niederndorfer, k.r. - Goethe-Universität

High Performance Industrial Polymers
Based on Modified Starch
- Working Group "Sustainability Studies" -
Ökobilanzen in der Landwirtschaft am Beispiel des
Kartoffelstärkeanbaus in Lapua, Westfinnland
unter besonderer Berücksichtigung
von Eutrophierung und Versauerung
Diplomarbeit
Katharina R. Niederndorfer
Institut für Physische Geographie
Johann Wolfgang Goethe-Universität
Frankfurt am Main
Germany
September 2002

Inhalt 1
Inhalt
Einleitung ............................................................................................................................7
Teil 1 .....................................................................................................................................9
1 Die Ökobilanz...............................................................................................................9
1.1 Zieldefinition, Systemgrenzen und Referenzsysteme....................................11
1.2 Sachbilanz............................................................................................................13
1.3 Wirkungsbilanz....................................................................................................17
1.4 Bilanzbewertung.................................................................................................20
2 Wirkungskategorien und Indikatoren ................................................................ 23
2.1 Die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung...........................23
2.1.1 Eutrophierung von Böden und Gewässern ...........................................23
2.1.2 Versauerung von Böden und Gewässern ..............................................29
2.2 Indikatoren der Wirkungskategorien................................................................32
3 Relevante Emissionen im Produktionsweg „Stärke-Farbe“........................ 35
4 Weitere Beurteilungsmethoden ........................................................................... 37
4.1 Verbal-argumentativer Vergleich punktueller wassergetragener
Emissionen..........................................................................................................38
4.2 Nährstoff-Bilanzen..............................................................................................38
4.3 Verbal-argumentative Beurteilung der Bewirtschaftungs- und
Standortfaktoren in der Region Lapua.............................................................40
TEIL 2................................................................................................................................. 42
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische
Eutrophierung........................................................................................................ 42
5.1 Sachbilanz............................................................................................................42
5.1.1 Basisdaten der Sachbilanz.......................................................................42
5.1.2 Zusammenstellung der relevanten Emissionsdaten............................48
5.1.3 Umrechnung auf die Funktionale Einheit...............................................52
5.2 Wirkungsabschätzung........................................................................................54
5.3 Bewertung nach Umweltbundesamt (UBA 1999b)..........................................57
5.3.1 Ökologische Gefährdung.........................................................................57
5.3.2 Distance-to-Target.....................................................................................60
5.3.3 Spezifischer Beitrag..................................................................................64
5.3.4 Ökologische Priorität................................................................................68
5.4 Ergebnisse Versauerung und Terrestrische Eutrophierung.........................70

Inhalt 2
6 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung................ 71
6.1 Beurteilung der punktuellen w assergetragenen Emissionen.......................71
6.2 Beurteilung der diffusen w assergetragenen Nährstoffausträge ..................73
6.2.1 Nährstoff-Bilanzen....................................................................................73
6.2.2 Verbal-argumentative Beurteilung..........................................................79
6.3 Ergebnisse Aquatische Eutrophierung..........................................................117
TEIL 3...............................................................................................................................119
7 Sensitivitätsanalyse und Darstellung der Ergebnisse ................................119
7.1 Sensitivitätsanalyse..........................................................................................119
7.2 Zusammenfassende Darstellung der Ergebnisse.........................................125
8 Diskussion...............................................................................................................128
8.1 Stärkegewinnung aus anderen nachwachsenden Rohstoffen....................128
8.2 Ökobilanzen in der Landwirtschaft im Zusammenhang mit Aquatischer
Eutrophierung...................................................................................................129
9 Ausblick ...................................................................................................................132
10 Zusammenfassung................................................................................................134
Literaturverzeichnis und Links.................................................................................136

Abbildungs- und Tabellenverzeichnis 3
Abbildungs- und Tabellenverzeichnis
Abbildungen
Abb. 1 Aufbau einer Standard-Ökobilanz (DIN 1997) .................................................10
Abb. 2 Vertikalanalyse der Produktionssysteme in der Ökobilanz des Hydrostar
Projektes ...........................................................................................................13
Abb. 3 Modul – Landw irtschaftliches System..............................................................14
Abb. 4 Bew ertungsschritte nach ISO/FDIS 14042 ( UBA 1999b: 9) ............................21
Abb. 5 Die Produktionsroute der „Stärke- Farbe“ und die dabei entstehenden
relevanten Emissionen......................................................................................35
Abb. 6 Skizze einer Nährstoffbilanz .............................................................................39
Abb. 7 Nährstoffausträge aus dem Feldboden ( MONERIS nach BEHRENDT et al.
2000, verändert)................................................................................................40
Abb. 8 Produktionssystem „Stärke-Farbe“...................................................................42
Abb. 9 Prozentualer Anteil der einzelnen Produktionsschritte an den gasförmigen
Emissionen........................................................................................................53
Abb. 10 Mehrbelastung und ökologische Priorität der einzelnen Wirkungskategorien in
Finnland und Deutschland ................................................................................69
Abb. 11 Mittelw erte der Nmin-Mengen im Spätherbst nach der Ernte verschiedener
Kulturarten in Deutschland (KOLBE 2000: 23, verändert) ...............................81
Abb. 12 Relative Nitratausw aschung unter verschiedenen Feldfrüchten in Finnland
GARLUND et al. 2000: 9) .................................................................................82
Abb. 13 Die Feldfrucht-spezifischen Stickstoffdüngeraten, Richtw erte des Finish Agri-
Environmental Programme (FA EP). H = Düngung im Herbst, F = Düngung im
Frühjahr (nach GARLUND et al. 2000:8) .........................................................82
Abb. 14 Erosionsgefährdung durch verschiedene Feldfrüchte (FREDE & DA PPERT
1999) .................................................................................................................84
Abb. 15 Phosphordüngemengen zu verschiedenen Feldfrüchten in Finnland nach
FAEP (VERMEULEN & BÄCKMA N 2000: 8)...................................................86

Abbildungs- und Tabellenverzeichnis 4
Abb. 16 Finnland, die Provinz Etelä- Pohjanmaa und das Untersuchungsgebiet um die
Stärkefabrik der Fir ma RAISIO, Lapua (STATISTICS FINLAND 2001: 100) ..88
Abb. 17 Übersichtskarte des Anbaugebietes um Lapua, Westfinnland ( TIEKARTTA
1:200.000: GT7 Vaasa-Kokkola) ......................................................................89
Abb. 18 Landschaft entlang des Flusses Nurmonjoki....................................................91
Abb. 19 Geologische Übersicht der Region um Lapua .................................................92
Abb. 20 Oberflächensubstrate im Gebiet des Flusses Nur monjoki (in Anlehnung an
das Kartenblatt 2311 08 Hellanmaa der finnischen Kartenserie Maaperäkartta
1:20 000) ...........................................................................................................94
Abb. 21 Blick von Simpsiö nach N- NE auf das Anbaugebiet entlang des Lapuanjoki..95
Abb. 22 Position der Catenen im Untersuchungsgebiet (TIEKARTTA 1:200.000: GT7
Vaasa-Kokkola).................................................................................................96
Abb. 23 Eisenhumuspodsol unter Wald aus grobschhluffigen marinogenen
Ablagerungen....................................................................................................98
Abb. 24 Erodierte Podsole..............................................................................................99
Abb. 25 Naturnahes Moor ............................................................................................100
Abb. 26 Qualmw asserüberschwemmung am Fluss Lapuanjoki..................................101
Abb. 27 humusreichen Gley- Pseudogley aus postglazialem marinogenem Schluff über
postglazialem marinogenem Ton ...................................................................102
Abb. 28 Anmoorgley mit abgesenktem Grundw asser aus postglazialem mar inogenem
Schluff .............................................................................................................103
Abb. 29 Denitrifikation in Abhängigkeit von Bodenfeuchte und –temperatur (KUNTZE
et al. 1994: 209) ..............................................................................................108
Abb. 30 Erosionsrisiko in der Region Lapua (REKOLAINEN & LEEK 1996) ..............112
Abb. 31 Einflüsse auf den K-Faktor (AUERSWALD 1987 in KUNTZE et al. 1994: 361) .
.......................................................................................................................113

Abbildungs- und Tabellenverzeichnis 5
Abb. 32 Die Anw endung von Phosphor in Mineraldünger und Wirtschaftsdünger
(kg/(ha*a)) und die Phosphoraufnahme durch die Ernte (kg/(ha*a)) zw ischen
1920 und 1995 in Finnland. Rechte obere Ecke: Die Entw icklung der
Ammonium-Acetat-extrahierbaren (AAAc) Phosphorkonzentrationen ( mg/l) in
den Oberböden Finnlands.(PUUSTINEN 2001: 10) ......................................115
Abb. 33 Pestizidanw endungen in einigen europäischen Staaten (nach STATISTICS
FINLAND 2001: 54) ........................................................................................120
Abb. 34 Stickstoff- und Phosphoremissionen in Finnland ( PUUSTINEN 2001,
verändert)........................................................................................................123
Abb. 35 Stickstoff- und Phosphoreinträge in die Flussgebiete Deutschlands im
Zeitraum von 1993 bis 1997 (BEHRENDT et al. 2000, verändert) ................124
Abb. 36 Mehrbelastung der Lebensw ege „Stärke-Farbe“ und „Standard-Farbe“ ( in %-
3-
SO2-Äquivalente und %- PO4 -Äquivalente)...................................................125
Tabellen
Tab. 1 Indikatoren für die Wirkungskategorien terrestrische und aquatische
Eutrophierung....................................................................................................33
Tab. 2 Minimale und maximale Anzahl der Arbeitsschritte im Stärkekartoffelanbau,
Region Lapua....................................................................................................46
Tab. 3 Nährstoffzusammensetzung des NPK- Düngers Y-lannos 7 der Fir ma KEMIRA
(EXTENSION SERVICE 2001).........................................................................46
Tab. 4 Äquivalenzfaktoren (UBA 1999c; Heijungs et al. 1992) .......................................54
Tab. 5 Vergleich der Äquivalente „Stärke-Farbe“ mit denen der „Standard-Farbe“ .......55
Tab. 6 Mehrbelastung ......................................................................................................56
Tab. 7 Beurteilung der Ökologischen Gefährdung ..........................................................60
Tab. 8 Beurteilung des Distance-to-Target......................................................................64
Tab. 9 Berechnung der Äquivalente der Gesamtjahresemissionen in Deutschland und
Finnland.............................................................................................................65

Abbildungs- und Tabellenverzeichnis 6
Tab. 10 Äquivalente der „Stärke-Farbe“ und der „Standard-Farbe“ ..............................66
Tab. 11 Ergebnisse des spezifischer Beitrags und Umrechnung in Pr ozent................66
Tab. 12 Klassifizierung zur Rangbildung über die spezifischen Beiträge (UBA 1999b:
20) ....................................................................................................................67
Tab. 13 Einzelbeurteilung des Spezifischen Beitrages für Deutschland und Finnland
.........................................................................................................................67
Tab. 14 Gesamtbeurteilung des Spezifischen Beitrages für Deutschland und Finnland
.........................................................................................................................67
Tab. 15 Zusammenfassende Beurteilung der ökologischen Priorität (nach UBA 1999b:
23)..... ................................................................................................................68
Tab. 16 Durchschnittliche Abw assermengen und Nährstoffkonzentrationen in
Abw ässern der Stärkeproduktion und Erdölverarbeitung ................................71
Tab. 17 Durchschnittliche Stickstoffentzüge durch Kartoffeln und Mittelw ert...............75
Tab. 18 Durchschnittliche Phosphorentzüge durch Kartoffeln und Mittelw ert..............78
Tab. 19 Monatsmittelw erte des Niederschlags in West- und Zentralfinnland
(WEATHER IN FINLAND 2001) .......................................................................90
Tab. 20 Bodenprofile aus schluffig-sandigen Ausgangssubstraten............................105
Tab. 21 Korngröße und Humusgehalt typischer „Kartoffelböden“ in der Region Lapua
.......................................................................................................................106
Tab. 22 K-Faktor der „Kartoffelböden“ (AG BODEN 1994: 329) .................................113
Tab. 23 Vergleich einiger Stärkepflanzen in ihren Umw eltw irkungen (nach WINTZER
et al. 1993, verändert).....................................................................................128

Einleitung 7
Einleitung
Das Projekt Hydrostar (High Perfomance Industrial Poly mers based on Modified Starch)
ist ein internationales, interdisziplinäres Forschungsprojekt, das sich mit der möglichen
Anw endung von Stärke und Stärkederivaten in hochqualitativen industriellen Polymeren
befasst. Konkret geht es um den Einsatz von Kartoffelstärke in Farben und Lacken, als
Ersatzstoff für aus der Rohölkette gew onnene Substanzen (z.B. Vynilversatate).
Innerhalb des 5. Rahmenprogramms der Europäischen Union gehört Hydrostar zu einer
Gruppe von Projekten, in der w ettbew erbsfähige, nachhaltige Entw icklung thematisiert
wird. Für eine nachhaltige Entw icklung soll der Einsatz von nachw achsenden Rohstoffen
auf drei Ebenen überprüft w erden:
• Ökologische Nachhaltigkeit
• Ökonomische Nachhaltigkeit
• Soziologische Nachhaltigkeit
Diese Überprüfung geschieht im Rahmen des Projektes Hydrostar durch eine Nachhaltigkeitsstudie,
die von der Arbeitsgruppe Hydrostar am Institut für Physische Geographie der
Johann Wolfgang Goethe-Universität Frankfurt am Main durchgeführt w ird.
Die ökologische Bew ertung erfolgt anhand der Ökobilanz- Methode, mit w elcher die Produktionsw
ege der „Standard-Farbe“ und der „Stärke-Farbe“ einander gegenübergestellt
und hinsichtlich ihrer Umw eltw irkungen beurteilt w erden.
Ziel der Ökobilanz des Projektes Hydrostar ist es, die Stoff- und Energieflüsse dieser
beiden unterschiedlichen Produktionssysteme zu bestimmen und hinsichtlich ihrer Umweltw
irkungen zu beurteilen. Die ermittelten Umw eltw irkungen können dann in so genannte
Umw eltw irkungskategorien aufgeteilt w erden, in denen einzelne Umw eltproblembereiche
genauer betrachtet w erden.
Die vorliegende Diplomarbeit behandelt einen Teil der Ökobilanz des Projektes Hydrostar.
Sie berücksichtigt die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung, w obei der
Schw erpunkt der Untersuchungen auf der landw irtschaftlichen Produktion der Stärkekartoffeln,
bzw. auf dem Herstellungsprozess der auf Stärkederivaten basierenden Farbe
liegt.
Der abschließende Vergleich geschieht durch die Gegenüberstellung der erarbeiteten
Ergebnisse mit den Daten des Produktionsw eges der auf Erdöl basierenden „Standard-
Farbe“.

