(Emmerling) [pdf 133 kB, 23 Seiten] - Universität Trier

450
Ableitung operativer Indikatoren für eine nachhaltige
Landwirtschaft im Raum Trier
Prof. Dr. Dietmar Schröder, Prof. Dr. Barbara Ruthsatz,
Prof. Dr. Dr. h.c. mult. Paul Müller, PD Dr. Christoph Emmerling,
Dipl.-Geogr. Markus Quirin, Prof. apl. Dr. Mechthild Neitzke,
Dipl.-Landschaftsök. Sven Wehke, Dr. Klaus Isermann & Dr. Karlheinz
Knickel
1 Kenntnisstand bei der letzten Antragstellung und Ausgangsfragestellung
Zentrale Forderungen an eine nachhaltige Landwirtschaft sind die Reduzierung
von Stickstoff- und Phosphorüberschüssen und dem damit verbundenen Eintrag
in die Atmosphäre und Hydrosphäre (BACH et al. 1998, BEESE 1994, FLAIG &
MOHR 1996, ISERMANN & ISERMANN 2000, LAWA 1995, QUIRIN et al. 1999,
UBA 1994), des Energieverbrauchs und der damit verbundenen Schadgas -
emissionen (ENQUETE-KOMMISSION 1994) sowie die Erhaltung der
Biodiversität (BENGTSSON 1998, KNICKEL et al. 2000, UNEP 1996). Ziel
dieses Projektes war es nach einer Analyse relevanter Umweltzustände,
operative Indikatoren für diese Problembereiche abzuleiten und
Umweltmanagementstrategien aufzuzeigen.
Um regional differenzierte Aussagen über die potentiellen Stickstoffausträge aus
den Landwirtschaftsflächen der Region Trier treffen zu können, wurde für die 30
Verbandsgemeinden des ehemaligen RB Trier eine Stickstoffbilanz der
Hauptnutzungen Acker, Grünland und Weinbau erstellt.
Die Methoden der schlagbezogenen Nährstoff- und Energiebilanzierung wurden
weiterentwickelt und für die Wirtschaftsjahre 1999/00 und 2000/01 auf jeweils
über 200 Schlägen angewendet. Hierbei sollte die Variabilität der untersuchten
Schläge aller angebauten Kulturen von insgesamt neun Praxisbetrieben
herausgestellt werden und die Unterschiede von Nährstoffinput, -output, -saldo
und unterschiedlichen Energiekenngrößen in drei Teilregionen (Hunsrück,
Trierer Talweite und Eifel) miteinander verglichen werden. Um erkennen zu
können, ob die Umweltverträglichkeit von der Bewirtschaftungsintensität
(konventionell, integriert, biologisch) abhängig ist, wurden diese drei Systeme
am Beispiel ausgewählter Praxisbetriebe untersucht. Die Ergebnisse erlauben
Teilaussagen zu erforderlichen Managementstrategien und weiterem
Forschungsbedarf.

Mittels bodenmikrobiologischer Analysen und der Erfassung der Regenwurmfauna
wurde der Einfluss der unterschiedlichen Ausgangssubst rate, Bodenbewirtschaftungssysteme
und Kulturen auf die Ausprägung der boden -
biologischen Eigenschaften bestimmt (vgl. auch EMMERLING 2002;
EMMERLING & UDELHOVEN, in Begutachtung).
Für eine Einschätzung der Phytodiversität und floristischen Qualität der landwirtschaftlich
genutzten Flächen wurden vegetationskundliche Untersuchungen
in der Teilregion Hunsrück durchgeführt. Inwieweit und welche Parameter der
Ackerbegleitflora ein sinnvolles Maß für die Bewirtschaftungsintensität
darstellen, sollte anhand von schlagbezogenen Daten zu Feldfrüchten und
Wirtschaftsweise geklärt werden. Untersuchungsergebnisse zur Grünlandflora
sind im Endbericht des Teilprojektes B6 enthalten.
2 Angewandte Methoden
2.1.1 Berechnung der Stickstoffbilanz für die Acker-, Grünland- und
Weinbauflächen des ehemaligen RB Triers auf
Verbandsgemeindeebene
Die Stickstoffbilanz für den ehemaligen RB Trier wurde in Form einer Fläche nbilanz
erstellt, bei der die Stickstoffabfuhr von den landwirtschaftlich genutzten
Flächen von dem gesamten Stickstoffinput subtrahiert wurde.
Der Stickstoffinput durch die Zufuhr von Wirtschaftsdüngern berechnete
sich anhand spezifischer Stickstoffausscheidungen (MusterVwV DVO 1996). Da
in dieser Arbeit die potentiellen Gesamtstickstoffverluste in Hydro - und
Atmosphäre dargestellt werden sollten, wurden Stall -, Lagerungs- und
Ausbringungsverluste bei der Berechnung des Stickstoffanfalls aus der Vieh -
haltung nicht subtrahiert, wie es in Bilanzierungen dieser Art häufig üblich ist
(vgl. Bach et al. 1998, Wendland 1993). Der Stickstoffanfall aus der Viehhaltung
wurde auf die Acker-, Dauergrünland- und Weinbauflächen aufgeteilt. Der
Stickstoffinput durch Handelsdünger wurde in Abhängigkeit von der
gesamten Stickstoffzufuhr der einzelnen Kulturen berechnet, die für alle
angebauten Kulturarten in Abhängigkeit vom Ertragsniveau und der regionalen
Düngepraxis von Experten (Landwirtschaftsberater, Düngeplaner, Landwirte)
geschätzt wurde. Von der berechneten Gesamtstickstoffzufuhr wurde diejenige
Stickstoffmenge subtrahiert, die durch Wirtschaftsdünger oder Klärschlamm
bereits ausgebracht wurde. Hierbei wurde der Wirtschaftsdüngerstickstoff zu
einem Viertel und der Klä rschlammstickstoff zur Hälfte angerechnet. Die
symbiontische Stickstofffixierung berechnete sich aus den Vorgaben der
429

