1,1 % beim Schleppschuhverfahren. Die ge- messenen Verluste wurden nach einer Methode des Schwedischen Institut für In- genieurwesen in Landwirtschaft und Umweltschutz bestimmt.

In einer Seminararbeit von Enninghorst et al. (2000) zur Eignung von mensch- lichem Urin als Dünger des Institut für Pflanzenernährung der Universität Bonn, wurde ein Topfversuch mit Weidelgras über das Stickstoffnachlieferungsvermögen von Urin durchgeführt. Die applizierten Düngergaben entsprachen in Düngungs- stufe 1, 1,5g Nges/Topf und in Düngungsstufe 2, 3,0g Nges/Topf. Die Versuche wur- den mit angesäuertem Urin (Zusatz von Schwefelsäure bis auf einen pH-Wert von 4,0) und unbehandeltem Urin (pH 9,2) durchgeführt und mit einer Mineraldünger- variante (KAS) verglichen. Zur Sammlung des Urins wurde ein eigens konstruier- tes Sammelgefäß in einer öffentlichen Herrentoilette des Instituts installiert, mit dem der Urin unverdünnt gesammelt werden konnte. Die Ergebnisse dieses Ver- suches zeigten das die Erträge bei zu hohen Stickstoffgaben zu einem Rückgang des Trockenmassegehaltes der Pflanzen führten. Der Ertragsrückgang der Urin- varianten war jedoch signifikant höher als bei der Mineraldüngervariante. Sowohl in der niedrigen, als auch in der hohen Düngungsstufe, kam es bei der nicht ange- säuerten Variante zu starken Ertragsdepressionen. Bei der angesäuerten Variante war eine solche Ertragsdepression nur in der hohen Düngungsstufe festzustellen. Die Stickstoffgehalte in den Pflanzen waren unabhängig von der Art der Stickstoff- düngung, bei der Kontrollvariante waren sie jedoch geringer.

Es wurde vermutet, dass es bei zu hoher Ausbringmenge, ohne nachfolgende Bo- denbearbeitung, zu Ertragsdepressionen kommen könnte, vermutlich durch Salz- schäden, pH-Wert-Verschiebungen oder Ammoniak-Toxizität.

1.7 Zielsetzung

Die bisherigen Studien haben jeweils nur Teilaspekte und zum Teil für die Praxis nicht relevante Parameter untersucht. Eine vergleichende Studie zu Ackerland, Grünland und Gefäßversuchen mit dem gleichen Urin fehlt bislang.

In dieser Diplomarbeit sollen daher die folgenden Fragestellungen genauer unter- sucht werden.

- Welche Düngewirkung hat der Urin aus dem Projekt Lambertsmühle im Ver- gleich zu Rindergülle und Mineraldünger (KAS) auf den Ertrag von Wei- delgras und Wintergerste?
- Wie wirkt sich eine Ansäuerung dieses Urins mit Schwefelsäure auf das Wachstum der Pflanzen aus?
- Welche qualitäts- und umweltrelevanten Kriterien muss das Substrat erfüllen, damit eine Ausbringung rentabel ist?

2 Material und Methoden

Zur Überprüfung der Ertragswirkung von Urin wurden im Jahr 2002 zwei Freiland- versuche (Dauergrünland und Ackerland) und ein Gewächshausversuch (Wei- delgras) angelegt. Die Erträge der Urinvarianten wurden mit organischen und mineralischen Varianten verglichen und ausgewertet. Insgesamt wurde in allen Düngungsvarianten eine gleichgroße Menge an NH4-N appliziert. Der genaue Versuchsaufbau und -ablauf ist im folgenden Kapitel detailliert beschrieben.

2.1 Freilandversuche

2.1.1 Standortfaktoren

Die Parzellen beider Freilandversuche lagen in der Nähe der Lambertsmühle im Raum Burscheid. Dies war auch erwünscht, da der Urin dort ausgebracht werden sollte wo er anfällt, um Transportkosten zu sparen. Aufgrund dieser Tatsache kön- nen die meteorologischen Gegebenheiten dieses Standortes für den Ackerland- und Grünlandstandort zusammengefasst werden (Tabelle 3).

Tabelle 3: Standortfaktoren des Ackerland- und Grünlandversuches im langjährigen Mittel in Burscheid, (Kolbe, 1987)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Charakteristisch für das Klima sind milde Winter und kühle Sommer (Kolbe, 1987).

2.1.2 Witterungsdaten

Die Witterungsdaten wurden über den gesamten Versuchszeitraum von der Wet- terstation des Bayer Versuchsgutes Höfchen aufgezeichnet. Sie befindet sich etwa 800 m vom Versuchsstandort entfernt. Für den Versuchszeitraum wurden Luft- temperatur [°C] und Niederschlag [mm] ausgewertet.