Einleitung 8
Ziel der Diplom arbeit ist eine möglichst umfassende Beurteilung des Produktionsw eges
der „Stärke-Farbe“ hinsichtlich der Umw eltw irkungen Eutrophierung und Versauerung.
Die Arbeit gliedert sich in drei Teile:
Teil 1 dient als Basisteil für die Durchführung der Ökobilanz.
In Kapitel 1 w ird die Ökobilanz- Methode und die Ökobilanz des Projektes Hydrostar vorgestellt.
In Kapitel 2 w erden die Umw eltw irkungen Eutrophierung und Versauerung näher beschrieben.
Anschließend w erden Indikatoren bestimmt, anhand derer das Eutrophierungsbzw
. Versauerungspotential der Produktionsw ege beurteilt w erden soll. Die Indikatoren
entsprechen w eitgehend den Emissionen, die zu den Umw eltw irkungen Eutrophierung
und Versauerung beitragen.
In Kapitel 3 w erden die eutrophierend und versauernd wirkenden Emissionen aus dem
Herstellungsprozess der „Stärke-Farbe“ vorgestellt. Hierzu w ird der Produktionsprozess in
einzelne Abschnitte unterteilt.
In Kapitel 4 w erden die Methoden zur Bew ertung der Wirkungskategorien dargestellt. Die
Wirkungskategorien terrestrische Eutrophierung und Versauerung w erden über die Ökobilanz-Methode
beurteilt. Aufgrund der unterschiedlichen Datenlage lässt sich die Wirkungskategorie
aquatische Eutrophierung nicht über die Ökobilanz-Methode einschätzen.
Sie w ird daher über verbal-argumentative Beurteilungen und Nährstoff-Flächenbilanzen
bew ertet.
In Teil 2 erfolgt die Durchführung der gew ählten Methoden.
Kapitel 5 enthält die Beurteilung der Wir kungskategor ien Versauerung und terrestrische
Eutrophierung über die Ökobilanz- Methode.
Anschließend w ird in Kapitel 6 über die verbal-argumentativen Beurteilungen und Nährstoff-Bilanzen
das aquatische Eutrophierungspotential bew ertet.
In Teil 3 geschieht die abschließende Zusammenstellung und Diskussion der Ergebnisse.
In Kapitel 7 erfolgt eine Sensitivitätsanalyse und die Zusammenführung und Darstellung
der Ergebnisse.
In der folgende Diskussion in Kapitel 8 w erden alternative Stärkepflanzen der Stärkekartoffel
gegenübergestellt, und im Zusammenhang mit der Wirkungskategorie aquatische
Eutrophierung die Behandlung der Landw irtschaft in Ökobilanzen besprochen.
Abschließend erfolgt in Kapitel 9 ein Ausblick und in Kapitel 10 eine Zusammenfassung
der Arbeit.

Teil 1 9
1 Die Ökobilanz
Teil 1
1 Die Ökobilanz
Die Nachhaltigkeitsstudie des Projektes Hydrostar besteht aus insgesamt zw ei Teilbereichen:
einem ökologischen und einem soziökonomischen 1 Teil.
Zur Abschätzung der möglichen Umw eltbelastungen (ökologischer Teil) durch die genannten
Produktionsw ege w urde die Ökobilanz, oder auch LCA (Life Cycle Analysis), als
Methode gew ählt. Im Folgenden soll die Ökobilanz-Methode vorgestellt w erden.
Die Idee der Ökobilanzierung entw ickelte sich aus der Erkenntnis, dass bei der ökologischen
Bew ertung von Prozessen, Gütern und Dienstleistungen erhebliche Fehlbeurteilungen
zustande kommen können, w enn nicht alle Lebensbereiche sorgfältig analysiert w erden:
Rohstoffbeschaffung, Herstellung, Gebrauch, Recycling und Entsorgung.
Folgende Definition w ird vorgeschlagen (zit. nach UBA 1992: 17):
„Die Ökobilanz ist ein möglichst umfassender Vergleich der Umweltauswirkungen
zweier oder mehrerer unterschiedlicher Produkte, Produktgruppen, Systeme, Verfahren
oder Verhaltensweisen. Sie dient der Offenlegung von Schwachstellen, der
Verbesserung der Umwelteigenschaften der Produkte, der Entscheidungsfindung in
der Beschaffung und im Einkauf, der Förderung umweltfreundlicher Produkte und
Verfahren, dem Vergleich alternativer Verhaltensweisen und der Begründung von
Handlungsempfehlungen.“
Idealerw eise sollte eine Ökobilanz umfassende Informationen zum gesamten Lebensw eg
eines Produktes liefern, d.h. von der Ressourcennutzung über die Herstellung, den
Transport und den Gebrauch, bis schließlich zur Beseitigung und/oder dem Recycling des
Produktes (SCHMIDT-BLEEK 1997). Auf dieser Basis sollte sie die Voraussetzung für
einen Vergleich und eine Optimierung schaffen.
Meist sind diese Anforderung in der Praxis nur schw er umzusetzen. Es kann sein, dass
Daten verglichen w erden, die z.B. aufgrund unterschiedlicher Erhebungsbedingungen
nicht vergleichbar sind, oder dass nicht übertragbare Ergebnisse verallgemeinert w erden.
1 Der soziologische und der ökonomische Teil wurden in der Studie zusammengefasst.

Teil 1 10
1 Die Ökobilanz
Zudem w erden häufig unterschiedliche Schw erpunkte innerhalb der Bilanzierungen gesetzt.
Je nachdem, w ie die Beurteilungskriterien gew ählt werden, kann das Ergebnis von
Ökobilanzen über die selben Produkte unterschiedlich ausfallen. Aus diesen Gründen
gelten Ökobilanzen bislang untereinander als nicht vergleichbar (SCHMIDT-BLEEK
1997).
Dieses Problem versucht man mit Standardisierungsvorschlägen zu lösen. Als ein
europäischer Standard hat sich die DIN EN ISO 14040 (ff, DIN 1997) herausgebildet,
welche auch der Ökobilanz des Projektes Hydrostar zugrunde liegt.
Nach EN ISO 14040 (DIN 1997) besteht eine Ökobilanz aus den folgenden Bestandteilen:
• Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens
• Sachbilanz
• Wirkungsabschätzung / Wirkungsbilanz
• Auswertung / Bilanzbewertung
Die folgende Abbildung veranschaulicht den Aufbau einer Standard-Ökobilanz. Auswertung
und Bilanzbew ertung erfolgen zwar hauptsächlich am Ende der Ökobilanz, es findet
jedoch auch nach jedem Bilanzschritt eine Zw ischenbewertung statt.
Abb. 1 Aufbau einer Standard-Ökobilanz (DIN 1997)
Im Folgenden w erden die Bausteine der Ökobilanz näher erläutert. Hierbei w erden die
einzelnen Bestandteile allgemein, sow ie im Zusammenhang mit dem Projekt Hydrostar
dargestellt.

Teil 1 11
1 Die Ökobilanz
1.1 Zieldefinition, Systemgrenzen und Referenzsysteme
Der erste Schritt einer Ökobilanzierung sollte die Definition des Bilanzierungsziels sein.
Hierbei muss möglichst klar formuliert w erden, w elche Ergebnisse von der Bilanz erw artet
werden.
Das Ziel der Ökobilanz im Projekt Hydrostar ist die Bestimmung der Stoff- und Energieflüsse
und deren Umw eltausw irkungen im Zusammenhang mit zw ei Produktionssystemen:
einem landw irtschaftlichen und einem petrochemischen System. Über die Intensität
der auftretenden Umw eltw irkungen, sollen die Systeme anschließend in ihrer ökologischen
Nachhaltigkeit beurteilt w erden.
Der Umfang w ird durch die Auswahl der zu untersuchenden Produkte, Prozesse oder
Dienstleistungen, der Untersuchungsaspekte und durch eine räumliche und zeitliche Eingrenzung
bestimmt.
Die Systemgrenzen w erden auf verschiedenen Ebenen festgelegt:
• Betrachteter Lebenszyklus
• Geographische Systemgrenze
• Zeitliche Systemgrenze
• Thematische Systemgrenze
Betrachteter Lebenszyklus
Entsprechend dem Subjekt der Ökobilanz, w ird der Ökobilanztyp festgelegt. GEIER
(2000: 50 ff) unterscheidet zw ischen Produkt- und Prozess-Ökobilanzen. Werden die, mit
einem oder mehreren Produkten verbundenen Umw eltw irkungen ermittelt und beurteilt,
handelt es sich um eine Produkt- Ökobilanz. Nach SCHMIDT-BLEEK (1997: 275) können
Produkte nur auf der Basis der Dienstleistungen, die sie bieten, miteinander verglichen
werden. Das bedeutet, dass Produkte nur über ihren Nutzen sinnvoll einander gegenübergestellt
w erden können.
Steht der Vergleich von Prozessen im Vordergrund, so ist es eine Prozess-Ökobilanz.
Letztere lässt sich differenzieren in Prozess-Ökobilanzen, die Pr ozesse mit gleicher Produktleistung
vergleichen und solchen, die Prozesse mit voneinander abw eichenden Produktleistungen
beurteilen. Eine Ökobilanz mit Prozessen gleicher Produktleistung w äre
z.B. die Betrachtung verschiedener Verfahren zur Kartoffelkrautbeseitigung. Ein Beispiel
für eine Ökobilanz mit Prozessen abw eichender Produktleistung w äre der Vergleich unterschiedlicher
Bew irtschaftungsintensitäten des Ackerbaus (DIETRICH 1998 in GEIER
2000: 50).

Teil 1 12
1 Die Ökobilanz
In der Ökobilanz des Projektes Hydrostar steht die Beurteilung von zw ei Produktionssystemen
hinsichtlich ihrer Umw eltw irkungen im Mittelpunkt. Die Produkte der beiden Systeme
sind zw ar nicht identisch, erfüllen letztlich jedoch den gleichen Zw eck als Inhaltsstoffe
von Lacken und Farben und sind daher miteinander vergleichbar. Verglichen w erden sollen
die Produktionsw ege zur Herstellung dieser Produkte. Die Ökobilanz Hydrostar ist
daher eine Produkt-Ökobilanz mit gleicher Produktionsleistung.
Idealerw eise sollte der gesamte Lebenszyklus der Produkte betrachtet w erden. Dazu gehören
auch die Belastungen, die bei der Bereitstellung von Energieträgern oder Hilfsstoffen
entstehen. Auf die Einzelheiten des betrachteten Lebenszyklus w ird in Abschnitt 1.2
näher eingegangen.
Geographische Systemgrenze
Die Grundlage für die landw irtschaftliche Produktion bildet der Stärkekartoffelanbau, w ie
er in der Provinz Etelä- Pohjanmaa und insbesondere in der Region um die Stadt Lapua in
Westfinnland betrieben w ird (im Folgenden „Region Lapua“). Ebenso w ird von den physisch-geographischen
Gegebenheiten dieser Region ausgegangen.
Der Schw erpunkt auf dieses Gebiet ergibt sich durch den Projektpartner RAISIO. Die
RAISIO Group ist ein internationaler Konzern zur Herstellung von Papierrohstoffen, Nahrungsmitteln
und Nahrungsmittelbestandteilen, Tierfutter und Malz.
Eine dem Unternehmen zugehörige Kartoffelstärkefabrik befindet sich in Lapua. Die Fabrik
verarbeitet die Stärkekartoffeln aus dieser Region. Es bietet sich daher an, die Umweltausw
irkungen des Stärkekartoffelanbaus dort zu untersuchen, da in diesem Gebiet in
größerem Maße Stärkekartoffeln angebaut werden, und die Anbaudaten mit den Daten
der Stärkefabrik direkt in Verbindung gebracht w erden können.
Zeitliche Systemgrenze
Bei dem Pr odukt Wandfarbe handelt es sich um ein sehr langlebiges Produkt, bei dem der
Zeitraum bis zur möglichen Wiederverw ertung, bzw. bis zum Recycling, schw er einzuschätzen
ist. Es w ird sich daher auf den reinen Herstellungsprozess konzentriert.
Bei der Beurteilung des landw irtschaftlichen Produktionsw eges bildet eine Anbauperiode
die zeitliche Systemgrenze. Aufgrund der monokulturellen Anbauw eise in der Region um
Lapua (siehe Abschnitt 5.1.1) w ird von einer Berücksichtigung der gesamten Fruchtfolge
abgesehen.