MUSTERVERWALTUNGSVORSCHRIFT ZUR DÜNGEVERORDNUNG (1996).
Der Stickstoffinput durch Klärschlamm wurde durch die Multiplikation der in
den einzelnen Verbandsg emeinden landwirtschaftlich verwerteten
Klärschlammmenge mit den jeweiligen mittleren Stickstoffg ehalten berechnet
(SGD-NORD 2001a). Der Stickstoffinput durch Bioabfall bzw. Biokompost
war im RB Trier sehr gering und blieb in dieser Bilanz unberücksichtigt. Für den
Input durch die atmosphärische Stickstoffdeposition wurden 10 kg N/ha
veranschlagt. Dieser Wert ergab sich im Mittel bei den Depositionsmessungen
von 7 Bulk-Sammlern, die im RB Trier in den Jahren 2000 und 2001 aufgestellt
wurden und an denen regelmäßig die Niederschlagsmenge und die darin
enthaltenen NO3- und NH4-Konzentrationen gemessen wurden (der gasförmige
Anteil der trockenen Deposition wurde nicht erfasst). Zur Berechnung der
Stickstoffabfuhr von den landwirtschaftlich genutzten Flächen wurden die
durchschnittlichen Erträge (STATISTISCHES LANDESAMT 2000) und die
jeweiligen Stickstoffgehalte der pflanzlichen Produkte (MusterVwV DVO 1996)
zugrunde gelegt. Da die Erträge nur auf Kreisebene vorlagen, wurden sie für die
einzelnen Verbandsgemeinden mit Hilfe der flächenhaft vorliegenden Daten der
natürlichen Ertragsfähigkeit (SGD-NORD 2001b) modifiziert.
Im Weinbau wurde der Stickstoffinput durch mineralische und organische
Dünger anhand einer Befragung von 52 Weinbaubetrieben kalkuliert. Die
Berechnung der Stickstoffabfuhr der Weinbergsflächen im ehemaligen RB
Trier basierte auf den mittleren Weinmost-Erntemengen der Weinbaugebiete
Bernkastel, Obermosel, Ruwertal und Saar (STATISTISCHES LANDESAMT
2000). Hierbei wurden die Ernterückstände wieder auf der Inputseite verbucht,
da sie in Form von Trester oder Filterhefe in der Regel wieder zurück auf die
Weinbergsflächen gelangen.
2.1.2 Berechnung der schlagbezogenen Stickstoff-, Phosphor(P2O5)-
und Kalium(K2O)bilanzen
Bei der Flächenauswahl wurden alle Kulturen der untersuchten Betriebe
berücksichtigt, wobei die Anzahl der Untersuchungsflächen auf vier Schläge je
Kultur begrenzt wurde.
Die Angaben über die aufgebrachte Handelsdüngermenge stammten von den
Landwirten und die Angaben der darin enthaltenen N-, P und K-Gehalte von den
Herstellern. Die aufgebrachte Menge und die darin enthaltenen Nährstoffe der
Sekundärrohstoffdünger (meist Klärschlamm) konnten den Lieferscheinen
entnommen werden. Der auf die einzelnen Schläge aufgebrachte Wirtschaftsdünger
wurde mit transportablen Wägeplatten gewogen und die darin
450

enthaltenen Nährstoffgehalte analysiert. Analog zur Berechnung der Stickstoffbilanz
für den RB Trier wurden die Stickstoffverluste durch die Ausbringung der
Wirtschaftsdünger auch auf Schlagebene nicht vom Stickstoffinput subtrahiert.
Der Nährstoffentzug auf der Weide und die Nährstoffrücklieferung infolge
der Beweidung wurde anhand der Besatzdichte, der Schlaggröße und der
Weidedauer kalkuliert. Der Stickstoffinput durch die biologische Stickstofffixierung
wurde bei Leguminosenreinsaat nach den Vorgaben der MUSTER -
VERWALTUNGSVORSCHRIFT ZUR DÜNGEVE RORDNUNG (1996)
berechnet. Im Grünland wurde die Stickstofffixierung nach WEISSBACH (1995)
ermittelt. Für die atmosphärische Deposition wurden analog zur Stickstoffbilanz
des RB Triers 10 kg N/ha veranschlagt. Die Ermittlung der Getreideerträge
erfolgte durch Quadratmeterschnitte und die N-, P und K-Gehalte der
Körner und des Strohs wurden analysiert. Die Erträge von Raps, Kartoffeln und
Silomais wurden von den Landwirten aufgrund der Verkaufszahlen bzw. der
Silomenge geschätzt und die jeweiligen N-, P und K-Gehalte der MUSTER-
VERWALTUNGSVORSCHRIFT ZUR DÜNGEVERORDNUNG (1996)
entnommen. Auf dem Grünland erfolgten vor jeder Schnittnutzung Probeschnitte
und die Nährstoffgehalte in dem Probenmaterial wurden analysiert.
Bei der Berechnung des Stickstoffsaldos wurde davon ausgegangen, dass sich
Mineralisations- und Immobilisationsprozesse ausgleichen und die Stickstoff -
bodenvorräte konstant bleiben. Um dies zu überprüfen wurden Inkubations -
versuche nach Eno (1960) durchgeführt (noch nicht abgeschlossen).
2.1.3 Berechnung des fossilen Energieaufwandes und des
Energieoutputs
Systemgrenzen: Als räumliche Abgrenzung wurden die Acker- und Grünland-
schläge konventionell, integriert und biologisch wirtschaftender Betriebe
gewählt. Unberücksichtigt blieb der direkte Energieaufw and für die Arbeitsschritte
außerhalb der untersuchten Flächen wie Trocknung, Lagerung und
Vermarktung der Ernteprodukte. Durch die Wirtschaftsjahre 1999/2000 und
2000/2001 erfolgte die zeitliche Abgrenzung und die sachliche Abgrenzung ist
durch die einzelnen Bilanzglieder gegeben.
Die Werte für den Energieaufwand zur Berei tstellung von Betriebsmitteln
wurden dem VDLUFA -Standpunktpapier (Grünentwurf) „Grundsätze von
Energiebilanzen in der Landwirtschaft“ (VDLUFA, 2001) entnommen.
Der fossile Energieaufwand setzt sich aus der Dieselmenge, die bei den
einzelnen Überfahrten verbraucht wurde (direkter Energieaufwand) (KTBL 1999)
und der Energie für die Produktions -, Verpackungs- und Transportauf-
431

