Private Hausbrunnen - Vergleichende Bewertung von Maßnahmen zur Verbesserung der Trinkwasserqualität

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung

2 Rechtsvorschriften
2.1 Wasserhaushaltsgesetz (WHG)
2.2 T rinkwasserverordnung (T rinkwV)
2.3 Düngemittelgesetz (DMG)
2.4 Düngeverordnung
2.5 Die EU-Verordnung 2092/91
2.6 Die EU-Verordnung 2078/92

3 Aufbereitungsanlagen
3.1 Einführung
3.2 Aufbereitungsverfahren
3.2.1 Umkehrosmoseanlagen
3.2.2 Ionenaustauschanlagen
3.2.3 Biologische Aufbereitungsverfahren
3.3 Für diese Arbeit berücksichtigte Untersuchungen
3.4 Ergebnisse
3.4.1 Umkehrosmoseanlagen
3.4.2 Ionenaustauschanlagen
3.5 Bewertung der Ergebnisse
3.6 Zusammenfassung und Schlußfolgerung

4 Anschluß an die öffentliche Versorgung
4.1 Einführung
4.2 Anschlußpreise der Wasserversorger
4.3 Berechnung der Kosten
4.3.1 Vorgehensweise zur Kostenberechnung
4.4 Ergebnisse
4.5 Wirtschaftliche Bewertung der Maßnahme
4.6 Ökologische und gesundheitliche Bewertung der Maßnahme
4.7 Zusammenfassung und Diskussion

5 Verlagerung von Brunnen und Tieferbohren
5.1 Brunnenarten
5.2 Nitrat-Entlastungspotential
5.3 Kosten
5.4 Bewertung der Maßnahme
5.5 Zusammenfassung und Diskussion

6 Nutzungsänderungen
6.1 Einführung
6.2 Ursachen der Nitratbelastung des Grundwassers
6.3 Stickstoff-Reduktionspotentiale in der Pflanzenproduktion
6.3.1 Pflanzengerechte Düngung
6.3.2 Ausbringungstermin und -technik
6.3.3 Verbesserung der Fruchtfolgegestaltung
6.4 Stickstoff-Reduktionspotentiale in der Tierproduktion
6.4.1 Begrenzung des Viehbesatzes bzw. der Höhe der Wirtschaftsdüngung
6.4.2 Verbesserung der N-Ausnutzung des Futters
6.4.3 Verteuerung von Importfuttermitteln
6.4.4 Zwischenbetrieblicher Ausgleich von Wirtschaftsdüngern
6.5 Düngepraxis und Einsparmöglichkeiten im Landkreis Osnabrück
6.5.1 Methodik der Bilanzierung bei Becker
6.5.2 Modifizierung des Modells von Becker
6.5.3 Bestimmung der Modellparameter
6.5.4 Beschreibung des verwendeten Modells
6.5.5 Anwendung des Modells auf den Landkreis Osnabrück
6.6 Ökologischer Landbau
6.6.1 Definition des Begriffs „ökologischer Landbau“
6.6.2 Verbände des ökologischen Landbaus
6.6.3 Stickstoffbelastungen durch ökologischen Landbau
6.6.4 Anwendung des modifizierten Modells von Becker auf den ökologischen Landbau
6.6.5 Wirtschaftliche Folgen (Kosten, Erträge)
6.7 Flächenstillegungen
6.7.1 Stillegungsauflagen
6.7.2 Stillegungsprämien
6.7.3 Stickstoff-Reduktionspotentiale
6.7.4 Bewertung der Maßnahme
6.8 Zusammenfassung und Auswertung aller Maßnahmen zur Änderung der Flächennutzung
6.9 Schlußfolgerung und Ausblick

7 Vergleichende Bewertung aller Maßnahmen
7.1 Halbwertszeit des Nitrats im Grundwasser
7.2 Wirtschaftlicher Vergleich der kurzfristigen Maßnahmen
7.3 Wirtschaftlicher Vergleich der langfristigen, vorsorgenden Maßnahmen
7.4 Ökologischer Vergleich der kurzfristigen Maßnahmen
7.5 Ökologischer Vergleich der langfristigen Maßnahmen
7.6 Schlußfolgerung und Ausblick
7.7 Zusammenfassung des Vergleichs

8 Diskussion und Ausblick

9 Zusammenfassung

Danksagung

Literatur

Anhang

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Stromkosten durch verschiedene Umkehrosmoseanlagen

Tabelle 2: Wasserkosten in DM bei Umkehrosmoseanlagen (UO)

Tabelle 3: Salzkosten bei verschiedenen Ionenaustauschanlagen

Tabelle 4: Wasserkosten in DM bei Ionenaustauschern (IA)

Tabelle 5: Zusammenfassung der Vor- und Nachteile verschiedener Aufbereitungsverfahren

Tabelle 6: Anzahl der Brunnen im Buffer und Kosten

Tabelle 7: Vergleich der Anschlußkosten in Agglomerationen und einzeln für den Bereich des Wasserbeschaffungsverbandes Bersenbrück

Tabelle 8: Jährliche Wasserkosten bei einem Anschluß an die öffentliche Versorgung

Tabelle 9: Wasserkosten in DM bei Tieferbohrung oder Verlagerung eines Brunnens

Tabelle 10: Abhängigkeit der Verdunstung von der Bodenbedeckung nach Rohmann und Sontheimer (1985, S. 116)

Tabelle 11: N-Freisetzung im Boden durch langjährige Anwendung organischer Dünger (nach Döhler, 1996, S. 11)

Tabelle 12: Nitratentlastungspotentiale in der Pflanzenproduktion

Tabelle 13: Nitratentlastungspotentiale in der Tierproduktion

Tabelle 14: Erträge, Stickstoffgehalte und -bedarf und Anrechnung der N-Einträge von Anbaufrüchten (nach Becker, 1996, S. 45)

Tabelle 15: N-Anfall (Becker, 1996, 35), Nmin-Anteil (Döhler, 1996, S. 8 und Landwirtschaftskammer, 1997) und Volatilisation (Döhler, 1996, S. 12) nach Vieharten

Tabelle 16: Nmin-Gehalte in kg/ha am Ende der Vegetationszeit bei Ernten mit optimalem Ertrag (Döhler, 1996, S. 14)

Tabelle 17: Ergebnisse der Szenarien

Tabelle 18: Ökologischer und koventioneller Landbau im Vergleich (BML, 1997a)

Tabelle 19: Umrechnungsfaktoren für den ökologischen Landbau

Tabelle 20: Viehzahlen und Anbauflächen der Öko-Szenarien im Vergleich zum konventionellen Basis-Szenario

Tabelle 21: Ergebnisse der Szenarien Öko-1 bis Öko-3 im Vergleich mit dem konventionellen Basis-Szenario und dem konventionellen Szenario 1+2

Tabelle 22: Betriebe des ökologischen Landbaus (Haupterwerbsbetriebe 1995/96), BML (1997) .

Tabelle 23: Wirtschaftlicher Vergleich von kurzfristigen Maßnahmen in einem Zeitraum von 30 Jahren

Tabelle 24: Wirtschaftlicher Vergleich von kurzfristigen Maßnahmen in einem Zeitraum von 30 Jahren, nach DM/m3 sortiert

Tabelle 25: Alle Agglomerationen in Leitungsbuffern im Nordkreis Osnabrück

Tabelle 26: Vieheinheiten für ausgewählte Tierarten (nach Alsing, 1992, S. 638)

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Das Prinzip der Umkehrosmose

Abbildung 2: Veranschaulichung der Abstandsberechnungsformel

Abbildung 3: Brunnenagglomeration in verschiedenen Buffer-Zonen

Abbildung 4: Schema zur Berechnung der Durchschnittsradien

Abbildung 5: Stickstoffkreislauf im Boden (Rohmann und Sontheimer, 1985, S. 165)

Abbildung 6: N-Charakteristik verschiedener Wirtschaftsdünger (nach Döhler, 1996, S. 8)

Abbildung 7: Stickstoffüberschüsse verschiedener Szenarien im Vergleich

Abbildung 8: Beispieltabelle für das Berechnungsmodell von Becker (1996)

1 Einleitung

Wasser ist der Hauptbestandteil lebender Materie und stellt für den Menschen das wichtigste Le­bensmittel dar. Deshalb werden hohe Anforderungen an die Qualität des Trinkwassers gestellt.

Von den rund 1,4 Milliarden km3 Wasser, die sich auf der Erde befinden, sind etwa 92,2% Prozent Salzwasser und weitere 2,2% als Eis fest gebunden und somit nicht direkt nutzbar. Nur 0,6% der gesamten irdischen Wassermenge sind als Süßwasser in Flüssen, Seen und Grundwasser verfüg­bar¹. Wasser gibt es somit nur scheinbar im Überfluß.

Da Deutschland sich jedoch in einer gemäßigten Klimazone befindet und sich ein mittlerer Jahres­niederschlag von 768 mm ergibt², gehört es zu den Gebieten der Erde, die ausreichend mit Was­ser versorgt sind. Dies kann sich jedoch nur auf die prinzipiell verfügbare Wassermenge beziehen. Von viel entscheidenderer Bedeutung ist die Wasserqualität. Durch Überdüngung, Versalzung, Aufwärmung und viele andere Faktoren nimmt die Belastung der Gewässer ständig zu, was dazu führt, daß auch im wasserreichen Deutschland die Versorgung mit einwandfreiem Trinkwasser nicht überall garantiert werden kann.

In Deutschland sind 97,7% der Bevölkerung an die öffentliche Trinkwasserversorgung angeschlos­sen. Wie in vielen ländlich geprägten Gebieten Deutschlands auch, ist der Anschlußgrad im Land­kreis Osnabrück mit 87,9% (1994) geringer als der Durchschnittswert³. Nicht angeschlossene Haushalte müssen ihr Trinkwasser aus eigenen Hausbrunnen beziehen, die natürlich auch mit Schadstoffen belastet sein können. Einer dieser Belastungsfaktoren ist das Nitrat.

Nitrate sind die Salze der Salpetersäure und gehören zu den Hauptnährstoffen im Boden. Sie wer­den dort von Mikroorganismen aus dem Luftstickstoff oder aus stickstoffhaltigen organischen Stof­fen gebildet. Die Primärtoxizität von Nitrat selbst ist gering. Im menschlichen Körper oder in der Nahrung kann Nitrat jedoch zu Nitrit reduziert werden, welches bei Säuglingen Methämoglobinämie hervorrufen kann. In Verbindung mit Aminen kann es in Nitrosamine umgewandelt werden, die im Verdacht stehen, krebserregend zu wirken^[4].

Durch die übermäßige Ausbringung von Stickstoff auf die landwirtschaftlichen Nutzflächen kann Nitrat ins Grundwasser gelangen. Dieses Problem besteht auch im Landkreis Osnabrück. Hier befinden sich etwa 7.500 private Trinkwasserbrunnen, von denen rund 25% Nitratwerte von mehr als 50 mg/l aufweisen. In dieser Arbeit sollen die grundsätzlichen Entlastungsmöglichkeiten vorge­stellt, erläutert und aus ökologischer und wirtschaftlicher Sicht miteinander verglichen werden.

Zu den möglichen Maßnahmen gehören auf der einen Seite solche, die der Brunnenbetreiber selbst durchführen bzw. veranlassen kann und die nichts an der generellen Grundwasserqualität ändern. Zu diesen nachsorgenden „End-of-pipe“-Maßnahmen gehören die Installation von Was seraufbereitungsanlagen, der Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung und das Verla­gern oder Tieferbohren des Trinkwasserbrunnens (Kapitel 3 bis 5).

Zum anderen gibt es, neben diesen kurzfristigen und symptomatisch wirkenden Maßnahmen, Möglichkeiten, die Nitratbelastung des Grundwassers ursächlich zu bekämpfen. Zu den wichtigsten gehört die Reduktion der aufgebrachten Stickstoffmenge. In Kapitel 6 wird dargestellt, inwiefern die Landwirtschaft zu den der Nitratbelastungen beiträgt. Die verschiedenen Ansatzpunkte, die zu einer Reduktion der ausgebrachten Stickstoffmenge führen können, werden erläutert sowie wirt­schaftlich und ökologisch bewertet.

2 Rechtsvorschriften

2.1 Wasserhaushaltsgesetz (WHG)

Im Wasserhaushaltsgesetz (WHG) vom 23.9.1986⁵ wird der grundsätzlichen Bedeutung des Was­sers für die belebte Natur Rechnung getragen. Ebenso finden die wichtigen Funktionen des Was­sers für die Wirtschaft Beachtung.

Das Wasserhaushaltsgesetz gilt für oberirdische Gewässer (Flüsse, Seen), Küstengewässer und das Grundwasser. Es enthält den Grundsatz, daß die Gewässer als Bestandteil des Naturhaus­haltes so zu bewirtschaften sind, daß sie dem Wohl der Allgemeinheit und im Einklang mit ihm auch dem Nutzen einzelner dienen und daß jede vermeidbare Beeinträchtigung unterbleiben muß (WHG, § 1a Abs. 1). Ebenfalls Grundsätzliches regelt § 1a, Abs. 2:

„Jedermann ist verpflichtet, bei Maßnahmen, mit denen Einwirkungen auf ein Gewäs­ser verbunden sein könnten, die nach den Umständen erforderliche Sorgfalt anzu­wenden, um eine Verunreinigung des Wassers oder eine sonstige nachteilige Verän­derung seiner Eigenschaften zu verhüten und um eine mit Rücksicht auf den Wasser­haushalt gebotene sparsame Verwendung des Wassers zu erzielen.“

Die Ziele des Wasserhaushaltsgesetzes werden von § 1, Abs.1, §§ 19a ff. (wassergefährdende Stoffe) und § 34 (Reinhaltung des Grundwassers) bestimmt. Die vorgeschriebenen Maßnahmen sollen Verunreinigungen erst gar nicht entstehen lassen. Für Landwirte von besonderer Bedeutung ist § 34, Abs. 2. Hier wird bestimmt, daß Stoffe nur so gelagert oder abgelagert werden dürfen, daß eine schädliche Verunreinigung oder sonstige nachteilige Veränderung des Grundwassers nicht stattfinden kann. Speziell für Gülle- und Jauchegruben und Futtersilos gilt § 19g, Abs. 2: Beschaf­fenheit, Bauweise, Unterhalt und Betrieb müssen so sein, daß der bestmögliche Schutz der Ge­wässer gegeben ist. Ebenfalls von besonderer Bedeutung für die Landwirtschaft ist § 22. In Absatz 1 wird haftbar gemacht, wer „in ein Gewässer Stoffe einbringt oder einleitet oder wer auf ein Ge­wässer derart einwirkt, daß die physikalische, chemische oder biologische Beschaffenheit des Wassers verändert wird (...)“. Nach Absatz 2 besteht auch dann Schadensersatzverpflichtung, wenn keine direkte Einbringung erfolgt, sondern Stoffe aus einer Anlage in ein Gewässer gelan­gen. Diese Verpflichtung gilt nicht in Fällen höherer Gewalt.

Verstöße gegen Bestimmungen des Wasserhaushaltsgesetzes können als Ordnungswidrigkeiten mit einer Geldbuße von bis zu 100.000 DM belegt oder als Straftaten geahndet werden.

2.2 T rinkwasserverordnung (T rinkwV)

Die Trinkwasserverordnung wurde am 5.12.1990 auf der Grundlage des Bundesseuchengesetzes und des Lebensmittel- und Bedarfsgegenständegesetzes (LMBG) erlassen^[6]. Sie enthält u.a. Be­stimmungen über die Beschaffenheit des Trinkwassers, die Pflichten des Unternehmers oder son­stigen Betreibers einer Wasserversorgungsanlage, die Überwachung durch das Gesundheitsamt, Grenzwerte für gesundheitsschädliche chemische Stoffe, Angaben über chemische und bakterielle Untersuchungsverfahren sowie Angaben über Art und Häufigkeit von Wasseruntersuchungen. Die Grenzen für Wasserinhaltsstoffe sind so festgelegt, daß bei lebenslanger Aufnahme keine schädli­chen Folgen zu erwarten sind.

1990 wurde die Trinkwasserverordnung neu formuliert, um sie an die EG-Richtlinie „Qualität des Wassers für den menschlichen Gebrauch“ anzupassen. Zu den wichtigsten Änderungen gehört die Absenkung des Nitrat-Grenzwertes von 90 mg/l auf 50 mg/l.

2.3 Düngemittelgesetz (DMG)

Das Düngemittelgesetz^[7] vom 15.11.1977 in der Fassung vom 12.7.1989 regelt die Zulassung von Düngemitteln und deren Typisierung und dient gleichzeitig dem Bodenschutz, indem die Zulassung von Düngemitteln davon abhängig gemacht wird, ob diese bei sachgerechter Anwendung den Na­turhaushalt stören oder die Bodenfruchtbarkeit beeinträchtigen. Es beinhaltet ebenfalls die Grund­sätze einer guten fachlichen Praxis (§1a, Absatz 2). In Absatz 3 wird der Bundesminister für Ernäh­rung, Landwirtschaft und Forsten ermächtigt, im Einvernehmen mit dem Bundesminister für Um­welt, Naturschutz und Reaktorsicherheit Grundsätze der guten fachlichen Praxis näher zu bestim­men. Eine solche Verordnung liegt mit der Düngeverordnung vor.

2.4 Düngeverordnung

Die Verordnung über die Grundsätze der guten fachlichen Praxis beim Düngen^[8] wurde neu gefaßt und trat mit ihren grundsätzlichen Regelungen am 6.2.1996 und mit ihren besonderen Regelungen am 1.7.1996 in Kraft. Sie ist bundeseinheitlich und ersetzt die entsprechenden Regelungen für die landwirtschaftliche Düngung nach dem Abfallrecht (Abfallgesetz, § 15), wonach die Länder hierzu eigenverantwortlich Rechtsverordnungen erlassen konnten^[9].

Die Düngeverordnung „(...) gilt für landwirtschaftlich und gartenbaulich genutzte Flächen. Ausge­nommen sind Haus- und Nutzgärten sowie bodenunabhängige Kulturen, wie sie z.B. in Gewächs­häusern anzutreffen sind.“ (§ 1)

An dieser Stelle soll die Düngeverordnung nicht eingehender erläutert werden. Dies wird in Kapitel 6, wo die Problematik der Stickstoffbelastung durch die Landwirtschaft dargelegt wird, in den ent­sprechenden Zusammenhängen geschehen.

2.5 Die EU-Verordnung 2092/91

Die „Verordnung (EWG) Nr. 2092/91 des Rates vom 24. Juni 1991 über den ökologischen Landbau und die entsprechende Kennzeichnung der landwirtschaftlichen Erzeugnisse und Lebensmittel“^[10] wurde erlassen, weil Produkte aus ökologischem Landbau beim Verbraucher immer beliebter wer­den und der Verbraucher vor Produkten geschützt werden sollte, die zu Unrecht mit dem Attribut „ökologisch“ versehen sind.

Die Verordnung regelt u.a. die Etikettierung von Ökoprodukten, die Erzeugungsvorschriften und Kontrollverfahren.

An dieser Stelle sind die Erzeugungsvorschriften von besonderer Wichtigkeit.

Anhang I dieser Verordnung stellt die Grundregeln des ökologischen Landbaus für Agrarbetriebe auf. Die ökologische Tierhaltung und Maßgaben für tierische Erzeugnisse werden noch nicht gere­gelt.

Für Pflanzen und Pflanzenerzeugnisse gelten folgende Vorschriften:

1. Betriebe, die ihre Bewirtschaftung von der konventionellen auf die ökologische umstellen, müs­sen einen Umstellungszeitraum von mindestens zwei Jahren beachten. Bis dahin dürfen die Pro­dukte nicht als „ökologisch“ gekennzeichnet werden.
2. Die Verwendung von Mineraldünger ist nicht erlaubt. Wirtschaftsdünger dürfen nur dann ver­wendet werden, wenn die Exkremente von ökologisch gehaltenen Tieren stammen. Produkte aus der Intensivtierhaltung sind nicht gestattet.
3. Chemisch-synthetische Pflanzenbehandlungsmittel sind nicht gestattet.

Zusatzstoffe wie Hornmehl und ähnliches, die der biologisch-dynamische Landbau vorsieht, sind aber zugelassen. Die Erhaltung und Steigerung der Fruchtbarkeit und biologische Aktivität soll sonst durch eine geeignete Fruchtfolge, wie z.B. die Einbeziehung von Leguminosen, erzielt wer­den.

Die Verordnung sieht ein Kontrollverfahren vor, das mindestens einmal jährlich von einer amtlich zugelassenen neutralen Kontrollstelle durchgeführt wird. Im Gegensatz zu den AGÖL-Richtlinien, die Teilumstellungen ausdrücklich verbieten, läßt die EU-Verordnung hier einen Spielraum zu:

„Die Erzeugung muß in einer Betriebseinheit erfolgen, die hinsichtlich ihrer Parzellen, der Produkti­onsstätten sowie ihrer Lagerplätze eine von jeder anderen Einheit, die nicht nach den Produktions­regeln dieser Verordnung arbeitet, deutlich getrennte Einheit darstellt; Verarbeitungs- und/oder Verpackungsanlagen können Teil dieser Betriebseinheit sein, soweit ihre Tätigkeit sich auf die Verarbeitung und/oder Verpackung der eigenen landwirtschaftlichen Erzeugung beschränkt.“ (An­hang III, Absatz A.1)

2.6 Die EU-Verordnung 2078/92

Die „Verordnung (EWG) Nr. 2078/92 des Rates vom 20. Juni 1992 für umweltgerechte und den natürlichen Lebensraum schonenden landwirtschaftliche Produktionsverfahren“^[11] regelt die Förde­rung von umweltgerecht wirtschaftenden landwirtschaftlichen Betrieben.

Nach Artikel 2, Absatz 1 der Verordnung 2078/92 sind Betriebe u.a. dann beihilfefähig, wenn sie sich verpflichten, Dünge- und Pflanzenschutzmittel nur eingeschränkt anzuwenden und biologische Anbauverfahren zu bevorzugen. Ebenso wird die Extensivierung von Flächen, die Pflege aufgege­bener Flächen und eine 20-jährige Stillegung gefördert. Die Förderungshöhen betragen nach Arti­kel 4, Absatz 2, z.B. 250 ECU/ha für bestimmte einjährige Kulturen und Grünland, 210 ECU je ver­ringerte Großvieheinheit des Rinder- oder Schafbestandes, 250 ECU/ha für die Pflege aufgegebe ner Flächen, 600 ECU/ha für die Stillegung von Ackerflächen und 250 ECU/ha „für den Anbau und die Vermehrung von an die lokalen Bedingungen angepaßten und von der genetischen Erosion bedrohten Nutzpflanzen“.

3 Aufbereitungsanlagen

3.1 Einführung

Bereits durchgeführte Untersuchungen ergaben, daß knapp 1.900 private Trinkwasserbrunnen im Landkreis Osnabrück Nitratbelastungen von über 50 mg/l aufweisen. Dies sind etwa 25% aller Hausbrunnen im Landkreis Osnabrück. Für die Besitzer dieser Brunnen stellt sich das Problem, daß sie binnen kurzer Zeit Wasser benötigen, das frei von Belastungen ist und die von der Trink­wasserverordnung geforderte Qualität hat. Es bedarf also einer Lösung, die schnell durchzuführen ist und sofortige Wirkung zeigt. Eine Möglichkeit bietet die Installation einer Aufbereitungsanlage. Hierbei wird das Trinkwasser wie bislang aus dem Privatbrunnen gefördert und mittels eines che­mischen, physikalischen oder biologischen Verfahrens so verändert, daß das Endprodukt die gel­tenden Grenzwerte erfüllt.

Die möglichen Verfahren und deren Vor- und Nachteile sollen im folgenden erläutert werden.

3.2 Aufbereitungsverfahren

Grundsätzlich kommen drei verschiedene Verfahren zur Aufbereitung von mit Nitrat belastetem Trinkwasser in Frage. Dies sind:

- Umkehrosmose,
- Ionenaustausch und
- biologische Verfahren.

Alle Verfahren bieten sich prinzipiell für Besitzer von privaten Trinkwasserbrunnen an. Aufbereitungsanlagen werden jedoch nicht nur durch ihr Verfahren charakterisiert, sondern auch durch ihre Dimensionierung unterschieden. Es gibt auf der einen Seite sogenannte Kleinanlagen, die das Trinkwasser einer Zapfstelle und somit nur geringe Mengen, d.h. bis ca. 15 Liter am Tag, aufbereiten. Auf der anderen Seite stehen die Komplettanlagen, die so dimensioniert sind, daß sie das gesamte Wasser eines Haushaltes reinigen können. Sowohl Ionenaustauscher als auch Um­kehrosmoseanlagen gibt es als Klein- oder Komplettanlagen. Mit biologischen Verfahren arbeiten­de Ablagen sind für die Aufbereitung größerer Wassermengen ausgelegt.

3.2.1 Umkehrosmoseanlagen

3.2.1.1 Verfahren

Das physikalische Verfahren der Umkehrosmose oder Hyperfiltration spielt großtechnisch beson­ders bei der Meerwasserentsalzung eine Rolle. Dabei wird das Rohwasser von seinen gelösten Inhaltsstoffen getrennt, indem es durch eine für die gelösten Substanzen nahezu undurchlässige Membran gepreßt wird. Während bei der Osmose das Lösungsmittel, zum Beispiel Wasser, auf­grund der osmotischen Druckdifferenz durch die Membran zur anfangs höher konzentrierten Lö­sung diffundiert, findet bei der Umkehrosmose genau der gegenteilige Prozeß statt. Durch Anlegen eines Drucks, der über dem osmotischen Druck liegt, wird das Lösungsmittel aus der konzentrier ten Lösung verdrängt und durch die Membran in Richtung der weniger stark konzentrierten Lösung transportiert. Dabei teilt sich das Wasser auf in das an Inhaltsstoffen arme Permeat und das mit Inhaltsstoffen angereicherte Konzentrat. Das Permeat kann im Anschluß daran, je nach Qualität, wieder mit Rohwasser verschnitten werden und muß eventuell aufgehärtet, im pH-Wert korrigiert und desinfiziert werden.

Theoretisch ist durch die Umkehrosmose eine völlige Entsalzung des Trinkwassers möglich, wäh­rend in Praxis der Druck dafür jedoch meist nicht ausreicht. Dennoch ist das Permeat sehr salz­arm.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Das Prinzip der Umkehrosmose

3.2.1.2 Aufbau

Umkehrosmoseanlagen sind meist mit einem Vorfilter ausgestattet, der grobe Verunreinigungen aus dem Rohwasser entfernt. Die Membran ist in einer durchströmbaren und druckfesten Einheit, dem Umkehrosmosemodul, angeordnet. Hier findet die Trennung des Rohwassers in Permeat (P) und Konzentrat (K) statt. Das Verhältnis P:K ist je nach Anlagetyp verschieden und kann zwischen ca. 1:1 und 1:10 und sogar höher liegen. Das heißt, daß für einen Liter aufbereitetes Wasser zwi­schen einem und zehn Liter Wasser und mehr zusätzlich verbraucht werden.

Da bei der Umkehrosmose auch die im Wasser gelöste freie Kohlensäure die Membran gut passie­ren kann, ihre Salze (Carbonate, Hydrogencarbonate) jedoch mit dem Konzentrat abgeleitet wer­den, sinkt der pH-Wert im Permeat. Dies bedeutet, daß eine Nachbehandlung des Permeats erfor­derlich ist. Hierzu wird oft ein Filter zur Anhebung des pH-Wertes eingesetzt. Er besteht aus Calci­umcarbonat oder einem Gemisch aus Calcium- und Magnesiumcarbonat und bewirkt die Bindung der freien Kohlensäure und die Erhöhung des Gehalts an Calcium, Magnesium und Hydrogencar­bonat.

Umkehrosmoseanlagen können mit einer Druckerhöhungspumpe ausgerüstet sein, die die Per­meatleistung der Anlage erhöht. Bei Komplettanlagen ist eine Druckerhöhung von in der Regel 14 bar erforderlich. Das Verhältnis P:K kann bei Komplettanlagen je nach Rohwasserqualität auf ma­ximal 1:1 eingestellt werden. Bei einem durchschnittlichen Gesamtwasserbedarf von ca. 144 Litern am Tag pro Person¹² ist ein 500 bis 1.000 Liter großer Speichertank erforderlich, um auch den Spitzenbedarf decken zu können.

Kleinanlagen können zwar ebenfalls mit einer Druckerhöhung ausgerüstet sein, es reicht jedoch ein Druck von drei bis fünf bar aus, der in der Regel schon von der Brunnenpumpe erzeugt wird. Das maximale Verhältnis von Permeat zu Konzentrat beträgt bei Kleinanlagen 1:2. Kleinanlagen besitzen zur Deckung des Spitzenbedarfs entweder geschlossene Druckbehälter oder drucklose offene Behälter zur Aufbewahrung von Trinkwasser. Druckbehälter haben den Nachteil, daß bei zunehmendem Füllungsgrad der Druck auf der Permeatseite zunimmt, der Druckunterschied da­durch sinkt und somit die Salzpassage durch die Membran erhöht wird. Dies führt zu einer Ver­schlechterung der Permeatqualität.

Viele Anlagen sind mit einem zusätzlichen Desinfektionsfilter ausgerüstet, der Silber oder Jodver­bindungen enthält. Der Einsatz eines UV-Strahlers stellt eine weitere Möglichkeit zur Entkeimung dar.

Des weiteren gibt es häufig einen Nachfilter (meist Aktivkohle) zur Entfernung von weiteren Schad­stoffen (z.B. Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmittel sowie gelöste organische Wasserinhaltsstoffe).

Die Membran einer Umkehrosmoseanlage ist äußerst empfindlich und kann durch Scaling und Fouling beschädigt werden. Scaling bedeutet, daß durch das Überschreiten der Löslichkeitsgrenze Salze auskristallisieren und sich an der Membran anlagern. Durch die Hinzugabe von Scalinginhi­bitoren oder durch vorhergehenden Kationenaustausch wird dieser Vorgang unterbunden.

Fouling ist die Bezeichnung für den Prozeß der Ablagerung von Metallhydroxiden oder kolloidalen organischen und anorganische Stoffen an der Membran oder aber durch biologische Vorgänge im Membransystem.

3.2.2 lonenaustauschanlagen

3.2.2.1 Verfahren

Beim Ionenaustauschverfahren durchläuft das Rohwasser ein Austauschharz, in das funktionelle Gruppen eingebaut sind. Zwischen den funktionellen Gruppen und der wäßrigen Lösung können Gegenionen gleicher Ladung ausgetauscht werden. Da der Austauscher ein Ion absorbiert und dafür ein anderes abgibt, ist seine Kapazität durch die Menge der vorhandenen Gegenionen be­grenzt. Ist der Austauscher erschöpft, muß eine Regenerierung durchgeführt werden, d.h. der Austauscher wird in seinen Ausgangszustand zurückversetzt. Je nach Ladung der Ionen unter­scheidet man zwischen Anionen- und Kationenaustauschern, außerdem je nach funktionellen Gruppen zwischen stark- und schwachbasischen Anionenaustauschern und stark- und schwach­sauren Kationenaustauschern.

Bei den hier in Frage kommenden starkbasischen Anionenaustauschern werden NO3--Ionen meist gegen Chloridionen ausgetauscht, was ein Ansteigen der Chloridkonzentration im Wasser zur Fol­ge hat. Als Regeneriermittel wird Natriumchlorid oder Natriumhydrogencarbonat verwendet.