Teil 1 13
1 Die Ökobilanz
Thematische Systemgrenze und betrachtete Aspekte
Die zu betrachtenden Aspekte ergeben sich durch die Zielsetzung. Es w erden überw iegend
Stoff- und Energieströme berücksichtigt. Zur Beurteilung der aquatischen Eutrophierung
w erden außerdem bew irtschaftungs- und standortbezogene Aspekte hinzugezogen.
Da die ökologische Bew ertung nicht absolut erfolgen kann, sondern nur in Relation zu
vergleichbaren Produkten, ist es notw endig Referenzsysteme festzulegen.
Dem Produkt aus nachwachsenden Rohstoffen („Stärke-Farbe“) wird ein vergleichbares
Produkt aus ressourcen-knappen Rohstoffen („Standard-Farbe“) gegenübergestellt. Das
Referenzsystem „Herstellungsprozess der Standard-Farbe“ kann in dieser Arbeit nur soweit
berücksichtigt w erden, w ie es für die Aufgabenstellung notw endig ist. Zur vollständigen
Beschreibung des Herstellungsprozesses der „Standard-Farbe“ w ird auf den
Abschlußbericht des Projektes Hydrostar verwiesen.
1.2 Sachbilanz
Nach der Festlegung der Rahmenbedingungen folgt die Sachbilanz. Sie stellt das eigentliche
Kernstück einer Ökobilanz dar. In ihr w ird die Datenbasis aufgestellt d.h., es w erden
die, für die Ökobilanz notw endigen, Stoff- und Energieflüsse als Input- und Outputgrößen
bilanziert.
Im ersten Schritt w erden die einzelnen Lebensw ege hinsichtlich der Stoff- und Energieflüsse
anhand einer so genannten Vertikalanalyse genauer betrachtet (SCHMIDT-BLEEK
1997: 276). Dabei w erden die einzelnen Lebensw ege in unterschiedliche Lebensabschnitte
oder Module unterteilt.
Innerhalb der beiden Produktionssysteme des Hydrostar-Projektes w urden 10 verschiedene
Module festgelegt. Fünf für die aus Erdöl hergestellten Komponenten für die „Standard-Farbe“
und fünf für die Herstellung der Stärke-Farbbestandteile.
Abb. 2 Vertikalanalyse der Produktionssysteme in der Ökobilanz des Hydrostar Projektes

Teil 1 14
1 Die Ökobilanz
Die einzelnen Produktionsschritte sind durch Stoff- und Energieflüsse miteinander verbunden
und jedes einzelne Modul w eist eigene Input- sow ie Outputgrößen auf. Dies soll
beispielhaft am ersten Schritt des Produktionsw eges der „Stärke-Farbe“, dem Landw irtschaftlichen
System, dargestellt w erden:
Abb. 3 Modul – Landw irtschaftliches System
Zunächst w erden die Stoff- und Energieflüsse berücksichtigt, die in das System einfließen
müssen, um eine Kultivierung von Stärkekartoffeln zu ermöglichen. Dazu gehören Rohstoffe
wie z.B. Eisenerz und Wasser oder Energieträger w ie z.B. Rohöl. Aus diesen
Grundrohstoffen w erden die notw endigen Betr iebsmittel für die Stärkekartoffelproduktion
hergestellt.
Der Produktionsabschnitt der eigentlichen „Landw irtschaftlichen Phase“, d.h. der Saat,
Feldbearbeitung und Ernte, steht in enger Wechselw irkung mit den Umw eltfaktoren. So
wird in diesem Teil der Input überw iegend von natürlichen Faktoren w ie Sonneneinstrahlung,
Wasser oder Wind bestimmt, w ährend die Emissionen aus der Landw irtschaft ihrerseits
Ausw irkungen auf die Umw elt haben. Diese landw irtschaftsbürtigen Stoffströme, die
in Verbindung mit der Herstellung des Hauptproduktes Stärkekartoffeln entstehen, bilden
den Output. Sie w erden anschließend entsprechend ihrer Umw eltw irkung, in unterschiedlichen
Wirkungskategorien betrachtet (siehe Abschnitt 1.3).

Teil 1 15
1 Die Ökobilanz
Der Hauptvorteil einer Unterteilung der Lebensw ege in Module ist, dass jedes Modul getrennt
von den anderen untersucht w erden kann, da jedes Modul seine eigenen Input- und
Outputgrößen hat. Weitere Vorteile, die sich aus der Bildung von Modulen ergeben, w erden
von GEIER w ie folgt zusammengefasst (GEIER 2000: 13):
• Prozesse können getrennt untersucht und beschrieben w erden
• das Vorgehen kann nachvollzogen w erden
• der Aufbau der Untersuchung ist klar und übersichtlich
• gleiche Sachverhalte w erden gleich behandelt
• Änderungen an definierten Modulen sind leicht möglich
• bereits untersuchte Module können sofort auch in andere Lebensw ege eingebunden
w erden
Da die Module untereinander verbunden sind und häufig noch beliebig viele Vormodule
einem Modul vorangestellt w erden können, ist es notw endig, so genannte Abschneidekriterien
zu entw ickeln (z.B. GEIER 2000). Sie sollen definieren, bis zu w elchem Grad ein
Modul zu berücksichtigen ist. Eine solche Abschneidung von Modulen ist vor allem dann
notw endig, w enn die Berücksichtigung des Moduls den Aufw and für die Bilanz erheblich
vergrößern würden, ohne den Erkenntnisw ert zu erhöhen.
Im Fall der Ökobilanz Hydrostar w urden die Abschneidekriterien so angesetzt, dass die
Module der Latex- und Farbenherstellung in der Sachbilanz nicht berücksichtigt w erden.
Dies ist darin begründet, dass diese Herstellungsprozesse in beiden Lebensw egen gleich
verlaufen und lediglich die Inhaltsstoffe variieren. Die zu erw artenden Stoff- und Energieströme
bei der Latex- und Farbherstellung unterscheiden sich daher in den Lebensw ege
nicht und ein Vergleich w ürde zu keiner w eiteren Erkenntnis führen.
Des w eiteren w urden zur Reduzierung des Arbeitsaufw andes folgende Abschneidekriterien
innerhalb der Produktionsroute der „Stärke- Farbe“ festgelegt:
• Nichtberücksichtigen der Herstellung von landw irtschaftlichen Nutzfahrzeugen und
von Maschinen für die Stärkeherstellung und –oxidation
• Nichtberücksichtigen der Saatkartoffelproduktion
• Nichtberücksichtigen der Herstellung von Energieträgern für die Stärkeproduktion
und -oxidation

Teil 1 16
1 Die Ökobilanz
Das nach SCHMIDT-BLEEK (1997: 279) w ahrscheinlich schw erw iegendste Problem beim
Aufstellen und Anw enden von Ökobilanzen liegt jedoch nicht im Festlegen der Abschneidekriterien,
sondern in der Ausw ahl der zu verwendenden Daten. Die Problematik besteht
darin, dass die Herkunft der Daten häufig nicht nachvollziehbar ist, oder dass die verfügbaren
Daten oft untereinander nicht vergleichbar sind.
Legt man zu Beginn der Studie fest, w elche Arten von Daten berücksichtigt w erden sollen,
ist von Anfang an klar, dass andere Informationen unberücksichtigt bleiben, und so Fehler
in der Bilanz entstehen können. Sollen jedoch, um dies zu vermeiden, alle Informationen
berücksichtigt w erden, kann es sein, dass das Produkt am schlechtesten abschneidet,
über w elches die meisten Informationen existieren.
Zur Vermeidung dieses Dilemmas w ird vorgeschlagen, Datenbanken anzulegen, die Informationen
enthalten, w ie sie häufig in Ökobilanzen gebraucht w erden (SCHMIDT-
BLEEK 1993: 280).
In der Ökobilanz des Projektes Hydrostar w urden sowohl Informationen aus solchen Datenbanken
als auch Informationen aus Ökobilanz-bezogener Literatur verw endet.
Neben diesen allgemeinen Daten w erden jedoch häufig - so auch im Projekt Hydrostar -
spezifische Daten benötigt. Zum eigentlichen Herstellungsprozess von Kartoffelstärke
liegen z.B. keine Datenbanken vor. Daher mussten diese Informationen von dem Unternehmen
selbst erfragt werden. In diesem Falle w ar man auf die Aussagebereitschaft der
Stärkefabrik der Fir ma RAISIO in Lapua angew iesen.
Auf die verwendeten Daten und Datenquellen w ird in Abschnitt 5.1 näher eingegangen.
Die er mittelten Daten für den Herstellungsprozess der „Stärke-„ bzw. der „Standard-
Farbe“ w erden anschließend einander gegenübergestellt. Um die aus unterschiedlichen
Quellen stammenden Daten miteinander vergleichen zu können, müssen diese auf die so
genannte funktionale Einheit umgerechnet w erden. Eine funktionale Einheit stellt somit die
Bezugseinheit für alle er mittelten Daten dar.
Im Projekt Hydrostar ist diese funktionale Einheit ein m² gestrichene Wand. Das heißt,
es w ird berechnet, w ie viel von einer Substanz emittiert w ird, um die Menge Farbe herzustellen,
mit der ein m² Wand deckend mit Erdöl- bzw . Stärkefarbe gestrichen w erden
kann.

Teil 1 17
1 Die Ökobilanz
1.3 Wirkungsbilanz
Auf die Sachbilanz folgt die Wirkungsabschätzung oder auch Wirkungsbilanz. Sie bew ertet
die in der Sachbilanz erhobenen und ggf. aggregierten Daten hinsichtlich ihrer Wirkungspotentiale
auf ausgew ählte ökologische Wir kungskategor ien. Die Sachbilanzdaten
werden spezifischen Umw eltw irkungen zugeordnet und es w ird versucht, die hieraus resultierenden
potentiellen Wirkungen zu erkennen (DIN 1997).
Die Wirkungsbilanz kann nach KALTSCHMITT & REINHARDT (1997) in drei Schritte untergliedert
w erden:
• Festlegung der Wirkungskategorien
• Wirkungszuordnung
• Wirkungscharakterisierung
Festlegung der Wirkungskategorien
Die Festlegung der Wir kungskategor ien sollte schon im Schritt „ Definition von Ziel und
Umfang“ geschehen, w ird jedoch sinngemäß erst in diesem Abschnitt behandelt. Eine
Festlegung der zu berücksichtigenden Wirkungskategorien existiert nicht (GEIER 2000).
Sie sollten jedoch nach der ISO Norm 14042 die, mit dem zu untersuchenden Produktsystem
verbundenen, Umw eltthemen umfassend w iderspiegeln (ISO 1999).
Als Grundlage kann die Berücksichtigung der von SETA C (1993) vorgeschlagenen drei
Schutzgüter gelten:
• natürliche Ressourcen
• menschliche Gesundheit
• ökologische Wirkungen
Vorschläge für die zu berücksichtigenden Wirkungskategorien w urden von mehreren Institutionen
formuliert (z.B. SETAC 1992; UBA 1995; DIN- NAGUS 1994).
Die Standardliste nach DIN-NAGUS (Stand 4. Juli 1995, DIN- NAGUS in KALTSCHMITT
& REINHA RDT 1997) ist in folgender Übersicht abgebildet. Sie stellt den aktuellen Stand
der Diskussion zu Wirkungskategorien im DIN-NAGUS dar (GEIER 2000; UBA 1999a).

Teil 1 18
1 Die Ökobilanz
Ressourcenverbrauch
Naturraumbeanspruchung
Treibhauseffekt
Ozonabbau
Versauerung
Eutrophierung
Ökotoxizität
Humantoxizität
Sommersmog
Lärmbelastung
Zu der Festlegung von Wirkungskategorie-Listen ist kritisch anzumerken, dass sie immer
durch den aktuellen Kenntnisstand über die jew eiligen Umw elteffekte begrenzt sind.
SCHMIDT-BLEEK bezeichnet daher die Wirkungsbilanz an sich als den Punkt in einer
Ökobilanz, „an der das jew eils aktuelle, vorübergehende, stets vorläufige Wissen über
den Stoffwechsel zw ischen Mensch und Natur einfließt“ (zit. nach SCHMIDT-BLEEK
1997: 281). Aus diesem Grund betont die Arbeitsgruppe des Umw eltbundesamtes zur
Methodik in produktbezogenen Ökobilanzen, dass die Aufstellung von Wirkungskategorien
ein dynamischer Prozess sein sollte, bei dem Änderungen und Erw eiterungen jederzeit
möglich sind ( UBA 1995).
Außerdem unterliegt die Zusammenstellung von Wirkungskategorien gesellschaftlichen
Präferenzen. Ein Beispiel hierfür könnten der Treibhauseffekt oder der Ozonabbau sein,
für die sich, im Verlauf der neunziger Jahre, ein starker Interessenszuwachs sowohl in der
Öffentlichkeit, als auch in internationalen w issenschaftlichen Debatten herausbildete.
Um eine etw as unabhängigere Auflistung zu erreichen, schlägt SCHMIDT-BLEEK (1997:
284) vor, sich weniger auf die Einzelw irkungen von menschlichen Aktivitäten auf die Umwelt
zu konzentrieren als auf die Stoffströme, die damit verbunden sind.
Entsprechend dem Untersuchungsfeld kann sich eine Verlagerung der Schw erpunkte
innerhalb der Wirkungskategorien ergeben. So kann sich für die, von der modernen
Landw irtschaft ausgehenden Umw eltbelastungen, eine abw eichende Kategorisierung
ergeben als für Belastungen von anderen Sektoren. Auf die besondere Position der
Landw irtschaft in Ökobilanzen soll in Abschnitt 8.2 näher eingegangen w erden.

Teil 1 19
1 Die Ökobilanz
Die Wirkungskategorien für die Ökobilanzierung im Projekt Hydrostar wurden so gew ählt,
dass sie die Umw eltw irkungen der beiden Produktionssysteme Landw irtschaft und Petrochemie
ausreichend abdecken.
Treibhauseffekt
Versauerung
Eutrophierung
Ressourcenverbrauch
Biodiversität
In dieser Diplomarbeit w erden nur die Wirkungskategorien Versauerung und Eutrophierung
betrachtet. Für eine, auf allen Wir kungskategor ien basierende, abschließende Bewertung
der Lebensw ege w ird auf den Abschlußbericht des Projektes Hydrostar verw iesen.
Wirkungszuordnung
In der Wirkungszuordnung w erden die, in der Sachbilanz berücksichtigten, Emissionen
und Immissionen den Umw eltw irkungen zugeordnet. Die erfassten Daten dienen so als
Indikatoren für bestimmte Wirkungskategorien. Man kann zw ischen direkten und indirekten
Indikatoren unterscheiden. Direkte Einw irkungen (Immissionen) können als direkte
Indikatoren angesehen w erden. Die vom Prozess oder Produkt ausgehenden Wirkungen
(Emissionen) w erden als indirekte Indikatoren angesprochen (GEIER 2000). Aufgrund des
geringeren Erfassungsaufwandes werden meist indirekte Indikatoren herangezogen.
Stoffe, die an bestimmter Stelle emittiert w erden, unterliegen in der Umw elt oft Abbauoder
Umw andlungsprozessen, bevor sie als Immission auf Pflanzen, Tiere, Böden oder
Gew ässer einw irken. Der Ablauf dieser Prozesse ist i.d.R. nicht einfach festzustellen.
Werden nun ausschließlich Emissionsdaten verw endet, um die Wirkungsbilanz aufzustellen,
muss diese Einschränkung beachtet w erden.
Zudem sollte berücksichtigt w erden, dass manche Substanzen nicht nur einer Umw eltw irkung
zuzuordnen sind, sondern in mehreren Umw eltbereichen zugleich Ausw irkungen
haben können. So trägt z.B. NOx gleichzeitig zur Versauerung, sow ie zur Eutrophierung
von Böden und Gew ässern bei.