wendungen der Betriebsmittel Schmierstoffe, Saat - und Pflanzgut, Mineraldünger
(N, P, K, S), Kalk und Pflanzenschutzmittel (Bereitstellungs -
energie/indirekter Energieaufwand) zusammen.
Neben dem direkten Energieeinsatz für die Ausbringung von Wirtschaftsdünger
und Klärschlamm wurde der indirekte Energieeinsatz für die Herstellung
nicht berücksichtigt, da Wirtschaftsdünger und Klärschlamm als Abfall -
produkte angesehen werden, die nicht eigens zum Zweck der Düngung
hergestellt wurden. Der Energieaufwand für die Herstellung, den Transport und
Reparaturen von Investitionsgütern (landwirtschaftlichen Maschinen, Geräte
und Gebäude) wurde wegen Geringfügigkeit und unsicherer Erfassung nicht
berücksichtigt (ECKERT & BREITSCHUH 1994). Nicht berücksichtigt wurde
auch der Energieeinsatz durch menschliche und tierische Arbeitskraft, da
dieser Anteil am gesamten Energieeinsatz heute so gering ist, dass er in
Energiebilanzen vernachlässigt wird.
Der Energieoutput berechnete sich durch die Multiplikation der aschefreien
Brennwerte mit den Naturalerträgen. Die Bestimmung des Brennwertes erfolgte
durch Verbrennen in einem Kalorimeter (IKA 4000). Aus dem Rohenergiegehalt
wurde unter Berücksichtigung des Aschegehaltes der aschefreie Energiegehalt
berechnet.
2.2 Untersuchungsgebiet
Die Teil-Untersuchungsgebiete (Hunsrück, Eifel, Trierer Talweite) unterscheiden
sich durch Ausgangsgestein, Bodengesellschaften und Ertragsniveau. Auf den
Terrassen der Trierer Talweite befinden sich die fruchtbarsten Böden mit einer
mittleren Ackerzahl von 58. Die meist flachgründigen Böden des Hunsrücks mit
hohem Skelettanteil weisen eine mittlere Ackerzahl von nur 35 auf. In der Eifel
rufen die häufig wechselnden Ausgangsgesteine eine Vielzahl von Bodentypen
und große Schwankungen in den Ackerzahlen hervor (29-75). Eine ausführliche
Beschreibung der Böden der Region Trier findet sich in SCHRÖDER (1984).
3 Ergebnisse und ihre Bedeutung
3.1 Stickstoffbilanz für die Acker-, Grünland- und Weinbauflächen
des ehemaligen RB Triers auf Verbandsgemeindeebene
Für den ehemaligen RB Trier ergab sich ein mittlerer Stickstoffsaldo von 53 kg
N/ha für die Weinbauflächen, von 112 kg N/ha für die Ackerflächen und von
450

154 kg N/ha für die Grünlandflächen. Der gesamte Stickstoffinput war auf den
Grünlandflächen des RB Trier um ca. 50 kg N/ha höher als auf den Acker -
flächen, während der Entzug im Grünland nur um 10 kg N/ha höher war, woraus
ein um ca. 40 kg höherer Stickstoffsaldo im Grünland resultierte.
Generell wurde auf dem Grünland mehr Wirtschaftsdünger ausgebracht als auf
den Ackerflächen, mit Ausnahme der Verbandsgemeinden, in dene n
vergleichsweise viele Schweine gehalten wurden. Der Handelsdüngereinsatz
war im Mittel auf den Acker- und Grünlandflächen in etwa gleich. Er wurde vor
allem durch das Ertragsniveau und die Anbaustruktur geprägt. Der Stickstoffinput
durch Klärschlamm (KS) betrug im RB Trier bezogen auf die gesamte
Acker- und Grünlandfläche nur 3 kg N/ha, mit einer Spannweite auf Acker -
flächen von 0 – 31 kg N/ha.
Tab. 1: Stickstoffinput, -output und -saldo der Acker-(A) Grünland (G)- und
Weinbauflächen (1 des ehemaligen RB Trier in kg N/ha aus dem Jahr 1999
Fläche in ha Input Output Saldo
Wirt.Hand.- KS N- Gesamt
düngerdünger Fix.
(2
A G A G A G A A A G A G A G
Summe/Mittelwert 66752 103893 78 118 105 107 7 13 213 265 101 111 112 154
Min 28 68 86 93 0 3 155 220 73 98 65 119
Max 113 148 133 130 31 34 245 297 124 128 138 177
Summe/Mittelwert
(Acker, Grünland)
170645 102 106 3 23 245 107 138
(1
Neben den aufgeführten Inputgliedern wurden noch die atmosphärische Deposition (10 kg N/ha) und
die N-Fixierung im Grünland (30 kg N/ha) auf der Inputseite berücksichtigt
(2
Im Weinbau ergaben sich 93 kg N/ha als Mittelwert für den Stickstoffinput (45 kg N/ha Düngung, 38
kg N/ha Ernterückstände, 10 kg N/ha at. Deposition), 40 kg N/ha für den Stickstoffoutput und 53 kg
N/ha als mittlerer Stickstoffsaldo
3.2 Erträge, Stickstoff-, Phosphor(P2O5)- und Kalium(K2O)bilanzen
konventionell, integriert und biologisch
bewirtschafteter Acker- und Grünlandschläge
3.2.1 Erträge
Im Jahr 2001 lagen die Winterweizen-Erträge im Mittel aller Untersuchungsflächen
um ca. 5-10 % über denen des Vorjahres. In den Teil -regionen
Hunsrück und Eifel wurden in beiden Jahren unter intensiver Bewirtschaftung
(KON + FUL) signifikant höhere WW-Erträge erzielt, als unter biologischer (Tab.
2). Deutliche Unterschiede waren ebenfalls zwischen den drei Teilregionen zu
erkennen, was insbesondere auf die unterschiedlichen Bodeneigenschaften
zurückzuführen ist. Unter konventioneller Bewirtschaftung waren die WW -
433