In Anionenaustauschern wird neben Nitrat auch Sulfat ersetzt, was bei hohen Sulfatkonzentratio­nen im Rohwasser zu Problemen führt, da die meisten Austauschharze Sulfat mit größerer Präfe­renz als Nitrat binden.

Wird der Austauschharz über seine Kapazität hinaus ohne Regenerierung benutzt, besteht die Gefahr des Durchbruchs, d.h. zuvor gebundene Ionen lösen sich wieder aus dem Harz und verur­sachen eine Erhöhung der Ionenkonzentration im Wasser, anstatt sie zu verringern.

Ein Mischbettionenaustauscher stellt eine Kombination aus Kationen- und Anionenaustauscher dar. Das Wasser durchläuft zunächst einen Kationenaustauscher, der in H+-Form vorliegt. Hier werden alle Kationen gegen H+-Ionen ausgetauscht. Im Anschluß fließt der stark saure Abfluß über einen schwachbasischen Anionenaustauscher, der die Anionen gegen OH--Ionen ersetzt. Da das Wasser nun vollkommen salzfrei ist, muß es mit Rohwasser verschnitten werden, um den Salzge­halt wieder anzuheben. Die Regenerierung der Austauschharze erfolgt beim Kationenaustauscher mit Salzsäure, beim schwachbasischen Anionenaustauscher mit Natronlauge.

3.2.2.2 Aufbau

Ionenaustauscher besitzen einen oder mehrere Behälter, in denen sich das Austauschharz befin­det. Die Größe des Behälters richtet sich nach der Dimensionierung der Anlage. Zudem verfügen alle Ionenaustauscher über einen zusätzlichen Behälter mit Regenerierungssalz. Die Regenerie­rung erfolgt entweder automatisch zeitabhängig bzw. wassermengenabhängig oder „von Hand“ direkt durch den Verbraucher. Er muß den Regenerationszeitpunkt dabei durch Messen der Nitrat­werte mit Hilfe von Meßstäbchen selbst ermitteln oder kann diesen mit Hilfe einer gegebenenfalls eingebauten Wasseruhr je nach entnommener Menge bestimmen.

Falls die Anlage nur einen Harzbehälter hat, ist für die Dauer der Regenerierung die Wasseraufbe­reitung nicht möglich. Bei zwei Behältern wird das Harz in zwei Phasen nacheinander regeneriert, so daß immer ein Behälter zur Aufbereitung zur Verfügung steht.

Zur Entkeimung des aufbereiteten Wassers besitzen einige Anlagen UV-Strahler oder Desinfekti­onsfilter, die Silber oder Jodverbindungen enthalten.

Vorratsbehälter sind für den Ionenaustausch nicht unbedingt erforderlich, da die Geschwindigkeit des Vorgangs häufig ausreicht, um das Wasser erst zum Entnahmezeitpunkt aufzubereiten.

3.2.3 Biologische Aufbereitungsverfahren

Beim biologischen Denitrifikationsverfahren wandeln Bakterien Nitrat in elementaren Stickstoff um. Dadurch verändert sich das Wasser prinzipiell nur im Parameter Nitrat und bleibt sonst weitgehend unverändert.

Die denitrifizierenden Bakterien benötigen zur Reduktion des Nitrats zum Stickstoff und zum Auf­bau von Biomasse Nährstoffe, die kontinuierlich dem Rohwasser zudosiert werden müssen. Der Nitratabbau findet in einem Reaktionsraum oder Reaktor auf einem Trägerfilm statt, wo die Bakte- rien einen Biofilm bilden. Das denitrifizierte Wasser ist sauerstofffrei und kann erhöhte Gehalte an Mikroorganismen, Stoffwechselprodukten oder Restsubstrat enthalten. Daher ist eine Nachbe­handlung erforderlich, die das Wasser wieder mit Sauerstoff anreichert, es filtriert und desinfiziert.

3.3 Für diese Arbeit berücksichtigte Untersuchungen

Zur Beurteilung der Vor- und Nachteile von Aufbereitungsanlagen dienten die Ergebnisse von zwei Untersuchungen und einer Befragung.

In der von Linssen (1990) durchgeführten Untersuchung wurden acht Umkehrosmoseanlagen, vier Anionenaustauscher, ein Mischbettaustauscher und eine biologische Denitrifikationsanlage gete­stet. Dabei wurden sowohl Kleinanlagen als auch Komplettanlagen untersucht.

Die andere Untersuchung von Trinkwasser-Aufbereitungsanlagen wurde 1993 von der österreichi­schen Verbraucherzeitschrift Konsument^[13] durchgeführt. Es wurden elf Umkehrosmoseanlagen, drei Anionenaustauscher, fünf Filtergeräte^[14] und ein Kleinstgerät^[15] getestet.

Die vom USF durchgeführte Befragung erfaßte insgesamt 59 der 122 im Landkreis Osnabrück installierten Anlagen. Von diesen sind 20 Umkehrosmoseanlagen und 32 Ionenaustauscher. Die restlichen sieben sind Enteisungsanlagen, Wasserenthärter und reine Aktivkohlefilter und spielen für die Nitratreduktion keine Rolle. Die Anlagen sind in den Jahren 1981 bis 1995 in den Haushal­ten installiert worden. Die meisten von ihnen sind Kleinanlagen, lediglich elf Ionenaustauscher sind Komplettanlagen.

3.4 Ergebnisse

Linssen testete die Anlagen in einem 100 m2 großen Kellerraum und simulierte über 21 Monate hinweg einen typischen Verbrauch. Die einzelnen Anlagen wurden mit Rohwasser bestückt, des­sen Parameter gegebenenfalls mit einer Dosieranlage verändert werden konnten. Die Nitratbela­stung des Test-Rohwassers betrug in den ersten knapp 15 Monaten 100 mg/l und wurde dann auf 200 mg/l erhöht.

Zusätzlich wurden Experimente durchgeführt. So testete man die Aufbereitungswirkung bei Zugabe von Pflanzenschutzmitteln, eine geringe tägliche Entnahme und das Verhalten bei Stagnati- onsphasen^[16]. Letzteres ist sinnvoll, um z.B. die Reinigungswirkung nach einem Urlaub abschätzen zu können.

Konsument (1993) ließ die Anlagen vom jeweiligen Hersteller selbst im Keller eines Einfamilien­hauses installieren und testete die Aufbereitungswirkung im Normalbetrieb mit Wasser, das eine Nitratbelastung von 100 mg/l aufwies. Wartung und Anwendung wurden exakt nach den Anwei­sungen der Hersteller durchgeführt. Über die Dauer des Tests gibt es keine Angaben. Auch in die sem Test wurde untersucht, wie sich eine Urlaubsphase^[17] auf die Aufbereitungswirkung auswirkt. Weitere Experimente wurden nicht durchgeführt.

Lediglich 36 der 59 vom USF untersuchten Aufbereitungsanlagen wurden hinsichtlich ihrer Aufbe­reitungswirkung überprüft. Von diesen Anlagen waren zwölf Umkehrosmoseanlagen und 24 Ionen­austauscher. Zehn der zwölf Umkehrosmoseanlagen wiesen im Rohwasser Nitratwerte von mehr als 50 mg/l auf (62 mg/l bis 146 mg/l; Durchschnittswert 97,1 mg/l). Bei den Ionenaustauschern waren es 20 Anlagen (54,2 mg/l bis 216,5 mg/l; Durchschnittswert 83,9 mg/l).

Des weiteren wurden bei ungefähr der Hälfte der untersuchten Anlagen Leitfähigkeit und pH-Wert im Ein- und Auslauf gemessen. Außerdem wurden die Besitzer über einige relevante Punkte, wie z.B. Kosten, Wartung und Zufriedenheit, befragt.

3.4.1 Umkehrosmoseanlagen

3.4.1.1 Aufbereitungswirkung und Probleme

Sowohl die Untersuchung von Linssen als auch die vom USF durchgeführten Messungen ergaben, daß Umkehrosmoseanlagen nicht immer in der Lage sind, das Trinkwasser ausreichend von zu hohen Nitratwerten zu befreien. Der prozentuale Nitratschlupf war bei allen von Linssen unter­suchten Anlagen nahezu konstant (5% bis 45%), was aber bei hohen Belastungen nicht immer ausreicht. Alle acht getesteten Anlagen konnten den Grenzwert von 50 mg Nitrat/l bei einer Bela­stung des Rohwassers mit 100 mg/l zwar einhalten, drei scheiterten jedoch bei einer Belastung von 200 mg Nitrat/l^[18].

Bei den in Osnabrück untersuchten Anlagen lag der Nitratschlupf zwischen 4% und 71%. Drei An­lagen besaßen zu hohe Nitratwerte im Permeat (54,7 mg/l bis 61,7 mg/l).

Im KONSUMENT-Test hingegen zeigten alle Umkehrosmoseanlagen gute Reinigungswirkungen.

Bei organischen Stoffen, Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmitteln, leichtflüchti­gen Halogenkohlenwasserstoffen, PCB, PAK, Metallen und Metalloiden konnte Linssen keine Be­anstandungen feststellen^[19].

Problematisch ist bei vielen Anlagen die Belastung mit Keimen. Bei Linssen traten erhöhte Keim­zahlen für zwei bis drei Monate nach Inbetriebnahme und einige Tage lang nach den Stagnati­onsphasen auf^[20]. Dies war im KONSUMENT-Test bei zehn von elf Anlagen auch der Fall.

Viele Umkehrosmoseanlagen verwenden keimhemmende Substanzen, die Silber oder Jod enthal­ten. Dennoch gab es weder in der Untersuchung von Linssen noch im KONSUMENT-Test Silber­oder Jodbelastungen im Permeat^[21].

Ein weiteres Problem bei durch Umkehrosmose aufbereitetem Trinkwasser ist die Nitritbelastung. Der Grenzwert der Trinkwasserverordnung von 0,1 mg/l wurde bei Linssen nur nach Stagnati- onsphasen für einen Tag überschritten²², während im KONSUMENT-Test bei drei von elf Anlagen die Nitritbelastung über diesem Wert lag.

Durch Umkehrosmose aufbereitetes Wasser ist sehr salzarm. Nicht nur Nitrat, sondern auch Calci­um, Chlorid, Sulfat und Hydrogencarbonat werden von der Membran zurückgehalten. Die Reduzie­rung von Calcium und Hydrogencarbonationen ist aus gesundheitlicher Sicht nicht wünschenswert, kann aber auch mit pH-Wert-Anhebungsfiltern nicht ausgeglichen werden. Ionenarmes Wasser kann, in großen Mengen zu sich genommen, den Elektrolythaushalt des menschlichen Körpers stören. Deshalb sollte durch Umkehrosmose aufbereitetes Wasser vor allem zum Kochen benutzt und große Mengen nur dann getrunken werden, wenn gleichzeitig weitere Nahrungsmittel konsu­miert werden.

3.4.1.2 Wartung

Umkehrosmoseanlagen sind relativ wartungsarm. Es ist lediglich eine regelmäßige Kontrolle des Vorfilters und des pH-Wert-Anhebungsfilters erforderlich. Allerdings kann es Probleme mit dem Verschneidungsventil geben, das die Menge Rohwasser festlegt, die dem Permeat wieder zuge­führt wird. LINSSEN stellte fest, daß sich dieses bei einigen Anlagen leicht verstellt²³. Vom Verbrau­cher ist die Öffnung dieses Ventils nur durch Messung des Nitratwerts zu kontrollieren.

Auch wurde festgestellt, daß es bei Komplettanlagen mit Druckerhöhungspumpe zu Veränderun­gen des Verhältnisses von Permeat zu Konzentrat kommen kann.

Die Membran muß entweder regelmäßig (je nach Typ halbjährlich oder jährlich) vom Kundendienst mit Säure gespült oder aber ausgetauscht werden. Bei einer in Osnabrück untersuchten Anlage wird die Membran sogar wöchentlich gespült.

Außerdem ist bei Anlagen mit vorgeschaltetem Wasserenthärter ein regelmäßiges Nachfüllen des Regeneriersalzes erforderlich.

3.4.1.3 Kosten und Wirtschaftlichkeit

Die Kaufpreise für Umkehrosmoseanlagen liegen zwischen ca. 1.000 DM für einfache Kleinanla­gen und ca. 3.000 DM für gut ausgestattete Kleinanlagen mit Druckerhöhungspumpe, Aktivkohle­filter und pH-Wert-Anhebung. Komplettanlagen, die das gesamte Trinkwasser eines Haushalts aufbereiten, kosten je nach der aufzubereitenden Wassermenge zwischen 9.000 und 15.000 DM. Die von 1987 bis 1995 im Landkreis Osnabrück installierten Umkehrosmoseanlagen sind Kleinan­lagen und kosteten 1.000 bis 2.500 DM.

Weitere Kosten von ca. 500 DM entstehen durch die Installation.

Zusätzlich zu den einmaligen Anschaffungs- und Installationskosten entstehen Kosten für die Spülung und den Wechsel der Membran. Diese hängen vom Anlagentyp ab und betragen bei den in Osnabrück installierten Kleinanlagen zwischen 100 und 1.000 DM im Jahr.

Außerdem erhöhen alle Umkehrosmoseanlagen den Wasserverbrauch. Für einen Liter Trinkwas­ser werden zwischen einem und mehr als zehn Liter Wasser zusätzlich verbraucht. Bei einem Vierpersonenhaushalt, der täglich ca. 600 Liter Wasser benötigt, steigt bei einer Komplettanlage der Wasserverbrauch also auf 1,2 m3, maximal sogar mehr als 6 m3 am Tag an.

Hinzu kommt bei Anlagen mit Druckerhöhung der Stromverbrauch (siehe Tabelle 1). Dieser beträgt bei den von Linssen untersuchten Komplettanlagen zwischen 3,9 und 10,9 kWh pro Kubikmeter aufzubereitenden Wassers²⁴. Legt man wieder einen Vierpersonenhaushalt, der ungefähr 220 m3 Wasser im Jahr benötigt und einen Strompreis von 0,25 DM/kWh zugrunde, erhöhen sich die Stromkosten des Haushalts um 214,50 DM bis 599,50 DM im Jahr. Für jeden m3 sind dies zwi­schen 0,98 und 2,73 DM. Bei der von Linssen untersuchten Kleinanlage mit Druckerhöhung be­trägt der Stromverbrauch 27,5 kWh/m3 ²⁵. Da diese Anlage jedoch nur für einen täglichen Bedarf von zehn bis 15 Litern ausgelegt ist, werden im Jahr auch lediglich zwischen ca. 3,7 und 5,5 m3 Wasser aufbereitet. Dementsprechend betragen die zusätzlichen Stromkosten zwar 6,88 DM/m3, aber nur zwischen 25,44 DM und 37,81 DM im Jahr.

Tabelle 1: Stromkosten durch verschiedene Umkehrosmoseanlagen

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Nimmt man eine Lebensdauer von 10-15 Jahren für Umkehrosmoseanlagen an und kalkuliert die Anschaffung, Installation, Wartung, Membranen und Strom ein, lassen sich die Kosten für jeden aufbereiteten m3 Wasser berechnen. Dazu werden alle Kosten auf zehn bzw. 15 Jahre aufgeteilt, daraus die jährlichen Kosten und dann die Kosten pro m3 berechnet. Bei Komplettanlagen kostet so ein m3 zwischen 5,60 DM und 7,05 DM. Kleinanlagen verursachen für einen m3 aufbereitetes Wasser Kosten zwischen 66,00 DM/m3 und 86,00 DM/m3. Kalkuliert man bei diesen Anlagen ein, daß das restliche Wasser kostenlos ist, ergibt sich ein durchschnittlicher Wasserpreis von 1,49 DM/m3 bis 1,82 DM/m3 (Tabelle 2).

3.4.2 lonenaustauschanlagen

3.4.2.1 Aufbereitungswirkung und Probleme

Die Aufbereitungswirkung von Ionenaustauschern ist abhängig von der bis dahin aufbereiteten Wassermenge. Viele Anlagen liefern nur kurzzeitig akzeptable Ergebnisse, um dann rapide schlechter zu werden und - bei einem Durchbruch - die Belastung des Wassers sogar noch zu erhöhen. Bei einem Nitratgehalt von 200 mg/l ist keine der bei Linssen getesteten Anlagen fähig, die Belastung auf unter 50 mg/l zu verringern^[26]. Bei einer geringeren Grundbelastung von 100 mg/l sind die meisten Ionenaustauscher in der Lage, das Wasser ausreichend aufzubereiten^[27]. Wegen der kontinuierlichen Verschlechterung der Aufbereitungswirkung ist bei den meisten Kleinanlagen allerdings eine ständige Kontrolle des Wassers durch den Verbraucher erforderlich. Auch ver­schlechtert sich im Laufe der Zeit die Regenerierungsfähigkeit des Austauschharzes. Dies ist be­sonders bei einem erhöhten Sulfatgehalt im Trinkwasser der Fall^[28].

Sowohl bei Linssen als auch bei Konsument wiesen einige Anlagen erhebliche Unterschiede zwi­schen der vom Hersteller versprochenen und der real festgestellten Kapazität des Austauschhar- zes auf. Eine von Linssen getestete Anlage hatte z.B. bei einer Nitratbelastung von 100 mg/l eine Kapazität von 130 Litern, die sogar auf 65 Liter sank, obwohl der Hersteller 570 Liter angegeben hatte^[29]. In noch extremerer Weise unterschritt eine von Konsument getestete Anlage die Herstel­lerangaben: Anstatt der angegebenen 22.700 Liter lag die Kapazität bei nur 20 Litern.

Die im Landkreis Osnabrück installierten Ionenaustauscher sind ebenfalls nicht alle in der Lage, mit Nitrat belastetes Wasser zufriedenstellend aufzubereiten. Vier der Anlagen wiesen im Ablauf Ni­tratwerte von über 50 mg/l auf. Eine Anlage, die im Zulauf mit 216,5 mg/l die höchste Belastung aller Anlagen hatte, war praktisch gar nicht in der Lage, die Nitratmenge zu reduzieren (215,5 mg/l im Auslauf).

Wie schon Umkehrosmoseanlagen haben auch Ionenaustauscher Probleme mit der Keimbela­stung. Sowohl nach Stagnationsphasen^[30] als auch im normalen Betrieb^[31] können erhöhte Keim­zahlen auftreten.

Ebenfalls problematisch ist bei einigen Ionenaustauschern die Nitritbelastung. Während die Kom­plettanlagen bei Linssen keine oder nur geringe Nitritbelastungen verursachten, schnitten die Kleinanlagen weitaus schlechter ab. In beiden Tests wurden bei solchen Anlagen erhöhte Nitrit­werte gemessen^[32].

3.4.2.2 Wartung

Bei Ionenaustauschanlagen muß regelmäßig der Salzvorrat kontrolliert und ergänzt werden. Bei Anlagen ohne Automatisierung muß zusätzlich noch durch Messung der durchgeflossenen Was­sermenge der richtige Zeitpunkt zur Spülung und Regeneration bestimmt werden.

Damit die Anlage so gut wie möglich arbeitet, sind die Regenerationsintervalle von herausragender Bedeutung. Durch die bei fast allen Anlagen festzustellende Verschlechterung der Austauschkapa­zität mit zunehmender Menge aufbereiteten Wassers kann eine tägliche Regeneration nötig sein. Dies ist bei Anlagen mit nur einem Harzbehälter ein großer Nachteil, weil sie während der Aus­tauschzeit nicht zu nutzen sind.

3.4.2.3 Kosten und Wirtschaftlichkeit

Die Anschaffungskosten für Ionenaustauscher liegen je nach Dimensionierung und Ausstattung zwischen 1.000 und ca. 12.000 DM. Die im Landkreis Osnabrück installierten Anlagen dieses Typs kosteten im Durchschnitt ca. 3.500 DM.

Laufende Kosten fallen bei Ionenaustauschern durch den Salzverbrauch an. Dieser ist abhängig von der Anlage und den Regenerationsintervallen. Der Bedarf liegt bei den von Linssen getesteten Anlagen zwischen 0,54 und 3,75 kg/m3 für Komplettanlagen^[33]. Bei einem Salzpreis von 15 DM für einen 25 kg Sack entstehen so Kosten zwischen 71,28 und 495,00 DM im Jahr. Die Salzkosten betragen damit für einen m3 aufbereitetes Wasser zwischen 0,32 und 2,25 DM. Die Kleinanlage bei Linssen benötigte 1,18 kg Salz pro m3. Daraus ergeben sich Salzkosten von 0,71 DM/m3. Die jähr­lichen Kosten sind aufgrund der geringen Wassermenge mit weniger als 4 DM sehr niedrig.

Tabelle 3: Salzkosten bei verschiedenen lonenaustauschanlagen

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Auch für Ionenaustauscher lassen sich die durchschnittlichen Wasserkosten für jeden aufbereite­ten m3 errechnen, indem Anschaffung, Installation, Wartung, Salz und Austauschharz auf zehn bzw. 15 Jahre aufgeteilt werden. Bei Komplettanlagen ergeben sich je nach Lebensdauer Wasser­kosten von 3,41 DM/m3 bis 4,32 DM/m3. Der Preis für von Kleinanlagen aufbereitetes Wasser liegt zwischen 66,00 DM/m3 und 86,00 DM/m3. Auf den gesamten Wasserverbrauch bezogen kostet ein m3 zwischen 1,50 DM und 1,95 DM (Tabelle 4).

Tabelle 4: Wasserkosten in DM bei Ionenaustauschern (IA)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

3.5 Bewertung der Ergebnisse

Von allen Aufbereitungsanlagen sind, was die Nitratentfernung betrifft, Umkehrosmoseanlagen am ehesten zu empfehlen, da sie meist bessere Ergebnisse erzielen als Ionenaustauscher und die Aufbereitungswirkung immer konstant ist. Bei hohen Nitratbelastungen ist die Aufbereitungswir­kung möglicherweise nicht ausreichend, und es gibt hygienische Mängel. Auch müssen der bis zu zehnfache Wasserverbrauch und die zusätzlichen Stromkosten einkalkuliert werden. Ionenaustauschanlagen sind nicht zu empfehlen, da sie zu große Mängel aufweisen und erhebli­chen Wartungsaufwand erfordern. Zu den Mängeln gehören die schlechte Aufbereitungswirkung bei hohen Nitratbelastungen, das Nachlassen der Reinigungsleistung mit Zunahme der aufberei­teten Wassermenge und Keimbelastungen auch im normalen Betrieb.

Aus wirtschaftlicher Sicht empfehlen sich bei den Komplettanlagen eher Ionenaustauscher, da sie je nach Lebensdauer nur zwischen 3,41 DM/m3 und 4,32 DM/m3 kosten, während ein m3 Wasser bei Umkehrosmoseanlagen um gut 65% teuerer ist (zwischen 5,60 DM und 7,05 DM).

Die Installation einer Wasseraufbereitungsanlage ist eine Maßnahme, die in kurzer Zeit eine Trink­wasserentlastung möglich macht. Eine solche Anlage erfordert jedoch ständige Kontrolle und Wartung. Dies ist meist nur dann gewährleistet, wenn sich der Betreiber die Anlage aus eigenem Antrieb installieren läßt, was sich deutlich in der Praxis widerspiegelt. Viele Betreiber von Aufbe­reitungsanlagen sind schlecht über die Arbeitsweise ihrer Anlage informiert und haben auch kein Interesse daran, ihre Anlage vernünftig zu pflegen. Daher sind feste Wartungsverträge ein unerläß­licher Punkt zur Gewährleistung einer korrekten Arbeitsweise der Anlage.

Aus ökologischer Sicht ist die Installation von Aufbereitungsanlagen nicht positiv zu bewerten. Umkehrosmoseanlagen verursachen zum Teil einen erheblichen Stromverbrauch, was ja nicht nur finanziell problematisch ist, und erhöhen den Wasserverbrauch um ein Vielfaches. Dies wider­spricht allen Aufrufen zum sparsamen Umgang mit Trinkwasser.

Ionenaustauscher erhöhen weder Strom- noch Wasserverbrauch und sind in diesem Aspekt den Umkehrosmoseanlagen überlegen. Allerdings erhöht die erforderliche regelmäßige Regenerierung des Austauschharzes die Salzbelastung des Abwassers (bei einem Vierpersonenhaushalt bis zu 825 kg/a) und trägt damit zur Gewässerbelastung bei.

Insgesamt ist die Installation einer Aufbereitungsanlage aufgrund der dargestellten Mängel bei der Nitratentlastung nicht ohne weiteres zu empfehlen. Ehe eine Aufbereitungsanlage installiert wird, sollte sichergestellt werden, daß sie wirklich in der Lage ist, die geforderte Leistung zu vollbringen. Auch muß eine regelmäßige Wartung garantiert sein. Doch nicht nur die Mängel bei der Aufberei­tung sind problematisch: Gerade Komplettanlagen verursachen hohe Kosten und bereiten mehr Wasser auf, als eigentlich erforderlich wäre. Kleinanlagen haben den Nachteil, daß sie nur das Wasser einer einzigen Zapfstelle aufbereiten können, was unter Umständen nicht ausreichend ist. Durch Installation mehrerer Anlagen steigen wiederum die Kosten.

3.6 Zusammenfassung und Schlußfolgerung

Zur Aufbereitung von nitratbelastetem Trinkwasser kommen grundsätzlich drei verschiedene Ver­fahren in Frage: Umkehrosmose, Ionenaustausch und die biologische Aufbereitung.

Zum Vergleich der Maßnahmen dienten Untersuchungen von Linssen (1990) und Konsument (1993) sowie eine Befragung von Aufbereitungsanlagenbesitzern im Landkreis Osnabrück. Eine vollständiger Überblick über die Vor- und Nachteile aller auf dem Markt erhältlichen Aufbereitungs­anlagen ist nicht möglich. Deshalb beruhen die Aussagen, die hier getroffen wurden, auf einer klei­nen Stichprobe. Die in diesem Abschnitt benutzten Daten zur Berechnung der Kosten können da­mit natürlich nicht repräsentativ sein. Dennoch lassen sich prinzipielle Vor- und Nachteile der ver­schiedenen Aufbereitungsverfahren und ungefähre Kosten ermitteln.

Für den Privatanwender eignen sich nur Umkehrosmose- und Ionenaustauschanlagen. Bei den Ionenaustauschanlagen sind allenfalls Anionenaustauscher zu empfehlen, da der von L inssen getestete Mischbettionenaustauscher zu große Mängel aufwies³⁴. Da die Untersuchung von Linssen die einzige war, in der ein Mischbettionentauscher bewertet wurde, kann nicht ausgesagt werden, inwiefern sich die Technik dieses Aufbereitungsverfahrens mittlerweile verbessert hat und ob solche Anlagen inzwischen häufiger eingesetzt werden. Dies wäre ein nächster Untersuchungs­schritt. Das gleiche gilt für die biologische Aufbereitung von nitratbelastetem Trinkwasser.

Eine konstant gute Aufbereitungswirkung haben Umkehrosmoseanlagen. Bei hohen Nitratwerten (200 mg/l) kann die Aufbereitungswirkung aber zu gering sein. Auch kann es bei diesen Anlagen zu Problemen mit der Nitrit- und der Keimbelastung kommen, besonders nach Stagnationsphasen. Außerdem wird der Wasserverbrauch, je nach Anlage, mindestens verdoppelt oder sogar mehr als verzehnfacht. Dies kann im Sommer bei flachen Brunnen und niedrigem Grundwasserstand zu Versorgungsengpässen führen. Hinzu kommen bei Komplettanlagen und einigen Kleinanlagen die Stromkosten. Kalkuliert man sämtliche Kosten ein, ergibt sich für Komplettanlagen bei 15- bzw. zehnjähriger Lebensdauer ein Wasserpreis von 5,60 bis 7,05 DM/m3. Bei Kleinanlagen sind die Kosten aufgrund der hohen Anschaffungskosten und des relativ geringen jährlichen Verbrauchs weitaus höher: Sie liegen für aufbereitetes Wasser zwischen 65,40 DM/m3 und 80,00 DM/m3. Auf den gesamten Wasserverbrauch bezogen, betragen die Wasserkosten zwischen 1,48 DM/m3 und 1,82 DM/m3.

Ionenaustauscher eignen sich allenfalls für Nitratbelastungen bis 100 mg/l. Bei höheren Nitratwer­ten ist die Aufbereitungswirkung meist nicht ausreichend. Bei diesen Anlagen können ebenfalls Keimbelastungen auftreten, und zwar sowohl im normalen Betrieb als auch nach Stagnationspha­sen.

Der Wartungsaufwand bei Ionenaustauschern ist relativ hoch. Es ist eine regelmäßige Regenerie­rung des Austauschharzes erforderlich. Wenn dies nicht automatisch durchgeführt wird, muß der Anlagenbetreiber den Zeitpunkt selbst bestimmen. Das zur Regenerierung erforderliche Salz muß regelmäßig nachgefüllt werden. Dadurch entstehen zusätzliche Kosten. Außerdem werden die Gewässer zusätzlich mit Salz belastet. Bei nicht durchgeführter Regenerierung kann es zum Durchbruch von Nitrat kommen, d.h., die Belastung des aufbereiteten Wassers ist noch höher als die des Rohwassers. Auch läßt die Aufbereitungswirkung des Austauschharzes mit der Zeit nach, so daß die Regenerierungsintervalle immer enger werden. Bei Einbeziehung aller Kosten müssen bei Komplettanlagen Wasserkosten von 3,41 DM/m3 bis 4,32 DM/m3 einkalkuliert werden. Auch hier sind Kleinanlagen weitaus teurer: Ein m3 aufbereitetes Wasser kostet zwischen 66,00 DM und 86,00 DM. Ist die Bezugsgröße aber das gesamte im Haushalt verbrauchte Wasser, liegen die Kosten zwischen 1,50 DM/m3 und 1,95 DM/m3.

In Hinblick auf die Aufbereitungswirkung sind Umkehrosmoseanlagen grundsätzlich am empfeh­lenswertesten. Aus ökologischer und finanzieller Sicht sind aber Ionenaustauscher vorteilhafter.

Tabelle 5: Zusammenfassung der Vor- und Nachteile verschiedener Aufbereitungsverfahren

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

4 Anschluß an die öffentliche Versorgung

4.1 Einführung

Der Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung hat den Vorteil, daß der Verbraucher sich nicht um die Qualität des Wassers zu kümmern braucht, weil das Wasserversorgungsunternehmen nur Wasser liefern darf, das die Grenzwerte der Trinkwasserverordnung einhält. Für Besitzer von nitratbelasteten Hausbrunnen ist der Anschluß an die öffentliche Versorgung somit eine Möglich­keit, die Wasserqualität zu verbessern. Allerdings ist dieser Schritt immer mit Kosten verbunden. Wie sich diese für Brunnenbesitzer im Landkreis Osnabrück errechnen, soll in diesem Abschnitt dargelegt werden.