Teil 1 20
1 Die Ökobilanz
Wirkungscharakterisierung
Für jede Wirkungskategorie stehen schließlich mehrere Werte zur Verfügung.
Um zu einem Indikatorenw ert zu gelangen, w erden die Ergebnisse in der Wirkungscharakterisierung
aggregiert.
Eine Aggregation der Schadstoffe bedeutet, dass z.B. das Versauerungs-, bzw. das
Eutrophierungspotential der einzelnen Substanzen im Verhältnis zu einer Referenzsubstanz
errechnet w ird. Für die Versauerung ist diese Referenzsubstanz Schw efeldioxid, für
die Eutrophierung Phosphat.
1.4 Bilanzbewertung
In der Bilanzbew ertung w erden die ökologischen Vor- und Nachteile der verglichenen
Produkte oder Produktionsw ege gegeneinander abgew ogen. Sie stellt die zusammenfassende
Bew ertung der Umw eltw irkungen dar.
Nach SETAC erfolgt die Bilanzbew ertung schon innerhalb der Wirkungsabschätzung.
Diese setzt sich folgendermaßen zusammen (LINDEIJER 1996 in UBA 1999b: 5):
1. Klassifizierung
2. Charakterisierung
3. Nor mierung (optional)
4. Bew ertung
Der Bew ertungsschritt ist ein qualitativer oder quantitativer Prozess, in dem die Wirkungskategorien
in ihrer Bedeutung zueinander gew ichtet werden. Im Anschluss erfolgt eine
Hierarchisierung der Wirkungskategorien, die sich am Ausmaß der zu erwartenden Schädigungen
der Schutzgüter orientiert. Neben der Gesamtbeurteilung enthält die Bilanzbewertung
Sensitivitäts- und Fehleranalysen.

Teil 1 21
1 Die Ökobilanz
Die ISO/FDIS 14042 unterscheidet folgende Arbeitsschritte für die Bew ertung von
Ökobilanzen ( ISO 1999 in UBA 1999b: 9):
Abb. 4 Bew ertungsschritte nach ISO/FDIS 14042 ( UBA 1999b: 9)
Das Umw eltbundesamt griff dieses Konzept auf und entw ickelte eine eigene Methode zur
Bew ertung von Ökobilanzen (UBA 1999b).
Nach der Klassifizierung und Charakterisierung zu Indikatorenergebnissen (siehe Wirkungsbilanz),
erfolgt hier eine Ordnung und Nor mierung der Wirkungsindikatorenergebnisse,
w odurch sie untereinander vergleichbar gemacht w erden sollen. Hierbei w erden die
Ergebnisse anhand von verschiedenen Kriterien beurteilt, w onach ihnen eine unterschiedliche
ökologische Priorität beigemessen w ird. Über diese Beurteilung w erden die Wirkungsindikatorenergebnisse
hierarchisiert.
Die Indikatorenergebnisse w erden anhand folgender Kriterien beurteilt:
• Ökologische Gefährdung
• Distance-to-Target (Abstand zum angestrebten Umw eltzustand)
• Spezifischer Beitrag

Teil 1 22
1 Die Ökobilanz
Die Hierarchisierung erfolgt über eine fünfstellige Skala von A (höchste Priorität) bis E
(niedrigste Prior ität). Die Rangbildung ist relativ, d.h. das Ergebnis drückt aus, w ie eine
Wirkungskategorie gegenüber den anderen betrachteten Umw eltw irkungen einzustufen ist
und nicht, w ie sie absolut eingeschätzt w ird.
Die Methode des Umw eltbundesamtes zur Bew ertung von Ökobilanzen w urde auch in der
Ökobilanz Hydrostar angew endet. In Abschnitt 5.3 w ird näher auf die Vorgehensweise
und die Kr iterien der Beurteilung eingegangen.
Zur Durchführung einer Ökobilanz müssen häufig Annahmen getroffen werden, die nicht
ausreichend empirisch belegt oder objektiv begründet w erden können. Dadurch ergeben
sich gew isse Unsicherheiten für das Ergebnis einer Ökobilanz.
Im Rahmen der Bilanzbew ertung sollte daher eine Fehlerbetrachtung oder Sensitivitätsanalyse
durchgeführt werden (UBA 1999b). Hierbei w erden potentiell ergebnisrelevante
Parameter variiert und die dadurch entstehenden Veränderungen des Ergebnisses betrachtet.
Eine Sensitivitätsanalyse erfolgt auch im Rahmen der Ökobilanz Hydrostar und innerhalb
der Diplomarbeit für die Wirkungskategorien Versauerung und Eutrophierung in Abschnitt
7.1.

Teil 1 23
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
2.1 Die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung
In diesem Kapitel w erden die Phänomene der Eutrophierung und Versauerung beschrieben
und die allgemeinen Ursachen für diese Umw eltw irkungen besprochen.
2.1.1 Eutrophierung von Böden und Gewässern
(eutroph - gr. „gut nährend“)
Die Wir kungskategor ie Eutrophierung soll die eutrophierenden Wir kungen von Nährstoffausträgen
aus den Produktionsw egen beschreiben. Innerhalb der Wirkungskategorie
kann zw ischen aquatischer und terrestrischer Eutrophierung unterschieden w erden (UBA
1999b).
Aquatische Eutrophierung
Als aquatische Eutrophierung w ird die Anreicherung von Pflanzennährstoffen in einem
Gew ässer bezeichnet. Es handelt sich bei den Nährstoffeln insbesondere Stickstoff in
- -
For m von Nitrat ( NO3 ), Nitrit (NO2 ) und Ammoniak (NH3) und Phosphor überw iegend in
3- 2- -
For m von Orthophosphaten ( PO4 , HPO4 und H2PO4 ). Aquatische Eutrophierung kann
in Seen, Flüssen und in küstennahen Meeresgew ässern nahe der Flussmündungen auftreten.
Nährstoffe bilden, neben der Verfügbarkeit von Licht, die Grundlage für die Primärproduktionsrate
von im Wasser lebenden Phytoplankton ( NAUSCH 1997). Zw ar w irken noch
zahlreiche andere Faktoren beeinflussend auf das Pflanzenw achstum, die Nährstoffanreicherung
kann jedoch als wesentlicher Auslöser angesehen w erden (DVWK 1998, NIXON
1995 in NAUSCH 1997).
In Seen und Flüssen ist in der Regel Phosphor in For m von Phosphat der das Wachstum
begrenzende Faktor. Untersuchungen von PIETILÄ INEN ergaben jedoch, dass in Finnland
in etw a 27 % der Seen und ca. 25 % der Flüsse Stickstoff der limitierende Faktor ist
(PIETILÄ INEN 1997 in GARLUND et al. 2000: 2).
Im marinen Gew ässern ist überwiegend Stickstoff der bestimmende Faktor für das Algenw
achstum (GARLUND et al. 2000). Die das Wachstum limitierenden Elemente im
Meer sind u.a. an ihrer Konzentrationsverteilung innerhalb der Wassersäule zu erkennen.

Teil 1 24
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
In den oberen Wasserschichten, in denen die maximale Photosynthese abläuft, ist die
Konzentration von w achstumsbegrenzenden Elementen (Stickstoff, Phosphor, Silizium)
kleiner als in der Tiefe. Bei den Elementen, die in geringerem Maße für das Wachstum
von Bedeutung sind ( Natrium, Kalium, Magnesium, Schw efel oder Chlor), ist die Konzentration
von der Oberfläche bis in die tieferen Schichten konstant.
Bei einer Zunahme des Nährstoffangebotes steigt die Primärproduktion im Wasser an. Im
gemäßigtem Umfang kann ein solcher Anstieg von Vorteil sein, da ein erhöhtes Nahrungsangebot
bereit gestellt w ird. Eine größere Zunahme der Nährstoffgehalte, w ie es bei
einer Eutrophierung der Fall ist, kann jedoch schädliche Ausw irkungen haben.
Jede Algenart ist an ein jew eils spezifisches Nährstoffangebot angepasst. Ändert sich die
Nährstoffzusammensetzung bzw . –konzentration, sind einige Arten begünstigt, w ährend
gleichzeitig andere benachteiligt sind. Dadurch kann es zu einer Veränderung der Phytoplanktonartenzusammensetzung
kommen. Dies kann Ausw irkungen auf andere Arten in
der Nahrungskette haben, da einige der Phytoplanktonarten nicht gefressen werden oder
sogar toxisch sind.
Eine Massenentw icklung des Phytoplankton kann in Fliessgew ässern und Seen eine so
genannte Verkrautung bew irken (DVWK 1998). Als Folge kann der Abfluss verhindert,
bzw . die hydraulische Leistungsfähigkeit herabgesetzt w erden. Abgestorbene Pflanzenreste
können in sehr langsam fließenden Gew ässern zur Schlammbildung beitragen und
es kann im ungünstigsten Fall zu einer Sohlaufhäufung von 5 cm/Jahr kommen (FRIED-
RICH 1986).
Die Zunahme des Phytoplankton ist mit einer verstärkten Photosyntheseleistung verbunden.
Tagsüber kann es daher in Fließgew ässern zu Sauerstoffübersättigungen von bis zu
500 % kommen (DVWK 1998). Eine Übersättigung mit Sauerstoff führt bei Fischen meist
zur tödlichen Gasblasenkrankheit (DVWK 1998).
In den tieferen Wasserschichten kann es dagegen zu einem erhöhten Sauerstoffverbrauch
kommen w enn das vermehrte Phytoplankton abstirbt, absinkt und unter Sauerstoffverbrauch
zersetzt w ird. Aufgrund Lichtmangels kann in den tieferen Schichten nur in
geringem Maße Sauerstoffproduktion durch Photosynthese erfolgen. Die Rate des Sauerstoffverbrauchs
übersteigt daher bald die der Sauerstoffproduktion und es kommt zu einer
Abnahme der Sauerstoffkonzentration im Gew ässer insgesamt.
Sauerstoffarmut beeinträchtigt in erheblichem Maße die Lebensbedingungen und Vielfalt,
der im Wasser lebenden Organis men. Stellen sich anaerobe Bedingungen ein, entw ickeln
sich Bakterienkulturen, die organische Stoffe unter Verwendung von alternativen Oxidantien
zersetzen können. Zunächst w erden Nitrat, Eisen (Fe ( III)) und Mangan (Mn (IV)) verbraucht.
Sind diese Elemente nicht verfügbar, w ird Sulfat als Oxidant verwendet, w as mit
dem Ausstoß von Schw efelwasserstoff (H2S) einhergeht.

Teil 1 25
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Begünstigt w ird ein Sauerstoffmangel vor allem in tieferen Gew ässern, da diese zur Bildung
von stabilen Wasserschichten neigen. Warmes, w eniger dichtes Wasser bildet hier
eine Schicht über kaltem Tiefenw asser und verhindert so den Sauerstofftransport in tiefere
Schichten.
Für einen durch Eutrophierung bedingten Sauerstoffschwund gibt es Nachweise in verschiedenen
Küstengebieten. Auch in der Ostsee w urde, anhand von Messreihen über
einige Jahre, ein Rückgang des Sauerstoffgehaltes festgestellt (O’RIORDAN 1994).
Beeinträchtigungen des Sauerstoffhaushaltes entstehen außerdem durch die Einträge
von Ammonium in die Gew ässer, welches dort unter Sauerstoffverbrauch oxidiert w ird
(Nitrifikation).
-
Ammoniak ( NH3) und Nitrit ( NO2 ) haben neben ihrer Eigenschaft als Pflanzennährstoffe
teilw eise auch ökotoxikologische Wirkungen, insbesondere auf Fische (DVWK 1998). Der
Anteil von Ammoniak am Gesamt-A mmonium ist hauptsächlich abhängig vom pH- Wert
und der Temperatur des Wassers zu denen er sich proportional verhält. Die Toxizität des
Nitr its ist dagegen abhängig von dem pH-Wert und dem Chloridgehalt des Wassers. Sie
verstärkt sich bei sinkendem pH-Wert und sinkendem Chloridgehalt.
Herkunft der Nährstoffeinträge in aquatische Ökosysteme
Aquatische Eutrophierung kann sich natürlicherw eise, z.B. beim langsamen Altern von
Seen einstellen. Als natürliche Einträge w erden die Nährstofffrachten bezeichnet, die allein
aufgrund der natürlichen Nährstofffreisetzung in die Gew ässer gelangen. Diese natürliche
Grundlast beträgt bei Phosphor ca. 0,05 bis 0,1 kg P/(ha*a) und für Stickstoff ca. 5
kg N/(ha*a) (FREDE & DABBERT 1999). Sie führt in Gew ässern, je nach Abflussspende
zu Konzentrationen von ca. ≤ 0,05 mg P/l und 2,5 mg N/l, w as ca. 10 mg NO3/l entspricht
(FREDE & DABBERT 1999).
Es besteht jedoch w eitgehend Einigkeit darüber, dass die Eutrophierung von Oberflächengew
ässern durch die menschlichen Aktivitäten verstärkt w ird (z.B. NAUSCH 1997;
O’NEILL 1998; DVWK 1998). Eutrophierung w ird in Finnland zu einem der verbreitetsten
und schw erw iegendsten Umw eltprobleme gezählt ( PUUSTINEN 2001). Auch dort w ird sie
in engem Zusammenhang mit einem anthropogen verursachten Überschussangebot an
Nährstoffen gesehen (ENKHOLM 1998). Vor allem die Intensivierung der landw irtschaftlichen
und industriellen Produktion verursachten eine Erhöhung der w assergetragenen
Einträge von Nährstoffen w ie Phosphat und Nitrat in die Gew ässer.