Erträge z.B. im Jahr 2000 in der Eifel signifikant höher als in der Trierer Talweite
und im Hunsrück.
Tab. 2: Mittelwerte der WW-Erträge in den Jahren 2000 und 2001 in den drei
Regionen Hunsrück, Trierer Talweite und Eifel in Abhängigkeit von der Bewirtschaftungsintensität
(KON=konventionell, FUL=integriert, BIO=biol ogisch).
Ungleiche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede zwischen den
Systemen (Kleinbuchstaben, Zeile) und den Regionen (Großbuchstaben,
Spalte); n=4-8; Mann-Whitney-U-Test, P

den Mähweiden und Weiden ein Saldoüberschuß, der durch die im Vergleich zu
den konventionellen Betrieben hohe N-Fixierung im Grünland und durch den
Wirtschaftsdüngerinput bzw. durch den Nährstoffanfall auf der Weide zustande
kam. Die geringsten Salden wurden dagegen bei Kleegras und S -Roggen
erzielt.
kg N/ha
kg N/ha
kg N/ha
400
350
300
250
200
150
100
50
0
-50
-100
-150
400
350
300
250
200
150
100
50
0
-50
-100
-150
400
350
300
250
200
150
100
50
0
-50
-100
-150
Handelsdüngerinput Wirtschaftsdüngerinput Sero-Düngerinput
Input durch N-Fixierung (Acker) Input durch N-Fixierung (Grünland) Input durch Saatgut
Input druch At. Deposition Output durch Haupternteprodukte Output durch Nebenernteprodukte
Output durch Grünlandbiomasse Saldo
Abb. 1A
Betrieb W-Weizen Triticale W-Gerste S-Gerste W-Raps S-Raps Körnerm. Silomais Kleegras Luzerne Grasanb. Wiese Mähweide
n = 46 8 2 4 1 4 2 2 4 2 2 2 8 5
100 % 23 % 3,8 % 6,6 % 0,6 % 1,7 % 2,2 % 1,7 % 7,1 % 2,6 % 2,4 % 3,6 % 17,6 % 22,0 %
Abb. 1B
Betrieb W-Weizen Triticale W-Gerste S-Gerste Körnererbs. W-Raps Silomais Wiese Mähweide Weide
n = 80 8 8 8 8 8 8 8 8 8 8
100 % 5,8 % 5,7 % 5,2 % 17,5 % 3,1 % 14,3 % 4,4 % 19,9 % 14,8 % 9,4 %
Abb. 1C
Betrieb W-Weizen Dinkel W-Gerste S-Menggetr. S-Roggen Kartoffeln Kleegras Wiese Mähweide Weide
n = 53 8 1 2 8 3 2 8 8 5 8
100 % 7,2 % 1,3 % 2,5 % 19,8 % 1,9 % 1,6 % 21,6 % 29,7 % 5,7 % 8,7 %
Abb. 1: Variabilität von Stickstoffinput, -output und –saldo der Wirtschaftsjahre
1999/00 und 2000/01 dargestellt für die Schläge eines konventionell (A),
integriert (Acker-FUL) (B) und biologisch (C) wirtschaftenden Betriebes
435

Der Vergleich zwischen den Nährstoffbilanzen konventionell, integriert und
biologisch bewirtschafteter Schläge erweist sich als schwierig, da in diesen
Systemen unterschiedliche Kulturen bzw. Fruchtfolgen angebaut werden. Um
die Nährstoffbilanzen dennoch miteinander vergleichen zu können, wurden in
Abb. 2 nur die Kulturen berücksichtigt, die in allen Bewirtschaftungs systemen
angebaut wurden.
kg N/ha
kg N/ha
Abb. 2: Stickstoffinput, -output und –saldo konventionell, integriert (FUL) und
biologisch bewirtschafteter Acker- (A) und Grünlandschläge (B) der Wirtschafts-
jahre 1999/00 und 2000/01
Generell nahmen Stickstoffinput, Stickstoffoutput und Stickstoffsaldo in der
Reihenfolge Kon, FUL, Bio ab.
Der mittlere Stickstoffinput schwankte auf den konventionell bewirtschafteten
Schlägen zwischen 144 kg N/ha (S-Gerste) und 315 kg N/ha (Mähweide) (Abb.
2 A,B). Auf den biologisch bewirtschafteten Schlägen wurde der geringste Input
ebenfalls bei S-Gerste (12 kg N/ha) und der höchste Input auf den Mähweiden
450
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
-50
-100
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
-50
-100
Handelsdüngerinput Wirtschaftsdüngerinput Sero-Düngerinput
Input durch die N-Fixierung (Grünland) Input durch Saatgut Input durch die At. Deposition
Output durch Haupternteprodukte Output durch Nebenernteprodukte Output durch Grünlandbiomasse
Saldo
Abb. 2A
Kon FUL Bio Kon FUL Bio Kon FUL Bio Kon Bio
n = 30 8 24 23 8 2 24 16 10 3 4
Abb. 2B
W-Weizen W-Gerste S-Gerste Kartoffeln
Kon Bio Kon Bio Kon Bio
n = 24 8 21 9 16 14
Wiese Mähweide Weide