Im Landkreis Osnabrück gibt es 7.263 private Brunnen (Stand 1994), für die die Möglichkeit be­steht, sich an die öffentliche Trinkwasserversorgung anschließen zu lassen. Der Landkreis Osna­brück wird von mehreren Wasserversorgungsverbänden mit Trinkwasser versorgt. Die beiden größten sind, neben den Stadwerken Osnabrück, der Wasserbeschaffungsverband Osnabrück­Nord (Wasserverband Bersenbrück), der den Nordkreis versorgt, und der Wasserbeschaffungs­verband Osnabrück-Süd (Wasserwerk Glandorf), der für den Südkreis verantwortlich ist. Exemplarische Grundlage zur Berechnung der Anschlußkosten ist für diese Arbeit der Versor­gungsbereich des Wasserbeschaffungsverbandes Bersenbrück. Dies ist fast der ganze Nordkreis Osnabrück. Hier gibt es 1.910 private Trinkwasserbrunnen (Stand 1994).

4.2 Anschlußpreise der Wasserversorger

Die Kosten für den Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung werden von den einzelnen Wasserversorgern festgelegt. Oft setzen sie sich aus einem Pauschalbetrag und variablen Kosten (Entfernung des Anschlusses zum nächsten Leitungsrohr) zusammen. Um zu berechnen, wie teuer für den Verbraucher ein Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung wäre, muß also der Abstand des Hauses zum nächsten Leitungsrohr berechnet werden.

Bei den Stadtwerken Osnabrück, die für die Versorgung des Stadtgebiets zuständig sind, betragen die Pauschalkosten für jeden Neuanschluß 3.660 DM (2.550 DM Grundpreis, 1.040 DM Haupt­rohranteil pro Haus, 70 DM Inbetriebnahme und Zähler). Die variablen Kosten für die auf dem Grundstück zu verlegenden Rohre belaufen sich auf 123 DM/m, wenn die Erdarbeiten von Mitar­beitern der Stadtwerke durchgeführt werden, bzw. 16 DM/m, wenn der Eigentümer die Erdarbeiten selbständig durchführt (alle Preise zuzüglich 7% Mehrwertsteuer)^[35].

Der für den Nordkreis Osnabrück zuständige Wasserversorger ist der Wasserbeschaffungsverband Bersenbrück. Nach § 1 der Beitragsordnung vom 1.1.1996^[36] setzt sich der Anschlußbeitrag aus dem Baukostenzuschuß und den Hausanschlußkosten zusammen. Die Hausanschlußkosten be­tragen pauschal 1.300 DM. Der Baukostenzuschuß beträgt innerhalb der geschlossenen Bebau­ung 600 DM, außerhalb der geschlossen Bebauung 800 DM und für Ferienhäuser in Feriengebie ten 900 DM. In § 1, Absatz 2 wird definiert, wann ein Grundstück außerhalb der geschlossenen Bebauung liegt:

„Ob ein Grundstück außerhalb der geschlossenen Bebauung liegt, bestimmt sich nach der Häufigkeit der Hausanschlüsse, bezogen auf eine bestimmte Länge der jeweils zugehörigen Hauptleitung. (...) Den Maßstab der Häufigkeit bestimmt der Vorsteher nach pflichtgemäßem Ermessen.“

Hinzu kommen die Kosten für die zu verlegenden Rohre. Nach § 1, Absatz 4 sind im Pauschalbe­trag die Kosten „(...) bis zu 25 m Länge von der zugehörigen Hauptleitung und die Lieferung und der Einbau der Wasserzählergarnitur enthalten.“ „Für die Verlegung einer Hausanschlußleitung über 25 m Länge hinaus wird zusätzlich ein Betrag in Höhe der tatsächlich entstandenen Kosten erhoben“ (§1, Absatz 4). Diese betragen nach Schaffert (1997) ca. 15 DM/m. Gerade in Gebieten außerhalb der geschlossenen Bebauung ist der Abstand zur nächsten Hauptleitung oft sehr groß, was sich erheblich auf die Kosten auswirkt.

Allerdings ist bei besonderen Aufwendungen, und zu diesen gehört „(...) insbesondere der An­schluß eines Einzelanliegers oder mehrerer Grundstücke, deren Hausanschlüsse mehr als 250 m besondere Hauptleitung erfordern“, „(. ) der Beitrag unter angemessener Berücksichtigung der Mehrkosten zwischen dem Vorsteher und dem Mitglied zu vereinbaren.“ Dies bedeutet, daß die Kosten für den Anschluß in hohen Entfernungen zur nächsten Hauptleitung individuell berechnet werden und nicht pauschal im voraus kalkuliert werden können.

Außerdem können sich mehrere Anlieger bei einem gemeinsamen Anschluß aller betroffenen Haushalte die Kosten teilen, so daß sich für den einzelnen der finanzielle Aufwand verringert³⁷.

4.3 Berechnung der Kosten

Um die Berechnung anstellen zu können, mußte das in Kartenform vorliegende Leitungsnetz digi­talisiert, d.h. für die EDV verfügbar gemacht werden. Zusammen mit den bereits digital vorliegen­den Brunnendaten konnten dann mit Hilfe eines Geo-Informationssystems (GIS) die Kosten be­rechnet werden. Diese konnten jedoch nur pauschal und ohne Berücksichtigung individueller Re­gelungen geschehen. Der Baukostenzuschuß wurde bis zu einer Entfernung von 250 Metern mit 600 DM und bei größeren Distanzen mit 800 DM angenommen. Außerdem wurde von einem ein­heitlichen Preis von 15 DM pro Meter Rohr ausgegangen. Diese Vereinfachungen sind unvermeid­lich, da der Aufwand sonst den Rahmen dieser Arbeit gesprengt hätte.

4.3.1 Vorgehensweise zur Kostenberechnung

Um die ungefähren Anschlußkosten für jeden bisher nicht angeschlossenen Haushalt errechnen zu können, wird als wichtigste Größe der Abstand zum nächsten Hauptrohr benötigt. Da es nahezu unmöglich ist, für jeden Haushalt den Punkt zu ermitteln, an dem das Anschlußrohr in das Haus geführt wird, ist die Berechnungsstelle der Brunnenstandort.

Eine exakte Kostenberechnung ist „am Reißbrett“ und ohne Kenntnis der lokalen Gegebenheiten im Prinzip nicht möglich. So kann man z.B. nicht pauschal davon ausgehen, daß Rohre stets ent­lang von Straßen verlegt werden. In bestimmten Fällen kann der Rohrverlauf durchaus der Luftlinie entsprechen. Der konkrete Verlauf des Rohres wird immer von einem Wasserbaumeister festgelegt und kann nur unter Berücksichtigung sämtlicher Einflußfaktoren entschieden werden. Hierzu gehö­ren auch die Beurteilung von Barrieren wie Bahndämme und Baumgruppen, die Feststellung der Anschlußhäufigkeit und die individuelle Kostenkalkulation bei besonderen Aufwendungen.

Damit ist die real zu verlegende Rohrlänge nur äußerst schwer automatisch zu errechnen. Rein technisch ist mit vertretbarem Aufwand nur die Berechnung der Entfernung in Luftlinie möglich. Auch wenn die Möglichkeit besteht, hier die exakte Entfernung eines jeden Brunnen zur nächsten Hauptleitung zu bestimmen, wurde darauf verzichtet, da diese Ergebnisse ohnehin nur dann sinn­voll interpretiert werden können, wenn Abstandsklassen gebildet werden. Daher wurde eine ande­re, einfachere, Vorgehensweise gewählt: Die Leitungen wurden mit verschiedenen Abstandszonen (Buffern) versehen, für die dann die Zahl der dort befindlichen Brunnen bestimmt wurde.

Die Abstandszonen wurden folgendermaßen festgelegt:

Da die Kosten für einen Anschluß bis zu einem Abstand von 25 Metern konstant sind, wurden zu­nächst alle Brunnen identifiziert, die innerhalb einer 25-Meter-Zone um das Leitungsnetz liegen. Um die Linien des Leitungsnetzes wurde dazu ein 25-Meter-Buffer gelegt und alle Brunnen ermit­telt, die innerhalb dieses Buffers lagen.

Nun wurde schrittweise der Buffer-Radius vergrößert, bis sich nahezu alle Brunnen einem Abstand zuordnen ließen. Die Erhöhung des Buffer-Radius‘ wurde in der Nähe in kleineren (25-Meter), in größerer Entfernung in größeren Schritten durchgeführt, so daß sich als Buffer-Zonen die Abstän­de 25 Meter, 50 Meter, 75 Meter, 100 Meter, 150 Meter, 200 Meter, 250 Meter, 500 Meter und 1.000 Meter ergaben. Diese Vorgehensweise erschien sinnvoll, weil in großen Entfernungen die Kosten so hoch sind, daß bei mehreren 100 Metern Abstand zur Leitung Abstandsdifferenzen von 25 Metern relativ geringe Kostenunterschiede bedeuten, während es in der Nähe der Leitung einen verhältnismäßig großen Unterschied macht, ob 25 Meter Rohr mehr oder weniger bezahlt werden müssen.

Bei dieser Art der Berechnung können Agglomerationsvorteile nicht berücksichtigt werden. Dies sind finanzielle Vorteile, die sich aus dem gemeinschaftlichen Anschluß mehrerer Anwohner erge­ben. Sie haben die Möglichkeit, die Leitungskosten gleichmäßig auf sich aufzuteilen, so daß die Kosten für lange Anschlußwege nicht von einem Haushalt allein getragen werden müssen.

Daher wurde zusätzlich auf Daten zurückgegriffen, in denen um jeden Brunnen ein Buffer von 25, 50, 75, 100 und 150 Metern gelegt wurde. Aus diesen Brunnenbuffern ergeben sich bei entspre­chend nahe zusammenliegenden Brunnen zusammenhängende Gebiete (im folgenden Agglome­rationen genannt), in denen die maximale Entfernung eines jeden Brunnen zum nächstgelegenen dem Durchmesser des Buffers - also 50, 100, 150, 200 oder 300 Meter - beträgt. Dies sind poten­tiell Gebiete, in denen sich finanzielle Vorteile bei einem gemeinsamen Anschluß aller Brunnen ergeben könnten.

Durch Verschneidung alle Brunnenbuffer mit den Leitungsbuffern lassen sich die Gebiete identifi­zieren, die sich in einem bestimmten Abstand zur Leitung befinden. Für diese Gebiete können nun die maximalen Anschlußkosten errechnet werden.

Allerdings ist die Errechnung von Leitungskosten für in Agglomerationen befindliche Brunnen nicht so simpel wie für Einzelbrunnen. Die Kosten hängen vom Abstand der Agglomeration zur nächsten Leitung, dem Abstand der Brunnen in der Agglomeration zueinander und der Anzahl der Brunnen innerhalb der Agglomeration ab: Zur Agglomeration muß eine Leitung fester Länge gelegt werden. Zudem müssen Leitungen innerhalb der Agglomeration verlegt werden. Die maximalen Kosten entstehen dann, wenn sich die Grenze der Agglomeration exakt an der Grenze des Leitungsbuffers befindet und sich die einzelnen Brunnenbuffer genau berühren und nicht überschneiden (siehe Abbildung 2, unterer Teil). Die maximal zu verlegende Rohrlänge ist damit:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

AbLetung : Abstand der Agglomeration zur Leitung

AnzAgg0 : Anzahl der Brunnen innerhalb der Agglomeration

AbAggio : Durchschnittsabstand der Brunnen innerhalb der Agglomeration

Da sich alle Brunnenbesitzer die Gesamtkosten teilen und die ersten 25 Meter Rohr im Pauschal­preis enthalten sind, errechnet sich der Durchschnittsabstand mit folgender Formel:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 2: Veranschaulichung der Abstandsberechnungs formel

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Innerhalb einer Agglomeration kann der Abstand der Brunnen zueinander nie größer als der Durchmesser des Brunnen-Buffers sein. Allerdings ist der umgekehrte Fall sehr wohl möglich: Der Durchschnittsabstand kann (weitaus) kleiner sein als der Durchmesser des Buffers. Dies ist offen­sichtlich, denn eng nebeneinander liegende Brunnen werden mit jedem Buffer, der größer ist als der halbe Abstand, zusammengefaßt. Brunnen, die 30 Meter voneinander entfernt sind, werden z.B. vom 25-Meter-Buffer und allen größeren Buffern zusammengefaßt (siehe Abbildung 3).

Wenn A die Fläche der Agglomeration und n die Anzahl der Brunnen innerhalb der Agglomeration bezeichnet, dann ist AB=A/n die Fläche, die jedem Brunnen zugeordnet werden kann. Aus der Formel für die Kreisfläche ΑΒ=πΓ (r=Radius des Kreises) ergibt sich für den Radius dieser Fläche r=-y]AB/π . Dies ist der sich aus der Dichte ergebende Durchschnittsradius, mit dem anstelle des Brunnen-Buffer-Radius‘ gerechnet werden kann (siehe Abbildung 4).

Als modifizierte Formel zur Errechnung des Durchschnittsabstandes ergibt sich somit: Durchschnittsabstand[Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten]

Die Kosten für jeden Anschluß innerhalb der Agglomeration setzen sich nun aus den Leitungsko­sten und den Fixkosten zusammen, wobei die Fixkosten, wie in Abschnitt 4.2 beschrieben, aus dem Baukostenzuschuß und dem Pauschalpreis bis 25 Metern bestehen. Damit erhält man für die Kosten eines Anschlusses:

Anschlußkosten = Baukostenzuschuß + Pauschalpreis + Durchschnittsabstand . Preis pro Meter.

4.4 Ergebnisse

Die Ergebnisse der einfachen Abstandsberechnung und die Preise für einen Anschuß im entspre­chenden Buffer (600 DM Baukostenzuschuß bzw. 800 DM bei einem Abstand von mehr als 250 Metern, 1.300 DM Hausanschlußkosten, 15 DM/m bei mehr als 25 m) sind in Tabelle 6 dargestellt.

Tabelle 6: Anzahl der Brunnen im Buffer und Kosten

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Eine Tabelle mit den Kosten für sämtliche Agglomerationen in den verschiedenen Leitungsbuffern befindet sich im Anhang (Tabelle 25, S. 103).

In Tabelle 7 sind diese Ergebnisse als Durchschnittswerte dargestellt (Zeile „Kosten“). In der Zeile „Einzelkosten“ sind die Kosten für einen Einzelanschluß eingetragen, die sich ergeben würden, wenn man die Summe von Brunnenradius und Leitungsbuffer als Abstand rechnen würde. Die Zeilen „proz. Differenz“ und „abs. Differenz“ stellt die Differenz aus beiden Werten prozentual bzw. absolut dar (Einzelkosten - Kosten). Die negativen Werte sind kursiv dargestellt.

Tabelle 7: Vergleich der Anschlußkosten in Agglomerationen und einzeln für den Bereich des Wasserbeschaffungsverbandes Bersenbrück

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

4.5 Wirtschaftliche Bewertung der Maßnahme

Der Anschluß an die öffentliche Versorgung ist eine Maßnahme, die mit hohen Kosten verbunden sein kann. Im Nordkreis Osnabrück betragen sie mindestens 1.900 DM und steigen kontinuierlich mit zunehmender Entfernung zur nächsten Wasserleitung. Durch den gemeinsamen Anschluß mehrerer Anlieger können sich aber Vorteile ergeben.

Da die hier angenommenen Entfernungen nur in Luftlinie berechnet wurden und regionale Gege­benheiten nicht berücksichtigt werden konnten, ist damit zu rechnen, daß die realen Kosten die hier kalkulierten noch weit übertreffen. Dies gilt besonders für die größeren Entfernungen. Der An­schluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung ist damit eine Lösung, die zwar in kurzer Zeit zur Verbesserung der Trinkwasserqualität führen kann, aber besonders in Gebieten, die noch gar nicht von der Wasserversorgung erschlossen wurden, für den einzelnen sehr teuer sein kann.

Wie aus Tabelle 6 (S. 28) hervorgeht, ist für 1.152 (=60,3%) der Brunnen des Nordkreises ein An­schluß zum Preis von etwa 3.000 DM und weniger möglich. Für 299 Brunnen (=15,6%) betragen die Kosten zwischen 3.000 DM und 5.000 DM. Kosten zwischen 5.000 DM und 10.000 DM ent­stünden bei 287 Brunnen (=15,0%). Bei 172 Brunnen (=9,0%) würden die Anschlußkosten mehr als 10.000 DM betragen.

Betrachtet man Tabelle 7, so fällt zuerst auf, daß sich Agglomerationsvorteile erst dann ergeben, wenn der Brunnenradius kleiner als der Leitungsbuffer ist. Dies ist nachvollziehbar, da in diesem Fall der Abstand zwischen den Brunnen der Agglomeration größer ist als der Abstand eines jeden Brunnen zur nächsten Leitung. Deutliche Agglomerationsvorteile entstehen besonders in großen Entfernungen und bei Kosten über 10.000 DM. Unter Ausnutzung von Agglomerationen betragen die maximalen Kosten ca. 12.000 DM. 76 Brunnen (=4,0% der Brunnen insgesamt und 44% der Brunnen, die mehr als 10.000 DM zahlen müssen) könnten diesen Vorteil nutzen und würden da­durch bis zu 54% sparen.

Durch den Anschluß an die öffentliche Wasserversorgung entstehen natürlich nicht nur einmalige Investitionskosten. Auch das Wasser selbst muß bezahlt werden. Der Wasserverband Bersenbrück berechnet insgesamt 3,26 DM/m3 (Wasserpreis 1,76 DM/m3, Zählergebühren 1,50 DM/m3)³⁸.

Tabelle 8: Jährliche Wasserkosten bei einem Anschluß an die öffentliche Versorgung

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

4.6 Ökologische und gesundheitliche Bewertung der Maßnahme

Der Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung ist eine Entlastungsmaßnahme, die nur nachsorgend wirken kann. Ursächlich wird die Nitratproblematik damit nicht bekämpft. Aber auch die Wasserversorger sind auf eine gute Wasserqualität angewiesen. Zwar kann zu hoch belastetes mit unbelastetem Wasser verschnitten werden, um dadurch die vorgeschriebenen Grenzwerte einzuhalten, jedoch kann eine weitere Verschlechterung der Grundwasserqualität auch nicht im Interesse der Verbraucher sein, die an die öffentliche Wasserversorgung angeschlossen sind. Je weiter die Entfernungen sind, aus denen gering belastetes Wasser „importiert“ werden muß, und je höher der Aufbereitungsaufwand für die Wasserwerke ist, desto höher sind auch die Kosten. Für den Kunden spiegelt sich dies in einer Erhöhung des Wasserpreises wider, was noch nicht ange­schlossene Brunnenbesitzer sicher noch mehr abschreckt.

Möglicherweise wird bei einer kontinuierlichen Erhöhung des Anschlußgrades der Druck der Ver­braucher auf die Wasserversorger verstärkt, die Preise nicht ins Unermeßliche steigen zu lassen. Dies könnte dazu führen, daß die Wasserversorger ihrerseits den Druck auf die Politik erhöhen, durch geeignete Maßnahmen eine ursächliche Bekämpfung der Nitratproblematik zu forcieren.

Ein bislang nicht erwähntes Problem kann bei langen Stichleitungen auftreten: die Verkeimung. Durch große Aufenthaltsdauern des Wassers in langen Leitungen - hervorgerufen durch geringe Entnahmemengen - können sich gesundheitsschädliche Keime bilden. Im Bereich des Wasserbe­schaffungsverbandes Bersenbrück sind derlei Problem allerdings bislang trotz langer Leitungen nicht aufgetreten^[39].

4.7 Zusammenfassung und Diskussion

Für alle privaten Hausbrunnen des Landkreises Osnabrück besteht prinzipiell die Möglichkeit, sich an die öffentliche Trinkwasserversorgung anzuschließen. Dies ist allerdings, je nach Entfernung zum nächsten Hauptrohr eines Wasserversorgers, mit unter Umständen hohen Kosten verbunden. Es wurde exemplarisch für den Nordkreis Osnabrück eine Kostenberechnung für die dort befindli­chen 1.910 Brunnen durchgeführt.

Die Kosten für einen Anschluß setzen sich aus festen und variablen Kosten zusammen. Im Bereich des Wasserbeschaffungsverbandes Bersenbrück betragen die Pauschalkosten zwischen 1.900 DM (innerhalb der geschlossenen Bebauung) und 2.100 DM (außerhalb der geschlossenen Be­bauung). Die variablen Kosten betragen 15 DM für jeden zu verlegenden Meter Leitungsrohr. Die ersten 25 Meter sind dabei im Pauschalpreis enthalten.

Auf Basis des digitalisierten Wasserleitungsnetzes konnte der ungefähre Abstand der einzelnen Brunnen zum nächsten Hauptrohr ermittelt werden. Dazu wurde das Leitungsnetz mit Abstandszo­nen umgeben, denen dann die Brunnen zugeordnet werden konnten. Da sich Kostenvorteile für den gemeinschaftlichen Abstand mehrerer Brunnen ergeben, mußten Agglomerationen von Brun­nen erfaßt und ebenfalls den Abstandszonen zugeordnet werden. Zur Ermittlung der Agglomera­tionen konnte auf Daten zurückgegriffen werden, in denen um jeden Brunnen verschieden große Buffer gelegt wurden. Aus diesen Brunnenbuffern ergaben sich bei entsprechend nahe zusam­menliegenden Brunnen zusammenhängende Gebiete - die Agglomerationen. Die erforderliche Rohrlänge für jeden in der Agglomeration befindlichen Brunnen konnte aus der Flächengröße der Agglomeration und der Anzahl der Brunnen errechnet werden. Es ist allerdings nicht möglich, die

Anschlußkosten ohne Kenntnis der lokalen Gegebenheiten und des konkreten Sachverhalts genau zu berechnen. Alle Berechnungsverfahren können nur grob abschätzen und allenfalls Angaben in Größenordnungen machen, die eventuell vom Einzelfall stark abweichen können. Die Einteilung in Abstandsklassen nach Luftlinien-Entfernungen ermittelt prinzipiell eher zu geringe Abstände. Eine individuelle Berechnung für jeden einzelnen Brunnen anhand der Straßen und anderer relevanter Faktoren, würde den Rahmen dieser Arbeit jedoch sprengen. Inwiefern sich für den Südkreis ein ähnliches Bild ergibt wie für den Nordkreis, müßten weitere Untersuchungen ergeben.

Die Ergebnisse der Berechnungen für den Nordkreis ergaben, daß für ca. 60% der Brunnen An­schlußkosten von rund 3.000 DM und weniger entstehen. Rund 15% müssen mit Kosten zwischen 3.0 DM und 5.000 DM, ebenfalls etwa 15% mit Kosten zwischen 5.000 DM und 10.000 DM und 10% mit Kosten über 10.000 DM rechnen.

Agglomerationen sind in großen Entfernungen zum nächsten Hauptrohr vorteilhaft. Die Einsparun­gen können bis zu 54% unter den errechneten Einzelkosten liegen. Besonders bei Kosten über 10.0 DM können Vorteile entstehen.

Das hier gewählte Verfahren zur Kalkulierung von Agglomerationsvorteilen (Berechnung der durchschnittlichen Abstände innerhalb einer Agglomeration anhand der Dichte) ist durchaus dis­kussionswürdig. Das Verfahren überschätzt möglicherweise die Abstände. Dies bezieht sich natür­lich auf die Luftlinien-Abstände, so daß die ermittelten Zahlen möglicherweise gerade wegen die­ses Fehlers nach oben eher der Realität entsprechen als die mit anderen denkbaren Schätzverfah­ren ermittelten.

Eine andere Möglichkeit zur Berechnung der Durchschnittsabstände hätte auch folgende sein kön­nen: Man dividiert die Fläche der Agglomeration durch die Fläche eines Kreises mit dem Buffer­Radius. Damit erhält man die Anzahl der Kreise, die in diese Fläche passen und damit die - theo­retische - Zahl der Brunnen, die mit exaktem Buffer-Abstand in dieser Fläche zu finden wären. Dies kann dann die Brunnenzahl sein, mit der man die Gesamtlänge der zu verlegenden Rohre innerhalb der Agglomeration bestimmt. Es stellte sich dann allerdings heraus, daß die mit diesem Verfahren ermittelten Zahlen eher noch darüber und selten darunter lagen. Daher schien es dann doch ratsamer, das ursprünglich gewählte Verfahren, beizubehalten.

Sicher gibt es noch weitere Ansätze zur Abschätzung der durchschnittlichen Abstände anhand von Dichte und Anzahl der Brunnen. Und ebenso wäre das Finden von „nächsten Nachbarn“ anstelle des Bufferns der Brunnen eine Möglichkeit zur Ermittlung von Agglomerationen. Das hier gewählte hat aber gewisse Vorteile: Es ist recht einfach ist und erscheint durchaus plausibel.

Ein weiteres Problem bei der Abstandsberechnung ist die Einteilung der Buffer. Diese richtet sich zwar nach sinnvollen Kriterien (in der Nähe dichter, in größerer Entfernung weiter), muß aber will­kürlich sein. Dies bedeutet, daß sich die Einteilung nicht unbedingt nach allen relevanten lokalen Gegebenheiten richtet. Verläuft die Grenze zweier Bufferzonen zwischen zwei nahe zusammenlie­genden Brunnen, werden diese auch unterschiedlichen Abständen zugeordnet, was das reale Bild verzerrt. Dieser Effekt gleicht sich aber möglicherweise durch die große Zahl der Brunnen wieder aus. Wichtig ist, daß die Ergebnisse nur als Durchschnittswerte verstanden werden dürfen.

Auch die Kostenberechnung für Brunnen in Agglomerationen ist nicht unbedingt die beste. Zur Ermittlung der Einzelkosten der agglomerierten Brunnen wird als Abstand die Summe von Brun­nen- und Leitungsbuffer gewählt. Dies setzt voraus, daß die Agglomeration genau am Rand eines Leitungsbuffers liegt, was natürlich in den meisten Fällen nicht so ist. Da die Agglomeration aber auch weit aus dem Leitungsbuffer herausragen kann, ist der so errechnete Abstand eventuell doch ein geeigneter Mittelwert. Berücksichtigt man, daß die Luftlinien-Abstände ohnehin im Vergleich zu den wahren Abständen zu klein sind, entsteht durch diese Überschätzung möglicherweise ein et­was realistischeres Ergebnis.

5 Verlagerung von Brunnen und Tieferbohren

Eine weitere Möglichkeit, die Nitratbelastung eines privaten Trinkwasserbrunnen zu reduzieren, ist die Verlagerung oder das Tieferbohren eines Brunnens. Dies kann in einigen Fällen zur sofortigen Verbesserung der Trinkwasserqualität führen.

Wird ein Brunnen verlagert, so bedeutet dies, daß an einer anderen Stelle ein neuer Brunnen ge­bohrt und der alte stillgelegt wird. Vom Tieferbohren erhofft man sich, in Grundwasserschichten vorzustoßen, die nicht oder geringer belastet sind.

Im folgenden soll das Entlastungspotential dieser Möglichkeiten dargestellt und bewertet werden.

5.1 Brunnenarten

Es gibt verschiedene Arten von Brunnen. Man unterscheidet Schachtbrunnen, Ringbrunnen und Bohrbrunnen.

Schachtbrunnen bestehen aus einem gemauerten oder betonierten Schacht mit einem Durchmes­ser von einem bis vier Metern. Der Schacht reicht bis in die wasserführende Schicht. Im unteren Bereich des Brunnens sammelt sich das Wasser und kann abgeschöpft werden. Bei Ringbrunnen besteht der Schacht aus mehreren aufeinandergesetzten Betonringen.

Bohrbrunnen (oder Rohrbrunnen) werden bis in die wasserführende Schicht vorangetrieben und mit einem Rohr ausgekleidet. Die üblichste Form des Bohrbrunnens ist der Kiesfilterbrunnen. Bei diesem wird zwischen Bohrloch und Rohr eine Kiesschicht eingefügt, die das Eindringen von Sand verhindern soll.

5.2 Nitrat-Entlastungspotential

Grundsätzlich besteht durch das Verlagern oder Tieferbohren von Hausbrunnen die Möglichkeit, in kurzer Zeit nitratarmes Wasser zu erhalten, wenn das Grundwasser nicht bereits mit Nitrat belastet ist. Allerdings ist Gefahr groß, daß die Maßnahme nur für kurze Zeit wirksam ist. Dies liegt daran, daß das Nitrat im Laufe der Zeit auch in diese Schichten vordringt und damit ein neuer oder tieferer Brunnen erneut belastet werden kann und sich das alte Problem von neuem stellt. Im voraus ist es nicht oder nur sehr schwer möglich, dieses Risiko zu kalkulieren.

Ist die direkte Ursache für die Nitratbelastung bekannt, z.B. eine undichte Jauchegrube oder ein leckendes Abwasserrohr als Punktquelle, kann die Verlagerung des Brunnens und die Beseitigung der Belastungsursache direkte Abhilfe schaffen, falls das Grundwasser nicht ebenfalls mit Nitrat belastet ist.

5.3 Kosten

Die Kosten für den Bau eines Brunnens hängen von verschiedenen Faktoren ab. Die wichtigsten sind dabei Brunnenart, Untergrund und Bohrtiefe. Deshalb ist es an dieser Stelle nicht möglich, genaue Angaben darüber zu machen. Ungefähre Preisangaben sind aber möglich.

Bei Bohrbrunnen beträgt der Rohrpreis inklusive Kiesschüttung nach Auskunft eines Brunnenbau­ers⁴⁰ in etwa 175 DM/m, wobei es je nach Untergrund Abweichungen geben kann. Die Gesamtko­sten, die sich aus dem Bohren, den Zuleitungen oder der Pumpe zusammensetzen, werden mit einer Spanne von 1.000 bis über 7.000 DM beziffert.

Die Kosten für einen m3 nitratarmen Wassers hängen davon ab, wie lange die Tieferbohrung oder Verlagerung Wirkung zeigt und wie hoch die Kosten waren. In Tabelle 9 sind exemplarisch die Wasserkosten für das Tieferbohren um 10 Meter und die Verlagerung eines Brunnens bei einer Wirksamkeit der Maßnahme von einem, zwei, fünf und zehn Jahren dargestellt. Es wird dabei von einem Vierpersonenhaushalt ausgegangen, der jährlich 220 m3 Wasser verbraucht.

Man muß beachten, daß es sicher nicht möglich ist, den Brunnen mehrere Male um zehn Meter tiefer zu bohren. Die in Tabelle 9 dargestellten Wasserkosten für das Tieferbohren beziehen sich daher nur auf die Dauer der Wirksamkeit. Wenn bei einem bereits tiefergebohrten Brunnen wieder erhöhte Nitratwerte festgestellt werden, ist eher eine Verlagerung als ein erneutes Tieferbohren angebracht.

Tabelle 9: Wasserkosten in DM bei Tieferbohrung oder Verlagerung eines Brunnens

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Zusätzlich zu den einmaligen Investitionskosten entstehen keine weiteren laufenden Kosten, da das Wasser selbst kostenlos ist.

5.4 Bewertung der Maßnahme

Da bei dieser Maßnahme ein sicheres Nitrat-Entlastungspotential nur dann vorhanden ist, wenn eine Punktquelle eindeutig identifiziert werden kann, ist diese Maßnahme nicht empfehlenswert. Im voraus läßt sich nur schwer sagen, ob die getätigte Investition langfristig oder nur für kurze Zeit lohnt.

5.5 Zusammenfassung und Diskussion

Bei einer Nitratbelastung des privaten Hausbrunnens ist die Verlagerung oder das Tieferbohren des Brunnens eine Möglichkeit, in kurzer Zeit nitratarmes Trinkwasser zu erhalten.