Teil 1 26
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Bei anthropogen verursachten, w assergetragenen Einträgen w ird zw ischen punktuellen
und diffusen Einträgen unterschieden. Punktuelle Einträge lassen sich relativ gut lokalisieren.
Sie stammen überw iegend aus industriellen und kommunalen Abw ässern und in geringerem
Maße aus der Forst- und Landw irtschaft. Die diffusen Einträge stammen dagegen
zum größten Teil aus der Forst- und Landw irtschaft. Die Nährstoffe gelangen diffus,
d.h. flächenhaft, in die Gew ässer und sind daher meist nicht genau lokalisierbar und nur
schwer zu quantifizieren.
Aufgrund ihres hohen Anteils an Nährstoffausträgen w ird die Landw irtschaft als Hauptverursacher
von diffusen Nährstoffeinträgen in Oberflächengew ässer angesehen (z.B. BACH
et al. 2000, PUUSTINEN 2001; REKOLAINEN 1998).
Zu den diffusen Quellen innerhalb der Landw irtschaft gehören Nährstoffzufuhren über:
• Abschw emmung und Erosion
• Grundw asserzufluss
• Drainagen
Der Stickstoffaustrag aus der Feldfläche geschieht meist in For m von Nitrat, da dieses
nicht von Boden- oder Gesteins material gefiltert w erden kann. In geringerem Maße w ird
Stickstoff auch in Form von Ammonium ausgetragen. Letzteres w ird jedoch aufgrund der
Ladungsverhältnisse in der Regel w esentlich besser von den Bodenaustauschern zurückgehalten
(KUNTZE et al. 1994).
Stickstoffverlagerung findet auch unter natürlichen Verhältnissen statt. Innerhalb der
landw irtschaftlichen Produktion können sich die w assergetragenen Stickstoffausträge in
For m von Nitrat und Ammonium aus dem Feld jedoch erhöhen, w enn den Böden über
Stickstoffdüngung mehr Stickstoff zugeführt wird, als durch die Feldfrüchte entzogen werden
kann. Über den Oberflächenabfluss und den Grundwasserzustrom können Nitrat und
Ammonium in angrenzende Gew ässer gelangen und eine Eutrophierung bew irken.
Phosphor w ird im Gegensatz zu Stickstoff weniger leicht aus dem Boden ausgew aschen.
Man findet löslichen Phosphor ( Phosphat) kaum mehr als 2-3 c m von Düngepartikeln entfernt
(SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL 1998). Dies ist auf die hohe Phosphatadsorption
der meisten Böden zurückzuführen (PUUSTINEN 2001). Der Phosphoraustrag erfolgt
daher hauptsächlich über die Erosion von partikulär gebundenem Phosphor und w ird von
dem Phosphorgehalt der Böden und dem Erosionsrisiko der landw irtschaftlichen Nutzflächen
bestimmt. Letzteres w ird sowohl von den Standortbedingungen, w ie Niederschlagsintensität,
Hangneigung und Bodenart, als auch von der Bew irtschaftungsform beeinflusst.
In geringerem Maße w ird Phosphor auch als so genannter gelöster reaktiver Phosphor
(dissolved reactive phosphor oder DRP, meist Orthophosphate) aus den Böden über Ab-

Teil 1 27
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
schwemmung, Grundw asserzufluss oder Drainagen ausgetragen. Das Austragsrisiko für
reaktiv gelösten Phosphor erhöht sich mit steigendem Phosphorgehalt in den Böden ( EK-
HOLM 1998). Der Austrag über gelösten reaktiven Phosphor macht zw ar den geringeren
Teil des ausgetragenen Phosphors aus, ist jedoch für die Eutrophierung von größerer
Bedeutung, da er i.d.R. leicht algenverfügbar ist (GRANLUND et al. 2000).
Zusätzlich zu den beschriebenen Einträgen können aquatische Ökosysteme Nährstoff-
Immissionen in For m von nasser oder trockener Deposition aus der Atmosphäre erhalten.
Es handelt sich hierbei vorw iegend um den Eintrag von Stickoxiden (NOx) und A mmoniak
+
(NH3) bzw. Ammonium (NH4 ). Diese Einträge machen jedoch nur einen verhältnis mäßig
kleinen Anteil der Nährstoffeinträge aus und haben daher eine sehr viel geringere Bedeutung
für die aquatische Eutrophierung als die w assergetragenen oder erosionsbedingten
Nährstoffeinträge.
Die Atmosphärischen Nährstoffeinträge sind von größerer Bedeutung für die Eutrophierung
terrestrischer Ökosysteme. Im folgendem Abschnitt „Terrestrische Eutrophierung“
wird näher auf sie eingegangen.
Terrestrische Eutrophierung
terrestrische Eutrophierung beschreibt vor allem die Übersättigung von Böden mit Stickstoff.
Dabei übersteigt die Verfügbarkeit organisch gebundenen Stickstoffs den Gesamtbedarf
aller konsumierenden Pr ozesse (UBA 1999b).
Die Zufuhr von Stickstoff auf landw irtschaftlichen Nutzflächen erfolgt hauptsächlich durch
die Düngung und der Anteil der, über die Atmosphäre eingetragenen Nährstoffe ist relativ
gering. Aufgrund der intensiven Nutzung landw irtschaftlicher Flächen sind die Auswirkungen
eines Überangebotes an Nährstoffen in agrarw irtschaftlich genutzten Böden w eniger
im terrestrischen als im aquatischen Bereich bemerkbar, mit den, im vorigen Abschnitt
beschriebenen, negativen Folgen.
Der Stickstoffeintrag in Wälder und andere naturnahe Ökosysteme erfolgt ausschließlich
über trockene oder nasse Deposition aus der Atmosphäre ( UBA 1999b). Die relevanten
Stickstoffimmissionen w erden dabei von Stickstoffoxiden (NO x) und Ammoniak (NH3) gebildet,
w elche direkt oder in For m ihrer Reaktionsprodukte, in die Ökosysteme eingetragen
w erden. Da die Versorgung mit Stickstoff in naturnahen Ökosystemen eher knapp ist,
macht sich dort der erhöhte atmosphärische Eintrag besonders bemerkbar.
Am Beispiel Wald sollen im Folgenden die Ausw irkungen der terrestrischen Eutrophierung
in naturnahen Ökosystemen dargestellt w erden.

Teil 1 28
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Der Eintrag von Stickstoff liegt unter natürlichen Bedingungen bei w eniger als 1 kg N/ha*a
(MOHR 1995). Im Südw esten von Finnland beträgt der atmosphärische Stickstoffeintrag
in manchen Regionen zw ischen 6 bis 10 kg/(ha*a) (REKOLAINEN 1989).
Die Folge der erhöhten Stickstoffeinträge ist eine Eutrophierung, d.h. eine Stickstoffsättigung
bis –übersättigung der Waldböden. Durch das Überangebot an Stickstoff wird das
Wachstum der Bäume angeregt. Das gesteigerte Wachstum erfordert eine erhöhte Aufnahme
von anderen Nährstoffen (K, Mg, Ca, Mn, P) und Wasser. Besonders bei Bodenversauerung
können diese Nährstoffe jedoch knapp sein, da sie zum Teil ausgew aschen
werden, und es kann zu Mangelerscheinungen kommen (ULRICH 1979). Insbesondere
die verstärkte Deposition von Ammonium fällt ins Gew icht, da manche Nadelbäume eine
Starke Präferenz für Ammonium im Vergleich zu Nitrat zeigen ( MOHR 1995).
Mit Stickstoff überversorgte Bäume schließen ihre Vegetationsperiode nicht rechtzeitig ab
(verzögerte Herbstverfärbung) und sind daher für Frostschäden empfindlicher (MOHR
1995). Die tendenzielle Verflachung des Wurzelsystems in den N-eutrophierten Oberboden
lässt die Bäume allmählich den Kontakt zum Wasservorrat in der Tiefe verlieren. Dies
ist vor allem bei dem, durch das gesteigerte Wachstum, erhöhten Wasserbedarf besonders
kritisch. Die Bäume geraten so schneller in Trockenstress und das flache Wurzelsystem
macht sie anfälliger für Windw urf. Zudem w erden die Bäume durch ein einseitiges
Stickstoffangebot empfindlicher für den Befall mit bestimmten Schädlingen (UBA 1999b).
Die Eutrophierung von Waldböden mit Stickstoff kann eine Verschiebung des Artenspektrums
hin zu stickstoffliebenden Pflanzen bew irken (UBA 1999b). Ein Verlust der Artenvielfalt
und eine Vereinheitlichung der Vegetationstypen sind die Folge.
Herkunft der Nährstoffeinträge in terrestrische Ökosysteme
Der Eintrag von Nährstoffen in terrestrische Ökosysteme erfolgt vorw iegend über die Atmosphäre
in For m von Stickstoffoxiden (NO x) und Ammoniak ( NH3) bzw . Ammonium
+
(NH4 )(UBA 1999b).
In die Atmosphäre gelangen Stickstoffverbindungen aus natürlichen sow ie aus anthropogenen
Quellen. Natür licherw eise können Stickstoffoxide bei der Nitrifikation aus dem Boden
entw eichen oder bei hohen Temperaturen in der Atmosphäre aus Stickstoff (N2) gebildet
w erden (O’ NEIL 1998). Außerdem können sie beim atmosphärischen Zerfall von
Lachgas (N2O) und bei der Umw andlung von Ammoniak in der Atmosphäre entstehen
(ERISMA N & DRAAIJERS 1995). Diese Quellen bilden jedoch nur etw a 10 % der Stickstoffoxid-Emissionen
in die Atmosphäre (ERISMA N & DRAAIJERS 1995). Der Rest
stammt aus anthropogenen Quellen, w obei die w ichtigsten anthropogenen Emittenten von
Stickstoffoxiden der Verkehr, Kraftwerke und die Industrie darstellen ( ERISMAN & DRA I-
JERS 1995).

Teil 1 29
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Ammoniak entsteht überw iegend bei der landw irtschaftlichen Tierhaltung, bei der Produktion
und Applikation von Düngemitteln und, in geringerem Maße, in der Industrie (NISKA-
NEN et al. 1990; ASMA N 1992). Natürlicherw eise kann es z.B. von w ild lebenden Tieren
und von den Ozeanen ausgehen, jedoch sind diese Emissionen vernachlässigbar gering
im Vergleich zu den anthropogen verursachten Emissionen ( ERISMA N & DRAIJERS
1995).
2.1.2 Versauerung von Böden und Gewässern
Ebenso w ie die Eutrophierung kann die Versauerung sowohl terrestrische als auch aquatische
Ökosysteme betreffen. Eine Versauerung von Böden und Gew ässern kann dann
entstehen, w enn durch hohe Einträge von sauren oder säurebildenden Substanzen die
Pufferkapazität des Systems überschritten w ird, und dadurch Schäden an diesem System
entstehen. Die Versauerung von Böden und Gew ässern wird vorwiegend durch säurebildende
Gase verursacht, die aus der Atmosphäre entw eder trocken deponiert w erden oder
in Form von nasser Deposition („saurer Regen“) auf das jew eilige System einw irken (E-
RISMA N & DRAAIJERS 1995; MANSON 1992).
Terrestrische Versauerung
Eine Versauerung des Bodens ist überwiegend von der Anw esenheit freier Wasserstoff
(H + )-Ionen abhängig. Diese liegen entw eder in der Bodenlösung oder sorbiert an Austauschern
vor. Die gebundenen H + Ionen bilden die potentielle Acizität eines Bodens, w ährend
die freien H + Ionen in der Bodenlösung die aktuelle Bodenacizität ausdrücken. Neben
den H + Ionen bestimmen auch sorbierte Aluminium (Al 3+ )-Ionen die potentielle Acizität
eines Bodens, da sie nach ihrem Austausch H + Ionen bilden.
Das Verhältnis der sorbierten Al 3+ und H + Ionen zu den, in der Bodenlösung vorliegenden
H + Ionen, w ird durch den pH-Wert ausgedrückt. Er beschreibt den negativen dekadischen
Logarithmus der H + Konzentration in der Bodenlösung. Je niedriger also der pH-Wert,
desto höher die H + Konzentration bzw . die aktuelle Acizität des Bodens.
Die H + Ionen können Basen-Kationen austauschen, w elche in humiden Klimaten schnell
ausgew aschen w erden. Der Boden verar mt so an basisch w irkenden Ionen und versauert.
Bei zunehmender Versauerung w erden ab einem pH-Wert von 4, Tonminerale zerstört
und Al 3+ Ionen freigesetzt (KUNTZE et al. 1994). Diese könne zusammen mit freien Protonen
Schäden an der Bodenfauna und am Wurzelsystem (Wurzeln und Mykorrhizae) der
Bäume hervorrufen. Dies kann langfristig zu einer Beeinträchtigung der Nährstoff- bzw.
Wasseraufnahme der Bäume führen. Außerdem stellt sich eine Verminderung der Boden-