erreicht, wo er mit 160 kg N/ha etwa halb so hoch war, wie auf den konven -
tionell bewirtschafteten Mähweiden. Der Stickstoffoutput von W-Weizen lag bei
Bio, FUL, Kon im Verhältnis 1 : 1,9 : 2,6 und im Grünland bei Bio und Kon im
Verhältnis 1 : 1,5. Von den konventionellen Schlägen wiesen S-Gerste und
Weiden mit 64 kg N/ha die geringsten und Mähweiden und W-Gerste mit 123
und 129 kg N/ha die höchsten mittleren Stickstoffsalden auf. Von den biologisch
bewirtschafteten Schlägen wiesen Kartoffeln mit 56 kg N/ha die höchsten und S-
Gerste mit –25 kg N/ha die geringsten Stickstoffsalden auf.
Für den Stickstoffeintrag in die Umwelt si nd neben den mittleren Stickstoffsalden
vor allem die extrem hohen Stickstoffsalden auf den einzelnen Schlägen
von Bedeutung. So wurden auf einzelnen Schlägen im biologischen Landbau
positive Stickstoffsalden von nahezu 200 kg N/ha (Kartoffel) und im konventionellen
Landbau von über 400 kg N/ha (W-Gerste) erreicht (Abb. 2A).
Insgesamt zeigte sich, dass die Variabilität der Stickstoffsalden zwischen den
einzelnen Kulturen sehr groß war und dass auf einzelnen Schlägen über 500 kg
N/ha gedüngt wurde, obwohl maximal 140 kg N/ha entzogen wurden (vgl. Abb.
2A). Deshalb stellen schlagbezogene Stickstoffbilanzen einen geeignet eren
Indikator für das Umweltbelastungspotenzial dar, als Betriebsbilanzen. Auf der
anderen Seite ist die Erstellung von Schlagbilanzen wesentlich aufwendiger und
die Kontrolle nahezu unmöglich. Aus ökologischen und ökonomischen Gründen
(Kostenersparnis bei effizienterem Betriebsmitteleinsatz) dürfte es jedoch im
Interesse der Landwirte liegen, Schlagbilanzen auf freiwilliger Basis durchzuführen.
Neben den obligatorischen Betriebsbilanzen, wird als einfach zu erhebender
und leicht kontrollierbarer Indikator die „bedarfsorientierte Stickstoffzufuhr“
vorgeschlagen. Dieser Indikator berücksichtigt die Anbaustruktur und regelt die
betriebliche Begrenzung der Stickstoffzufuhr. Seine Ermittlung geschah wie
folgt: Durch eine Expertenbefragung wurde der mittlere Stickstoffbedarf aller im
RB Trier angebauten Kulturen in Abhängigkeit vom Ertragsniveau erhoben, so
dass sich der gesamte Stickstoffbedarf eines Betriebes aus der Anbaustruktur
und dem Stickstoffbedarf für die einzelnen Kulturen ergibt. Von dem gesamten
Stickstoffbedarf wird nun die im Betrieb aus der Tierhaltung anfallende
Stickstoffmenge nach Abzug der (tolerierbaren) Stall -, Lagerungs- und Ausbringungsverluste
subtrahiert und es ergibt sich die Stickstoffmenge, die dem
Betrieb maximal in Form von Handelsdüngern, Sekundärrohstoffdüngern oder
Wirtschaftsdüngern zugeführt werden darf. Zwar ist durch die Stickstoffzufuh rbegrenzung
eine optimale innerbetriebliche Verteilung noch nicht gewährleistet,
437

doch wird davon ausgegangen, dass sie zu einem effizienteren Einsatz der
Düngemittel führt.
3.2.3 Phosphor
P 2O 5/100g Boden
P 2 O 5 /100g Boden
Auf den Ackerflächen (Abb. 3A) wiesen die integriert bewirtschafteten Flächen
in den Jahren 1999/00 und 2000/01 die signifikant höchsten mittleren
Phosphorsalden auf, während die mittleren Phosphorgehalte auf den
konventionell bewirtschafteten Flächen signifikant am höchsten waren (P

Auf den Weinbergsflächen (Abb. 3C) dagegen waren die mittleren Phosp horsalden
sowohl auf den biologisch, als auch auf den konventionell bewirt -
schafteten Schlägen deutlich positiv und die mittleren Phosphorgehalte lagen
hier im Mittel über 40mg/100g Boden.
Phosphorsalden können erst in Verbindung mit den Phosphorgehalten des
Bodens bewertet werden (Abb. 3). Böden der Versorgungsstufe D und E sollten
auf Versorgungsstufe C abgereichert werden. Grundvoraussetzung hierfür ist
ein tolerierbarer Viehbesatz. D.h. in einem Betrieb darf nicht mehr Phosphor in
Wirtschaftsdüngern anfallen als von den Pflanzen entzogen werden kann
(Wirtschaftsdüngerexport begrenzt möglich). Um dies zu überprüfen, muß der
Phosphorentzug der betriebsbezogenen Flächenbilanz mit den
Phosphorausscheidungen der in diesem Betrieb gehaltenen Tiere gegenüber -
gestellt werden. Folgt man dieser Vorgabe, dann schwankte der maximal
tolerierbare Viehbesatz in den untersuchten Betrieben zwischen 1,1 GV/ha und
1,5 GV/ha, was vor allem von der Produktivität und der Anbaustruktur abhängig
war. Des Weiteren sollten Flächen, die bereits in Versorgungsstufe D und E
liegen nicht mehr mineralisch gedüngt werden und mit einem generellen
Verbot für die Ausbringung von Sekundärrohstoffdüngern belegt werden.
Nach der Klärschlammverordnung besteht bisher ein Ausbringungsverbot von
Klärschlamm für Flächen die in Versorgungsstufe E liegen. Die Zufuhr mit
betriebseigenem Wirtschaftsdünger sollte auf diesen Flächen zumindest
unterhalb der Abfuhr liegen, so dass diese Böden zumindest auf lange Sicht
abgereichert werden.
3.2.4 Kalium
Mit den Kaliumsalden verhält es sich ähnlich wie mit den Phosphorsalden, auch
sie sind vor allem in Verbindung mit den Gehalten des Bodens aussagekräftig.
Da Kaliumeinträge kein wasserwirtschaftliches Problem darstellen (FREDE &
DABBERT 1998), wird an dieser Stelle nicht näher darauf eingegangen. Allein
schon aus ökonomischen Gründen sollte es jedoch im Interesse der Landwirte
liegen Kaliumüberschüsse zu vermeiden.
3.3 Energiekenngrößen konventionell, integriert und biologisch
bewirtschafteter Acker- und Gründlandschläge
Aufgrund des hohen Stickstoffdüngeraufwandes war der gesamte Energieau fwand
für die in Tab. 3 betrachteten Kulturen im konventionellen und integrierten
Landbau (FUL) bei W-Weizen am höchsten. Im biologischen Landbau war der
gesamte Energieaufwand bei den Kartoffeln am höchsten, was vor allem auf
439