Wird ein Brunnen verlagert, so bedeutet dies, daß an einer anderen Stelle ein neuer Brunnen ge­bohrt und der alte stillgelegt wird. Die Kosten dieser Maßnahme sind abhängig von der Brunnenart, der Bohrtiefe und der Bodenart und betragen ca. 1.000 DM bis 7.000 DM und werden in dieser Arbeit mit 5.000 DM angenommen. Das Tieferbohren führt zu einer Wasserförderung aus tieferen, noch unbelasteten Grundwasserschichten. Die Kosten hängen auch hier vom Boden und der Brunnenart ab und werden mit 175 DM/m Rohr angenommen.

Die Kostenberechnungen können an dieser Stelle nur ungenau sein, weil es nicht möglich ist, sämtliche Einflußfaktoren ohne Kenntnis der genauen Gegebenheiten einzukalkulieren. Auch schwanken die Preise für eine Verlagerung oder die Vertiefung je nach Brunnenbauer. Der Preis für einen m3 Wasser kann nur rückblickend angegeben werden, da es im vorhinein schwer möglich ist, festzustellen, ob und wieviel Nitrat im Laufe der Zeit in tiefere Schichten vordringt und das Grundwasser belastet.

Bei Nitratbelastungen, die durch Punktquellen hervorgerufen werden, kann eine Behebung der Ursache und eine Verlagerung des Brunnens an eine andere, nicht durch die punktuelle Emissio­nen belastete Stelle oft eine sofortige Entlastung bewirken. Deshalb ist bei jedem mit Nitrat bela­steten Brunnen eine Untersuchung der unmittelbaren Umgebung empfehlenswert. Das Neubohren ist in diesem Fall eine sinnvolle Lösung.

Kann eine solche Punktquelle ausgeschlossen werden, ist die Wahrscheinlichkeit für einen Erfolg der Maßnahme geringer. Bevor ein neuer Brunnen an einer anderen Stelle gebohrt wird, muß dort, soweit möglich, die Grundwasserqualität ermittelt werden, denn sonst besteht das Risiko, auch mit dem neuen Brunnen nitratbelastetes Trinkwasser zu fördern. Selbst wenn das Wasser an der neu­en Stelle einwandfrei ist, kann sich im Laufe der Zeit auch hier die Qualität verschlechtern, so daß das Problem wieder gelöst werden muß.

Beim Tieferbohren hofft man, in Grundwasserschichten vorzustoßen, die (noch) frei von Nitratbela­stungen sind. Zum einen ist hierbei der sofortige Erfolg nicht garantiert, zum anderen besteht auch hier die Gefahr, daß nach einiger Zeit in dieser Tiefe die Belastung des Grundwasser zunimmt, so daß sich das Problem von neuem stellt.

Die Investitionskosten für das Tieferbohren eines Brunnens sind im Vergleich zur Verlagerung re­lativ gering. Bei einmaligen Kosten von 1.750 DM (für 10 Meter) beträgt der Preis in einem Vierper­sonenhaushalt für einen m3 Wasser zwischen 0,80 DM bei zehnjähriger Wirksamkeit und 7,95 DM bei nur einjähriger Wirksamkeit der Maßnahme. Wenn man von Investitionskosten von ca. 5.000 DM für die Verlagerung eines Brunnens ausgeht, betragen die Kosten für einen m3 Wasser zwi­schen 2,27 DM und 22,73 DM.

In der Praxis ist das Verlagern oder Tieferbohren bei vielen Betreibern eine beliebte Maßnahme. Sie bietet die Möglichkeit, in kurzer Zeit unbelastetes Trinkwasser zu erhalten, ohne daß zusätzli­che laufende Kosten durch Wartung oder Wasserpreis entstehen und ohne daß regelmäßige Wartungen notwendig sind.

6 Nutzungsänderungen

6.1 Einführung

Als wichtiger Eiweißbaustein ist Stickstoff für Pflanzen essentiell. Da nur wenige Pflanzen (Legu­minosen) über die Umsetzung durch Knöllchenbakterien Luftstickstoff direkt verwerten können^[41], muß die Pflanze Stickstoff aus dem Boden aufnehmen. Dafür muß dieser als Nitrat (NO3"-Ion), Ammonium (NH4+-Ion), Harnstoff (CO(NH2)2) oder reines Ammoniak (NH3) vorliegen^[42]. Im Boden ist Stickstoff sehr beweglich und wird ständig umgewandelt. In Form von Nitrat kann er, wenn er nicht von Pflanzen aufgenommen wird, leicht ausgewaschen werden und dadurch ins Grundwas­ser gelangen.

Wirtschaftsdünger (d.h. organische Dünger wie Gülle, Jauche und Mist) sind nicht unerheblich an der Nitratbelastung des Grundwassers beteiligt. Dies liegt an der häufig großen Diskrepanz zwi­schen Stickstoffzufuhr und Stickstoffentzug, die zu großen Stickstoffüberschüssen führt. Die Ursa­che hierfür ist eine Stickstoffdüngung, die nicht am Bedarf der Pflanze orientiert ist, obwohl dies nach der Düngeverordnung (1996) vorgeschrieben ist. Es gibt eine Reihe von Gründen, die zu diesem Fehlverhalten führen. Eine der wichtigsten ist die geringe Wertschätzung der Wirtschafts­dünger. Dazu tragen seine ökonomischen und stofflichen „Eigenschaften“ und die Intensivierung der Landwirtschaft bei^[43]:

- Der geringe ökonomische Nutzen resultiert aus dem niedrigen Nährstoffgehalt im Vergleich zu Mineraldüngern und den relativ hohen Transport- und Lagerkosten.
- Durch Intensivtierhaltung entstehen hohe Überschüsse auf betrieblicher und regionaler Ebene. Der Wirtschaftsdünger wird als zu entsorgender Abfall angesehen.
- Da der Stickstoff im Wirtschaftsdünger sowohl organisch gebunden als auch in mineralischer Form vorliegt, ist die Kalkulierbarkeit der enthaltenen Nährstoffmenge sehr schwierig. Dies führt zu einer Unsicherheit bei den Landwirten, wenn diese die erforderliche Menge an Mine­raldünger berechnen müssen.
- Die Ertragsvorausschätzung als Grundlage für eine bedarfsgerechte Kalkulation des Dünge­reinsatzes ist häufig falsch.
- Die Stickstoff-Mineralisation des Bodens kann oft nicht richtig abgeschätzt werden, da die Wit­terungsverhältnisse nicht absehbar sind.

Zudem werden Mineraldünger von Landwirten vorgezogen, weil

- sie in ihrer Wirkung besser abzuschätzen sind,
- die Wirkung in vielen Versuchen erprobt wurde und
- sie mit über viele Jahre hinweg ausgereifter Technik ausgebracht werden können.

Dadurch läßt sich die optimale Düngemenge mit Mineraldüngern wesentlich einfacher berechnen.

Die geringe Wertschätzung des Wirtschaftsdüngers führt häufig zu Fehlern bei der Ausbringung:

- Es werden pflanzenbaulich unsinnig hohe Mengen Wirtschaftsdünger ausgebracht,
- die Ausbringungstechnik ist oft nur unzureichend, und
- die Ausbringungstermine sind ebenfalls nicht selten pflanzenbaulich und ökologisch falsch gewählt.

All dies belastet nicht nur das Grundwasser, sondern auch die Oberflächengewässer. Durch Erosi­on, Oberflächenabfluß und durch das Grundwasser finden Einträge in terrestrische Ökosysteme und Oberflächengewässer statt. Dies kann zur Eutrophierung der betroffenen Gewässer und der direkten Schädigung von Lebewesen in den Ökosystemen führen. In die deutschen Fließgewässer werden rund 1.040.000 t Stickstoff im Jahr eingetragen^[44]. Die Landwirtschaft und andere diffuse Quellen sind mit 61% die Hauptquellen dieser Belastung^[45]. Aus diesem Grund wird in der Dünge­verordnung ausdrücklich vorgeschrieben, daß wegen der hohen Auswaschungsgefahr Gülle, Jau­che, flüssiger und fester^[46] Geflügelkot nach der Ernte der Hauptfrucht nur zu Feldgras, Grassamen, Untersaaten und Herbstaussaaten oder bei Strohdüngung ausgebracht werden dürfen und hierbei die Gesamtmenge 80 kg/ha Gesamtstickstoff bzw. 40 kg/ha Ammoniumstickstoff nicht überschrei­ten darf (§ 3, Absatz 3). Der direkte Eintrag in Oberflächengewässer oder auf benachbarte Flächen ist im Rahmen guter fachlicher Praxis ebenfalls nicht gestattet (§ 2, Absatz 3).

Stickstoff gelangt nicht nur in die Hydrosphäre, sondern auch in verschiedenen Formen in die At­mosphäre^[47].

Dies sind zum einen die Zwischenprodukte der Nitrifikation und Denitrifikation N2, N2O, NO und NO2. Hierbei ist N2O (Lachgas) von besonderer Bedeutung, da es eine hohe klimapolitische Rele­vanz besitzt:

- Stickstoffoxide, und damit auch N2O, tragen zum sauren Regen und zur Ozonbildung bei.
- In der Troposphäre wirkt N2O wie Methan und CO2 als Treibhausgas.
- In der Stratosphäre trägt es zum Ozonabbau bei.

Zum anderen gelangt Stickstoff durch die Volatilisation von Ammoniak in die Atmosphäre. Dies ist insofern problematisch, weil Ammoniak zu Waldschäden beiträgt^[48].

Die von der Landwirtschaft mit verursachten Stickstoffemissionen beeinflussen also nicht nur die Grundwasserqualität negativ, sondern belasten auch Oberflächengewässer, sind von klimatologi- scher Relevanz und rufen Waldschäden hervor. Dies bedeutet, daß Änderungen im Düngeverhal­ten der Landwirte auf eben all diese Punkte Auswirkungen haben und damit aus ökologischer Sicht besonders interessant sind.

Im folgenden werden die verschiedenen Ansatzmöglichkeiten zur Bekämpfung der Ursachen für die Nitratbelastungen erläutert. Zunächst soll aber dargestellt werden, welche Prozesse im Boden schließlich zur Nitratbelastung des Grundwassers führen.

6.2 Ursachen der Nitratbelastung des Grundwassers

Der natürliche Nitratgehalt des Grundwassers beträgt maximal bis zu 10 mg/l^[49]. Unter natürlichen und ungestörten Bedingungen findet kein Austrag von Nitrat ins Grundwasser statt.

Das mineralische Grundgestein ist frei von Stickstoff. Erst im Laufe der Bodenbildung kommt es zur Anreicherung von organischem Stickstoff (besonders im Humus). Jeder Boden hat einen spe­zifischen Humus- und damit Stickstoffgehalt, der in einem typischen Ackerboden etwa 4.500 bis 6.750 kg N/ha betragen kann^[50]. Die im Boden stattfindenden Prozesse des Stickstoffumsatzes verdeutlicht der Stickstoffkreislauf (Abbildung 5).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 5: Stickstoffkreislauf im Boden (Rohmann und Sontheimer, 1985, S. 165)

Der organische N-Pool und der mineralische Stickstoff (Nmin) stellen die beiden wichtigsten Kom­ponenten im Stickstoffkreislauf dar. Der organische Stickstoff liegt in Form von totem organischen Material vor und kann durch Humifizierung in Humus und dann weiter durch Mineralisierung in mineralischen Stickstoff umgewandelt werden. Der als Ammonium, Nitrat und Nitrit vorliegende mineralische Stickstoff wird umgekehrt in organischen Stickstoff übergeführt und damit immobili­siert. Mineralisierung und Immobilisierung laufen permanent ab. Im ungestörten Kreislauf ist die Netto-Mineralisierung gleich Null.

Der organische N-Pool wird angereichert durch die Düngung von organischen Stickstoffverbin­dungen und durch den von Bodenlebewesen umgewandelten Luftstickstoff. Diese Stickstoffixie­rung kann durch symbiontisch im Wurzelraum der Pflanzen lebende Bakterien (symbiontische N- Fixierung) oder durch asymbiontische Bakterien geschehen.

Die mineralische Stickstoffmenge wird durch Ammoniumverbindungen und Nitrat aus minerali­schen und Wirtschaftsdüngern erhöht. Hinzu kommt NOX aus Niederschlägen. Der als Nitrat vor­liegende mineralische Stickstoff ist gut wasserlöslich und kann somit leicht durch Auswaschung ins Grundwasser gelangen. Durch Denitrifikation kann Nitrat in Stickstoff, Ammoniak und Lachgas umgewandelt werden und in Gasform entweichen.

Durch Ernteentzug wird der an die Pflanzen gebundene Stickstoff aus dem Kreislauf entfernt.

Die Auswaschung von Nitrat kann nun folgendermaßen stattfinden:

Während der Wachstumsphase der Kultur, also von Aussaat bzw. Wachstumsbeginn bis zur Ernte, wird der größte Teil des mineralisierten Stickstoffs von den Pflanzen aufgenommen. Auch das Nie­derschlagswasser wird von den Pflanzen verbraucht. In dieser Zeit findet also keine oder nur eine geringe Verlagerung von Nitrat ins Grundwasser statt. Nach der Ernte läuft die Mineralisierung jedoch weiter. Je weiter die Temperaturen sinken, desto geringer wird sie jedoch, bis sie bei Bo­dentemperaturen von unter 5°C schließlich fast vollständig zum Erliegen kommt. Da Stickstoff und Wasser nicht mehr durch Pflanzen verbraucht werden, können Niederschläge nach der Ernte das leichtlösliche Nitrat auswaschen. Prinzipiell geschieht dies sowohl bei gedüngten als auch bei un- gedüngten Böden, wobei die Menge der Verlagerung allerdings unterschiedlich ist. Zur Reduktion des Risikos der Nitratverlagerung ist es also wichtig, die Stickstoffausträge ins Grundwasser im Winter möglichst gering zu halten.

Die Gefahr der Auswaschung von Nitrat hängt davon ab, wie hoch die Sickerwassermenge ist und davon, wieviel Wasser der Boden speichern kann. Die Speicherfähigkeit des Bodens wird von der Bodenart bestimmt. In grobporigen Böden (Sand) wird das Wasser schlechter gehalten als in fein­porigeren Böden (Schluff, Lehm). Die Sickerwassermenge ergibt sich aus der Differenz zwischen Niederschlag und Verdunstung bzw. Abfluß. Die Verdunstung wiederum wird von der Bodenober­fläche, also dem Bewuchs oder der Bebauung beeinflußt (siehe Tabelle 10).

Tabelle 10: Abhängigkeit der Verdunstung von der Bodenbedeckung nach Rohmann und Sontheim er (1985, S. 116)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Zur Reduzierung der Stickstoffmengen gibt es verschiedene Ansatzpunkte. Im folgenden sollen Reduktionspotentiale in der Pflanzen- und Tierproduktion, durch ökologischen Landbau und durch Flächenstillegungen erläutert werden.

6.3 Stickstoff-Reduktionspotentiale in der Pflanzenproduktion

Wie schon eingangs dieses Kapitels erläutert, führt die geringe Wertschätzung des Wirtschafts­düngers dazu, daß unnötig hohe Mengen ausgebracht werden, oft eine unzureichende Ausbrin­gungstechnik gewählt wird und die Ausbringungstermine pflanzenbaulich und ökologisch falsch gewählt werden.

Ziel muß eine pflanzengerechte Düngung sein, bei welcher die Pflanzen optimal mit Nährstoffen versorgt werden. Dazu ist die richtige Abschätzung des Defizits zwischen Nährstoffgehalt des Bo­dens und Bedarf der Pflanzen wichtig. Der Mangel kann dann mit Wirtschafts- oder Mineraldünger ausgeglichen werden. Dabei ist sowohl eine Unterversorgung, die zu Ertragseinbußen führen wür­de, als auch eine Überdüngung mit all ihren schon erwähnten negativen Folgen zu vermeiden.

6.3.1 Pflanzengerechte Düngung

Unerläßlich für eine pflanzengerechte Düngung sind sowohl die genaue Berechnung der Dünge­bedarfs als auch die exakte Kenntnis der im Dünger enthaltenen und verfügbaren Nährstoffmenge.

6.3.1.1 Ermittlung des Düngebedarfs

Nach der Düngeverordnung muß die Ermittlung des Düngebedarfs schlagbezogen, d.h. anhand der angebauten Kulturen, geschehen (§ 4, Absatz 1). Dabei müssen folgende Faktoren berück­sichtigt werden:

- der Nährstoffbedarf der Pflanzen,
- die im Boden verfügbaren Nährstoffmengen,
- der Kalk- und Humusgehalt des Bodens und
- Anbaubedingungen, die den Nährstoffbedarf beeinflussen, besonders Kulturart, Vorfrucht und Bewässerung.

Auch muß im Wirtschaftsdünger der Gehalt an Gesamtstickstoff, Phosphat und Kali (bei Gülle zu­sätzlich an Ammoniumstickstoff) ermittelt werden (§ 4, Absatz 5).

Die am Pflanzenbedarf ausgerichtete Düngung ist jedoch nur eine Empfehlung. Eine Mißachtung wird nicht als Ordnungswidrigkeit geahndet. Einzuhalten sind nur die maximalen Düngemengen von 170 kg N/ha für Ackerland und 210 kg N/ha für Grünland. Das bedeutet, daß in der Praxis weiterhin Düngungen über den Pflanzenbedarf hinaus möglich sind.

Zur Berechnung des Düngebedarfs gibt es eine Vielzahl von Methoden, die sich jedoch in Arbeits­aufwand und Kosten erheblich voneinander unterscheiden. Die wichtigsten sind folgende⁵¹:

- Düngefenster

Das Düngefenster ist ein kleines Teilstück des Feldes, auf dem die Düngung um 20-30 kg N/ha reduziert wird. Eine Aufhellung der Pflanzen zeigt die Unterversorgung an.

Dieses einfache Verfahren verursacht keine direkten Kosten und hat nur äußerst geringe Ertrags­einbußen zur Folge. Allerdings ist es mit gesteigertem Arbeitsaufwand verbunden und kann keine Aussagen über die Höhe der durchzuführenden Düngung machen.

- Bilanzierung

Bei der Bilanzierung werden die Nährstoffzuflüsse und -abflüsse miteinander verglichen. Grund­sätzlich sollte die Menge nachgedüngt werden, die entzogen wurde. Allerdings kann bei dieser einfachen Bilanzierung nicht berücksichtigt werden, wieviel Stickstoff sich bereits im Boden befin­det und mineralisiert wird, so daß die Gefahr der Überdüngung besteht.

- Bodenuntersuchung

Die Bodenuntersuchung ist das wichtigste Verfahren zur Ermittlung des Düngebedarfs. Je nach Nährstoff und Untersuchungsverfahren ist dazu die Entnahme einer repräsentativen Bodenprobe nötig. Diese wird dann im Labor hinsichtlich der pflanzenverfügbaren Nährstoffe analysiert. Eine Untersuchungsmethode ist dabei die Nm¡n-Methode.

Hierbei wird der mineralische Stickstoff im Boden zu Vegetationsbeginn bis 90 cm Tiefe untersucht. Aus der Differenz zwischen dem kulturartspezifischen Sollwert und der enthaltenen Stickstoffmen­ge läßt sich der Düngebedarf ermitteln. Die Analyse muß aufgrund der Dynamik des Stickstoffs jährlich durchgeführt werden. Ein Nachteil der Methode ist, daß die N-Nachlieferung aus dem Bo­den nicht direkt ermittelt werden kann.

Die Kosten für eine solche Probe betragen ca. 50 bis 70 DM^[52]. Daher werden von der Landwirt­schaftskammer Weser-Ems regelmäßig Nmin-Trendmeldungen herausgegeben, die auf repräsenta­tiven Messungen beruhen und nach denen sich die Landwirte richten können.

6.3.1.2 Düngerarten und ihre Nährstoffgehalte

Um die Düngergaben korrekt dosieren zu können, ist neben der Errechnung des Düngebedarfs auch die Berechnung des Nährstoffgehaltes im Wirtschaftsdünger erforderlich. Nur so kann genau ermittelt werden, welche Nährstoffe in welcher Menge ausgebracht werden müssen. Nach der Düngeverordnung ist eine solche Berechnung auf zwei verschiedene Weisen möglich (§ 4, Absatz 5): Die Nährstoffgehalte können durch Untersuchungen oder aber durch Berechnungs- und Schätzverfahren ermittelt werden. Hierzu gehören auch die o.g. Nmin-Trendmeldungen der Land­wirtschaftskammer Weser-Ems.

Bei Wirtschaftsdüngern lassen sich flüssige und feste Dünger unterscheiden. Zu den flüssigen gehören Gülle und Jauche, zu den festen Festmist oder Stallmist.

Gülle ist der „feste und flüssige Abgang des Nutzviehs, der in der Güllegrube gesammelt wird“^[53]. Jauche ist dagegen das „Zersetzungsprodukt des tierischen Harns und des Stallmistsickersaftes nach einem Gärungsprozeß in der Jauchegrube“^[54].

Im Dünger ist der Stickstoff in zwei verschiedenen Formen vorhanden: in organischer Bindung und in mineralischer Form als Ammonium. Da organisch gebundener Stickstoff erst im Laufe der Jahr­zehnte mineralisiert und damit für die Pflanzen verfügbar wird, findet eine Anreicherung von orga­nischer Substanz und dem darin enthaltenen Stickstoff im Boden statt. Im Anwendungsjahr beträgt die Abbaurate bei Gülle etwa 10-15% und sinkt weiter von etwa 5% im folgenden auf 2-5% des insgesamt aufgebrachten Stickstoffs in den folgenden Jahren^[55]. Ein Gleichgewicht zwischen jährli­cher Stickstoffzufuhr und Stickstoff-Mineralisierung stellt sich erst nach rund 100 Jahren ein (siehe Tabelle 11, S. 46).

Tabelle 11: N-Freisetzung im Boden durch langjährige Anwendung organischer Dünger (nach DÖHLER, 1996, S. 11)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Dies zeigt, daß die korrekte Berechnung des Düngebedarfs die „Geschichte“ des Bodens mit ein­beziehen muß, da Bodenuntersuchungen immer nur den Nährstoffgehalt zu einem Zeitpunkt wie­dergeben können und die Nachlieferungen aus organisch gebundenem Stickstoff nicht einkalkuliert werden können.

Der Anteil von organischem Stickstoff am Gesamtstickstoff ist bei Festmist am höchsten, bei Gülle etwa ausgewogen und bei Jauche am niedrigsten (Abbildung 6). Da Jauche den größten Anteil an mineralisch gebundenem Stickstoff besitzt, ist sie am ehesten für die gezielte N-Düngung geeignet.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 6: N-Charakteristik verschiedener Wirtschaftsdünger (nach Döhler, 1996, S. 8)

6.3.1.3 Ammoniakverflüchtigung

Ein großes Problem bei der Ausbringung von Wirtschaftsdüngern entsteht durch die Ammoniak­verflüchtigung. Je nach Flüssigmistart, Ausbringungstechnik, Boden- und Witterungsverhältnissen können diese Verluste 3 bis 95% des ausgebrachten Ammoniumstickstoffs betragen⁵⁶.

Besonders Rindergülle, ausgebracht bei hohen Temperaturen und auf mit Ernteresten bedeckten Böden, besitzt eine hohe Ammoniakverflüchtigungsrate. Bei Schweinegülle hingegen ist diese Rate um etwa die Hälfte bis zwei Drittel geringer. Bei Stallmist und Jauche sind aufgrund des geringen absoluten Ammoniumgehalts die absoluten Ammoniakverluste trotz der relativ hohen Verflüchti­gungsrate (50-80%) gering. Bei Jauche betragen die Verluste durch Verflüchtigung nur 10-15% des Gesamtstickstoffs⁵⁷. Die Düngeverordnung berücksichtigt diese Verluste ebenfalls. Allerdings wird der maximal anrechenbare Wert mit 20% festgelegt⁵⁸.

6.3.1.4 Immobilisierung

Der nicht verflüchtigte Ammoniumstickstoff ist nur theoretisch verfügbar, weil kurz nach der Aus­bringung ein Teil des Ammoniumstickstoffs von Bakterien im Boden festgelegt (immobilisiert) wird. Die Immobilisierungsraten können 20% und mehr betragen⁵⁹. Der immobilisierte Stickstoff geht in die organische Stickstofffraktion des Bodens über und wird erst im Laufe einiger Jahre wieder pflanzenverfügbar.

6.3.2 Ausbringungstermin und -technik

Allein durch einen geeigneten Ausbringungstermin kann eine deutliche Reduktion der Nitratauswa­schung erzielt werden. Im August ist mit der höchsten Auswaschungsrate zu rechnen, während sie im November um rund ein Viertel geringer ausfällt⁶⁰. Dies liegt daran, daß in dieser Zeit die Minera­lisationsbedingungen am besten sind und ständig auswaschbares Nm¡n zur Verfügung steht⁶¹. Prin­zipiell ist die Ausbringung von Wirtschaftsdüngern im Herbst nur dann sinnvoll, wenn gleichzeitig Kulturen angebaut werden. Durch das Vermeiden von Zwischenbrachezeiten im Herbst und über den Winter kann fortlaufend der mineralisierte Stickstoff abgeschöpft und somit die Anreicherung im Boden reduziert werden.

Eine maximale Stickstoffausnutzung kann erst dann erzielt werden, wenn Wirtschaftsdünger nur zu Zeiten aktuellen Nährstoffbedarfs ausgebracht wird.

Diese Erkenntnisse spiegeln sich in der Düngeverordnung wider. Nach § 2 müssen die Düngemit­tel nach guter fachlicher Praxis zeitlich und mengenmäßig so ausgebracht werden, daß die ent­haltenen Nährstoffe von den Pflanzen weitestgehend ausgenutzt und Nährstoffverluste und daraus resultierende Einträge in Gewässer durch Auswaschungen und Oberflächenabträge vermieden werden. Stickstoffhaltige Dünger dürfen nur so ausgebracht werden, daß „die darin enthaltenen Nährstoffe wesentlich während der Zeit des Wachstums der Pflanzen in einer am Bedarf orientier- ten Menge verfügbar werden.“ Danach ist also eine Düngung nach der Ernte, im Herbst oder Frühwinter auf Brachflächen, die erst im Frühjahr wiederbestellt werden, in der Regel nicht zuläs­sig. Eine Herbstdüngung auf Winterungen oder auch eine Stickstoffspätdüngung zu Getreide ist dagegen erlaubt. In der Zeit vom 15. November bis zum 15. Januar darf grundsätzlich kein Wirt­schaftsdünger ausgebracht werden (§ 3, Absatz 4). Diese Regelung ermöglicht allerdings weiterhin eine Düngung, die den Austrag von Nitrat ins Grundwasser begünstigt. Für Niedersachsen bedeu­tet der 15. November als Beginn des Ausbringungsverbots einen Rückschritt, da die bis dahin gel­tende Gülleverordnung das Ausbringen grundsätzlich nur bis zum 1. Oktober erlaubte. Die Dün­gemenge ist zwar auf 80 kg Gesamtstickstoff/ha beschränkt und nur gestattet, wenn eine Frucht angebaut wird. In der Praxis ist dies jedoch nahezu ein Freibrief zur „Gülleentsorgung“⁶², da dies auch nach Mais als Hauptfrucht möglich ist. Mais läßt aber einen so hohen Nmin-Gehalt im Boden zurück, daß für die Nachfrucht keine Düngung mehr erforderlich wäre. Das bedeutet, daß trotz der neuen Düngeverordnung noch immer über den eigentlich Bedarf hinaus gedüngt werden darf.

Die Reduktion der Ammoniakverluste kann durch eine verbesserte Technik (Ausbringung mit Ex­aktverteilern wie z.B. Schleppschlauchtechniken) und durch das Ausbringen bei niedrigeren Tem­peraturen erreicht werden.

Die Düngeverordnung berücksichtigt auch diesen Aspekt, indem sie in § 2, Absatz 2 vorschreibt, daß die „Geräte zum Ausbringen von Düngemitteln (...) den allgemein anerkannten Regeln der Technik entsprechen und eine sachgerechte Mengenbemessung und Verteilung sowie verlustarme Ausbringung gewährleisten [müssen]. Bei der Auswahl der Geräte sind Gelände- und Bodenbe­schaffenheit angemessen zu berücksichtigen.“ In § 3, Absatz 2 wird genauer vorgeschrieben, wie eine verlustarme Düngung stattzufinden hat: „Beim Ausbringen von Gülle, Jauche oder flüssigem Geflügelkot ist Ammoniakverflüchtigung insbesondere durch bodennahe Ausbringung soweit wie möglich zu vermeiden. Hierbei sind auch Vegetationsstand und Witterung, vor allem Temperatur und Sonneneinstrahlung, zu berücksichtigen. Auf unbestelltem Ackerland hat der Betrieb Gülle, Jauche oder flüssigen Geflügelkot unverzüglich einzuarbeiten.“⁶³

Für den Landwirt bedeutet die Anschaffung eine erhebliche Investition⁶⁴. Dadurch, daß jedoch we­niger Ammoniak verdunstet und somit weniger Stickstoff nachgedüngt werden muß, rentiert sich die Anschaffung. Hinzu kommt der Vorteil, daß mit der Schleppschlauchtechnik jederzeit eine Aus­bringung möglich ist, so daß auch während der Wachstumsphasen kontinuierlich nach Bedarf ge­düngt werden kann.

6.3.3 Verbesserung der Fruchtfolgegestaltung

Die Auswaschung von Stickstoff hängt nicht nur vom Ausbringungstermin und der Menge der Dün­ger ab, sondern auch von der Fruchtfolgegestaltung ab.

Dieser Begriff, der im folgenden häufiger auftaucht, soll nun kurz erläutert werden: Die Fruchtfolge ist die „zeitliche Aufeinanderfolge im Anbau von Kulturpflanzen auf ein und demselben Feld (...). Grundlage einer Fruchtfolge ist das Anbauverhältnis (Fruchtartenverhältnis), das den Anteil der einzelnen Kulturpflanzen an der gesamten Ackerfläche in einem Jahr ergibt.“⁶⁵ Die Fruchtfolge hat zum Ziel, die einseitige Belastung des Bodens und damit Ertragseinbußen und Schäden zu verhin­dern.

Zusätzlich zur meist im Frühjahr (April/Mai) gesäten Hauptfrucht, die dann im Herbst geerntet wird, findet oft der Anbau einer Zwischenfrucht statt. Diese wird in der Regel nach der Ernte der Hauptfrucht im Spätsommer oder Herbst gesät und vor Aussaat der Hauptfrucht im Frühjahr ge­erntet. Sie dient der Futtererzeugung und der Gründüngung. Zwischenfrüchte können aber auch, je nach Pflanzenart und Hauptfrucht, während des ganzen Jahres ausgesät und geerntet werden.

In der intensiven und konventionellen Landwirtschaft wird oft eine freie Fruchtfolge praktiziert. Die­se orientiert sich nur noch am wirtschaftlichen Erfolg der Anbaufrüchte und läßt Aspekte der Bo­denfruchtbarkeit und Pflanzengesundheit außer acht. Ebenso werden häufig Monokulturen, d.h. über Jahre hinweg dieselbe Frucht auf ein und demselben Feld, angebaut. Um in diesem Fall Fruchtfolgeschäden zu vermeiden, müssen meist hohe Mengen Dünger und Schädlingsbekämp­fungsmittel ausgebracht werden.

Durch eine permanente Pflanzendecke kann der vorhandene Stickstoff am besten verwertet und so eine Auswaschung verhindert werden. Die Wahl des richtigen Ausbringungstermins ist in dieser Hinsicht dann viel leichter zu treffen.