Teil 1 30
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
aktivität ein, d.h. die Anzahl der Bodenw ühler und Bakterien nimmt ab, und es kommt zu
einer verminderten Zersetzung von Streu (MOHR 1995).
Bei zunehmender Versauerung des Bodens können außerdem im Boden eingelagerte
Schw ermetalle, w ie z.B. Cadmium ( Cd), w ieder freigesetzt werden. Diese w irken toxisch
auf die Wurzeln und Bodenlebew esen, und es w ird vermutet, dass die Schw ermetalle Blei
und Cadmium die Aufnahme von anderen Nährelementen hemmen ( ULRICH 1981). Neben
diesen Effekten kann die Freisetzung der Schw ermetalle zu einer Kontamination der
Hydrosphäre führen (TRÜBY 1994).
Wichtige Faktoren für die Versauerungsgefährdung eines Bodens sind das Ausgangsmaterial
und die Vegetation. Von der mineralischen Zusammensetzung des Ausgangsmaterials
hängt es ab, w ie schnell und w ie viele Kationen durch Verw itterung freigesetzt werden.
Bestimmte Vegetationsformen können das Versauerungspotential erhöhen. Vor allem
Koniferen können zu einer sauren organischen Auflage und erhöhten Säureeinträgen
durch Auswaschung von Anionen aus den Nadeln und über Stammabfluss beitragen
(MANSON 1992).
Herkunft terrestrisch versauernd w irkender Substanzen
Säuren können natürlicherw eise im Boden entstehen. Eine natürliche Versauerung kann
u.a. durch die Bildung von Kohlensäure, die Bildung von organischen Säuren und Schw efelsäure
oder durch Nitratausw aschung bei der Nitrifikation bew irkt w erden (KUNTZE et
al. 1994). Vor allem der pedogenetische Prozess der Podsolierung steht in enger Verbindung
mit der natürlichen Versauerung (TAMMINEN & STARR 1990). In Finnland und vielen
anderen feucht-kalten Gebieten überw iegt dieser Bodenbildungsprozess. Hier ist unter
Koniferen-Wäldern auf silikatischem Ausgangsmaterial die Podsolierung und Versauerung
der Böden unter natürlichen Bedingungen besonders ausgeprägt (TAMMINEN & STARR
1990).
Die anthropogen verursachten hohen Einträge von Schw efel- (z.B. SOx, SO2) und Stick-
-
stoffverbindungen (z.B. NH3, NH4 , NOx, NO2) in die Atmosphäre tragen erheblich zu einer
Versauerung der Böden bei (z.B. MANSON 1992). Das Versauerungspotential anthropogen
bedingter Stoffdepositionen aus der Atmosphäre ergibt sich aus der Bereitstellung
von Protonen (H + ) und von Kationen, die bei der Umsetzungen im Ökosystem Protonen
+
bilden können (z.B. aus NH4 durch die Nitr ifikation). Außerdem ist es bedingt durch die
2- -
Menge prinzipiell mobiler Anionen w ie Sulfat (SO4 ) und Nitrat ( NO3 ). Diese Anionen
-
können auch sekundär aus, in der Deposition enthaltenen Stoffen, entstehen (z.B. NO3 aus NH 4 + als Endprodukt der Nitrifikation).

Teil 1 31
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Die bedeutendsten versauernd w irkenden Emissionen sind Schw efeldioxid (SO2), Stickoxide
(NO x) und Ammoniak (NH3). Die Quellen für Stickoxide (NOx) und Ammoniak (NH3) wurden im Abschnitt „Terrestrische Eutrophierung“ bereits genannt. Schw efeldioxid entsteht
vorwiegend bei der Verbrennung von Kohle und Heizöl sow ie anderen schwefelhaltigen
Brennstoffen.
Neben den, durch den Menschen verursachten hohen Säureeinträgen aus der Atmosphäre,
kann auch die Bew irtschaftung der Böden deren Versauerung beeinflussen. Die Auswirkungen
der Bodennutzung auf die Bodenversauerung sind jedoch noch nicht umfassend
erforscht (BLUME 1992). Meist ergeben sich hinsichtlich der Versauerung sowohl
negative als auch positive Aspekte.
Durch die Bodenbearbeitung w ird das Eindringen des Wassers und der Transport durch
den Boden erleichtert und somit die Möglichkeit erhöht, dass die sauren Lösungen neutralisiert
w erden. Dagegen besteht bei Grundw asserböden mit Sulfiden durch Belüftung die
Gefahr einer pH-Senkung durch die Bildung von Eisensulfaten.
Auch Dünger kann physiologisch sauer w irken. Demgegenüber steht die Zufuhr von Kationen
durch Hinterlassen der Ernterückstände und die häufig praktizierte Kalkung auf den
Feldern.
Aquatische Versauerung
Saure Einträge können direkte Ausw irkungen auf die Lebensformen in aquatischen Ökosystemen,
insbesondere Seen, haben. Eine Herabsetzung des pH-Wertes und der Anstieg
von toxischen Ionen, w ie z.B. Aluminium- Ionen, können die im Wasser lebenden
Organis men schädigen und abtöten. Eine Dezimierung von bestimmten Fisch- oder
Pflanzenarten kann w iederum zu einer Beeinträchtigung der nächsten Hierarchieebene
führen. So kann sich z.B. die Versauerung von Gew ässern indirekt auf bestimmte Vogelarten
ausw irken (KÄMÄRI 1986).
Herkunft aquatisch versauernd wirkender Substanzen
Seen können aufgrund hoher Humusgehalte und silikatischem, schw er verwitterbarem
Grundgestein natürlicherw eise sauer sein (FINNISH ENV IRONMENT INSTITUTE 2001a).
Untersuchungen zur Versauerungsanfälligkeit finnischer Gew ässer, ergaben einen hohen
Einfluss des oberflächennahen Gesteins mater ials (KÄMÄ RI 1986). Die mineralische Zusammensetzung
und die Verw itterbarkeit des Gesteins bestimmen die Rate, mit w elcher
basisch w irkende Kationen w ie Kalzium ( Ca 2+ ), Mag nesiu m ( Mg 2+ ), Natrium (Na + ) und
Kalium (K + ) freigesetzt werden.

Teil 1 32
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Der anthropogen erhöhte Eintrag von sauren oder versauernd w irkenden Substanzen w ie
SO2, NOx und NH3 aus der Atmosphäre kann erheblich zu einer Versauerung von Gew ässern
beitragen (MANSON 1992). Die Quellen für diese Gase w urden in den vorangegangenen
Abschnitten beschrieben.
Die erhöhte atmosphärische Depostion kann direkt in die Gew ässer gelangen oder über
das Sicker- und Abflusswasser der Böden eingetragen w erden. Der Transport des
Niederschlagsw assers durch mächtige Bodenschichten erhöht die Möglichkeit der Neutralisation,
bevor das Wasser in angrenzende Gew ässer übertritt. NUOTIO et al. (1990) untersuchten
die Pufferungskapazität finnischer Böden hinsichtlich der Versauerungsanfälligkeit
von Seen. Sie stellten fest, dass der entscheidende Faktor für eine Neutralisation
des Abflusses, die Kontaktzeit des Wassers mit dem Bodenmaterial ist (NUOTIO 1990).
Der Eintragspfad über die Böden unterliegt außerdem Einflussfaktoren w ie z.B. Ausgangsmater
ial und Vegetation.
Insgesamt w ird Gebieten mit hohen atmosphärischen Säureeinträgen, silikatischen Ausgangsgesteinen
und geringmächtigen Bodendecken das größte Versauerungspotential
zugeschrieben (MANSON 1992).
2.2 Indikatoren der Wirkungskategorien
Man kann die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung auch als Umw eltw irkungen
bezeichnen, die w eitgehend abgegrenzte, von Menschen verursachte Umw eltprobleme
beschreiben ( UBA 1999b). Dabei w erden die Zusammenhänge zw ischen dem
menschlichen Handeln und den Umw elteffekten erfasst.
Zur Messung der Umw eltzustände und deren Einflussfaktoren w erden Indikatoren herangezogen.
Diese sollen eine möglichst hohe Aussage über die jew eilige Umw eltw irkung
(Wirkungskategorie) erreichen (GEIER 2000).
Es kann zw ischen direkten und indirekten Indikatoren unterschieden w erden (siehe Abschnitt
1.3). Für die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung w erden in der
Ökobilanz des Projektes Hydrostar ausschließlich indirekte Indikatoren herangezogen. Sie
orientieren sich an den Austragspfaden der relevanten Stoffe aus den zu untersuchenden
Produktionssystemen.

Teil 1 33
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Bei der Wir kungskategor ie Eutrophierung kann zw ischen luft- und w assergetragenen
Austrägen unterschieden w erden. Als Indikatoren für die terrestrische und aquatische
Eutrophierung gelten ( UBA 1999b; GEIER 2000):
• Luftgetragene Stickstoffemissionen
(Ammoniak NH3 und Stickstoffoxide NOx) • Wassergetragene Stickstoffausträge
- +
(Nitrat NO3 , Ammonium NH4 )
• Wassergetragene Phosphorausträge
(gelöster reaktiver Phosphor - DRP)
• Phosphorausträge über Erosion
(partikulär gebundener Phosphor)
Die luftgetragenen Stickstoffemissionen haben überw iegend auf die terrestrischen Ökosysteme
eutrophierende Ausw irkungen. Für die aquatische Eutrophierung sind vor allem
die w assergetragenen Emissionen von entscheidender Bedeutung. Zw ar wirken sich auch
die atmosphärisch eingetragenen Nährstoffe eutrophierend auf die Gew ässer aus, jedoch
aufgrund ihres kleineren Anteils an den Gesamtnährstoffeinträgen in einem w esentlich
geringeren Maße. Aus diesem Grund w erden für die Beurteilung der terrestrischen
Eutrophierung die gasförmigen Emissionen und für die Beurteilung der aquatischen
Eutrophierung die w assergetragenen und erosionsbedingten Austräge als Indikatoren
gew ählt.
Terrestrische Eutrophierung Aquatische Eutrophierung
Wassergetragene Stickstoff- und Phosphor-
Luftgetragene Stickstoffemissionen
- - 3-
austräge (überw iegend NO3 , NH4 , PO4 )
(NH3, NO x) Phosphorausträge über Erosion
(partikulär gebundener Phosphor)
Tab. 1 Indikatoren für die Wirkungskategorien terrestrische und aquatische
Eutrophierung

Teil 1 34
2 Wirkungskategorien und Indikatoren
Die aquatische und terrestrische Versauerung w ird überw iegend von luftgetragenen Emissionen
verursacht. Als indirekte Indikatoren für das Versauerungspotential ergeben
sich folgende Emissionen (UBA 1999b; GEIER 2000):
• Luftgetragene Stickstoffemissionen
(Stickstoffoxide NOx und Ammoniak NH3) • Luftgetragene Schwefeldioxid-Emissionen
(Schw efeldioxid SO2) • Luftgetragene Chlorw asserstoffemissionen
(Chlorwasserstoff HCl)
Bei einer allgemeinen Betrachtung der Landw irtschaft, sind die versauernd w irkenden
Emissionen aus Verbrennungsprozessen im Vergleich zu den hohen Ammoniak-
Emissionen aus der Tierhaltung oft vernachlässigbar. Daher w erden häufig die Emissionen
von NO x, SO2 und anderen versauernden Stickstoff-, Chlor- und Schw efelverbindungen
aus der Landw irtschaft nicht als Indikatoren gew ählt, sondern nur die Ammoniak-
Emissionen berücksichtigt (z.B. UBA 1999b).
Im Zusammenhang mit dem Stärkekartoffelanbau in der Region Lapua entfallen jedoch
die extrem hohen A mmoniakverluste durch die Tierhaltung sow ie durch die Lagerung und
Applikation von Wirtschaftsdünger (siehe Abschnitt 5.1.1) (BJÖRKLÖF 2001, ALA-
KESKOLA 2001). Dadurch gew innen die Stickstoff- und Schwefeloxide für das Versauerungspotential
des Stärkekartoffelanbaus relativ an Bedeutung. Aus diesem Grund w erden
die Stickstoff- und Schwefeloxid-Emissionen als indirekte Indikatoren für die landw irtschaftliche
Produktion der Stärkekartoffeln gew ählt.

Teil 1 35
3 Relevante Emissionen im Produktionsweg „Stärke-Farbe“
3 Relevante Emissionen im Produktionsweg „Stärke-Farbe“
In Abschnitt 2.1 w urden die Wirkungskategorien Eutrophierung und Versauerung beschrieben.
In Orientierung an die Austragspfade der relevanten Substanzen ergaben sich
die in Abschnitt 2.2 vorgestellten Indikatoren.
Im Folgenden soll näher auf die Quellen der, für die Eutrophierung und Versauerung bedeutsamen,
Emissionen innerhalb des Produktionsw eges der „Stärke Farbe“ eingegangen
werden.
In der unten stehenden Abbildung ist die Produktionsroute der „Stärke-Farbe“ mit den
relevanten Emissionen dargestellt (die Stärkeproduktion und –oxidation sind hier zusammengefasst).
Abb. 5 Die Produktionsroute der „Stärke- Farbe“ und die dabei entstehenden relevanten
Emissionen
Für den landw irtschaftlichen Anbau von Stärkekartoffeln w erden verschiedene Materialien
benötigt. Sie sind im ersten Modul „Bereitstellung“ dargestellt. In der Ökobilanz w erden
die Materialien Dieselkraftstoff, Dünge- und Pflanzenschutzmittel berücksichtigt. Bei der
Produktion dieser Materialien w erden Emissionen freigesetzt, die zur Versauerung und
Eutrophierung von Ökosystemen beitragen können. Es handelt sich dabei überw iegend
um gasförmige Emissionen in For m von NOx, HCl, NH3 und SO2. Bei der Düngemittelproduktion
entstehen zudem punktuelle w assergetragene Stickstoff- und Phosphoremissionen.