den hohen Dieselaufwand zurückzuführen war. Am geringsten war der gesamte
Energieaufwand von den hier betrachteten Kulturen auf den Weiden, was aus
der geringen Anzahl an Überfahrten und der geringen Stickstoffdün gung
resultierte.
Die Unterschiede zwischen den beiden Untersuchungsjahren waren beim
Diesel- und Stickstoffdüngeraufwand der einzelnen Kulturen gering. Dagegen
waren die Schwankungen im gesamten Energieverbrauch z.T. erheblich, was
auf Kalkungsmaßnahmen oder eine Grunddüngung mit Phosphor oder Kalium
zurückzuführen war.
Tab. 3: Energiekenngrößen konventionell, integriert (FUL) und biologisch
bewirtschafteter Acker- und Gründlandschläge der Wirtschaftsjahre 1999/2000
und 2000/2001
450
WW WG SG Kart. Wiese Mähw. Weide
Gesamter Energieaufwand (1 in GJ/ha Kon 11,93 11,27 7,60 11,72 7,16 9,31 3,96
davon Dieselaufwand in GJ/ha 3,09 3,10 2,70 4,99 2,94 2,58 0,11
davon Stickstoffdüngeraufwand in GJ/ha 7,85 7,14 3,93 4,67 3,93 5,84 3,31
Gesamter Energieaufwand (1 in GJ/ha FUL 12,42 10,55 7,85 - - - -
davon Dieselaufwand in GJ/ha 3,08 2,66 2,99 - - - -
davon Stickstoffdüngeraufwand in GJ/ha 5,93 4,25 3,40 - - - -
Gesamter Energieaufwand (1 in GJ/ha Bio 2,82 3,29 2,75 6,48 1,49 1,64 0,08
davon Dieselaufwand in GJ/ha 2,53 2,89 2,29 4,43 1,46 1,61 0,08
davon Stickstoffdüngeraufwand in GJ/ha 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
Energieintensität (2 in GJ/ha Kon 0,19 0,27 0,23 0,06 0,11 0,13 0,14
Energieintensität (2 in GJ/ha FUL 0,25 0,22 0,24
Energieintensität (2 in GJ/ha Bio 0,09 0,11 0,14 0,03 0,04 0,03 0,00
Energieoutput (3 in GJ/ha Kon 194,85 124,24 92,95 72,69 110,05 119,68 83,83
Energieoutput (3 in GJ/ha FUL 155,43 128,59 92,41 - - - -
Energieoutput (3 in GJ/ha Bio 112,99 92,22 46,49 72,06 63,81 114,53 65,79
Energieeffizienz (4 in GJ/ha Kon 16,33 11,02 12,23 6,20 15,37 12,85 21,17
Energieeffizienz (4 in GJ/ha FUL 12,51 12,19 11,77 - - - -
Energieeffizienz (4 in GJ/ha Bio 40,07 28,03 16,91 11,12 42,83 69,84 822,38
Energiegewinn (5 in GJ/ha Kon 182,92 112,97 85,35 60,97 102,89 110,37 79,87
Energiegewinn (5 in GJ/ha FUL 143,01 118,04 84,56 - - - -
Energiegewinn (5 in GJ/ha Bio 110,17 88,93 43,74 65,58 62,32 112,89 65,71
(1 Gesamter Energieaufwand = Die Summe des Einsatzes an fossiler Energie je Hektar
(2 Energieintensität = die Summe des Einsatzes an fossiler Energie je Produkteinheit
(3 Energieoutput = von Getreide (Korn und Stroh) bzw. Grünlandbiomasse
(4 Energieeffizienz = Output/Input-Verhältnis
(5 Energiegewinn = Energieoutput - gesamter (hier nur fossiler) Energieaufwand
Der Vergleich der unterschiedlichen Bewirtschaftungssysteme zeigte, dass der
gesamte Energieaufwand bspw. bei W-Weizen im konventionellen und im
integrierten Landbau über vier mal so hoch war wie im biologischen Landbau.

Der Energieaufwand je dt Ernteprodukt war im konventionellen Landbau bei W-
Weizen immerhin noch mehr als doppelt so hoch wie im biologischen Landbau,
obwohl im biologischen Landbau z.T. wesentlich geringere Erträge erwirtschaftet
wurden, was sich an dem geringeren Energieoutput und dem geringeren
Energiegewinn zeigte. Die Energieeffizienz war bei den biologisch bewirtschafteten
Schlägen wiederum höher als auf den konventionell und integriert bewirtschafteten
Schlägen, wobei sich die Verhältnisse für den biologischen Landbau
im Grünland noch günstiger darstellten.
Der gesamte Energieaufwand wurde bei den schlagbezogenen Betrachtungen
wesentlich vom Stickstoffdüngeraufwand bestimmt. D.h. mit der Reduzierung
der mineralischen Stickstoffzufuhr würde auch eine Reduzierung des gesamten
Energieaufwandes einhergehen. Die Energieintensität würde sich vor allem
dann verringern, wenn stickstoffhaltige Handelsdünger durch Wirtschaftsdünger
oder Sekundärrohstoffdünger substituiert würden.
3.4 Bodenbiologische Untersuchungen
Die bodenbiologischen Eigenschaften in der Region Trier wurden signifikant
durch die Intensität der Bodenbewirtschaftung und die angebauten Kulturen
bestimmt. Im Gegensatz zur Besiedlung durch Regenwürmer zeigten sich für
die bodenmikrobiellen Eigenschaften zudem signifikante Korrelate zu verschiedenen
abiotischen Bodeneigenschaften (Emmerling & Udelhoven, in Begutachtung).
Auf der Basis von insgesamt 239 untersuchten Oberböden konnte mittels eines
multiplen linearen Regressionsmodells eine gute Vorhersage z.B. der Gehalte
an mikrobieller Biomasse in den Böden erzielt werden (Tab. 4). Hoch signif ikante
Einflußgrößen waren pH-Wert, Tongehalte und leicht verfügbare organische
Fraktion (heißwasserlöslicher Kohlenstoff), nicht jedoch der Cor g-Gehalt
der Böden.
Das Modell war zur Berechnung der mikrobiellen Biomasse in Böden für alle
drei Teilräume, für intensive Bewirtschaftungssysteme, sowie für die Kulturen
Getreide, Raps und Kartoffeln geeignet. Für den biologischen Landbau sowie
Leguminosen und Grünland zeigte sich eine Unterschätzung von 10 – 20 %, für
Mais eine Überschätzung von 21 % (Tab. 4).
441