Die im Boden verbleibende Nm¡n-Menge ist stark abhängig von der Anbaufrucht. Während Getreide und Zuckerrüben meist nur geringe Mengen zurücklassen, sind die Nmin-Restgehalte bei Mais, Kartoffeln, Raps und Leguminosen aus verschiedenen Gründen höher. Mais kann prinzipiell be­darfsgerecht gedüngten Stickstoff effektiv nutzen. In der Praxis wird der anfallende Wirtschafts­dünger jedoch bevorzugt zu Mais ausgebracht, weil dieser hohe Mengen „verträgt“⁶⁶ und durch den späten Saattermin (Mitte März bis Anfang Mai⁶⁷ ) eine optimale Ausbringung im Frühjahr gestattet. Außerdem ist mit Schleppschläuchen eine Ausbringung in den noch wachsenden Bestand leicht möglich. „Allerdings nimmt Mais ab Ende August/Anfang September kaum noch Stickstoff auf. Deshalb steigen durch die Mineralisation bis zur Ernte die Nmin-Werte wieder an.“⁶⁸ Kartoffeln hinterlassen aus anderen Gründen hohe Nmin-Gehalte im Boden⁶⁹: Durch die starke Bo­dendurchmischung bei der Ernte wird die Stickstoffnachlieferung aus dem Bodenvorrat gefördert. Auch werden oft sehr hohe Stickstoffmengen auf Kartoffeln ausgebracht, um den hohen Qualitäts­anforderungen gerecht werden zu können.

Raps hinterläßt stark stickstoffhaltige Erntereste, die wegen des sehr frühen Erntezeitpunkts (Aus­saat im Spätsommer, Ernte im Frühjahr⁷⁰ ) bis zum Beginn der Sickerperiode im Herbst schon größtenteils mineralisiert sind⁷¹. Dadurch steigt die Gefahr der Auswaschung im Winter.

Bei Leguminosen wird die Erhöhung der Stickstoffmenge im Boden dadurch verursacht, daß diese Pflanzen in Symbiose mit N-Fixierern in der Lage sind, den Luftstickstoff zu fixieren.

Die erhöhten Nmin-Reste durch den Gemüseanbau kommen dadurch zustande, daß durch die oft schlechte Durchwurzelung des Bodens erhöhte Stickstoffgaben nötig erscheinen. Nach der Ernte verbleiben diese im Boden.

Schwarzbrachen sind grundsätzlich zu vermeiden, weil durch die nicht vorhandene Verdunstung die Versickerung gefördert wird und auch kein Stickstoffentzug stattfindet.

Die Fruchtfolge muß demnach im Optimalfall so sein, daß der Boden permanent bedeckt ist und zu Beginn der Sickerperiode im Winter keine zu hohen Nmin-Reste im Boden verbleiben.

Es gibt folgende Möglichkeiten für den Landwirt, den Nmin-Gehalt im Boden zu reduzieren:⁷²

- Anbau von Untersaaten und Zwischenfrüchten,
- Einarbeitung von Ernteresten im Frühjahr statt im Herbst,
- Grünbrachen, die nicht gedüngt werden,
- Wahl von Sorten, die an den Standort angepaßt sind,
- Vermeidung von Monokulturen,
- nach Früchten, die hohe Nmin-Restgehalte zurücklassen, Anbau von Früchten mit einem hohen Aufnahmevermögen für Stickstoff.

6.4 Stickstoff-Reduktionspotentiale in der Tierproduktion

Im Bereich der Tierproduktion gibt es folgende Möglichkeiten, die ausgestoßene Stickstoffmenge zu reduzieren⁷³:

6.4.1 Begrenzung des Viehbesatzes bzw. der Höhe der Wirtschaftsdüngung

Zur Verringerung der entstehenden Stickstoffmenge gibt die Möglichkeit, den Viehbesatz oder die Höhe der Wirtschaftsdüngung zu begrenzen.

Um die Stickstoffmenge durch Begrenzung des Viehbesatzes zu reduzieren, muß ein Meßschema vorhanden sein, das die anfallende Stickstoffmenge verschiedener Tierarten individuell berück­sichtigt. Dies geschieht im allgemeinen mit dem Dungeinheiten-Konzept. Der Viehbesatz wird in Dungeinheiten/ha gemessen und kann damit auf eine fest definierte Menge begrenzt werden. Da­bei entspricht eine Dungeinheit (DE) der Menge Vieh, die 80 kg Gesamtstickstoff produziert⁷⁴.

Bei der Begrenzung der Höhe der Wirtschaftsdüngung wird die konkret auf eine Fläche gebrachte Menge Stickstoff (kg N/ha) festgelegt, was bereits mit der neuen Düngeverordnung realisiert wur- de. Seit dem 1.7.1997 ist die Gesamtmenge auf 170 kg/ha Gesamtstickstoff im Jahr für Ackerland und 210 kg/ha Gesamtstickstoff im Jahr für Grünland begrenzt. Die Obergrenzen sind nicht schlagbezogen, sondern gelten für den Durchschnitt des Betriebes. Allerdings sind stillgelegte Flächen von der Berechnung abzuziehen (§ 3, Absatz 7).

Gegenüber dem bis dahin gehandhabten DE-Konzept ist dieses Verfahren besser, weil in der Lite­ratur unterschiedliche Viehzahlen pro DE angegeben sind und das DE-Konzept somit nur schein­bar ein fest definiertes Maß zur Grundlage hat. Auch können durch die Pauschalisierung des DE- Konzeptes fütterungs- und haltungsbedingte Schwankungen der Nährstoffausscheidungen nicht berücksichtigt werden.

Die Begrenzung der Wirtschaftsdüngung kann allerdings nur dann optimal wirken, wenn die Ober­grenzen schlagbezogen und nicht betriebsbezogen - wie in der Düngeverordnung festgelegt - angegeben werden, da sonst intern lokale Überschreitungen der maximal zulässigen Stickstoff­menge weiterhin möglich sind.

6.4.2 Verbesserung der N-Ausnutzung des Futters

Die N-Effizienz in der Tierproduktion liegt derzeit bei nur 16%. Das heißt, daß 84% der aufgenom­menen Stickstoffmenge des Futters wieder ausgeschieden werden und somit auf die Felder gelan- gen⁷⁵. Eine Verbesserung der N-Ausnutzung des Futters hätte eine Reduzierung der Stickstoff­menge im Wirtschaftsdünger zur Folge. Hierbei wird auch noch einmal die im vorhergehenden Abschnitt erläuterte Unzulänglichkeit des DE-Konzeptes deutlich. Trotz konstant bleibender Vieh­zahl (und damit konstanter DE-Zahl) würde die ausgebrachte Stickstoffmenge reduziert werden.

Die N-Effizienz könnte auf mehrere Arten und Weisen verbessert werden⁷⁶:

- Tier- und altersgerechte Ernährung mit Aminosäuren bzw. verwandten Verbindungen,
- Futterrationen am Bedarf der Tierart in Abhängigkeit vom Tieralter (z.B. Phasenfütterung),
- eventuell Einsatz von Enzymen und Leistungsförderern,
- Einsatz hochverdaulicher Futterkomponenten,
- Erhöhung der tierischen Leistung, d.h. Verbesserung von Futterverwertung und Tageszunah­men (z.B. durch Einsatz von Leistungsförderern).

Durch diese Maßnahmen sind Reduktionen der Stickstoffmengen in der Gülle um 20% bis 50% möglich⁷⁷.

6.4.3 Verteuerung von Importfuttermitteln

Im Durchschnitt wird in der Bundesrepublik Deutschland 20% des gesamten N-Inputs in den land­wirtschaftlichen Betrieb durch Importfutter hervorgerufen⁷⁸. Diese Zahl kann im Einzelfall weitaus höher liegen. Eine Verteuerung von Importfuttermitteln würde zu einer Reduktion der Importmenge und somit zu einer Reduktion des N-Inputs in die Bundesrepublik Deutschland führen.

6.4.4 Zwischenbetrieblicher Ausgleich von Wirtschaftsdüngern

Der Sinn des zwischenbetrieblichen Ausgleichs von Wirtschaftsdüngern ist, daß Betriebe, die zu­viel Dünger produzieren, ihren Überschuß an Betriebe abgeben, die noch Kapazitäten aufweisen. Dies würde die Einführung einer „Güllebörse“ bedeuten⁷⁹. Genaue Quantifizierungen der mögli­chen Einsparungen sind bei dieser Maßnahme nicht möglich, weil keine öffentlichen Daten der bisher durchgeführten Umverteilungen vorliegen. Prinzipiell ist diese Maßnahme jedoch dazu ge­eignet, lokale extreme Überlastungen zu kompensieren.

6.5 Düngepraxis und Einsparmöglichkeiten im Landkreis Osnabrück

Die Zeit der unkontrollierten Ausbringung von großen Düngermengen ist im Landkreis Osnabrück schon seit einigen Jahren vorbei⁸⁰. Die Folgen der damals üblichen Praxis sind jedoch vielerorts noch heute zu spüren. Neben einer hohen Nitratbelastung, deren Ursachen bislang noch nicht vollständig behoben sind, gibt es auf vielen Flächen eine hohe Belastung mit Phosphaten. Diese Belastungen haben ihre Ursache in einer übermäßigen Düngung mit phosphathaltigem Hühnerkot aus der Massentierhaltung. Die extrem hohe Düngung war trotz der erforderlichen Flächennach­weise möglich: Ein Landwirt bzw. Intensivtierhalter mußte lediglich eine der Viehzahl entsprechen­de Gesamtfläche nachweisen. Diese konnte weit verstreute Teilflächen enthalten. Auf welche die­ser Flächen wieviel Dünger aufgebracht wurde, war irrelevant.

Nach §3, Absatz 6 der Düngeverordnung muß sich nun aber die ausgebrachte Wirtschaftsdünger­menge nach dem Phosphat- und Kaligehalt im Boden richten. Somit ist für Flächen, die hoch mit Phosphaten oder Kali belastetet sind, nicht mehr Stickstoff der die Düngemenge begrenzende Faktor. Dadurch, daß nun aufgrund von Messungen entschieden werden muß, ob und in welchem Maße Phosphate aufgebracht werden dürfen, werden diese Überdüngungen aufgedeckt.

Im Landkreis Osnabrück ist die Akzeptanz der neuen Regelungen bei den Landwirten groß. Die meisten bemühen sich, allein schon aus ökonomischen Gründen, um eine sachgerechte und am Pflanzenbedarf orientierte Düngung. Allerdings gibt es noch immer Landwirte, die nicht bereit sind, ihr Verhalten zu ändern und sich nicht an die Verordnung halten. Dies trifft häufig auf auslaufende Betriebe zu, für die sich Investitionen in neue Gerätschaften nicht rentieren und in denen der inno­vative Geist eines gut ausgebildeten Nachfolgers fehlt.

Die grundsätzlichen Nitratentlastungspotentiale im Bereich der Landwirtschaft sind in Tabelle 12 und Tabelle 13 aufgelistet.

Tabelle 12: Nitratentlastungspotentiale in der Pflanzenproduktion

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 13: Nitratentlastungspotentiale in der Tierproduktion

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Um Nitratentlastungspotentiale für den Landkreis Osnabrück ermitteln zu können, wird ein Modell benötigt, das die bisher aufgeführten Parameter einkalkuliert und auf Grundlage vorhandener Da­ten eine Stickstoffbilanz errechnet. Becker hat hierzu eine Methodik entwickelt, die nun vorgestellt und dann - in etwas modifizierter Form - auf den Landkreis Osnabrück angewendet werden soll.

6.5.1 Methodik der Bilanzierung bei Becker

Nach Becker stellt sich die Stickstoffbilanz vereinfacht wie folgt dar⁸¹:

Das N-Bilanzsaldo setzt sich aus N-Zufuhren und N-Entzügen zusammen. Die Zufuhren bestehen aus der organischen Düngung, der mineralischen Düngung, der symbiontischen N-Fixierung durch Leguminosen und den N-Einträgen aus der Atmosphäre.

Die N-Entzüge ergeben sich aus den Entzügen mit der Erntesubstanz.

Maßnahmen, die zu einer gravierenden Änderung des Stickstoffvorrats im Boden führen, werden nur in vernachlässigbaren Maßen durchgeführt, weshalb der Stickstoffvorrat im Boden als konstant angenommen werden kann.

Die einzelnen Größen werden nun folgendermaßen berechnet:

Die organische Düngung ergibt sich aus der Stückzahl jeder Viehart mit dem spezifischen N-Anfall der Art pro Stück im Jahr und den Stall- und Lagerverlusten:

Organische N-Düngung [kg N / (ha LF-a)] = (Stückzahl jeder Viehart . spezifischer N-Anfall der Art pro Stück im Jahr - 20% Stall- und Lagerverluste) / LF

Dabei wird davon ausgegangen, daß auf Gartenland, Rebland und Gemüseflächen kein Dünger ausgebracht wird.

Der gesamte nun folgende Abschnitt ist, soweit nicht anders gekennzeichnet, eine Darstellung des Bilanzmodells von Becker (1996).

Die mineralische Düngung ergibt sich aus der Pflanzenart und dem Anrechnungsgrad der organi­schen Düngung. Vom N-Pflanzengesamtbedarf wird der anrechenbare Teil der organischen N- Düngung abgezogen. Hieraus ergibt sich die mineralische Düngemenge. Dabei wird zum einen davon vorausgesetzt, daß die organische Düngemenge bei Hackfrüchten, Mais und Grünfutter­pflanzen um das dreifache höher als bei anderen Fruchtarten ist und sich der anfallende Wirt­schaftsdünger dementsprechend nicht gleichmäßig auf alle Flächen verteilt. Der Anrechnungsgrad der organischen Düngung ist die Stickstoffmenge des organischen Düngers, die vom Landwirt als „düngungswirksam“ angesehen wird. Es wird angenommen, daß der Landwirt die enthaltene Stick­stoffmenge unterschätzt und damit mehr Mineraldünger ergänzt, als eigentlich nötig wäre. Im Mo­dell spiegelt sich dies in kulturartspezifischen Anrechnungsgraden von 20 bis 40% des Stickstoffs im Wirtschaftsdünger wider.

Bei Leguminosen (Bohnen, Erbsen, Klee, Luzerne) wird pauschal von einer symbiontischen N- Fixierung von 100 kg N/ha im Jahr ausgegangen, die vom N-Bedarf abgezogen werden.

Somit ergibt sich:

mineralische N-Düngung [kg N/(ha LF-a)] = (Anbaufläche der Kultur . (N-Bedarf der Kultur je ha - (kulturspezifische organische N-Düngung .Anrechnungsgrad derorganischen N-Düngung)))/LF

Hinzu kommt die atmosphärische Stickstoffimmission durch Niederschläge. Diese Menge ist nur ungenau zu quantifizieren, da nur wenige Meßstationen existieren und sich so keine regionalisier- ten Aussagen machen lassen. Es wird ein einheitlicher Wert von 30 kg N/ha im Jahr angenommen.

Andere Zufuhren wie Stickstoff in Form von Saatgut, Gründüngung, Klärschlamm, Kompost, Be­regnungswasser und asymbiontische N-Fixierung werden wegen ihres verhältnismäßig geringen Stellenwerts und allenfalls regionaler Bedeutung nicht mit in die Bilanz einbezogen.

Die N-Entzüge setzen sich aus dem N-Gehalt, dem Ertrag und der Anbaufläche der Kultur zusam­men. Der N-Gehalt ist abhängig von der Intensität der Stickstoffdüngung, der angebauten Sorte, den natürlichen Standortbedingungen (Klima, Witterung, Böden) und dem Erntezeitpunkt. Es kön­nen aber nur mittlere Werte angenommen werden, da systematische und flächendeckende Unter­suchungen bislang nicht durchgeführt wurden.

Als Bilanz ergibt sich also:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

6.5.2 Modifizierung des Modells von Becker

Grundsätzlich stellt das Modell zur Stickstoff-Bilanzierung von Becker einen geeigneten Ansatz zur Berechnung der Einsparpotentiale in Osnabrück dar. Allerdings müssen aufgrund folgender Überlegungen noch einige Modifizierungen vorgenommen werden:

- Becker bezieht die von Döhler berechnete Mineralisierung von organisch gebundenem Stick­stoff im Boden in keiner Weise mit ein.
- Die Ammoniakverflüchtigung bei der Ausbringung ist im Wert für die Stickstoffverluste im Stall und durch Lagerung enthalten, obwohl dieser Wert (20% des Gesamtstickstoffgehalts) bereits ohne Ausbringungsverluste realistisch wäre. Je nach Technik, äußeren Bedingungen und Düngerart kann die Verflüchtigungsrate, wie in Abschnitt 6.3.1.3 bereits beschrieben, zwischen 3 und 95% des ausgebrachten Ammoniumstickstoffs betragen.
- Die im Wirtschaftsdünger enthaltenen Stickstoffmengen werden zu 100% als pflanzenverfüg­bar angesehen. Es wurde jedoch schon in Abschnitt 6.3.1.2 beschrieben, daß es große Unter­schiede zwischen den verschiedenen Wirtschaftsdüngern in Hinsicht auf den Gehalt an mine­ralischem und organisch gebundenem Stickstoff gibt. Je nach Mineralisierung bleibt damit nur ein bestimmter Teil pflanzenverfügbar.

Somit ergibt sich als modifiziertes Bilanzmodell (Änderungen gegenüber der ursprünglichen Fas­sung in kursiv):

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

6.5.3 Bestimmung der Modellparameter

Um das Modell auf den Landkreis Osnabrück anwenden zu können, war es nötig, die relevanten Daten zu erhalten. Es konnte auf die Statistik-Daten des Niedersächsischen Landesamtes für Sta­tistik^[82] zurückgegriffen werden, die u.a. folgende Zahlen zur Verfügung stellt:

- Viehzahlen auf Gemeindeebene und
- Flächen der verschiedenen Anbauarten auf Gemeindeebene.

Daten über die Nm¡n-Gehalte im Boden, die Erträge der Anbauarten, Fruchtfolge und bisherige Dauer der Düngung fehlten. Das bedeutet, daß diese Daten rechnerisch ermittelt oder mit Durch­schnittswerten angegeben werden mußten.

- Erträge:

Für die Erträge wurden die in Tabelle 14 angegebenen Werte zugrunde gelegt. Dies sind Durchschnittswerte^[83].

- Stickstoffentzug in der Erntesubstanz:

Aus den ebenfalls in Tabelle 14 angegebenen Stickstoffgehalten und dem Stickstoffbedarf konnte der jährliche Stickstoffentzug rechnerisch ermittelt werden.

Der Anrechnungsfaktor der Stickstoffeinträge zur Berechnung der erforderlichen Mineraldünger­menge ist ebenfalls in Tabelle 14 aufgeführt.

Für die symbiontische N-Fixierung und die atmosphärischen Einträge wurden Durchschnittswerte angenommen (Becker, 1996):

- symbiontische N-Fixierung: 100 kg N/(ha-a)
- atmosphärische Einträge: 30 kg N/(ha-a)

Tabelle 14: Erträge, Stickstoffgehalte und -bedarf und Anrechnung der N-Einträge von Anbau früchten (nach Becker, 1996, S. 45)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

- Stickstoffzufuhr:

Für die Ermittlung der Stickstoffzufuhr mußten für jede Viehart Durchschnittswerte angenom­men werden. Auch konnte nicht zwischen den verschiedenen Wirtschaftsdüngern (Gülle, Jau­che, Festmist) einer Viehart unterschieden werden. Von der durchschnittlich produzierten Stickstoffmenge jeder Viehart wurde als Anteil an organischem Stickstoff der Wert für Gülle zugrunde gelegt (siehe Tabelle 15).

Von den rechnerisch ermittelten Werten müssen 20% als Stall- und Lagerungsverluste subtrahiert werden.

In diesem Kontext darf die Volatilisation nicht vergessen werden. Da diese u.a. vom Nmin-Anteil im Dünger und damit von der Wirtschaftsdüngerart bestimmt wird, ist sie spezifisch für jede Viehart^[84]. Die Punkte Ausbringungstechnik, Temperatur, Bodenbeschaffenheit und Verweildauer auf dem Feld bis zur Einarbeitung spielen selbstverständlich eine erhebliche Rolle. Die Volatilisationsraten in Tabelle 15 stellen Durchschnittswerte dar^[85].

Tabelle 15: N-Anfall (Becker, 1996, 35), Nmin-Anteil (Döhler, 1996, S. 8 und Landwirt schaftskammer, 1997) und Volatilisation (Döhler, 1996, S. 12) nach Vieharten

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

- Nmin-Gehalte:

Daten über die Nm¡n-Gehalte im Boden lagen ebenfalls nicht vor. Es mußten also auch hier Durchschnittswerte gefunden werden, wobei der Aspekt der Bodenart an dieser Stelle nicht be­rücksichtigt werden konnte, obwohl dieser einen bedeutenden Einfluß auf die N min-Menge im Frühjahr hat. Werte zwischen 20 und 30 kg N/ha sind realistisch^[86]. Für das Modell wurde daher 25 kg N/ha Nmin gewählt.

Um einen Hinweis auf die mögliche Nitratauswaschung zu erhalten, sind die Nmin-Gehalte im Herbst wichtig. Für Zuckerrüben, Stärkekartoffeln, Silomais, Winterroggen und Winterweizen sind in Tabelle 16 die Werte bei optimaler und bei einer um 40 kg/ha zu hohen Düngung mit Gülle auf­geführt^[87]. Der Wert für Stärkekartoffeln wurde im Modell dieser Arbeit für Kartoffeln allgemein be­nutzt. Ebenso erhielt der Modell-Parameter Roggen den Winterroggen-Wert.

Tabelle 16: Nmin-Gehalte in kg/ha am Ende der Vegetationszeit bei Ernten mit optimalem Ertrag (Döhler, 1996, S. 14)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Für andere Pflanzenarten konnten keine spezifischen Durchschnittsdaten ausfindig gemacht wer­den, so daß nur die Angabe von wahrscheinlichen Mindestmengen möglich war. Wirklichkeitsnah erscheinen Mindestwerte von 20 bis 45 kg N/ha^[88]. Deshalb beträgt der Wert im Modell 30 kg N/ha und ist damit sich eher zu niedrig.

- Mineralisierung

Die Mineralisierung des organisch gebundenen Stickstoffanteils im Wirtschaftsdünger hängt von der Dauer der bisherigen Bodennutzung ab. Sie bestimmt, wieviel organischer Stickstoff als sofort verfügbar angerechnet werden kann. Die Werte finden sich in Tabelle 11 (Seite 46). Für das Modell wurde ein Wert von 20% angenommen, was angesichts der langen landwirt­schaftlichen Nutzungsgeschichte im Landkreis Osnabrück wahrscheinlich zu niedrig ist.

Die Auswirkungen von bestimmten Fruchtfolgen auf den Nm¡n-Gehalt im Boden mußten ganz aus­geklammert werden.

6.5.4 Beschreibung des verwendeten Modells

Auf Grundlage des modifizierten Modells von Becker ließ sich ein einfaches Berechnungsmodell entwickeln. Es wurde mit der Tabellenkalkulation Microsoft Excel implementiert.

Das Grundgerüst ist eine Tabelle, deren Felder die landwirtschaftlichen Daten der Gemeinden, die oben erläuterten relevanten Werte und die Berechnungsformeln zur Ermittlung der Werte enthält.

Eine vollständige Beispieltabelle findet sich im Anhang (Abbildung 8, S. 107).

Die Berechnungen wurden wie folgt durchgeführt:

- N-Anfall = Viehzahl . Viehart-spezifischer N-Anfall . 0,8

- organische Nmin-Menge = N-Anfall . Viehart-spezifischer Nmin-Anteil . Viehart-spezifische Vo­latilisation

- organische Norg-Menge = N-Anfall -(1- Viehart-spezifischer Nmin-Anteil)

- pflanzenverfügbare N-Menge aus organischen Düngern: organische Nmin-Menge + Minera­lisierung . organische Norg-Menge

- Ertrag: wie in Tabelle 14

- N-Bedarf: wie in Tabelle 14

- organische Nmin-Düngung: durchschnittlicher Nmin-Anfall pro ha landwirtschaftliche Nutzfläche . Verteilungsfaktor^[89]

- Nmin-Gehalt im Boden: wie im vorherigen Abschnitt beschrieben

- atmosphärische N-Einträge: 30 kg/ha im Jahr

- symbiontische N-Fixierung: 100 kg/(ha^a) bei Leguminosen

- mineralische N-Düngung: N-Bedarf - (organische Nmin-Düngung + Nmin-Gehalt im Boden + atmosphärische N-Einträge + symbiontische N-Fixierung) . Anrechnungsfaktor (siehe Tabelle 14)

- Nmin-Rest im Boden: wie im vorherigen Abschnitt beschrieben

- N-Zufuhr: organische Nmin-Düngung + Nmin-Gehalt im Boden + atmosphärische Einträge + symbiontische N-Fixierung + mineralische Düngung

- N-Entzug: pflanzenspezifischer N-Gehalt . Ertrag . Anbaufläche

- N-Saldo: N-Zufuhr - N-Entzug

Das Berechnungsmodell läßt nicht die Beeinflussung sämtlicher Parameter zu, die eine Stickstof­fentlastung ermöglichen könnten.

Beeinflussen lassen sich aber:

- Verteilung der Dünger,
- Einschätzung der erforderlichen Mineraldüngermenge,
- Stickstoffgehalt in den Exkrementen und
- Volatilisation.

Außerdem läßt sich noch die Wirkung von strukturellen Veränderungen in der Landwirtschaft ab­schätzen, indem die Größen für

- Viehzahlen und die
- landwirtschaftliche Nutzung geändert werden.

6.5.5 Anwendung des Modells auf den Landkreis Osnabrück

Das Modell wurde auf jede Gemeinde des Landkreises mit den Daten über die Flächen der An­bauarten und über die Vieharten der Agrarberichterstattung vom 30.04.1995 angewendet89^[90]. Es wurden verschiedene Szenarien berechnet.

6.5.5.1 Szenarien

Um den Ist-Zustand zu ermitteln, müssen die Parameter so gewählt werden, wie im vorhergehen­den Abschnitt angegeben (Basis-Szenario).

Für die Beurteilung der Auswirkungen verschiedener Maßnahmen auf die Stickstoffbilanz lassen sich verschiedene Szenarien aufstellen.

Szenario 1: Die Bauern kalkulieren alle Stickstoffeinträge korrekt ein und berechnen die Mineral­düngermenge dementsprechend (im Modell: Anrechnungsfaktoren auf 100% setzen). Szenario 2: Der Wirtschaftsdünger wird gleichmäßig auf alle Flächen ausgebracht (im Modell: Verteilungsfaktor 1). Dadurch werden Überschußdüngungen verringert.

Szenario 3: Reduzierung des Stickstoffgehalts im Wirtschaftsdünger durch Verbesserung der N- Ausnutzung des Futters (im Modell: N-Anfälle um 20% reduzieren).

Szenario 4: Verringerung der Volatilisation durch verbesserte Ausbringungstechnik, Wahl eines geeigneten Ausbringungszeitpunktes und sofortiges Unterpflügen (im Modell: Reduktion der Verdunstungsfaktoren um 80%).

Diese Szenarien können miteinander kombiniert werden. Diese Kombinationen wurden untersucht: Szenario 1+2: Kombination der Maßnahmen aus den Szenarien 1 und 2.

Szenario 1+3: Kombination der Maßnahmen aus den Szenarien 1 und 3.

Szenario 1+2+3: Kombination der Maßnahmen aus den Szenarien 1,2 und 3.

Szenario 1+2+3+4: Kombination der Maßnahmen aus den Szenarien 1,2, 3 und 4.

6.5.5.2 Ergebnisse

Aus den oben aufgeführten Daten und Berechnungsgrundlagen können unabhängig von Szenarien einige grundsätzliche Aussagen über die landwirtschaftliche Struktur im Landkreis Osnabrück ge­macht werden.

Der Landkreis Osnabrück besitzt eine landwirtschaftlich genutzte Fläche (ohne Brachen) von 84.083 ha^[91], die sich auf 34 Gemeinden aufteilt. Insgesamt werden ohne Berücksichtigung von Stall- und Lagerungsverlusten 19.980.477 kg Stickstoff von 39.226 Milchkühen, 115.967 Stück anderem Rindvieh, 513.787 Mastschweinen, 81.880 Zuchtsauen, 159.691 anderen Schweinen, 4.223 Schafen, 1.832.204 Stück Mastgeflügel und 1.237.942 Legehennen produziert.

Bezogen auf die landwirtschaftliche Nutzfläche und umgerechnet in Vieheinheiten (nach Tabelle 26, S. 106) beträgt der Viehbesatz im Landkreis Osnabrück bei Milchkühen 46,7 VE/100 ha, ande­rem Rindvieh 96,5 VE/100 ha, Mastschweinen 73,3 VE/100 ha, Zuchtsauen 32,1 VE/100 ha, ande­ren Schweinen 22,8 VE/100 ha, Schafen 0,5 VE/100 ha, Mastgeflügel 3,7 VE/100 ha und Lege­hennen 29,4 VE/100 ha. Dies macht insgesamt 305 VE/100 ha. Damit ist der Viehbesatz im Land­kreis Osnabrück etwa doppelt so hoch wie der eines durchschnittlichen Haupterwerbsbetriebs in Deutschland (152,6 VE; siehe Tabelle 18, S. 76). Der Geflügelanteil ist besonders hoch: In Osna­brück beträgt er 33,1 VE/100 ha LF, während er im Durchschnitt nur bei 2,8 VE/100 ha LF liegt.

Um diese Zahlen ein wenig zu veranschaulichen, bietet sich der Vergleich mit der Bevölkerungs­zahl an. Der Landkreis Osnabrück hat 342.808 Einwohner (Stand 31.12.1995)^[54]. Pro Kopf gibt es also rund

- 0,5 Rinder,
- 2 Schweine und
- 9 Stück Geflügel,

was die deutliche Prägung Osnabrücks durch die Tierhaltung verdeutlicht.

Bezogen auf die landwirtschaftliche Nutzfläche beträgt die durchschnittlich produzierte Brutto- Stickstoffmenge^[93] 238 kg N/(ha-a). Die Werte liegen zwischen 118 kg N/(ha-a) in Hasbergen und 392 kg N/(ha-a) in Bohmte.

Den größten Anteil am Stickstoffaufkommen verursachen Schweine (48,4%) und Rinder (42,8%). Mastgeflügel und Legehennen erzeugen insgesamt nur 8,7% der gesamten Stickstoffmenge, sind aber von lokaler Bedeutung: 74,6% aller Legehennen befinden sich in der Gemeinde Bohmte.

Bei den Anbaufrüchten dominieren vor allem Grün-/Silomais, Wintergerste und Winterweizen mit jeweils etwas mehr 20% der landwirtschaftlichen Nutzfläche. Des weiteren sind Körnermais (11,6%), Winterroggen (5,9%), Sommergerste (5,0%), Hafer (3,6%) und Kartoffeln (2,9%) rele­vante Anbaufrüchte.