Teil 1 36
3 Relevante Emissionen im Produktionsweg „Stärke-Farbe“
Das mittlere Modul stellt das „Landw irtschaftliche System“ bzw. den Stärkekartoffelanbau
in der Region Lapua dar. Durch die Bew irtschaftung der landw irtschaftlichen Nutzflächen
können ebenfalls Emissionen entstehen, die für die Wirkungskategorien relevant sind. Bei
der maschinellen Bearbeiten der Felder und bei der Applikation von mineralischem Dünger
w erden gasförmige Emissionen freigesetzt (NOx, HCl, NH3 und SO2). Hinzu kommen
diffuse w assergetragene Emissionen in For m von Nährstoffausträgen aus dem Feld.
Im letzten Modul sind die Stärkeproduktion und –oxidation zusammengefasst. Bei der
industriellen Herstellung und Modifikation von Stär ke w erden überwiegend punktuelle
wassergetragene Stickstoff- und Phosphoremissionen frei.
Insgesamt treten innerhalb des Produktionsw eges der Stärke-Farbe drei verschiedene
Emissionsformen auf:
• gasförmige Emissionen
• punktuelle w assergetragene Emissionen
• diffuse w assergetragene Emissionen 2
Diese Emissionsformen konnten innerhalb der Ökobilanz unterschiedlich gut erfasst werden.
Aufgrund dieser Unterschiede ergeben sich verschiedene Methoden zur Beurteilung
der Emissionen als Indikatoren bzw . der mit ihnen in Verbindung stehenden Wirkungskategorien.
Auf die Methoden soll im Folgenden Kapitel eingegangen w erden.
2 Der Austrag über Erosion wird hier als „diffuse wassergetragene Emission“ betrachtet.

Teil 1 37
4 Weitere Beurteilungsmethoden
4 Weitere Beurteilungsmethoden
Die Umw eltw irkungen Versauerung und terrestrische Eutrophierung werden hauptsächlich
von gasförmigen Emissionen verursacht und daher über diese beurteilt.
Innerhalb der Ökobilanz konnten umfassend Daten zu den gasförmigen Emissionen aus
beiden Produktionssystemen ermittelt w erden. Auf die Quellen und Berechnungen w ird in
Abschnitt 5.1 näher eingegangen.
Aufgrund der ausreichend umfangreichen quantitativen Datenmenge zu den gasförmigen
Emissionen können diese über die Ökobilanz- Methode, w ie sie in Kapitel 1 beschrieben
wurde, bilanziert w erden. Hinsichtlich der Wirkungskategorien bedeutet dies, dass das
Versauerungspotential und das terrestrische Eutrophierungspotential der Produktionssysteme
„Standard-Farbe“ und „Stärke-Farbe“ über die Ökobilanz-Methode eingeschätzt und
miteinander verglichen w erden kann.
Die Beurteilung der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung erfolgt über die Einschätzung
der wassergetragenen Emissionen. Aus den folgenden Gründen lassen sich
die w assergetragenen Emissionen jedoch nicht über die klassische Ökobilanz- Methode
mit Sachbilanz und Wirkungsabschätzung bearbeiten:
- Innerhalb des Produktionssystems der auf Erdöl basierenden Farbe konnten keine
ausreichenden Daten zu Emission von punktuellen w assergetragenen Nährstoffen
ermittelt w erden, da diese nicht in ausreichendem Umfang vorlagen. Ein Vergleich
mit den, im Gegensatz dazu relativ umfangreich vorliegenden Daten der „Stärke-
Farbe“, kann daher nicht über die Ökobilanz- Methode erfolgen, da davon ausgegangen
w erden muss, dass Emissionen vernachlässigt w erden und die Beurteilung
nicht ausgew ogen w äre. Die Einschätzung erfolgt somit verbal-argumentativ
auf der Basis von Literaturdaten.
- Das Produktionssystem der „Stärke-Farbe“ w eist mit dem Modul der „Landw irtschaftlichen
Produktion“ eine Besonderheit auf. Die Produktionsgrundlage w ird in
der Landw irtschaft durch die natürliche Umw elt gebildet. Die Integration in natürliche
Prozesse und Stoffflüsse bedingt, dass die Emissionen aus der Landw irtschaft
zum Teil nicht leicht zu erfassen sind. Diese so genannten diffusen Austräge treten
oft großflächig auf und sind nur sehr schwer quantitativ zu ermitteln. Zu ihnen gehören
auch die, im Zusammenhang mit der aquatischen Eutrophierung relevanten,
Nährstoffemissionen über Auswaschung und Erosion.
Das Problem der genauen Quantifizierung erschw ert auch eine absolute Bilanzierung
dieser Austräge mit dem Vergleichsproduktionsw eg der „Standard-Farbe“.

Teil 1 38
4 Weitere Beurteilungsmethoden
Trotz der Schw ierigkeiten, die sich dadurch für eine Beurteilung des aquatischen
Eutrophierungspotentials ergeben, soll versucht w erden, die diffusen w assergetragenen
Emissionen einzuschätzen, da diese von erheblicher Bedeutung für die
Umw eltw irkung aquatische Eutrophierung sind. Dies erfolgt im ersten Schritt über
Nährstoff-Flächenbilanzen, w elche anschließend durch eine argumentative Beurteilung
der Bearbeitungs- und Standortfaktoren hinsichtlich ihres Nährstoffaustragspotentials
ergänzt w erden sollen. Die Beurteilung der Wirkungskategorie aquatische
Eutrophierung w ird demnach über verschiedene Bew ertungsansätze erfolgen.
Die Ökobilanz- Methode w urde bereits ausführlich in Kapitel 1 beschrieben. Im Folgenden
werden die Hintergründe der gew ählten Methoden zur Beurteilung der aquatischen
Eutrophierung vorgestellt.
4.1 Verbal-argumentativer
Emissionen
Vergleich punktueller wassergetragener
Zur Beurteilung der punktuellen w assergetragenen Nährstoffausträge w ird ein Vergleich
von Abwasserkenndaten für die Erdölverarbeitung und die Stärkeherstellung durchgeführt.
Die Daten stammen aus dem Institut für Siedlungsw irtschaft und Abfalltechnik, w elches
für das Umw eltbundesamt „Branchenbezogene Inventare zu Stickstoff- und Phosphoremissionen
in die Gew ässer“ erstellte (UBA 1998). Die Daten w urden durch Literaturrecherche
und Befragungen in Industrie und Wasserbehörden ermittelt (UBA 1998).
Es w ird davon ausgegangen, dass sich die Emissionen in den verschiedenen Industriebranchen
europaw eit nicht wesentlich unterscheiden. Daher w ird das Heranziehen von in
Deutschland ermittelten Daten als ausreichend für einen Vergleich zw ischen Erdölverarbeitung
und Stärkeproduktion angesehen.
4.2 Nährstoff-Bilanzen
Der Ackerbau beruht auf der Nutzung und Steuerung natür licher Prozesse. Im Unterschied
zu natürlichen Ökosystemen w ird im landw irtschaftlichen System der Nährstoffkreislauf
unterbrochen. Dies geschieht, indem mit der Ernte Biomasse entzogen, d.h. an
andere Orte transportiert und verbraucht w ird. Dadurch w ird es notw endig, den Feldern
Nährstoffe wie Phosphor, Stickstoff und Kalium in For m von Düngemitteln zuzuführen.

Teil 1 39
4 Weitere Beurteilungsmethoden
Agrarische Ökosysteme sind demnach durch hohe und meist jährlich w iederkehrende
Nährstoffzufuhr und –abfuhr geprägt.
Das übergreifende Ziel der modernen Landw irtschaft ist eine Ertragssicherung und Ertragssteigerung,
die möglichst unabhängig von den standörtlichen Produktivitätsgrundlagen
gew ährleistet w erden soll. Dafür w erden dem System Nährstoffmengen zugeführt, die
nicht mehr nur dem Ausgleich entnommener Stoffe dienen, sondern häufig das Maß der
Entnahme übersteigen.
Da die Böden langfristig nicht in der Lage sind, die hohen Nährstoffüberschüsse, die ihnen
durch die Landw irtschaft zugeführt werden, zu speichern, kommt es zu einer Freisetzung
von Nährstoffen. Diese produktionsabhängigen Emissionen bedingen eine Überschreitung
der natürlichen Stoffflüsse in angrenzende Ökosysteme und führen dort zu
anthropogen verursachte Umw eltbeeinträchtigungen, insbesondere zu aquatischer
Eutrophierung.
Zur Ermittlung der Höhe von Nährstoffüberschüssen unter einer bestimmten landw irtschaftlichen
Nutzungsw eise, kann eine Nährstoff-Bilanzierung angew endet werden (UBA
1999a). Mit den PA RCOM- Richtlinen liegt ein international abgestimmtes Verfahren für
Stoffbilanzen vor (PARCOM in UBA 1999a: 87).
Eine Nährstoff-Bilanz bilanziert die Nährstoffzu- und -abflüsse in einem räumlich und zeitlich
abgegrenztem System. Bei Flächenbilanzen, w ie sie in dieser Arbeit eingesetzt w erden
sollen, handelt es sich um eine Feldfläche (1 Hektar) im Zeitraum einer Vegetationsperiode
(1 Jahr). Dabei w erden die Nährstoffzuflüsse (Input) den Nährstoffentzügen (Output)
gegenübergestellt. Das Ergebnis stellt sich anschließend als positive oder negative
Differenz (Saldo) dar.
Abb. 6 Skizze einer Nährstoffbilanz
Input Output Saldo
Die Stoffbilanzierung kann Aussagen darüber er möglichen, ob insgesamt Austräge oder
Einträge auf der Feldfläche überw iegen. Ein positives Ergebnis beschreibt einen Überschuss
an Nährstoffen durch die anthropogene Bew irtschaftung und eine Belastung angrenzender
Ökosystemen mit erhöhten Nährstofffrachten ist w ahrscheinlich. Ein negativer
Saldo w eist auf einen übermäßigen Nährstoffentzug hin. Ein Saldo plus minus null entspricht
einer ausgeglichenen Nährstoffbilanz.
Durch die Bestimmung von Nährstoffüberschüssen ermöglicht eine Nährstoffbilanz die
Einschätzung des potentiellen Nährstoffaustrags in die angrenzenden Ökosysteme.

Teil 1 40
4 Weitere Beurteilungsmethoden
4.3 Verbal-argumentative Beurteilung der Bewirtschaftungs- und
Standortfaktoren in der Region Lapua
Der tatsächliche Nährstoffaustrag aus landw irtschaftlichen Nutzflächen ist nicht allein vom
Nährstoffüberschuss im Oberboden abhängig. Die diffusen Einträge von Nährstoffen in
Gew ässer ergeben sich aus der Summe verschiedener Eintragspfade und w ährend der
Verlagerung unterliegen die Nährstoffe vielzähligen Transformations-, Verlust- und Rückhalteprozessen
(UBA 2000). So hängt das tatsächliche Eutrophierungspotential eines, in
der Nährstoffbilanz ermittelten potentiellen Phosphorüberschusses, u.a. von der Erosionsgefährdung
der landw irtschaftlichen Nutzfläche ab. In der folgenden Grafik sind, in
Anlehnung an das Modell MONERIS (Modelling Nutrient Emissions in River Systems), die
wichtigsten Eintragspfade und Transformationsprozesse für Nährstoffe aus landw irtschaftlichen
Nutzflächen dargestellt (BEHRENDT et al. 2000: 7).
Abb. 7 Nährstoffausträge aus dem Feldboden ( MONERIS nach BEHRENDT et al.
2000, verändert)

Teil 1 41
4 Weitere Beurteilungsmethoden
MONERIS ist ein Modell zur Er mittlung der Nährstoffeinträge über verschiedene Eintragspfade
in die Flussgebiete Deutschlands (BEHRENDT et al. 2000). Neben diesem Modell
existieren noch zahlreiche andere Modelle zur genauen Er mittlung des Nährstoffeintrages
in Gew ässer (z.B. die Modelle SOIL- N, ETNA).
Im Rahmen dieser Diplomarbeit ist es nicht möglich die, für solche Abschätzungsmodelle
notw endigen, umfangreichen und detaillierten Datenmengen zu erheben. Daher können
keine absoluten Nährstoffmengen über die verschiedenen Eintragspfade berechnet w erden.
Vielmehr soll, vor dem Hintergrund der relevanten Prozesse und Faktoren für den
diffusen Nährstoffaustrag, versucht werden, mit Hilfe der bekannten Basisdaten zu einer
verbal-argumentativen Einschätzung zu gelangen, w elche das Ergebnis der Nährstoff-
Flächenbilanzen ergänzt. Sie erfolgt im Anschluss an die Nährstoff-Bilanzen in Abschnitt
6.2.2.
Bei den Basisdaten handelt es sich um Angaben zum Stärkekartoffelanbau sow ie um
standortbezogene physisch-geographische Hintergrunddaten, auf die in den folgenden
Kapiteln noch näher eingegangen w ird.