Tab. 4: Gemessene und berechnete Gehalte an mikrobieller Biomasse in Böden
der Region Trier in Abhängigkeit von verschiedenen unabhän gigen Faktoren.
Ungleiche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede zwischen den
Untergruppen (Tukey-B-Test; P

60
40
20
0
N =
100%
80%
60%
40%
20%
0%
N =
11
Bio1
11
Bio1
9
Bio2
9
Bio2
Artenzahl
Wintergetreide
27
FUL
25
kon
30
kon B6
Abb. 4: Vergleich von Artenzahlen und Deckungsgraden der Beikräuter von
biologisch (Bio1/ Bio2), integriert (FUL) und konventionell (kon/ konB6) bewirtschafteten
Winter- und Sommergetreideäckern
Tab. 5: Signifikanzen für den paarweisen Vergleich von Betrieben anhand
vegetationskundlicher Indikatoren 1) .
Deckung
Feldfrucht
Beikrautdeckung
Wintergetreide
27
FUL
25
kon
Deckung
Gräser
30
kon B6
Deckung
Kräuter
Die vegetationskundlich abgeleitete Intensitätseinstufung weist die meisten
biologisch bewirtschafteten Getreideäcker in den ersten drei Stufen aus,
während die integriert und konventionell bewirtschafteten Äcker die mittleren
60
40
20
0
N =
100%
80%
60%
40%
20%
0%
N =
18
Bio1
18
Bio1
Rote
Liste 2)
6
Bio2
6
Bio2
Artenzahl
Sommergetreide
12
FUL
12
FUL
22
kon
22
kon
17
kon B6
Beikrautdeckung
Sommergetreide
Artenzahl
(50qm)
17
kon B6
Intensitätsstufe
Wi So Wi So Wi So Wi So Wi So Wi So
Bio1-Bio2 n.s. ** n.s. n.s. n.s. n.s. * * n.s. * n.s. n.s.
Bio1-FUL ** * n.s. * ** *** n.s. ** *** ** *** **
Bio1-kon ** ** ** ** ** *** n.s. ** *** *** *** ***
Bio1-konB6 ** n.s. * n.s. *** *** n.s. n.s. *** *** *** ***
Bio2-FUL *** ** n.s. n.s. ** ** ** * *** ** *** **
Bio2-kon *** ** ** * *** *** n.s. * *** *** *** ***
Bio2-konB6 *** ** ** n.s. *** *** n.s. n.s. *** *** *** ***
FUL-kon n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.
FUL-konB6 n.s. ** *** n.s. *** n.s. n.s. n.s. *** ** ** n.s.
kon-konB6 n.s. * *** * *** n.s. n.s. n.s. n.s. * n.s. n.s.
1)
Unterschiede nach dem Kolmogorov-Smirnov-Z-Test: n.s.:= nicht signifikant, sonst signifikant
mit einer Irrtumswahrscheinlichkeit von *:=0,05, **:=0,01, ***:=0,001.
2)
„Rote-Liste“-Arten nach KORNECK ET AL. (1996)
443

und hohen Intensitätsstufen einnehmen (Abb. 5). Im Vergleich zu Artenzahlen
und Ackerwildkrautdeckung gibt es bei der Intensitätseinstufung weniger signifikante
Unterschiede zwischen integrierter (FUL) und konventioneller
Wirtschaftsweise.
Anteil der Schläge in %__
Abb. 5: Verteilung ökologisch, integriert und konventionell bewirtschafteter
Äcker auf vegetationskundlich abgeleitete Intensitätsstufen (I-VI)
Für eine bilanzierende Betrachtung der Einzelbetriebe müssten die verschiedenen
Feldfrüchte entsprechend ihres Anteils an der Fruchtfolge gewichte t
werden. Insbesondere der hohe Anteil von floristisch oft verarmten, mit Kleegras
angesäten Flächen im Öko-Landbau würde das aus vegetationskundlicher Sicht
positive Gesamtbild der Bio-Betriebe relativieren.
4 Vergleiche mit Arbeiten außerhalb des Sonderforschungsbereichs
und Reaktionen der wissenschaftlichen Öffentlichkeit
auf die eigenen Arbeiten
Es zeigte sich zwar, dass der biologische Landbau hinsichtlich der geprüften
Indikatoren generell das zu bevorzugende Bewirtschaftungssystem darstellt. Es
zeigte sich jedoch auch, dass Bewirtschaftungssysteme nicht grundsätzlich auf
Grund ihrer Zugehörigkeit zu einem definierten System nachhaltig sind, so dass
das Maß an Nachhaltigkeit vielmehr an geeignete Kriterien zu prüfen ist.
Weitgehender Konsens besteht in der Forderung nach einer Reduzierung von
Nährstoffüberschüssen (BACH et al. 1998, ISERMANN & ISERMANN 2000,
QUIRIN et al. 1999), des Energieverbrauchs und der damit verbundenen
Schadgasemissionen (ENQUETE-KOMMISSION 1994) sowie hinsichtlich der
Erhaltung der Biodiversität (Knickel et al. 2000, UNEP 1996).
Die in diesem Projekt abgeleiteten Indikatoren zum Nährstoff-, Energiehaushalt
und zur Biodiversität können als operative Indikatoren für eine nachhaltige
450
Bio1(n=11) Bio2(n=9) FUL(n=27) kon(n=25) konB6(n=30)
100
80
60
40
20
0
Wintergetreideäcker
zunehmende Nutzungsintensität
abnehmende floristische Qualität
I II III IV V VI
Anteil der Schläge in %__
Bio1(n=18) Bio2(n=6) FUL(n=12) kon(n=22) konB6(n=17)
100
80
60
40
20
0
Sommergetreideäcker
zunehmende Nutzungsintensität
abnehmende floristische Qualität
I II III IV V VI