Diese Zahlen unterscheiden sich stark von denen durchschnittlicher Haupterwerbsbetriebe in Deutschland (Tabelle 18, S. 76): So wird z.B. im Durchschnitt nur etwa 9% der landwirtschaftlichen Nutzfläche eines konventionellen Haupterwerbsbetriebs für den Anbau von Silomais genutzt. Im Landkreis Osnabrück ist der Anteil mit 20% mehr als doppelt so hoch. Ähnliches gilt für Getreide und Körnermais: Hier ist der Anteil im Landkreis Osnabrück mit insgesamt rund 66% knapp doppelt so hoch wie der Durchschnitt (35%).

Die Ergebnisse der Szenarien sind zusammenfassend in Tabelle 17 (S. 66) und Abbildung 7 (S. 67) dargestellt und sollen an dieser Stelle genauer vorgestellt werden.

Die einzelnen Szenarien weisen deutliche Unterschiede in der Produktion von Stickstoffüberschüs­sen auf.

- Basis-Szenario

Das Basis-Szenario zeigt mit Werten zwischen 102 kg N/(ha-a) (Hasbergen) und 189 kg N/(ha-a) (Bohmte) sehr hohe Stickstoffüberschüsse. Auf den ganzen Landkreis gerechnet beträgt der Über­schuß 12.237 t Stickstoff pro Jahr. Dies sind im Durchschnitt 146 kg N/(ha-a). Die gesamte im Landkreis Osnabrück ausgebrachte Mineraldüngermenge beträgt in diesem Szenario 9.791 t Stickstoff im Jahr. Das sind 116 kg N/(ha-a).

Die Gemeinden mit den höchsten Belastungen sind Merzen (187 kg N/(ha-a)) und Bohmte (189 kg N/(ha-a)). Diese Gemeinden haben auch die größte Brutto-Stickstoffproduktion (Bohmte: 392 kg N/(ha-a); Merzen: 302 kg N/(ha-a)). Sowohl Merzen als auch Bohmte fallen durch hohe Dichten bei einer Tierart auf. Bei Merzen ist dies die Schweineproduktion. 210 kg N/(ha-a) nur aus diesem Be­reich sind der höchste Wert für eine einzelne Tierart. In Bohmte wird sehr viel Stickstoff durch die Hühnerhaltung produziert. Mit 176 kg N/(ha-a) hat es den zweithöchste Wert für eine Tierart. Er­wähnenswert ist in diesem Zusammenhang die Gemeinde Ostercappeln. Der Stickstoffüberschuß ist dort zwar nicht so hoch (129 kg N/(ha-a)), aber im Vergleich zu allen anderen Gemeinden wird hier die höchste Stickstoffmenge durch die Haltung von Rindern produziert (168 kg N/(ha-a)).

Die Restmengen Nm¡n im Boden haben im Basis-Szenario eine Höhe von 3.923 t, was 47 kg Nmin/ha entspricht.

- Szenario 1

An der Brutto-Produktion und dem Entzug von Stickstoff ändert sich im Szenario 1 nichts, da nur die anfallende Stickstoffmenge besser genutzt wird (100%ige Anrechnung der N-Einträge). Es läßt sich aber eine starke Reduzierung der Stickstoffüberschüsse erkennen. Der Gesamtüberschuß verringert sich um 64% auf 4.452 t Stickstoff im Jahr, d.h. 53 kg N/(ha-a). Die Verringerung liegt zwischen 44% (Bohmte: Verringerung von 189 auf 106 kg N/(ha-a)) und 78% (Bramsche: von 119 kg N/(ha-a) auf 26 kg N/(ha-a)). Die ausgebrachte gesamte Mineraldüngermenge sinkt um 80% auf 2.6 t Stickstoff im Jahr (24 kg N/(ha-a)). Nach der Ernte befinden sich noch 3.698 t Nmin bzw. 44 kg/ha im Boden. Die Menge geht also um 6% zurück.

- Szenario 2

Die gleichmäßige Verteilung der Wirtschaftsdünger auf alle Flächen hat als allein durchgeführte Maßnahme keine Verringerung der Stickstoffüberschüsse zur Folge. Die Gesamtmenge steigt um 4% auf 12.724 t Stickstoff im Jahr. Dies sind 151 kg N/(ha-a). Die Werte erhöhen sich in allen Ge­meinden um 3 bis 5% und liegen zwischen 105 und 199 kg N/(ha-a). Die Mineraldüngermenge steigt um 5% auf 10.278 t im Jahr (122 kg N/(ha-a)). Änderungen der im Boden verbleibenden Nmin- Menge bewirkt diese Maßnahme nicht.

- Szenario 3

Die Reduktion der Stickstoffmenge im Wirtschaftsdünger um 20% bewirkt eine Reduktion des Brutto-Stickstoffaufkommens um 20% und der Stickstoffüberschüsse um 12% auf 10.830 t/a (129 kg N/(ha-a)). Die Werten liegen zwischen 8 und 13% in den Gemeinden. Die Mineraldüngermenge steigt um 7% auf 10.481 t Stickstoff im Jahr bzw. 125 kg N/(ha-a). Die im Boden verbleibende Nmin- Menge wird nicht verändert.

- Szenario 4

Durch eine Verminderung der Volatilisation bei der Ausbringung als alleinige Maßnahme erhöhen sich die Stickstoffüberschüsse um 10% auf 13.472 t Stickstoff im Jahr, also 160 kg N/(ha-a). Die Zahlen liegen in den Gemeinden zwischen 7 und 14%. Die Mineraldüngermenge sinkt allerdings um 6% auf 9.188 t Stickstoff im Jahr (109 kg N/(ha-a)). An der verbleibenden Nmin-Menge ändert diese Maßnahme nichts.

Neben den Einzelmaßnahmen erscheinen Maßnahmenkombinationen sinnvoll.

Die in Szenario 1 angenommene Optimierung bei der Kalkulation der Mineraldüngermenge ist als einzige der vier Maßnahmen deutlich erfolgreich bei der Verminderung der Stickstoffüberschüsse. Alle Kombinationen enthalten diese Maßnahme.

- Szenario 1 +2

Obwohl Szenario 2 (gleichmäßige Verteilung der Wirtschaftsdünger) eine Erhöhung der Über­schüsse aufzeigt, hat die Kombination von Szenario 1 und Szenario 2 eine größere Überschußver­ringerung zur Folge als Szenario 1 alleine. Der Stickstoffüberschuß sinkt um 69% auf 3.785 t/a, was 45 kg N/(ha-a) entspricht. Die Verringerungen liegen in den Gemeinden zwischen 46 und 79%. Die Mineraldüngermenge reduziert sich um 84% auf insgesamt 1.339 t Stickstoff im Jahr bzw. 14 kg N/(ha-a). In diesem Szenario sinkt die im Boden verbleibende Nmin-Menge deutlich: Nach der

Ernte verbleiben nun noch 3.469 t insgesamt, bzw. 41 kg Nm¡n/ha, was einer Reduktion von 12% entspricht.

- Szenario 1 +3

Eine etwas größere Verringerung bewirkt die Kombination der Maßnahmen von Szenario 1 und Szenario 3, also eine 100%ige Anrechnung des auf die Felder gelangenden Stickstoffs und eine Reduktion der Stickstoffmenge im Wirtschaftsdünger um 20%. Hierbei sinkt der Stickstoffüber­schuß um 74% auf insgesamt 3.206 t/a oder 38 kg N/(ha-a). Auf Gemeindeebene liegen die Re­duktionen zwischen 62 und 84%.

Die Mineraldüngermenge wird nicht so stark verringert wie in Szenario 1+2. Sie sinkt um 71% auf 2.857 t/a bzw. 34 kg N/(ha-a). Auch die Reduzierung der im Boden verbleibenden Nmin-Menge in diesem Szenario ist nicht so stark wie im Szenario 1+2, aber sie ist ebenfalls deutlich. Die Menge wird um 9% auf insgesamt 3.569 t oder 42 kg Nmin/ha verringert.

- Szenario 1 +2+3

Den größten Erfolg besitzt die Durchführung aller drei Maßnahmen, d.h. eine 100%ige Anrech­nung, eine gleichmäßige Verteilung und eine Verringerung der Stickstoffmenge im Wirtschaftsdün­ger um 20%. Der Stickstoffüberschuß reduziert sich um 76% auf insgesamt 2.881 t/a (34 kg N/(ha-a)). In den Gemeinden liegen die Einsparungen zwischen 61 und 85%. Die Mineraldünger­menge wird um 65% auf 3.560 t bzw. 42 kg N/(ha-a) verringert und ist somit noch geringer als im Szenario 1+2+3. Auch der Nmin-Gehalt im Boden wird noch etwas deutlicher, um 13%, auf 3.432 t oder 41 kg/ha reduziert.

- Szenario 1 +2+3+4

Generell zu einer Erhöhung der Überschüsse kommt es, wenn die Volatilisation verringert wird. Dies ist am Beispiel der Kombination aller vier Szenarien zu erkennen. Der Stickstoffüberschuß steigt wieder auf 3.439 t/a bzw. 41 kg/(ha-a) und liegt damit 20% über den Werten von Szenario 1+2+3 und 7% über denen von Szenario 1+3. Gegenüber dem Basis-Szenario ist dieser Wert um 72% geringer. Die Mineraldüngermenge liegt deutlich unter den Mengen der letzten beiden Szena­rien. Sie beträgt 1.620 t/a bzw. 19 kg N/(ha-a) und liegt damit um 83% unter der Menge des Basis­Szenarios. Der Nm¡n-Gehalt im Boden wird jedoch ähnlich wie in den letzten Szenarien um 12% auf 3.464 t (41 kg Nmin/ha) gesenkt.

Tabelle 17: Ergebnisse der Szenarien

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 7: Stickstoffüberschüsse verschiedener Szenarien im Vergleich Szenariol : 100%ige Anrechnung der Stickstoffeinträge Szenario 2: Gleichmäßige Verteilung der Wirtschaftsdünger Szenario 3:20°%ige Reduktion der Stickstoffgehalte im Dünger Szenario 4:20°%ige Verringerung der Volatilisation

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

6.5.5.3 Auswertung der Ergebnisse

- Basis-Szenario und Szenario 1

Das Basis-Szenario zeigt sehr hohe Stickstoffüberschüsse mit Belastungen von rund 100 bis 190 kg N/(ha-a). Dies ist eindeutig auf die geringe Anrechnung der Stickstoffeinträge zurückzuführen, denn eine 100%ige Anrechnung dieser Mengen (Szenario 1) führt zu einer 64%igen Verminderung der Überschüsse. Dies bedeutet, daß diese Maßnahme die wichtigste und wirksamste ist. Zudem ist diese Maßnahme nahezu kostenlos und bewirkt sogar Einsparungen durch eine Verringerung der Mineraldüngermenge um 80%. Indirekt kann diese Maßnahme allerdings mit Kosten für Infor­mation, Weiterbildung und Boden- und Dungmessungen verbunden sein. Auch ist davon auszuge­hen, daß eine 100%ig korrekte Anrechnung der Stickstoffeinträge in den Boden nicht möglich ist, so daß die Entlastung nicht so hoch ausfallen wird.

- Szenario 2

Auf den ersten Blick überrascht das Ergebnis von Szenario 2: Eine gleichmäßige Verteilung der Wirtschaftsdünger auf alle Flächen hat eine - wenn auch geringe - Erhöhung der Überschüsse zur Folge. Dies kommt nur durch eine Erhöhung der mineralischen Düngung zustande, denn die an­fallende organische Düngermenge, die anderen Einträge und die Abzüge durch die Ernte bleiben aufgrund unveränderter Modellparameter in diesen Bereichen gleich.

Die Erhöhung läßt sich leicht erklären, wenn man die landwirtschaftliche Struktur der einzelnen Gemeinden und die Arbeitsweise des Modells betrachtet.

Auf Getreide, Raps, Hülsenfrüchte und Zuckerrüben wird grundsätzlich die einfache Menge Wirt­schaftsdünger ausgebracht, während Mais, Grünfutterpflanzen und übrige Hackfrüchte im Basis­Szenario die dreifache Menge erhalten. Gleichzeitig ist der Anrechnungsfaktor bei Getreide aber nur 20%, während er bei den anderen Kulturen bei 30 und 40% liegt. Wird nun auf alle Flächen dieselbe Menge Wirtschaftsdünger ausgebracht, bedeutet dies eine Erhöhung der Menge auf den Flächen mit Getreide, Raps, Hülsenfrüchte und Zuckerrüben, während auf den restlichen Flächen die Menge reduziert wird. Diese Erhöhung wird aufgrund der geringen Anrechnung von nur 20% schlecht „erkannt“, so daß im Verhältnis mehr Mineraldünger ausgebracht wird und die Überdün­gung steigt.

- Szenario 3

Wie zu erwarten, sinkt der Stickstoffüberschuß bei einer Verringerung der Stickstoffmenge im Wirt­schaftsdünger. Dafür steigt die Mineraldüngermenge. Dieser Zusammenhang ist klar, weil der Mangel an Wirtschaftsdünger durch erhöhte Mineraldüngergaben ausgeglichen werden muß. We­gen der geringen Anrechnung der Stickstoffeinträge erhöht sich die Mineraldüngermenge aber nicht im gleichen Maß wie sich die Wirtschaftsdüngermenge reduziert. Daraus ergibt sich eine Netto-Entlastung.

- Szenario 4

Eine Verringerung der Volatilisation verursacht im Endeffekt eine Erhöhung der Stickstoffmengen aus Wirtschaftsdüngern. Da diese jedoch sehr gering angerechnet werden, wird die Mineraldün­germenge nicht im gleichen Maß reduziert wie eine Erhöhung der Wirtschaftsdüngermenge statt­findet. Daraus ergibt sich eine Verschlechterung der Stickstoffbilanz.

- Szenario 1 +2

Durch die Kombination aus 100%iger Anrechnung und gleichmäßiger Verteilung kann die Reduzie­rung der Überschüsse gegenüber Szenario 1 noch einmal verringert werden. Und dies, obwohl Szenario 2 eine Erhöhung der Stickstoffüberschüsse gezeigt hatte. Dies läßt sich damit erklären, daß durch die exakte Anrechnung aller Stickstoffeinträge Verringerungen der Wirtschaftsdünger­menge auf keiner Fläche mehr eine um so höhere Aufbringung von Mineraldüngern zur Folge hat.

- Szenario 1 +3

Auch diese Maßnahmenkombination setzt sich aus zwei Einzelmaßnahmen zusammen, die sowohl eine Erhöhung als auch eine Verringerung der Überschüsse bewirken. Dennoch ist die Kombinati­on besser als die verbessernde Einzelmaßnahme (100%ige Anrechnung) allein. Durch die gleich­zeitige Reduktion der Stickstoffmenge aus Wirtschaftsdüngern mit einer 100%igen Anrechnung der anfallenden Stickstoffmengen wird nur soviel Mineraldünger ergänzt, wie wirklich nötig ist.

Flächen, die bislang zu viel Wirtschaftsdünger erhalten haben, werden nun wirklich entlastet und nicht durch eine falsche Anrechnung noch zusätzlich mit Mineraldüngern belastet. Daraus ergibt sich eine Netto-Entlastung der Stickstoffbilanz.

- Szenario 1 +2+3

Die Kombination der drei Maßnahmen zeigt die beste Reduktionswirkung. Die Nachteile von Sze­nario 1+2 (zuviel Wirtschaftsdünger) und Szenario 1+3 (ungleichmäßige Verteilung) werden kom­pensiert, so daß daraus die nochmalige Verbesserung der Bilanz resultiert.

- Szenario 1 +2+3+4

Durch die ohnehin insgesamt sehr hohen Wirtschaftsdüngermengen führt eine Verringerung der Volatilisation zu einer weiteren Erhöhung der pflanzenverfügbaren Stickstoffmengen und damit zu höheren Überschüssen. Eine Saldo-Verbesserung durch eine verringerte Volatilisation ist ohnehin nicht möglich, da dieses Modell voraussetzt, daß grundsätzlich mindestens die Bedarfsmenge er­reicht werden muß. Durch die Verringerung der Volatilisation wird aber auf jeden Fall eine Reduzie­rung der Mineraldüngergaben erzielt. Betriebe, die nicht ausreichend Wirtschaftsdünger aufbringen können, sind damit in der Lage, durch die Verringerung der Verluste die Erträge mit einer geringe­ren Menge an Mineraldünger zu sichern.

Die Szenarien zeigen, daß die pflanzengerechte Düngung (hier repräsentiert durch die 100%ige Anrechnung aller Stickstoffeinträge) die mit Abstand deutlichste Reduzierung der Stickstoffüber­schüsse bewirken kann. Alle weiteren Reduktionsmaßnahmen wirken nicht in einem solchen Aus­maß und greifen zum Teil auch erst, wenn eine pflanzengerechte Düngung erreicht ist.

Die im Boden verbleibende Nm¡n-Menge wird jedoch von keiner Maßnahme wirklich deutlich verrin­gert. Wenn man aber davon ausgeht, daß der Nmin-Gehalt in jedem Jahr um die errechneten Men­gen sinkt, ist langfristig mit einer Verringerung der Auswaschung zu rechnen.

An dieser Stelle fällt auf, daß die Szenarien 2, 3 und 4 keine Veränderung der verbleibenden Nm¡n- Menge bewirken. Dies liegt daran, daß sie die Bilanz verschlechtern, d.h. die Überschüsse noch erhöhen. Weil das Modell aber mit konstanten Nmin-Erhöhungen bei Überdüngungen rechnet, hat eine Erhöhung der Überschüsse keinen weiteren Anstieg der Nmin-Mengen im Boden zur Folge.

6.5.5.4 Diskussion

Das verwendete Modell kann nicht alle relevanten Faktoren berücksichtigen und vereinfacht an vielen Stellen sehr stark:

- Die Mineralisierung wird überall gleich angenommen, obwohl durch Bodenart und bisherige Nutzung große Unterschiede bestehen können.
- Die Erträge sind mit einem Pauschalwert für jede Anbaufrucht angegeben, obwohl auch in diesem Fall die Bodenart eine maßgebende Einflußgröße ist.
- Für die atmosphärischen Stickstoffeinträge mußte der Wert von 30 kg/(ha-a) zugrunde gelegt werden, obwohl deutliche lokale Schwankungen möglich sind.
- Ebenso mußten für die Stickstoffgehalte und den Stickstoffbedarf Durchschnittswerte ange­nommen werden.
- Die Anrechnungsfaktoren zur Ermittlung des Mineraldüngerbedarfs mußten unverifiziert von Becker übernommen werden.
- Bei Viehzahlen und Anbaufrüchten wurde von einem Beispieljahr ausgegangen. Fruchtfolgen konnten nicht berücksichtigt werden.
- Die Auswaschung von Nitrat konnte ebenfalls nicht berechnet werden.

All dies sind Faktoren, die dazu führen, daß aufgrund der Ergebnisse nur sehr grobe Aussagen gemacht und auch nicht alle Maßnahmen, die zu einer Reduzierung der Nitratbelastung führen, in ihrer Wirkung quantifiziert werden können.

6.6 Ökologischer Landbau

Die bislang erläuterten Möglichkeiten zur Änderung der Flächennutzung waren Maßnahmen, die an der grundsätzlichen Art und Weise des Wirtschaftens nichts ändern, sondern nur eine effektive­re und pflanzengerechtere Stickstoffausnutzung ermöglichen. Der ökologische Landbau jedoch stellt eine Wirtschaftsweise dar, die von der herkömmlichen abweicht. Inwiefern sie geeignet ist, die Stickstoffüberschüsse und die damit verbundenen Nitratbelastungen des Trinkwassers zu re­duzieren, soll an dieser Stelle dargestellt werden.

Zunächst muß jedoch der Begriff „ökologischer Landbau“ erörtert werden.

6.6.1 Definition des Begriffs „ökologischer Landbau“

Landwirtschaftliche Betriebe dürfen sich nicht nach eigenem Gutdünken als „ökologisch“ bezeich­nen. Vielmehr gibt es verschiedene Regelungen, die festlegen, welche Maßgaben dafür erfüllt sein müssen. Zu diesen gehören neben der in Abschnitt 2.5 dargestellten EU-Verordnung 2092/91 die Rahmenrichtlinien zum ökologischen Landbau der Arbeitsgemeinschaft Ökologischer Landbau (AGÖL).

Rahmenrichtlinien der AGÖL

Landwirtschaftliche Betriebe, die sich zum Ziel gesetzt haben, nach ökologischen Gesichtspunkten zu wirtschaften, gehören meist einem der Verbände des ökologischen Landbaus in Deutschland an: ANOG, Biokreis Ostbayern, Bioland, Biopark, Bundesverband Ökologischer Weinbau, Deme­ter, Gäa, Naturland und Ökosiegel. Diese Verbände sind in der Arbeitsgemeinschaft Ökologischer Landbau (AGÖL) zusammengeschlossen. Die AGÖL gibt Rahmenrichtlinien vor, nach denen sich die einzelnen Verbände zu richten haben. Für den einzelnen Bauern gelten nicht direkt die AGÖL- Richtlinien, sondern die des Verbandes, bei dem er Mitglied ist.

Im folgenden sollen die AGÖL-Rahmenrichtlinien zusammenfassend erläutert werden^[94]. Auf die einzelnen Verbandsrichtlinien wird nicht weiter eingegangen.

Stand der aktuell geltenden Rahmenrichtlinien ist der 1.11.1990. Die Notwendigkeit der Schaffung von Richtlinien bestand aus mehreren Gründen: Sie sollen die weitere Ausbreitung ökologischer Landwirtschaft fördern und garantieren einen Verbraucherschutz, da durch verbindliche Richtlinien klar nachvollziehbare Verhältnisse geschaffen werden.

Zielsetzungen

Nach den Zielsetzungen der Rahmenrichtlinien soll die ökologische Landwirtschaft

- die Bodenfruchtbarkeit erhalten und möglichst steigern,
- Produkte, die ohne künstliche Zusätze und ernährungsphysiologisch vollwertig sind, in ausrei­chender Menge zu angemessenen Preisen erzeugen
- die natürlichen Lebensgrundlagen fördern und Belastungen weitestgehend vermeiden,
- möglichst wenig Energie und Rohstoffvorräte verbrauchen und
- eine gesicherte Existenz auf Basis befriedigender Lebensbedingungen und angemessener Arbeitsverdienste schaffen.

Die Rahmenrichtlinien regeln neben allgemeinen Fragen die Umstellung von Betrieben, den Pflan­zenbau und die tierische Erzeugung.

Umstellung

Der Umstellungszeitraum beträgt mindestens zwei Jahre und sollte die Dauer von fünf Jahren nicht überschreiten. Erst nach der erfolgreichen Umstellung, die unter bestimmten Bedingungen stattzu­finden hat und durch regelmäßige Kontrollen überwacht wird, darf der Betrieb seine Produkte mit dem Etikett des Verbandes, dem er angehört, versehen.

Pflanzenbau

Im Pflanzenbau muß der Landwirt dem Prinzip folgen, daß er keine künstlichen Mittel und Chemi­kalien bei der Bewirtschaftung einsetzen darf. Er muß den Standort des Betriebs als gegeben hin­nehmen und hat ihn nach landwirtschaftlichen und landschaftspflegerischen Maßnahmen zu ge­stalten. Dazu gehört auch die Anlage und Erhaltung von Hecken und die Einrichtung von Nist- und Unterschlupfplätzen für Vögel, Insekten und andere Nützlinge.

Die ausgewählten Kulturpflanzen müssen an die Klima- und Bodenbedingungen angepaßt und wenig anfällig für Krankheiten und Schädlinge sein. Das Saatgut muß ebenfalls aus ökologischem Anbau stammen und darf nicht mit chemisch-synthetischen Pflanzenschutzmitteln behandelt sein. Durch eine geeignete Fruchtfolge soll die Bodenfruchtbarkeit erhalten bleiben und die Gefahr der Ausbreitung von Schädlingen und Krankheiten reduziert werden. Dabei ist - vor allem bei viehlo­sen Betrieben - der Anbau von Leguminosen wichtig.

Bei der Düngung bilden das aus dem Betrieb stammende organische Material, hierbei insbesonde­re der Mist aus der Tierhaltung, und pflanzliche Rückstände die Grundlage. Synthetische Mineral­dünger sind nicht gestattet. Organische Handelsdünger sind nur in beschränktem Umfang erlaubt.

Die zugeführte Gesamtdüngermenge darf 1,4 DE/ha nicht überschreiten. Die wirtschaftseigenen Düngemittel müssen sorgfältig aufbereitet und bei der Anwendung und Handhabung sollen Nähr­stoffverluste so gering wie möglich gehalten werden. Fäkal- und Klärschlämme sowie Müllkompo­ste sind als Dünger nicht erlaubt.

Tierhaltung

Die Tierhaltung muß artgerecht erfolgen und soll die natürlichen Verhaltensgewohnheiten und Be­wegungsabläufe so wenig wie möglich behindern. Damit verbietet sich eine Intensivtierhaltung von selbst. Rinder müssen möglichst das ganze Jahr über Auslauf haben und dürfen nur mit Ausnah­megenehmigungen im Stall gehalten werden. Schweine sollten ebenfalls die Möglichkeit zum Auslauf haben. Käfighaltung für Hühner ist nicht gestattet. Auch hier sollte ein Auslauf im Freien möglich sein. Die Eier müssen in Nestern abgelegt werden können.

Der Viehbesatz muß sich an den ökologischen Standort- und Betriebsbedingungen orientieren. Grundsätzlich ist die Größe des Bestandes nicht beschränkt. Muß allerdings Futter zugekauft wer­den, so darf der maximale Tierbesatz 1,4 DE/ha Betriebsfläche nicht überschreiten.

Bei der Ernährung der Tiere ist eine Selbstversorgung anzustreben. Müssen Futtermittel zugekauft werden, so dürfen diese nur in Ausnahmefällen aus konventionellem Anbau stammen. Futtermittel aus tierischer Herkunft sind grundsätzlich verboten. Bei Schweinen ist eine reine Kraftfuttermast nicht gestattet. Als Futterzusatzstoffe sind Antibiotika, Hormonzusätze und andere synthetisch­organische Verbindungen und Pharmaka nicht zugelassen. Bei akuten Fällen dürfen aber vom Tierarzt oder nach dessen Anweisungen chemische Medikamente angewendet werden. Vorbeu­gende Behandlung mit chemisch-synthetischen Medikamenten ist nur gestattet, wenn dies gesetz­lich oder behördlich vorgeschrieben ist.

6.6.2 Verbände des ökologischen Landbaus

Wie schon erwähnt, ist der ökologische Landbau in verschiedene Anbauverbände unterteilt. Sie stellen ihren Mitgliedern eigene Markenzeichen zur Verfügung, wenn diese die jeweiligen Erzeu­gervorschriften einhalten. Es sollen nun kurz einige Verbände dargestellt werden^[95].

- ANOG

Die ANOG (Arbeitsgemeinschaft für naturnahen Obst- Gemüse- und Feldfutterbau) wurde 1962 gegründet und ist speziell auf den Obst- und Gemüseanbau ausgerichtet. Es gibt 102 ANOG- Betriebe mit einer Gesamtfläche von 3.879 ha.

- Bioland - organisch-biologischer Landbau

Der organisch-biologische Landbau wurde vom Schweizer Hans Müller Anfang der 30er Jahre entwickelt und ist frei von geisteswissenschaftlichen Einflüssen. Das alleinige Ziel ist es, mit mög­lichst natürlichen Hilfsmitteln hochwertige Produkte bei einer ökologisch stabilen Landwirtschaft zu erzeugen. Das Markenzeichen des organisch-biologischen Landbaus ist „Bioland“. Es wirtschaften 3.036 Betriebe auf einer Fläche von 102.542 ha noch organisch-biologischen Ansprüchen.

- Demeter - biologisch-dynamischer Landbau

Der biologisch-dynamische Landbau trägt das Markenzeichen „demeter“ bzw. „Biodyn“ für noch in der Umstellung befindliche Betriebe. Der Demeter Bund wurde 1924 gegründet und geht auf die von Rudolf Steiner begründete Lehre der Anthroposophie zurück. In dieser Form des Landbaus wird der landwirtschaftliche Betrieb als Organismus aufgefaßt, der auch immateriellen Einflüssen unterliegt und die beachtet werden müssen. U.a. werden einige homöopathische Präparate einge­setzt, und es wird der Stand der Gestirne berücksichtigt.

Es gibt 1.303 biologisch-dynamisch wirtschaftende Betriebe in Deutschland mit einer Anbaufläche von insgesamt 46.251 ha.

- Biopark

Der Anbauverband Biopark e.V. wurde 1991 in Mecklenburg/Vorpommern gegründet. Sein Ein­flußbereich erstreckt sich aber auch auf Brandenburg, Schleswig-Holstein und Niedersachsen. 467 Betriebe wirtschaften auf einer Fläche von 106.546 ha nach den Biopark-Richtlinien.

- Naturland - Verband für naturgemäßen Landbau e.V.

Dieser Verband wurde 1982 gegründet. Er hat sich u.a. schonende Anbauverfahren, geringen Energieaufwand sowie eine standortgerechte Pflanzenproduktion und eine artgerechte Tierproduk­tion unter Berücksichtigung naturwissenschaftlicher Kenntnisse zum Ziel gesetzt. Es gibt 938 Be­triebe, die nach den Naturland-Richtlinien wirtschafteten. Die Anbaufläche beträgt 35.766 ha.

Außerdem gibt es u.a. noch den 1979 gegründeten Biokreis Ostbayern (178 Betriebe auf 3.022 ha), den 1988 gegründeten Verein Ökologischer Landbau „Ökosiegel“ (21 Betriebe, 1.444 ha) und die 1989 gegründete Vereinigung Ökologischer Landbau „Gäa“ (211 Betriebe, 26.535 ha)

6.6.3 Stickstoffbelastungen durch ökologischen Landbau

Die Rahmenrichtlinien der AGÖL sind noch strenger als die EU-Verordnung 2092/91. Sie beinhal­ten fast sämtliche Nitratreduktionspotentiale, die bislang vorgestellt wurden und propagieren eine Landwirtschaft, die das Risiko des Nitrateintrags ins Grundwasser stark verringert.

- Die Intensivlandwirtschaft mit ihrem immensen Stickstoffüberschuß ist nicht gestattet.
- Importfuttermittel sind nicht erlaubt.
- Der Landwirt soll die Eigenversorgung anstreben. Die Stickstoffimport in den Betrieb ist damit sehr gering.
- Es darf nur nach Bedarf gedüngt werden. Mineraldünger aus synthetischer Herstellung sind ausgeschlossen. Statt dessen soll mit Stallmist, Kompost und Jauche gedüngt und verstärkt Leguminosen angebaut werden.
- Die Handhabung der Wirtschaftsdünger muß sachgerecht sein.
- Die Fruchtbarkeit des Bodens soll durch eine geeignete Fruchtfolge erhalten und gesteigert werden. Zwischenfrüchte, Untersaaten und an die natürlichen Gegebenheiten angepaßte An­baufrüchte sind dafür eine Voraussetzung.

Dies führt, wie im Abschnitt 6.6.4.2 gezeigt wird, zu einer deutlichen Reduzierung der Stick­stoffüberschüsse und -gehalte im Boden. Allerdings ist Stickstoff auch der begrenzende Faktor im ökologischen Landbau. Dies führt zu einer Ertragsverminderung im Vergleich zu konventionellen Betrieben.

6.6.4 Anwendung des modifizierten Modells von Becker auf den ökologischen Landbau

Das modifizierte BECKER-Modell kann auch zur Ermittlung der Stickstoff-Reduktionspotentiale durch ökologischen Landbau benutzt werden. Allerdings können aufgrund der statischen Modell­struktur viele bedeutungsvolle Einflußfaktoren nicht mit einbezogen werden. So müssen die sehr wichtigen Aspekte Fruchtfolge, Zwischenfrüchte und Untersaaten völlig außer acht gelassen wer­den. Dennoch sind Aussagen über die ungefähren Reduktionen gegenüber der konventionellen Landwirtschaft möglich.

6.6.4.1 Szenarien

Auch hier können wieder verschiedene Szenarien berechnet werden. Wirklich realistische Berech­nungen für den Landkreis Osnabrück sind nicht möglich. Dazu wären Informationen über Anbau­flächen und Viehzahlen der Marktfruchtbetriebe notwendig^[96]. Mit diesen Informationen könnte man ein Szenario berechnen, in welchem nur die Marktfruchtbetriebe von der konventionellen auf eine ökologische Wirtschaftsweise umstellen. Auch ist das Modell in der bisherigen Form nicht in der Lage, gemischte Wirtschaftsweisen (konventionell und ökologisch) gleichzeitig zu betrachten. Statt dessen wurden vereinfachende Szenarien berechnet, die prinzipiell davon ausgehen, daß die Landwirtschaft im gesamten Landkreis Osnabrück von der konventionellen zur ökologischen Wirt­schaftsweise übergeht. Um diese Struktur in Zahlen fassen zu können, wurde folgende Vorge­hensweise gewählt:

In Tabelle 18 (S. 76) findet sich u.a. eine vergleichende Aufstellung von ökologischen und konven­tionellen Haupterwerbsbetrieben. Diese unterscheiden sich, wie nicht anders zu erwarten, erheb­lich in den Viehzahlen, Anbauflächen und Erträgen. Für jede relevante Größe können anhand der Zahlen für den ökologischen Landbau und der konventionellen Vergleichsgruppe Umrechnungs­faktoren vom konventionellen zum ökologischen Landbau bestimmt werden.

Beispiel: Der durchschnittliche Besatz von Mastschweinen beträgt bei ökologischen Betrieben 0,4 VE/100 ha LF. In der konventionellen Vergleichsgruppe sind dies 0,8 VE/100 ha LF. Demnach ist der Umrechnungsfaktor für Mastschweine 0,5.

Auf diese Art und Weise können alle Größen mit Umrechnungsfaktoren (Tabelle 19, S.77) belegt und auf den Landkreis Osnabrück angewendet werden.

Im Landkreis Osnabrück ist der Geflügelbesatz überdurchschnittlich hoch (siehe Abschnitt 6.5.5.2). Deshalb wurde der Umrechnungsfaktor für diese Größe nicht aus dem Vergleich der ökologischen Betriebe (2,6 VE/100 ha LF) mit der konventionellen Vergleichsgruppe (0,8 VE/100 ha LF) be­stimmt, sondern aus dem Vergleich mit den Durchschnittswerten der Haupterwerbsbetriebe (2,8 VE/100 ha LF). Damit ergibt sich - stark vereinfachend - ein Bild, das den Umstieg auf ökologi­schen Landbau widerspiegeln könnte.

Szenario Öko-1: Was die Modellparameter betrifft, entspricht dieses Szenario dem Szenario 1+2 aus Abschnitt 6.5.5. Das bedeutet: 100%ige Anrechnung und gleichmäßige Verteilung der Wirtschaftsdünger. In diesem Szenario wird nicht auf Mineraldünger verzichtet. Es spiegelt also nicht wirklich den ökologischen Landbau wider, sondern dient als Vergleich zum vollständigen Verzicht. Man muß dabei bedenken, daß die Erträge bereits in dem Maße verringert wurden, wie dies bei einer mineraldüngerfreien Bewirtschaftung der Fall wäre.

Szenario Öko-2: Dieses Szenario entspricht Szenario Öko-1. Nur wurde hier ganz auf Mineral­dünger verzichtet.

Szenario Öko-3: In diesem Szenario wurde im Vergleich zu Szenario Öko-2 zusätzlich die Volatili­sation auf 20% verringert.

Tabelle 18: Ökologischer und koventioneller Landbau im Vergleich (BML, 1997a)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 19: Umrechnungs faktoren für den ökologischen Landbau

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

6.6.4.2 Ergebnisse

Die Ergebnisse der Berechnungen sind in Tabelle 21 (S. 79) dargestellt. Zum Vergleich dient auch hier das Basis-Szenario aus Abschnitt 6.5.5.1. Zusätzlich ist das Szenario 1+2 aufgeführt, da bei den Öko-Szenarien ebenfalls von einer 100%igen Anrechnung der Stickstoffeinträge und einer gleichmäßigen Verteilung der Wirtschaftsdünger ausgegangen wird. Es muß beachtet werden, daß sich durch die Multiplikation der Anbauflächen mit verschiedenen Faktoren die Größe der landwirt­schaftlichen Nutzfläche des Landkreises Osnabrück von 84.083 ha auf 120.531 ha vergrößert hat (Tabelle 20, S. 79). Diese Zahl darf nicht als realistische Größe angenommen werden. Sie kommt dadurch zustande, daß die landwirtschaftliche Struktur des Landkreises Osnabrück nicht genau der der konventionellen Vergleichsbetriebe entspricht und sich somit durch die Multiplikation Verschie­bungen im Flächenverhältnis ergeben, die zu einer Vergrößerung der Gesamtfläche führen. Die absoluten Angaben in t/a sind damit kein Vergleichskriterium. Statt dessen müssen die relativen Mengen in kg/ha als Vergleich herangezogen werden.

- Szenario Öko-1

Mit den modifizierten Vieh- und Anbauflächen-Zahlen und gleichzeitiger 100%iger Anrechnung und gleichmäßiger Verteilung der Dünger ergibt sich eine drastische Reduzierung der Stickstoffüber­schüsse. Die Überschüsse liegen mit 38 kg/(ha-a) um 74% unter denen des Basis-Szenarios (146 kg/(ha-a)) und sind damit noch niedriger als die Überschüsse in Szenario 1+2 (45 kg/(ha-a)). Die Mineraldüngermenge ist mit 67 kg/(ha-a) zwar um 43% niedriger als im Basis-Szenario (116 kg/(ha-a)), liegt jedoch über denen von Szenario 1+2 (14 kg/(ha-a)).

Die im Boden verbleibenden Nm¡n-Mengen werden in diesem Szenario gegenüber dem Basis­Szenario deutlich verringert: Sie sinken um 23% von 47 kg/(ha-a) auf 36 kg/(ha-a).

- Szenario Öko-2

Hier werden die gleichen Annahmen getroffen wie in Szenario Öko-1, es wird aber auf die Gabe von Mineraldüngern verzichtet. Dadurch wird die Stickstoffmenge so drastisch reduziert, daß der Pflanzenbedarf nicht gedeckt werden kann: Es wird 29 kg/(ha-a) zu wenig gedüngt. Dies bedeutet eine 120%ige Reduzierung der Stickstoffüberschüsse. Der Nmin-Rest ist genauso hoch wie im Sze­nario Öko-1.

- Szenario Öko-3

Dieses Szenario entspricht dem Szenario Öko-2. Allerdings wird die Volatilisation der Wirtschafts­dünger als um 80% verringert angenommen. Dies führt zu einem verringerten Stickstoffmangel: Die Stickstoffmenge pro ha sinkt um 114% auf -21 kg/(ha-a) gegenüber dem Basis-Szenario. Der Nmin-Rest im Boden ist auch hier 36 kg/(ha-a).

Tabelle 20: Viehzahlen und Anbauflächen der Öko-Szenarien im Vergleich zum konventionellen

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 21: Ergebnisse der Szenarien Öko-1 bis Öko-3 im Vergleich mit dem konventionellen Ba sis-Szenario und dem konventionellen Szenario 1+2

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

6.6.4.3 Fazit

- Szenario Öko-1

Gegenüber dem Basis-Szenario werden die Stickstoffüberschüsse stark reduziert. Da sie noch unter denen von Szenario 1+2 liegen, zeigt sich, daß durch die Umstellung auf ökologischen Land­bau eine Reduktion der Stickstoffüberschüsse möglich ist. Allerdings sind die Unterschiede im Ver­gleich zum konventionellen Szenario 1+2 nicht sehr groß (74%ige Reduktion statt 69%iger).

- Szenario Öko-2

Dieses Szenario hat eine sehr dramatische Reduktion der Stickstoffmengen zur Folge. Da kein Mineraldünger mehr ausgebracht wird, kommt es sogar zu einem Stickstoffmangel (-29 kg/(ha-a)). Hier wird besonders deutlich, daß bei der Modellrechnung viele Grundsätze des ökologischen Landbaus nicht berücksichtigt werden konnten. Eine Fruchtfolge mit Leguminosen und andern Stickstoff anreichernden Maßnahmen wurde nicht betrachtet.

- Szenario Öko-3

Der Stickstoffmangel von Szenario Öko-3 wird hier durch eine bessere Ausnutzung der Wirt­schaftsdünger (Verringerung der Volatilisation um 80%) verringert. Es herrscht aber noch immer ein Defizit von 21 kg/(ha-a).

Sämtliche Öko-Szenarien zeigen zum einen deutlich, daß bei ökologischem Landbau allein auf­grund der nicht vorhandenen Mineraldüngung die Gefahr der Überdüngung sehr gering ist. Zum anderen besteht die Gefahr, daß zu wenig Stickstoff gedüngt wird. Die Ergebnisse bestätigen die Feststellung in Abschnitt 6.6.3, daß Stickstoff im ökologischen Landbau häufig der limitierende Faktor ist. In den Öko-Szenarien wurde die vorhandene landwirtschaftliche Struktur relativ gering­fügig und sehr pauschal verändert. Die auf die ökologische Wirtschaftsweise ausgerichtete Ge­samtstruktur des landwirtschaftlichen Betriebs mußte außer acht gelassen werden. Ohnehin ist die vollständige Umstellung auf ökologischen Landbau nur hypothetisch. Eine teilweise Umstellung ist realistischer, kann mit dem benutzten Modell allerdings nicht berechnet werden.

6.6.5 Wirtschaftliche Folgen (Kosten, Erträge)

An dieser Stelle sollen die direkten Kosten und Einsparungen von Betrieben des ökologischen Landbaus mit denen der konventionellen Landwirtschaft verglichen werden. Außerdem sollen die Kosten für eine Umstellung zur ökologischen Landwirtschaft ungefähr beziffert werden. Nicht be­trachtet werden können hier volkswirtschaftliche Aspekte.

6.6.5.1 Betriebswirtschaftlicher Vergleich

Im allgemeinen wird davon ausgegangen, daß ökologisch wirtschaftende Betriebe aus betriebs­wirtschaftlicher Sicht schlechter arbeiten als konventionelle. Dies ist jedoch nicht der Fall. Ein Ver­gleich des Bundesministeriums für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten von 115 alternativ be- wirtschafteten Betrieben mit einer aus konventionell wirtschaftenden Betrieben bestehenden Ver­gleichsgruppe^[97] hat folgendes Ergebnis gezeigt (Tabelle 22):

Tabelle 22: Betriebe des ökologischen Landbaus (Haupterwerbsbetriebe 1995/96), BML (1997)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten^[98]

Obwohl die Erträge im ökologischen Landbau niedriger (ca. 50%) sind als in vergleichbaren kon­ventionellen Betrieben sind, ist der Gewinn aufgrund der deutlich höheren Preise und des geringe­ren Materialaufwandes sogar höher.

Im Durchschnitt sind Ökobetriebe damit durchaus in der Lage, aus betriebswirtschaftlicher Sicht mit konventionellen Betrieben mitzuhalten.

Ein Problem ist jedoch die Umstellung auf den ökologischen Landbau.

6.6.5.2 Umstellungskosten

Während der Umstellungsphase eines landwirtschaftlichen Betriebs von der konventionellen auf die ökologische Wirtschaftsweise ist mit hohen Kosten zu rechnen. Diese entstehen dadurch, daß die Erträge stark zurückgehen und naturgemäß erst Erfahrungen mit der veränderten Wirtschafts­weise gesammelt werden müssen. Auch müssen Absatzmärkte geschaffen und ein Kundenstamm gewonnen werden. Da die EU-Verordnung 2092/91 aber zwei Umstellungsjahre vorschreibt, wäh­rend derer die Produkte nicht als „ökologisch“ bezeichnet werden dürfen, können in dieser Zeit auch nur konventionelle Preise verlangt werden.

Die einzelnen Bundesländer fördern Betriebe, die gemäß der EU-Verordnung 2092/91 wirtschaf­ten. Vom Land Niedersachsen wird die Einführung mit 300 DM/ha Ackerland, 300 DM/ha Grünland und 1.400 DM/ha Dauerkultur gefördert. Die Beibehaltung wird mit 240 DM/ha Ackerland, 240 DM/ha Grünland und 1.200 DM/ha Dauerkultur unterstützt. Zusätzlich werden in Niedersachsen Aus- und Fortbildung, Beratung und Forschung gefördert^[99].

Schulze Pals (1994) hat hierzu Untersuchungen angestellt. Es wurden 107 ausgewählte Umstel­lungsbetriebe einer konventionellen Versuchsgruppe gegenübergestellt und deren wirtschaftliche Entwicklung miteinander verglichen.

Das Ergebnis war „(...) daß die Umstellung auf ökologischen Landbau bei der Mehrzahl der unter­suchten Betriebe mit positiven Einkommenseffekten verbunden ist. 58% der Umstellungsbetriebe haben nach der Umstellung einen höheren Gewinn pro Hektar LF erzielt als in der konventionellen Ausgangssituation. In der konventionell wirtschaftenden Vergleichsgruppe hat sich der Gewinn im gleichen Zeitraum nur in einem Fünftel der untersuchten Betriebe erhöht. Auch bezüglich des Ge­winns pro Familienarbeitskraft schneiden die umstellenden Betriebe besser ab. 51% der ökologisch wirtschaftenden Betriebe erzielen nach der Umstellung einen höheren Gewinn pro Familienarbeits­kraft als im letzten konventionellen Wirtschaftsjahr. Im Vergleich dazu erreichen nur 28% der kon­ventionell wirtschaftenden Referenzbetriebe im Untersuchungszeitraum einen höheren Gewinn pro Familienarbeitskraft.“^[100]

Dabei wird allerdings festgestellt, daß der wirtschaftliche Umstellungserfolg vom Können des Be­triebsleiters und - hauptsächlich - von den Standortbedingungen abhängig ist. Zusammenfassend ist unter den bisherigen und zukünftigen Förderungsbedingungen die Umstellung besonders für Marktfruchtbetriebe rentabel. Dies liegt an den zu erzielenden Preisaufschlägen bei pflanzlichen Produkten im Öko-Handel. Diese Vorteile nehmen zu, je näher Handels- und Verarbeitungsunter­nehmen für ökologische Produkte und je geringer die Verbraucherentfernung ist. Neben den Marktfruchtbetrieben können noch vergleichsweise extensiv wirtschaftende Futterbetriebe von einer Umstellung profitieren. Die Umstellung von intensiv wirtschaftenden Futterbau- und Vered­lungsbetrieben ist nur in Ausnahmefällen rentabel. „Umstellungsbedingt sind durch den Abbau der Viehbestände und durch den Rückgang der Naturalleistung erhebliche Gewinneinbußen zu erwar­ten, die in der Regel nicht durch Preisaufschläge aufgefangen werden können“^[101].

Im Landkreis Osnabrück gibt es 6.030 landwirtschaftliche Betriebe. Von diesen sind 1.146 Markt­fruchtbetriebe. 2.690 betreiben Futterbau, 1.541 Veredlung, 13 Dauerkultur und sieben gemischte Landwirtschaft^[102]. Das bedeutet, daß ein wirtschaftlich rentabler Umstieg von konventioneller auf ökologische Landwirtschaft theoretisch für ca. 19% (die 1.146 Marktfruchtbetriebe) der Betriebe in Frage käme.

6.7 Flächenstillegungen

Eine weitere Möglichkeit zur Verringerung der Nitrateinträge ins Grundwasser kann die Flächen­stillegung sein. In den 80er Jahren wurde diese Maßnahme in der EG begonnen, um Überproduk­tionen zu verringern^[103]. Bei der Flächenstillegung wird ein Teil der Ackerfläche für einen bestimm­ten Zeitraum nicht zur Produktion genutzt. Als Ausgleich erhält der Bauer eine Prämie. Seit der Agrarreform 1992 sind Landwirte dazu verpflichtet, einen bestimmten Mindestanteil der Betriebs­fläche stillzulegen (Mindeststillegung). Dieser Anteil wird jährlich anhand der Agrarüberschüsse bei Getreide, Ölsaaten und Eiweißpflanzen ermittelt. Zur Ernte 1997 beträgt dieser Satz mindestens 5% der ausgleichsberechtigten Ackerflächen^[104]. Zusätzlich zur Mindeststillegung kann jeder Land­wirt auf freiwilliger Basis weitere Flächen stillegen (freiwillige Stillegung). Wenn die Flächenstille­gung insgesamt nicht mehr als 33% der ausgleichsberechtigten Flächen beträgt, erhält der Land­wirt für diese Flächen den vollen Stillegungsausgleich. Die Stillegung wird meist als Rotationsbra­che durchgeführt, d.h. die stillgelegten Flächen wechseln in der Fruchtfolge von Jahr zu Jahr.

Die Mindeststillegungsgröße beträgt 0,3 ha. Der Stillegungszeitraum reicht vom 15. Januar bis zum 15. August des Jahres.

Bis zum 31.12.1996 gab es ein 5-jähriges Flächenstillegungsprogramm. Dieses existiert nicht mehr.

Nach der EU-Verordnung 2078/92 (siehe Abschnitt 2.6) besteht die Möglichkeit der Förderung von 20-jährigen Flächenstillegungen (Artikel 2, Absatz 1 und Artikel 3). So hat z.B. das Land Nordrhein­Westfalen Richtlinien erlassen, nach denen 20-jährige Stillegungen gefördert werden^[105].

6.7.1 Stillegungsauflagen

Flächen, die im Rahmen der Mindeststillegung und freiwillig stillgelegt werden (außer denen, die zum Anbau von nachwachsenden Rohstoffen genutzt werden), müssen bestimmte Auflagen erfül- len^[106]:

Eine Schwarzbrache ist auf diesen Flächen nicht erlaubt. Aus ökologischen Gründen muß zumin­dest eine Selbstbegrünung zugelassen werden. Dadurch sollen die Bodenerosion und die Ni­tratauswaschung verhindert werden. Eine gezielte Begrünung, außer mit Getreide, Ölsaaten, Ei­weißpflanzen oder Öllein in Reinsaat, ist ebenfalls erlaubt. Auch müssen die Flächen gepflegt wer­den, um sie in einem zufriedenstellenden landwirtschaftlichen Zustand zu halten.

Bis zum 15. Juli des Stillegungsjahres ist das Ausbringen von Wirtschaftsdüngern, die Anwendung von Pflanzenschutzmitteln und die Bearbeitung verboten. Nach Ablauf des Stillegungszeitraums ist bis zum 15. Januar des folgenden Jahres auf diesen Flächen der Anbau jeder zur Vermarktung bestimmten Frucht nicht gestattet. Der Futteranbau für die eigene Nutzung ist aber erlaubt. Auf den stillgelegten Flächen dürfen nachwachsende Rohstoffe (Raps, der wirklich zu Biodiesel verarbeitet

wird und alle Pflanzen, die ausschließlich im Nichtnahrungsmittel- bzw. Nichtfuttermittelbereich eingesetzt werden) angebaut werden.

Zusätzlich zu den Anforderungen, die auch an Mindeststillegungen gestellt werden, soll auf den Flächen der 20-jährigen Stillegung eine standortgerechte Begrünung vorgenommen, eine Hecke oder sonstiges Gehölz angepflanzt und Kleingewässer angelegt werden. Jegliche landwirtschaftli­che Erzeugung ist untersagt.

6.7.2 Stillegungsprämien

Die Höhe der Stillegungsprämie hängt von der Ertragsfähigkeit sogenannter Erzeugerregionen ab und wird in jedem Erntejahr neu bestimmt. Der Stillegungsausgleich liegt im Erntejahr 1997 zwi­schen 464 DM/ha und 965 DM/ha.

Der Landkreis Osnabrück gehört zur Region 9 des Landes Niedersachsen. In dieser Region be­trägt der Stillegungsausgleich 680 DM/ha.^[107]

20-jährig stillgelegte Flächen werden vom Land Nordrhein-Westfalen je nach der durchschnittlichen Ertragsmeßzahl (EMZ)^[108] des Betriebs finanziell gefördert. Je ha landwirtschaftlicher Fläche betra­gen die Zuwendungen 600 DM bis 1.400 DM.

6.7.3 Stickstoff-Reduktionspotentiale

Da auf die stillgelegten Flächen keine mineralischen oder Wirtschaftsdünger mehr ausgebracht werden dürfen, gibt es dort auch keine Stickstoffeinträge mehr. Durch den Verbot der Schwarzbra­che wird die Nitratauswaschung minimiert.

Da sich aber die Viehzahlen auch bei der Stillegung von Flächen nicht ändern müssen, fällt weiter­hin die gleiche Menge Wirtschaftsdünger an. Dies bedeutet, daß durch die Stillegung von Flächen allein keine Netto-Reduktion der Stickstoffmengen erreicht wird. Durch den Grünlandumbruch von stillgelegten Flächen, besonders bei denen aus 5-jähriger Stillegung, erhöht sich die Nitratauswa­schung in der Regel sogar. Beim Umpflügen von humusreichem Boden und der dadurch erzielten Vermischung von humusreichem und humusarmem Boden wird der hohe Humusgehalt durch Mi­neralisierung nach wenigen Jahren abgebaut. Der dabei freigesetzte Stickstoff kann von den Pflanzen nicht in diesem hohen Maß verwertet werden, so daß er als Nitrat leicht ausgewaschen werden kann^[109].

Sinnvoller ist die langfristige Stillegung von Flächen wie z.B. die 20-jährige Stillegung. Der Grün­landumbruch ist natürlich auch nach 20 Jahren problematisch. Während dieses Zeitraums findet aber keine oder nur eine geringe Nitratauswaschung statt, so daß auf diesen Flächen eine deutli­che Entlastung möglich wäre.

6.7.4 Bewertung der Maßnahme

Aus ökologischer Sicht ist die kurz- und mittelfristige Flächenstillegung aus mehreren Gründen nicht zu empfehlen.

So kann, wie bereits erwähnt, der Umbruch von Grünland zur Erhöhung der Nitratauswaschung führen. Des weiteren ist nach der Brache der „Unkraut“-Bewuchs erhöht, der mit erhöhten Mengen Totalherbiziden bekämpft wird. Auch aus Sicht des Arten- und Biotopschutzes bringt die Maßnah­me wenig. Bei der einjährigen Rotationsbrache (und auch bei der fünfjährigen Brache) ist die Zeit zu kurz, um seltene Tiere oder Pflanzen anzusiedeln.¹¹⁰

Die 20-jährige Flächenstillegung ist insgesamt empfehlenswerter. In diesem Zeitraum wird die Flä­che nicht nur von Stickstoffbelastungen verschont. Auch die Ansiedlung seltener Tier- und Pflan­zenarten ist möglich. Die Viehbestände und damit die anfallenden Wirtschaftsdüngermengen müßten allerdings den reduzierten Flächen angepaßt werden. Ansonsten wird die gleiche Wirt­schaftsdüngermenge lediglich auf weniger Fläche verteilt, und ein Beitrag zur Nitratreduktion wird nicht geleistet.

6.8 Zusammenfassung und Auswertung aller Maßnahmen zur Änderung der Flächen­nutzung

Die konventionelle Landwirtschaft produziert in ihrer bisherigen Wirtschaftsweise große Stick­stoffüberschüsse, die zu einer Nitratbelastung des Grundwassers führen. Um für den Landkreis Osnabrück zu berechnen, wie hoch die Überschüsse sind, wurde das Bilanzmodell von B ecker (1996) verändert und auf den Landkreis angewandt. Es ergab sich ein durchschnittlicher Über­schuß von 146 kg N/(ha-a).

Zur Reduzierung der Überschüsse gibt es in der konventionellen Landwirtschaft eine Reihe von Möglichkeiten, von denen die pflanzengerechte Düngung das größte Reduktionspotential besitzt. Allein durch diese Maßnahme ist eine Verminderung der Überschüsse um 64% möglich. Um diese Maßnahme durchzuführen, sind keine Investitionen oder Strukturveränderungen der Landwirtschaft nötig. Kosten entstehen allenfalls durch die erforderliche Schulung der Landwirte. Dafür sind hohe Einsparungen möglich, weil über 80% Mineraldünger weniger verbraucht werden. Dennoch ist diese Maßnahme schwer durchzuführen, weil sie ein Umdenken der Landwirte erfordert. Was für Kosten die Förderung dieses Umdenkungsprozesses verursacht, kann nicht gesagt werden. Durch die Einführung der neuen Düngeverordnung, die die maximalen Stoffmengen auf 170 bis 210 kg/ha begrenzt und Stickstoffmessungen von Boden und Wirtschaftsdüngern fordert, besteht jedoch die Möglichkeit, daß die Landwirte auf diesem Weg gezwungen sind, ihre Wirtschaftsweise pflanzen­gerechter zu gestalten. Eine Überprüfung ist aber nur schwer möglich.

Einjährige und auch fünfjährige Flächenstillegungen sind weder im Hinblick auf eine Nitratreduktion noch aus allgemein ökologischer Sicht empfehlenswert. Sinnvoller wären langfristige oder vollstän­dige Flächenstillegungen und damit verbundene Reduzierungen der Viehzahlen.

Der ökologische Landbau besitzt noch höhere Nitratreduktionspotentiale als die pflanzengerechte Düngung allein. Die Anwendung der modifizierten BECKER-Modells auf eine mögliche ökologische Struktur des Landkreises Osnabrück ergab sogar ein Stickstoffdefizit.

Wirtschaftlich rentabel ist die Umstellung auf ökologischen Landbau nur für Marktfruchtbetriebe, d.h. rund 19% der landwirtschaftlichen Betriebe in Osnabrück. Welche wirtschaftlichen Auswirkun­gen eine grundsätzliche Änderung der gesamten landwirtschaftlichen Struktur (Reduzierung der Massentierhaltung) im Landkreis Osnabrück hätte, kann an dieser Stelle nicht angegeben werden. Aus ökologischer Sicht ist der ökologische Landbau am sinnvollsten. Bei ihm wird nicht nur pflan­zengerecht gedüngt, sondern die Umwelt insgesamt geschont. Die gesamte Wirtschaftsweise soll Natur und Ressourcen schonen und möglichst geringe ökologische Beeinträchtigungen verursa­chen. Ein wichtiger Punkt dabei ist der Verzicht auf chemisch-synthetische Pflanzenbehandlungs­mittel.

6.9 Schlußfolgerung und Ausblick

Das zur Berechnung der Überschüsse verwendete modifizierte Modell von Becker ist lediglich in der Lage, einen Zustand zu beschreiben. Dynamische Prozesse und wechselnde Bedingungen können nicht modelliert werden. Während die Ergebnisse der Standard-Szenarien (für die konven­tionelle Landwirtschaft) aufgrund der realen Datengrundlage noch weitgehend realistisch sind, können die Ergebnisse aus den Öko-Szenarien nur als sehr grobe Anhaltspunkte angesehen wer­den. Die einfache Multiplikation sämtlicher Zahlen mit festen Umrechnungsfaktoren kann keinen realen ökologischen Landbau widerspiegeln, da die gesamte Struktur der Landwirtschaft im Land­kreis Osnabrück stark von der Intensivtierhaltung geprägt ist.

7 Vergleichende Bewertung aller Maßnahmen

Zur Verbesserung der Trinkwasserqualität von privaten Hausbrunnen gibt es grundsätzlich zwei verschiedene Möglichkeiten:

- die lokale Verbesserung der Wasserqualität durch die Installation von Aufbereitungsanlagen, den Anschluß an die öffentliche Versorgung und das Tieferbohren oder Verlagern der Brunnen und
- die „globale“ Verbesserung der Qualität durch vorsorgende und nachhaltige Bekämpfung der Ursachen, d.h. durch eine Veränderung der Flächennutzung.

Die lokal durchführbaren Maßnahmen bewirken eine umgehende Änderung der Trinkwasserquali­tät, während die Ursachenbekämpfung erst nach einem mehrjährigen Zeitraum Wirkung zeigt.

7.1 Halbwertszeit des Nitrats im Grundwasser

Wie lange es dauern könnte, die Nitratgehalte im Grundwasser auf die Hälfte zu reduzieren, wenn von einem Tag auf den andern kein Nitrat mehr ins Grundwasser gelangt, soll folgende einfache Rechnung illustrieren:

Die Nitratkonzentration C(t) zum Zeitpunkt t hängt von der Anfangskonzentration C0, der jährlichen Sickerwassermenge S und der Grundwassermenge G ab. Ist CS die Nitratkonzentration im Sicker­wasser, ergibt sich als Veränderung der Nitratkonzentration im Grundwasser dC(t)/dt = -S/G . C(t) + CS mit C(0) = C0.

Also ist

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Bei einem Niederschlag von ca. 770 mm im Jahr und Verlusten durch Abfluß und Verdunstung von 66% bedeutet dies, daß jährlich rund 256 mm, d.h. 256 l/m2, im Boden versickern.

Die durchschnittliche Mächtigkeit der Grundwasserschicht soll mit 10 m angenommen werden¹¹¹. Daraus ergibt sich ein Grundwasservolumen von 10 m3, d.h. 10.000 l, pro m2.

Nimmt man an, daß die Nitrateinträge umgehend auf 0 mg/l reduziert werden können (CS=0), ergibt sich eine Halbwertszeit der Nitratkonzentration (C0/Cze¡ = 2) von ln 2 . 10.000/256 = 27 Jahren.

7.2 Wirtschaftlicher Vergleich der kurzfristigen Maßnahmen

Ein direkter Vergleich der kurzfristigen und langfristigen Maßnahmen ist nicht nur wegen der unter­schiedlichen Wirkungszeiträume sehr schwierig, sondern auch, weil, wie gezeigt wurde, letztere Maßnahmen oft mit keinen oder nur schwer quantifizierbaren Kosten verbunden sind.

Deshalb sollen zunächst die kurzfristigen Maßnahmen vergleichend bewertet werden.

Dieser Vergleich soll die Kosten in einem Zeitraum von 30 Jahren beinhalten. Je nach Maßnahme fallen in dieser Zeit mehrmalige Investitionskosten und laufende Kosten an. Kostensteigerungen (Inflation, Steigerung des Wasserpreises u.ä.) und Kapitalkosten (Zinsen) bleiben in dieser einfa­chen Rechnung unberücksichtigt.

Folgende Maßnahmen wurden miteinander verglichen:

- Je nach Lebensdauer Installation von 2 oder 3 Umkehrosmoseanlagen (UO) oder Ionenaus­tauschern (IA), dies jeweils als Komplett- und Kleinanlage.
- Anschluß an die öffentliche Versorgung mit nahem, mittleren, fernen und maximalem Abstand zum nächsten Hauptrohr.
- Verlagerung und Tieferbohrung eines Brunnens. Dabei ist je nach Dauer der Wirksamkeit alle 10, 5 oder 2 Jahre ein neuer Brunnen und eventuell in der Zwischenzeit eine Tieferbohrung um 10 Meter erforderlich.