Landwirtschaft angesehen werden. Konsens dürfte auch darin bestehen, dass
die hier vorgestellten Indikatoren für die Bestimmung des Grades der Nachhaltigkeit
der Landwirtschaft für sich genommen noch nicht ausreichen. Die Frage
ist, welche weiteren Indikatoren herangezogen werden müssen (vgl. hierzu
bspw. DOLUSCHITZ & ODENING 2000, ECKERT & BREITSCHUH 1997,
EUROPÄISCHE KOMMISSION 2000, EUROSTAT 2001, ISERMANN &
ISERMANN 1999, KNICKEL 2002, OECD 1999, PARRIS 2000, SCHRÖDER,
2001, VDLUFA 1998). Beispielhaft kann auf das Forschungsprogramm ELISA
(Europäische Kommission, GD Landwirtschaft) verwiesen werden, in dem eine
Synthese der vorliegenden Arbeiten über Agrar -Umwelt-Indikatoren erstellt
wurde. Ziel ist es, Instrumente zu schaffen, mit denen sich die Wirkung der
Landwirtschaft auf die Landschaft messen und die Wirkung der gegenwärtigen
und künftigen Agrarpolitik kontrollieren lässt. Ausdrücklich darauf hingewiesen
wird, dass sich die auszuwählenden Indikatoren auf dringliche Handlungsfelder
beschränken sollten und auch einfach zu erheben und zu kontroll ieren sein
müssen.
Auf welchem Wege die Landwirtschaft dazu gebracht werden kann, ein höheres
Maß an Nachhaltigkeit anzustreben ist eine Frage, die sich unmittelbar hieran
anschließt und die in den weiteren Arbeiten untersucht werden soll. Grundsätzlich
soll die Beachtung der in diesem Projekt formulierten Vorgaben möglichst
durch ökonomische Anreize (wie die Bindung von Prämienzahlungen an ökologische
Leistungen und der Vertragsnaturschutz oder auch Abgaben) sicherg estellt
werden. Auch die EU schlägt mi t der „Modulation“ und dem „Cross
Compliance“ verstärkt diesen Weg ein. Grundsätzlich sind Umweltgesetze
(DVO, BNatSchG, BBodSchG, AbfKlärV) und deren kontinuierliche Weiterent -
wicklung zwar unerlässlich. Ordnungsrechtliche Regelungen sollten sich jedoch
schon aus Effizienzgründen auf die Verhinderung von Spitzenbelastungen und
klare Verstöße beschränken.
Diese und andere Empfehlungen der Autoren fanden große Resonanz bei
Behörden, Verbänden und Praktikern. Am 20.05.2000 kamen Fachvertreter der
FH Bingen und des luxemburgischen Herdbuchverbandes, Vertreter
landwirtschaftlicher Behörden (ADD Trier, SGD-Nord, LPP Mainz, SLVA Trier,
SLVA Bitburg-Prüm) und am Projekt beteiligte Landwirte zu einer Diskussion
über das Konzept und erste Ergebnisse des Projektes zu sammen. Die
bisherigen Ergebnisse fanden auch großes Interesse in der wissenschaftlichen
Öffentlichkeit. Ein enger Informationsaustausch findet mit dem
„Herdbuchverband Luxemburger Rinder- und Schweinezüchter“ statt, der sich
ebenfalls mit schlag- und betriebsbezogenen Nährstoffbilanzen beschäftigt
(Hoffmann et al. 2001). Auf VDLUFA -Kongressen u.a. Tagungen hatten die
445

Autoren Gelegenheit, ihre Ergebnisse mit interessierten Kollegen ausführlich zu
diskutieren. Ergebnisse dieses Projektes fließen zudem in die Gestaltung des
VDLUFA-Standpunktes „Grundsätze von Energiebilanzen in der Landwirtschaft“
ein, wobei insbesondere großes Interesse an den gemessenen Brennwerten der
pflanzlichen Ernteprodukte besteht, die bislang in der Form von keiner anderen
Einrichtung erhoben wurden.
5 Offene Fragen
Durch die Einführung des Indikators „Stickstoffzufuhrbegrenzung“ könnten
Bewirtschaftungsfehler erkannt bzw. Betriebe identifiziert werden, die
überdurchschnittlich viel Stickstoff in ihren Betrieb einführen und besonders
hohe Stickstoffüberschüsse aufweisen. Die Frage, ob der abgeleitete Stickstoffbedarf
für die einzelnen Kulturen aus ökologischer und ökonomischer Sicht
unter Einbeziehung der externen Kosten nicht zu hoch angesetzt ist, soll in der
zweiten Phase mit Hilfe ei nes Parzellenversuchs und betriebsbezogenen
Erhebungen in Praxisbetrieben untersucht werden.
In Bezug auf die „Energiebilanzen“ bleibt die Frage offen, inwieweit sich die
Reduzierung des Stickstoffdüngeraufwandes auf die Erträge und die Energie -
kenngrößen auswirkt. Auch dies soll anhand des geplanten Parzellenversuchs
untersucht werden.
In der zweiten Phase sollen bisher abgeleitete Managementstrategien
konkretisiert und nachhaltige land(wirt)schaftliche Nutzungsmöglichkeiten
definiert werden. Hierzu sind die in der Praxis vorkommenden ökonomisch -
ökologischen Zielkonflikte und Zielharmonien sowie Möglichkeiten für eine
Anpassung der ökonomischen und umweltrechtlichen Rahmenbedingungen
herauszuarbeiten. Zudem sind noch Fragen zur Biodiversität, zu den Folgen
und Auswirkungen des Strukturwandels und zur Gestaltung der Agrarlandschaft
zu klären.
6 Literatur
6.1 Verzeichnis der im Text erwähnten Veröffentlichungen und
weiterführende Literatur
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differenzierte Bilanzierung der Stickstoff- und Phosphorüberschüsse der Landwirtschaft
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450

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447

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