Die Ergebnisse sind in Tabelle 23 und Tabelle 24 dargestellt. Grundlage dafür sind die Ergebnisse aus Tabelle 2, Tabelle 4, Tabelle 8 und Tabelle 9.

Tabelle 23: Wirtschaftlicher Vergleich von kurzfristigen Maßnahmen in einem Zeitraum von 30 Jahren

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 24: Wirtschaftlicher Vergleich von kurzfristigen Maßnahmen in einem Zeitraum von 30 Jahren, nach DM/m3 sortiert

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Am günstigsten ist im direkten Vergleich die Anschaffung einer Wasseraufbereitungs-Kleinanlage. Umkehrosmose und Ionenaustausch sind dabei nahezu gleich teuer. Je nach Lebensdauer der Anlage betragen die Wasserkosten zwischen ca. 1,50 DM und 1,95 DM pro m3.

Die Brunnenverlagerung ist dann sinnvoll, wenn diese Maßnahme lange wirksam ist, Nitrat also nicht schnell in tiefere Schichten vordringt und das Wasser erneut belastet. Selbst wenn innerhalb von 10 Jahren der Brunnen um 10 Meter tiefer gebohrt werden muß, ist diese Maßnahme mit Ko­sten zwischen ca. 2,30 DM und 3,10 DM pro m3 noch günstiger als eine Aufbereitungs­Komplettanlage (ab ca. 3,40 DM/m3) oder der Anschluß an die öffentliche Versorgung (ab ca. 3,50 DM/m3).

In naher bis mittlerer Entfernung zum nächsten Hauptrohr ist die Anschaffung eines Ionenaustau­schers (Komplettanlage) dann sinnvoll, wenn die Anlage eine Lebensdauer von 15 Jahren hat. Ansonsten ist der Anschluß an die öffentliche Versorgung günstiger (ca. 3,50 DM bis 4,00 DM/m3). In großer Entfernung zum nächsten Hauptrohr lohnt sich das Verlagern des Brunnens im Vergleich zum Anschluß an die öffentliche Versorgung auch dann, wenn diese Maßnahme alle 5 Jahre durchgeführt werden muß.

Die Anschaffung einer Umkehrosmose-Komplettanlage ist nur in äußerst großer Entfernung zum nächsten Hauptrohr und bei einer 15-jährigen Lebensdauer sinnvoll, da nur dann die Wasserko­sten von rund 5,60 DM/m3 unter denen eines Anschlusses liegen (ca. 5,80 DM/m3). Bei einer Le­bensdauer von nur 10 Jahren ist das Verlagern des Brunnens auch dann noch günstiger, wenn alle 5 Jahre ein neuer Brunnen gebohrt werden und dieser in der Zeit um 10 Meter vertiefert werden muß.

Die meisten Kosten entstehen, wenn alle zwei Jahre ein neuer Brunnen gebohrt werden muß (>11,36 DM/m3).

7.3 Wirtschaftlicher Vergleich der langfristigen, vorsorgenden Maßnahmen

Eine direkte Quantifizierung der Kosten ist bei den langfristigen Maßnahmen (Änderung der Flä­chennutzung) kaum möglich. Pflanzengerechte Düngung bedeutet zwar keine vollständige Reduk­tion der Stickstoffüberschüsse, aber durch die Kombination mit einer gleichmäßigen Verteilung der Wirtschaftsdünger und einer Reduzierung des Stickstoffgehalts in den Exkrementen kann eine Reduzierung um bis zu 76% erwartet werden. Die Maßnahme hat prinzipiell keine zusätzlichen Kosten zur Folge. Es werden, im Gegenteil, sogar Kosten gespart, da weniger Mineraldünger aus­gebracht werden muß.

Der Umstieg auf ökologischen Landbau ist eine positiv zu bewertende Maßnahme, die die Stick­stoffüberschüsse ganz reduzieren und sogar eine Unterversorgung mit Stickstoff bewirken kann. Betriebswirtschaftlich ist der Umstieg nur für Marktfruchtbetriebe rentabel. Alle anderen Betriebe müssen mit Verlusten rechnen. Die konkreten Kosten sind nicht zu beziffern, da sie sehr stark vom Einzelfall abhängen.

7.4 Ökologischer Vergleich der kurzfristigen Maßnahmen

Von allen möglichen Maßnahmen zur Verbesserung der Wasserqualität privater Hausbrunnen sind die langfristigen Maßnahmen am sinnvollsten, da nur so die Ursachen der Nitratbelastung be­kämpft werden können. Dennoch sind kurzfristige Maßnahmen erforderlich, da für die Betroffenen nur so eine umgehende Entlastung des Wassers möglich ist.

Aus ökologischer Sicht ist die Installation von Aufbereitungsanlagen mit großen Problemen ver­bunden: Bei Ionenaustauschern entstehen Belastungen durch Salz, bei Umkehrosmoseanlagen wird Strom verbraucht und der Wasserverbrauch erhöht. Diese Belastungen sind bei Komplettan­lagen aufgrund der hohen aufzubereitenden Wassermenge am größten. Kleinanlagen besitzen zwar prinzipiell die gleichen Nachteile, stellen aber wegen der relativ geringen Wassermenge ins­gesamt eine geringere Umweltbelastung dar. Diese Umweltbeeinträchtigungen sind beim Anschluß an die öffentliche Versorgung und durch Verlagerung oder Vertiefung von Hausbrunnen nicht ge­geben.

Gesundheitlich sind Aufbereitungsanlagen, vor allem Ionenaustauscher, ebenfalls keine ideale Lösung, da sie nicht in jedem Fall in der Lage sind, die Trinkwasserqualität ausreichend zu verbes­sern. Es können sogar noch zusätzliche Belastungen durch Keime und Nitrit entstehen. Ein schlecht gewarteter Ionenaustauscher kann die Nitratbelastung noch erhöhen, so daß die Aufbe­reitungswirkung ins Gegenteil umgekehrt wird. Diese Gefahr besteht bei Umkehrosmoseanlagen nicht. Bei sehr hohen Nitratbelastungen sind Ionenaustauscher so gut wie gar nicht und Umkeh­rosmose teilweise nicht fähig, die Nitratbelastung auf unter 50 mg/l zu verringern. Dahingegen ist beim Anschluß an die öffentliche Versorgung die gute Trinkwasserqualität gewährleistet, da die Wasserversorger dafür garantieren müssen. Dies gilt natürlich nur, solange gering belastetes Was-

ser zur Verfügung steht. Die Verlagerung oder das Tieferbohren des Brunnens ist nur dann ge­sundheitlich bedenklich, wenn sich in kurzer Zeit der Nitratgehalt wieder erhöht und der Verbrau­cher dies nicht merkt. Ansonsten ist die Qualität des Trinkwassers abhängig von der Qualität des geförderten Grundwassers. Ein Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung ist somit am ehesten zu empfehlen.

7.5 Ökologischer Vergleich der langfristigen Maßnahmen

Aus ökologischer Sicht ist von den langfristigen Maßnahmen der ökologische Landbau am sinn­vollsten. Die pflanzengerechte Düngung allein kann zwar die Stickstoffüberschüsse reduzieren, alle anderen Faktoren, die sich negativ auf die Umwelt auswirken (z.B. chemisch-synthetische Schäd­lingsbekämpfungsmittel, Monokulturen, einheitliches Landschaftsbild, mangelnder Lebensraum für Tiere und Pflanzen, Überproduktion), bleiben jedoch erhalten.

Flächenstillegungen sind keine empfehlenswerte Maßnahme zur großräumigen Reduzierung der Nitratbelastung. Selbst die ökologisch grundsätzlich sinnvollen 20-jährigen Stillegungen stellen nur dann ein Reduktionspotential dar, wenn gleichzeitig die Viehzahl und damit die Wirtschaftsdün­germenge reduziert wird.

7.6 Bewertung von Maßnahmenkombinationen

Um eine sowohl kurzfristige als auch dauerhafte Verbesserung der Wasserqualität privater Haus­brunnen erzielen zu können, sind nachsorgende und vorsorgende Maßnahmen gleichzeitig erfor­derlich.

Die kostengünstigste und effektivste Möglichkeit wäre die Installation von Umkehrosmose­Kleinanlagen und die konsequente Einführung einer pflanzengerechten Düngung.

Da der Nordkreis Osnabrück sowohl eine geologisch und geomorphologisch recht homogene Struktur, als auch eine insgesamt höhere Nitratbelastung als der Südkreis aufweist, kann dieser exemplarisch für eine etwas realistischere Beispielrechnung dienen. Die durchschnittliche Nitrat­belastung des Grundwassers beträgt hier etwa 60 mg/l (C0=60). Nimmt man an, daß durch eine pflanzengerechte Düngung die Nitratkonzentration des Sickerwassers auf 10 mg/l (Cs=10) gesenkt wird und langfristig ein durchschnittlicher Nitratwert von 25 mg/l (Cze=25) erreicht werden soll, ergibt sich dafür mit der eingangs dargestellten Formel ein Zeitraum von ln ((60-10)/(25-10)) . 10.000/256 ~ 47 Jahren.

Im Nordkreis Osnabrück gibt es insgesamt 1.910 private Hausbrunnen, für die in diesem Zeitraum Aufbereitungsanlagen (Umkehrosmose-Kleinanlagen) installiert werden müßten. Auf 45 Jahre ge­rechnet und bei einer Lebensdauer von 15 Jahren pro Anlage betrügen die Kosten pro Haushalt 14.700 DM (vergleiche Tabelle 2, S. 15). Die gesamten Kosten beliefen sich damit auf 28.077.000 DM.

7.7 Schlußfolgerung und Ausblick

Der finanzielle Vergleich der kurzfristigen Maßnahmen wurde hier nur auf sehr einfache Weise durchgeführt. Faktoren wie Kapitalkosten und Inflation wurden nicht einkalkuliert. Auch wurden für die einzelnen Maßnahmen nur Durchschnittskosten angenommen, die von der Realität stark ab­weichen können.

Daher kann es sinnvoll sein, die Kosten der einzelnen Maßnahmen noch detaillierter aufzuschlüs­seln und in mehrere Klassen einzuteilen und die Kapitalkosten mit in die Rechnung einzubeziehen. Beim Vergleich des Stickstoffentlastungspotentials langfristig wirkender Maßnahmen konnte nur auf die Modellergebnisse zurückgegriffen werden, oder es konnten lediglich allgemeine Aussagen getroffen werden (bei der Flächenstillegung). Diese Unsicherheit muß man bei der Interpretation der Ergebnisse einkalkulieren. Das hier verwendete Modell vernachlässigt eine Vielzahl relevanter Faktoren. Denkbar wären detaillierte Modelle, die z.B. auch Fruchtfolgen mit einbeziehen können. Ebenso könnte eine exakte Kosten-Nutzen-Rechnung angestrebt werden, die betriebswirtschaftli­chen Aspekte der Maßnahmen genauer beleuchtet und damit eventuell einen Vergleich mit den kurzfristigen Maßnahmen ermöglicht.

Die Berechnung des Zeitrahmens zum Erreichen eines bestimmten Nitratgehalts im Grundwasser wurde sehr simpel durchgeführt. Allein die Annahme, die Nitratauswaschung würde sofort stoppen oder könnte umgehend auf einen bestimmten Wert reduziert werden, ist unrealistisch. Und selbst dann ist die Rechnung viel zu einfach. Faktoren wie Sickergeschwindigkeit des Wassers, regional unterschiedliche Evaporation und Niederschlagsmengen wurden gänzlich ignoriert. Auch die Hy­pothese über die Mächtigkeit der Grundwasserschicht ist für den Landkreis Osnabrück in keiner Weise belegt. In dem Zusammenhang ist das Bild eines großen Pools, in den nitratfreies Wasser einläuft und verdünntes, nitrathaltiges Wasser ausläuft, stark simplifizierend. Zudem wird nicht berücksichtigt, daß zur Verbesserung der Wasserqualität Osnabrücker Hausbrunnen auch die Re­duzierung der Stickstoffüberschüsse in den Nachbarregionen erforderlich ist.

Als grobe Richtlinie ist diese Rechnung allerdings durchaus geeignet.

7.8 Zusammenfassung des Vergleichs

Selbst wenn von einem Tag auf den anderen die Nitratauswaschung ins Grundwasser auf Null verringert werden könnte, ist mit einer Halbierung des Nitratgehalts im Grundwasser frühestens nach rund 30 Jahren zu rechnen.

Daher sind für diesen Zeitraum kurzfristige Maßnahmen erforderlich. Welche davon am wirtschaft­lichsten ist, hängt von verschiedenen Faktoren ab. Soll nicht das ganze Wasser eines Haushalts, sondern nur das zum Trinken und Kochen benötigte (eine Zapfstelle) genießbar sein, empfiehlt sich die Anschaffung einer Aufbereitungs-Kleinanlage. Ansonsten spielen die Entfernung zum nächsten Hauptrohr eines Wasserversorgers, die Lebenserwartung einer Aufbereitungsanlage und die Dauer der Wirksamkeit einer Verlagerung oder Tieferbohrung eines Brunnens eine wichtige Rolle.

Insgesamt ist eine Kombination aus vor- und nachsorgenden Maßnahmen am günstigsten. Für den Zeitraum, den langfristige Maßnahmen benötigen, um den Nitratgehalt im Grundwasser auf einen gesundheitlich unbedenklichen Wert zu reduzieren, sind schnell wirksame nachsorgende Maß­nahmen notwendig.

8 Diskussion und Ausblick

In dieser Arbeit sollten die möglichen Maßnahmen zur Verbesserung der Trinkwasserqualität ver­gleichend bewertet werden. Ein umfassender Vergleich aller Maßnahmen ist jedoch nur bedingt möglich.

Für die nachsorgenden, aber kurzfristig wirkenden Maßnahmen (Installation von Aufbereitungsan­lagen, Anschluß an die öffentliche Trinkwasserversorgung und Verlagerung bzw. Tieferbohrung von Trinkwasserbrunnen) lassen sich direkte Kosten errechnen, und diese Maßnahmen lassen sich auch untereinander vergleichen, weil prinzipiell eine Aussage darüber möglich ist, wieviel ein m3 nitratarmes Trinkwasser kostet.

Die vorsorgenden, jedoch auch nur langfristig wirkenden Maßnahmen (Änderungen der Flächen­nutzung) können nicht ohne weiteres mit konkreten Kosten belegt werden. Somit ist auch kein di­rekter finanzieller Vergleich möglich. Anhand der möglichen Stickstoffreduktionen lassen sich je­doch Vergleiche anstellen.

Kurzfristige und langfristige Maßnahmen sind praktisch nicht miteinander vergleichbar, weil ein gemeinsamer Bezugsrahmen fehlt. Die kurzfristigen Maßnahmen wirken sich nicht auf die Qualität des Grundwassers aus, sondern ändern nur etwas am Symptom der Nitratbelastung. Dahingegen beeinflussen die langfristigen Maßnahmen die Nitrateinträge ins Grundwasser und wirken somit ursächlich.

Es ist jedoch möglich, Aussagen über die Notwendigkeit der verschiedenen Maßnahmen zu tref­fen: Die Ursachen der Nitratbelastungen müssen unbedingt langfristig behoben werden, weil sich ansonsten die Problematik immer mehr verstärkt. Da dies aber eine lange Zeit benötigt (minde­stens ca. 30 Jahre), müssen in der Zwischenzeit kurzfristige Maßnahmen durchgeführt werden.

Diese Arbeit konnte viele Themen nur anreißen.

Bei den kurzfristigen Maßnahmen war die Datengrundlage ziemlich schmal. Die Aussagen über die Wirkung von Aufbereitungsanlagen beruhen auf Untersuchungen aus den Jahren 1990 und 1993. Auch wenn sich die Technik seitdem nicht grundlegend verändert haben mag, können dennoch Verbesserungen stattgefunden haben. Auch die Kostenberechnungen beruhten auf stichproben­haften Daten. Ähnliches gilt für den Anschluß an die Trinkwasserversorgung. Da nur für den Nord­kreis Osnabrück Berechnungen durchgeführt wurden, besteht die Möglichkeit, daß sich die Kosten im Südkreis aufgrund eines anderen, vielleicht dichteren oder weiteren Leitungsnetzes und anderer Anschlußpreise erheblich von denen des Nordkreises unterscheiden.

Die Behandlung der langfristigen Maßnahmen ist sehr komplexes Thema. Die Auswirkungen von Flächenstillegungen wurden im Vergleich zu denen der pflanzengerechten Düngung und des öko­logischen Landbaus nur sehr kurz und oberflächlich behandelt. Ohnehin mußten viele Vereinfa­chungen getroffen werden, und eine große Zahl von Einflußgrößen wurde nicht beachtet. So wurde beispielsweise die Nitratauswaschung erläutert, jedoch nicht quantifiziert, da dafür viele weitere Berechnungsgrößen erforderlich wären. Deren Einbeziehung hätte den Rahmen der Arbeit aber gesprengt. Auch ist die alleinige Betrachtung von Nitrat als Belastungsfaktor nicht ausreichend.

Andere Stoffe wie Pflanzenschutzmittel oder auch Kali und Phosphat mußten ausgeklammert wer­den.

Zudem gibt es sicher Maßnahmen, die hier völlig außer acht gelassen wurden, aber möglicherwei­se auch ein Entlastungspotential darstellen könnten. Ein Beispiel wäre die Nutzung von Regen­wasser. Auch konnten alle Maßnahmen nur in Hinblick auf ihre direkte Wirkung auf die Trinkwas­serqualität beurteilt werden. Weitere Zusammenhänge und Auswirkungen konnten allenfalls er­wähnt werden.

Dies bedeutet, daß diese Arbeit zwar einen Vergleich verschiedener Maßnahmen durchführt, an vielen Stellen aber eine genauere Untersuchung möglich wäre.

9 Zusammenfassung

Die Belastung des Trinkwassers nimmt stetig zu. Ein wesentlicher Belastungsfaktor ist das Nitrat, welches besonders durch die hohen in der Landwirtschaft anfallenden Stickstoffmengen ins Grundwasser gelangt. Der von der Trinkwasserverordnung vorgeschriebene Grenzwert von 50 mg/l wird bei vielen privaten Hausbrunnen überschritten.

In dieser Arbeit werden Maßnahmen bewertet und verglichen, die zu einer Verbesserung der Trinkwasserqualität führen. Grundsätzlich gibt es zwei Möglichkeiten: nachsorgende (technische) und vorsorgende Maßnahmen.

Die Bewertung von Aufbereitungsanlagen beruht auf vorhandenen Untersuchungen und Befragun­gen. Es zeigt sich, daß die Anlagen zwar prinzipiell in der Lage sind, das Wasser ausreichend vom Nitrat zu entlasten, die Aufbereitungswirkung bei hohen Belastungen jedoch nicht immer befriedi­gend ist. Aufbereitungsanlagen verursachen Kosten von 1,48 DM/m3 bis zu 7,05 DM/m3 Trinkwas­ser.

Die Problematik des Anschlusses an die öffentliche Wasserversorgung wird exemplarisch für den Nordkreis Osnabrück betrachtet. Mit Hilfe eines Geo-Informationssystems können Anschlußkosten berechnet werden. Je nach Abstand zum nächsten Hauptrohr und der Möglichkeit eines gemein­samen Anschlusses belaufen sie sich auf zwischen 1.900 DM und ca. 12.000 DM. Als Wasserprei­se für einen m3 ergeben sich für einen Vierpersonenhaushalt auf 30 Jahre gerechnet zwischen 3,55 DM und 5,84 DM.

Des weiteren ist die Verlagerung oder das Tieferbohren von Brunnen möglich. Die Kosten hierfür hängen von der Dauerhaftigkeit der Maßnahme ab und betragen zwischen 2,27 DM/m3 und 15,34 DM/m3.

Von den kurzfristigen Maßnahmen läßt sich keine eindeutig empfehlen. Den sichersten Erfolg bei der Nitratreduktion bietet der Anschluß an die öffentliche Versorgung. Am unsichersten und gleich­zeitig teuersten kann das Verlagern oder Tieferbohren von Brunnen sein. Finanziell ist die An­schaffung einer Aufbereitungs-Kleinanlage am günstigsten.

Als nachhaltige, vorsorgende Maßnahme ermöglicht die pflanzengerechte Düngung eine Redukti­on der Stickstoffüberschüsse von 146 kg/(ha-a) um 64% auf 53 kg/(ha-a). Wird diese Maßnahme mit einer gleichmäßigen Verteilung und einer Reduzierung des Stickstoffgehalts im Wirtschafts­dünger kombiniert, ist eine Verringerung um 76% auf 34 kg/(ha-a) möglich.

Eine Umstellung des Landkreises Osnabrück auf ökologischen Landbau reduziert die Überschüsse so stark, daß sogar ein Mangel von bis zu 29 kg N/ha im Jahr auftritt. Betriebswirtschaftlich ist der Umstieg auf einen ökologischen Landbau derzeit lediglich für Marktfruchtbetriebe rentabel.

Durch Flächenstillegungen kann keine effektive Reduzierung der Stickstoffüberschüsse erreicht werden, da die vorhandenen Wirtschaftsdünger lediglich auf eine geringere Fläche verteilt werden. Sinnvoll wäre diese Maßnahme nur dann, wenn gleichzeitig die Viehzahlen reduziert werden.

Ein Vergleich von nachsorgenden und vorsorgenden Maßnahmen kann nicht durchgeführt werden. Beide sind aber erforderlich, um eine umgehende und dauerhafte Nitratentlastung des Trinkwas­sers zu erreichen.

Danksagung

An erster Stelle danke ich Jürgen Berlekamp und Stefan Fuest, die mir immer mit Ratschlägen und Anregungen zur Seite standen und auch bei massivem GIS-Unwissen nicht die Geduld verloren haben. Die regelmäßigen Treffen haben erheblich zum Gelingen der Arbeit beigetragen.

Natürlich danke ich Prof. Matthies für die Überlassung des Themas und Dr. Trapp für die Erstellung des Zweitgutachtens.

Auch danke ich Dr. Miesner von der Landwirtschaftskammer Weser-Ems und Herrn Schaffert vom Wasserversorgungsverband Bersenbrück für ihre ausführlichen Auskünfte.

Meiner Freundin Tanja danke ich für ihre Unterstützung während der gesamten Arbeitszeit und vor allem in der hektischen Schlußphase.

Ebenso danke ich meinen Eltern, ohne die ich diese Arbeit gar nicht hätte schreiben können.

Literatur

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Wasserverband Bersenbrück (1997): Info 1997.

Anhang

Tabelle 25: Alle Agglomerationen in Leitungsbuffern im Nordkreis Osnabrück

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 26: Vieheinheiten für ausgewählte Tierarten (nach Alsing, 1992, S. 638)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 8: Beispieltabelle für das Berechnungsmodell von Becker (1996)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

[...]

---

^[1] Umweltbundesamt (1993), S. 193

^[2] Umweltbundesamt (1994), S. 320

^[3] FIP (1996), S. 12

^[4] Verbraucher-Zentrale (1993), S. 8

^[5] BECK (1995), S. 191 ff.

^[6] Umweltbundesamt (1993), S. 181

^[7] BECK (1995), S. 852 ff.

^[8] Düngeverordnung (1996)

^[9] BECK (1995), S. 259

^[10] EU (1991)

^[11] EU (1992)

^[12] UMWELTBUNDESAMT (1994) S. 321

^[13] Konsument (1993)

^[14] Als Filtergeräte wurden im Test Geräte bezeichnet, die sowohl mit Aktivkohlefilter als auch mit einem Ionenaustauscher arbeiten, jedoch keine Regeneriermöglichkeit besitzen.

^[15] Das Kleinstgerät enthielt ein Filtermedium und einen Vorratsbehälter. Die auswechselbare Filterpatrone enthielt ein Gemisch aus Aktivkohle und Kunstharzkügelchen.

^[16] Drei Phasen: Phase 1 im Winter mit 11-tägiger Dauer, Phase 2 im Frühjahr mit 13-tägiger Dauer und Phase 3 im Som­mer mit 18-tägiger Dauer.

^[17] Die Länge der Urlaubsphase war nicht angegeben.

^[18] Linssen (1990), S. 31 f.

^[19] Linssen (1990), S. 49 ff.

^[20] Linssen (1990), S. 54 ff.

^[21] Linssen (1990), S. 51

^[22] Linssen (1990), S. 52

^[23] Linssen (1990), S. 55

^[24] LINSSEN (1990), S. 57

^[25] LINSSEN (1990), S. 57

^[26] LINSSEN (1990), S. 61

^[27] LINSSEN (1990), S. 60, KONSUMENT (1993)

^[28] Viele Harze tauschen bevorzugt Sulfat aus, so daß Nitrationen früher durchbrechen als Sulfationen.

^[29] LINSSEN (1990), S. 74 f.

^[30] LINSSEN (1990), S. 68 ff., KONSUMENT (1993)

^[31] KONSUMENT (1993)

^[32] LINSSEN (1990), S. 78, KONSUMENT (1993)

^[33] LINSSEN (1990), S. 82

^[34] LINSSEN (1990), S. 90

^[35] STADTWERKE (1997)

^[36] WASSERVERBAND BERSENBRÜCK (1996)

^[37] SCHAFFERT (1997)

^[38] WASSERVERBAND BERSENBRÜCK (1996)

^[39] SCHAFFERT (1997)

^[40] KLETKE (1997)

^[41] ALSING (1992), S. 575

^[42] ALSING (1992), S. 575, MICROSOFT (1996)

^[43] DÖHLER (1996), S. 8

^[44] UMWELTBUNDESAMT (1994), S. 428

^[45] ebd.

^[46] Die neue Düngeverordnung wurde am 23.7. noch einmal dahingehend geändert, daß nun auch fester Geflügelkot zu den Düngemitteln gehört, die eine erhöhte Auswaschungsgefahr von Nitrat hervorrufen.

^[47] BECKER (1996), S. 5 ff.

^[48] MOHR (1994)

^[49] UMWELTBUNDESAMT (1994), S. 444

^[50] FIP (1996), S. 108

^[51] ENGEL (1994)

^[52] MIESNER (1997)

^[53] STROTHE (1989), S. 120

^[54] STROTHE (1989), S. 135

^[55] DÖHLER (1996), S. 11 f.

^[56] DÖHLER (1996), S. 11

^[57] ebd.

^[58] DÜNGEVERORDNUNG (1996), § 2, Absatz 1

^[59] DÖHLER (1996), S. 11

^[60] DÖHLER (1996), S. 15

^[61] ROHMANN UND SONTHEIMER (1985), S. 170

^[62] MIESNER (1997)

^[63] Besonders der letzte Aspekt ist in der Praxis problematisch. Viele Landwirte – dies läßt sich immer wieder beobachten lassen den ausgebrachten Wirtschaftsdünger ungeachtet dieser Vorgabe über längere Zeiträume uneingearbeitet auf dem Feld. Dies geschieht besonders dort häufig, wo viele „alt eingesessene“ Landwirte ansässig sind und nicht befürchten müssen, angezeigt zu werden.

^[64] Nach MIESNER (1997) kostet eine Schleppschlaucheinrichtung ca. 10.000 DM. In Wasserschutzgebieten wird die Anschaffung dieser Einrichtung jedoch vom Staatlichen Wasserbauamt mit 10.000 DM bezuschußt.

^[65] ALSING (1992), S. 211

^[66] Nach ROHMANN UND SONTHEIMER (1985), S. 187, beträgt der Entzug 120 bis 200 kg N/ha im Jahr, selbst bei erheblicher Überdüngung ist jedoch nicht mit Ertragseinbußen zu rechnen.

^[67] ALSING (1992), S. 259

^[68] FIS (1996), S. 137

^[69] FIS (1996), S. 138

^[70] ALSING (1992), S. 698 f.

^[71] FIS (1996), S. 138

^[72] FIS (1996), S. 139 ff.

^[73] Nach BECKER (1996), S. 8 ff.

^[74] ALSING (1992), S. 125

^[75] BECKER, (1996), S. 9

^[76] BECKER (1996), S. 9 und FIP (1996), S. 155

^[77] ebd.

^[78] BECKER (1996), S. 9

^[79] Nach MIESNER (1997) gibt es im Landkreis Vechta bereits eine solche „Güllebörse“.

^[80] MIESNER (1997)

^[81] Der gesamte nun folgende Abschnitt ist, soweit nicht anders gekennzeichnet, eine Darstellung des Bilanzmodells von BECKER (1996)

^[82] NIEDERSÄCHSISCHES LANDESAMT FÜR STATISTIK (1996)

^[83] BECKER (1996), S. 91, FIP (1996),S. 161 und LANDWIRTSCHAFTSKAMMER (1997)

^[84] DÖHLER (1996), S. 8

^[85] DÖHLER (1996), S. 12

^[86] MIESNER (1997) und LANDWIRTSCHAFTSKAMMER (1997)

^[87] DÖHLER (1996), S. 14

^[88] ROHMANN UND SONTHEIMER (1985), S. 140 f. und FIP (1996), S. 159

^[89] BECKER (1996) nimmt an, daß Wirtschaftsdünger nicht gleichmäßig auf alle Flächen verteilt werden, sondern bevorzugt auf Mais, Grünfutterpflanzen und übrige Hackfrüchte ausgebracht werden. Er geht bei diesen Flächen von der dreifachen Menge aus.

^[90] NIEDERSÄCHSISCHES LANDESAMT FÜR STATISTIK (1996); Stand: 30.04.1995

^[91] NIEDERSÄCHSISCHES LANDESAMT FÜR STATISTIK (1996)

^[92] NIEDERSÄCHSISCHES LANDESAMT FÜR STATISTIK (1996)

^[93] Die Stickstoffmengen je Viehart finden sich in Tabelle 15.

^[94] BENECKE ET AL. (1990), S. 143 ff.

^[95] nach ALSING (1992), S. 456 f., LÜNZER (1991) und UMWELT, ÖKOLOGIE UND NATUR (1997a)

^[96] Wie später in Abschnitt 6.6.5 erläutert wird, ist die Umstellung vom konventionellen auf ökologischen Landbau vor allem für Marktfruchtbetriebe rentabel.

^[97] BML (1997)

^[98] Durchschnitt aller Haupterwerbsbetriebe Deutschlands.

^[99] UMWELT, ÖKOLOGIE UND NATUR (1997)

^[100] SCHULZE PALS (1994), S. 278

^[101] SCHULZE PALS (1994), S. 292

^[102] Stand 30.04.1991; Quelle: NIEDERSÄCHSISCHES LANDESAMT FÜR STATISTIK (1996)

^[103] ALSING (1992), S. 184

^[104] BML (1997b); ausgleichsberechtigte Fläche (die sog. Grundfläche) ist die Fläche, auf der Getreide, Eiweißpflanzen,

Öllein und Ölsaaten angebaut werden.

^[105] NRW (1996)

^[106] BML (1997c)

^[107] BML (1997c)

^[108] Nach ALSING (1992), S. 86, wird die EMZ aus der Bodenschätzung, d.h. der Acker- und Gründlandschätzung, ermittelt. Acker- und Grünlandschätzungen beruhen auf der Bodenschätzungskarte, die für die gesamte LNF Deutschlands nach einheitlichen Kriterien vorliegt und dienen der Erfassung der natürlichen Ertragsfähigkeit der Böden.

^[109] FIP (1996), S. 117

^[110] NABU (1997)

^[111] Siehe ROHMANN UND SONTHEIMER (1985), S. 82