Teil 2 42
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
TEIL 2
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische
Eutrophierung
In diesem Kapitel w erden die für die, Versauerung und terrestrische Eutrophierung relevanten,
gasförmigen Emissionen zunächst in der Sachbilanz ermittelt und auf die funktionale
Einheit umgerechnet. Anschließend w erden die Ergebnisse in der Wirkungsabschätzung
zu Äquivalenten zusammengefasst und in der Bilanzbew ertung mit den Ergebnissen
für die Herstellungsroute der „Standard- Farbe“ verglichen.
5.1 Sachbilanz
5.1.1 Basisdaten der Sachbilanz
Im Folgenden w erden die Basisdaten der Sachbilanz dargestellt. Sie dienen als Grundlage
für die Berechnungen der Sachbilanz.
Da sich diese Arbeit auf den Produktionsw eg der „Stärke-Farbe“ konzentriert, soll nur dieser
hier näher beschrieben w erden. Hintergründe zum Produktionsablauf zur Herstellung
der „Standard-Farbe“ finden sich im Abschlussbericht des Projektes Hydrostar.
Der Herstellungsprozess der „Stärke-Farbe“ umfasst den Stärkekartoffelanbau (Landw irtschaftliches
System) und die Stärkeproduktion und –oxidation. Die Latex- und Farbenherstellung
w erden aufgrund der in Kapitel 1 beschriebenen Abschneidekriterien nicht miteinbezogen.
Abb. 8 Produktionssystem „Stärke-Farbe“

Teil 2 43
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Basisdaten zum Landwirtschaftlichen System
Das Landw irtschaftliche System beschreibt den Anbau von Stärkekartoffeln in der Region
Lapua (Westfinnland). Es umfasst die Kultivierung auf dem Feld und den Einsatz der dafür
notw endigen Mater ialien. Letztere sind, für ihre Herstellung oder ihr Betreiben, an w eitere
Stoff- und Energieflüsse gebunden.
Im Folgenden w erden die, mit dem Stär kekartoffelanbau in Lapua verbundenen, üblichen
Bew irtschaftungspraktiken vorgestellt. Einige der hier erw ähnten Informationen w erden
nicht direkt für die Berechnung der Emissionsdaten verw endet, sie werden jedoch in der
verbal-argumentativen Beurteilung in Abschnitt 6.2 w ieder aufgegriffen.
Die Angaben stammen zum Teil aus einem Interview mit Mauri Alakeskola im Sommer
2001 (im Folgenden ALAKESKOLA 2001). Mauri Alakeskola ist Vorsitzender des Komitees
der Stärkekartoffel produzierenden Landw irte in Lapua.
Eine w eitere Quelle für Informationen zu den Anbaupraktiken der überw iegend Stärkekartoffel
anbauenden Landw irte in Lapua, sind die Ergebnisse eines Fragebogens, der im
Juni 2001 von Johann Björklöf an alle Vertragslandw irte der Stärkefabrik von RAISIO versendet
w urde. Johann Björklöf ist Master-Student am Institut für Agrarökonomie der Universität
Helsinki. Das Institut ist Partner im Projekt Hydrostar.
Der Rücklauf der auszufüllenden Fragebögen betrug 23 %, w as als äußerst zufrieden
stellend bew ertet werden kann, w enn man den Umfang der Erhebung berücksichtigt
(BJÖRKLÖFF 2001). Die Angaben zu den landw irtschaftlichen Betrieben beziehen sich
auf das Jahr 2000.
Außerdem stehen Informationen des örtlichen Beratungs-Service für die Stärkekartoffel
produzierende Landw irte in der Region Lapua zur Verfügung (im Folgenden EXTENSION
SERVICE 2001).
Allgemeine Informationen
Die durchschnittliche Größe eines Vertragsbetriebes liegt bei 39,19 ha ( EXTENSION
SERVICE 2001). Von der landw irtschaftlich genutzten Fläche w ird im Durchschnitt von
den Betrieben 50 % für den Anbau von Kartoffeln verwendet. Auf den übrigen Flächen
werden überw iegend Hafer und Gerste angebaut (ALAKESKOLA 2001).
Nahezu alle Felder der Region müssen künstlich entw ässert werden. Bei 93 % der Felder
geschieht dies über Rohrdrainagen (BJÖRKLÖF 2001). Der verbleibende Teil w ird über
Gräben entw ässert.

Teil 2 44
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Stärkekartoffeln
Die durchschnittliche Größe eines Kartoffelschlages liegt bei 10 ha (EXTENSION SERV I-
CE 2001). Die durchschnittliche Ertrags menge von Stärkekartoffeln ist 28,5 t/(ha*a) (EX-
TENSION SERV ICE 2001). Die verw endeten Stärke- bzw. Saatkartoffeln sind Saturna,
Tanu, Ute und Posmo. Diese Kartoffelsorten wachsen etw as rascher, w as vor allem bei
der, im Vergleich zu Mitteleuropa, kurzen Vegetationsperiode in Finnland von Vorteil ist.
Zusätzlich w eisen sie gegenüber anderen Kartoffelsorten einen höheren Stärkegehalt auf.
Fruchtfolge und Böden
In den meisten Fällen w erden die Stärkekartoffeln in Monokultur angebaut (ALAKESKOLA
2001, BJÖRKLÖF 2001). Daneben w erden insgesamt 11 verschiedene Fruchtfolgen beschrieben.
Aufgrund der überwiegend monokulturellen Anbauw eise wird bei den folgenden
Berechnungen und Beurteilungen nur der Kartoffelanbau berücksichtigt.
Einige der Landw irte bauen seit über 20 Jahren Kartoffeln auf ein und demselben Feld an,
ohne gravierende Nachteile (ALAKESKOLA 2001). Mögliche negative Folgen sind eine
Minderung der Erntemenge und häufigere Behandlungen mit Pestiziden (ALAKESKOLA
2001). In der Regel muss auf diesen Flächen nicht vermehrt gedüngt w erden (ALA-
KESKOLA 2001).
Monokultur ist meist der Fall auf sandigen und sandig-schluffigen Böden, sie gelten als
die besten Böden für den Kartoffelanbau, da sie „warme Böden“, d.h. w eniger anfällig für
Frost sind. Auf tonigen oder tonig-schluffigen Böden und nahe der Flüsse ist Kartoffelanbau
eher selten. Diese Böden sind im Frühjahr und Herbst zu frostanfällig und lassen sich
insgesamt schw erer bearbeiten.
Leguminosen w erden aufgrund der relativ kurzen Anbauphase nicht als Zw ischenfrüchte
angebaut (ALAKESKOLA 2001).
Entsprechend der pH-Situation w ird durchschnittlich jedes 4. bis 5. Jahr gekalkt. Dies geschieht
meist im Herbst oder im Winter.

Teil 2 45
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Produktionsablauf
Die meisten Landw irte pflügen die Felder im Herbst (ALAKESKOLA 2001). Die verbleibenden
Flächen w erden im Frühjahr gepflügt. Sandige Böden w erden vermehrt im Frühjahr
gepflügt. Der Boden w ird aufgebrochen, damit der Frost tief eindringen und den Boden
lockern kann. Die Arbeitstiefe beträgt 15-20 c m.
Einige w enige Felder (überw iegend Getreide) w erden im Herbst mit Kartoffelfruchtw asser
gedüngt (10 %), welches bei der Stärkeproduktion in der Stärkefabrik von RA ISIO entsteht
(ALAKESKOLA 2001).
Im Frühjahr w erden die Feldflächen im Schnitt 1-3 mal geeggt. Wie häufig der Boden geeggt
w erden muss, ist abhängig von der Bodenart, tonig-schluffige Böden müssen häufiger
geeggt w erden als sandige (ALAKESKOLA 2001).
Die Kartoffeln w erden frühestens Anfang Mai gesetzt. Die Setzzeit geht bis Ende Mai.
Werden mehr als 20 ha bearbeitet, w ird meist eine Setz maschine verw endet, die vier Reihen
gleichzeitig setzen kann (39 %) (BJÖRKLÖF 2001). Auf Flächen kleiner 20 ha w erden
meist Maschinen angew andt, die nur zwei Reihen gleichzeitig setzen können (52 %)
(BJÖRKLÖF 2001).
Anschließend w ird mineralischer Dünger auf die Felder aufgebracht. Wirtschaftsdünger
wird nicht auf Kartoffelfeldern eingesetzt (ALAKESKOLA 2001).
Das Bereiten und Nachziehen der Dämme geschieht mit Maschinen, die zw ei (38 %) oder
vier (58 %) Reihen bearbeiten können (BJÖRKLÖF 2001). Das Nachziehen ist meistens
nur einmal nötig. Je nach Boden- und Wetterverhältnissen ziehen jedoch manche Landwirte
die Dämme zw eimal nach (ALAKESKOLA 2001).
Das Unkraut w ird entw eder vor oder nach dem Nachziehen der Dämme mit Herbiziden
behandelt. Meist ist dies nur ein- bis zw eimal notw endig. Werden auf einem Feld schon
seit mehreren Jahren Kartoffeln angebaut, so ist es wahrscheinlicher, dass zweimal Herbizide
aufgebracht w erden müssen (ALAKESKOLA 2001).
Mitte bis Ende Juli beginnen die Landw irte damit, Fungizide aufzubringen (ALAKESKOLA
2001). Dies geschieht in der Regel drei- bis vier mal.
Ende August beginnt die Ernte der Stärkekartoffeln. Die Beseitigung des Kartoffelkrautes
erfolgt mechanisch (BJÖRKLÖF 2001). Das Kraut verbleibt auf den Feldern. Bis Mitte
Ende September w erden alle Kartoffeln geerntet und zur Stärkefabrik gebracht oder neben
den Feldern gelagert.
Die meisten Landw irte haben Trailer- Erntemaschinen, die an den Traktor gehängt w erden
und nur ein bis zw ei Reihen gleichzeitig ernten können (90 %) (BJÖRKLÖF 2001).

Teil 2 46
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Auf der Basis der genannten Informationen zum Produktionsablauf kann von der folgenden
minimalen und maximalen Anzahl an Arbeitsschritten ausgegangen w erden:
Feldbearbeitung
Minimale Anzahl Arbeitsschritte
Tätigkeit
Anzahl der
Arbeitsgänge
Feldbearbeitung
Maximale Anzahl Arbeitsschritte
Tätigkeit
Anzahl der
Arbeitsgänge
Pflügen 1
Pflügen 1 Düngen mit Kartoffel-
fruchtw asser
Eggen 1 Eggen 3
Kartoffeln setzen 1 Kartoffeln setzen 1
Düngen 1 Düngen 1
Dämme nachziehen 1 Dämme nachziehen 2
Herbizide aufbringen 1 Herbizide aufbringen 2
Fungizide aufbringen 3 Fungizide aufbringen 4
Mechanische Beseitigung
des Kartoffelkrautes
1
Mechanische Beseitigung
des Kartoffelkrautes
Ernte 1 Ernte 1
Summe Arbeitsschritte 11 Summe Arbeitsschritte 17
Tab. 2 Minimale und maximale Anzahl der Arbeitsschritte im Stärkekartoffelanbau,
Region Lapua
Düngemittel
Es w erden verschiedene Düngemittel verw endet. Der häufigste Mineraldünger ist der
NPK-Dünger Y-lannos 7 von der Firma KEMIRA ( EXTENSION SERV ICE 2001). Er w eist
folgende Nährstoffzusammensetzung auf:
Bestandteil Anteil in Prozent [%]
Stickstoff (N) 13
Phosphor (P) 7
Kalium (K) 15
Düngew irkstoffe insgesamt 35
Träger materialien etc. 65
Tab. 3 Nährstoffzusammensetzung des NPK- Düngers Y-lannos 7 der Fir ma KEMIRA
(EXTENSION SERVICE 2001)
1
1

Teil 2 47
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Der Beratungs-Service der Stärkekartoffel produzierenden Landw irte geht von folgenden
mittleren Düngemittelmengen pro Hektar und Jahr aus ( EXTENSION SERV ICE 2001):
Pflanzenschutzmittel
90 kg/(ha*a) Stickstoff
20 kg/(ha*a) Phosphor
120 kg/(ha*a) Kalium
Die in der Regel verw endeten Herbizide sind: TITUS 25 DF ( Rimsulfuron), SENKOR
(Metributsin), TOPOGARD 500 FW ( Terbytryn/Terbutulatsin) und AFALON (Linuron)
(BJÖRKLÖF 2001). Die Herbizide w erden in einer Dosis von 30-300 g/(ha*a) auf den Feldern
appliziert. Hinzu kommt die Behandlung von „Quich grass“, das alle zw ei bis drei
Jahre mit FUSIDALE oder AGIL vernichtet w ird (ALAKESKOLA 2001). Mechanische Kontrolle
von Unkrautw uchs ist sehr selten (BJÖRKLÖF 2001).
Folgende Fungizide w erden eingesetzt: DITHA NE DG ( Mancozeb) und SHIRLAN (Fluazinam)
(BJÖRKLÖF 2001). Insgesamt w erden 7,5 kg/(ha*a) Fungizide auf den Kartoffelfeldern
aufgetragen (EXTENSION SERV ICE 2001). Dithane DG ist das am häufigsten eingesetzte
Fungizid (81%) (BJÖRKLÖF 2001).
Nur 4% der befragten Landw irte verw enden Insektizide (BJÖRKLÖF 2001). Sie w erden
nur bei Bedarf aufgetragen und in der Regel w ird das Mittel DECIS 25 EC (Deltametr in)
verwendet.
Basisdaten zur Stärkeproduktion und -oxidation
Die Stärkeproduktion und -oxidation w ird in der Stärkefabrik von RAISIO in Lapua durchgeführt.
Die Kartoffeln w erden in der Fabrik zunächst gew aschen und anschließend fein geraspelt.
Das Material (z.B. Boden und Kartoffelkrautreste), w elches sich beim Waschen löst, sedimentiert
in speziellen Becken und kann nach einiger Zeit der Kompostierung als Gartenerde
verwendet w erden. Das beim Raspeln entstehende Fruchtw asser wird zu
60-70 % aufgefangen. Es dient überw iegend auf Getreidefeldern, jedoch auch auf einigen
Kartoffelfeldern als zusätzliche Düngung (ALAKESKOLA 2001). Der restliche Anteil des
Kartoffelfruchtw assers wird zu Abwasser.
Die geraspelten Kartoffeln w erden zur antibakteriellen Behandlung mit 0,2 kg SO2 pro
Tonne Kartoffeln versetzt (RAISIO 2001). Anschließend w ird das Material gefiltert. Hierbei

Teil 2 48
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
entsteht die so genannte Kartoffel-Pulpe, w elche anschließend überw iegend als Tiernahrung
dient.
Durch Zentrifugieren w ird die Stärke gew onnen. Danach w ird sie abermals gereinigt und
getrocknet. Anschließend findet die Modifikation der Stärke durch Oxidation statt.
Die am häufigsten für die Stärkegew innung angebauten Stärkekartoffeln sind die Sorten
Saturna und Pos mo mit einem Stärkegehalt von ca. 17,8 %. Entsprechend w erden 5,6 kg
Kartoffeln benötigt, um 1 kg reine Kartoffelstärke zu erhalten (RA ISIO 2001).
5.1.2 Zusammenstellung der relevanten Emissionsdaten
Auf der Grundlage der oben genannten Basisdaten erfolgt die Datensammlung über die
Indikatoren für die Beurteilung des Versauerungs- und terrestrischen Eutrophierungspotentials.
Die Berechnungen und eine zusammenfassende Tabelle der Rohdaten befinden sich in
Anhang 1. Die Hintergründe zu den Daten w erden im Folgenden kurz angesprochen.
Emissionen bei der Düngemittelherstellung
Die Angaben über die Emissionen, w elche bei der Herstellung von 1 kg des NPK- Düngers
Y-lannos 7 entstehen, stammen von der Herstellerfirma KEMIRA. Der NPK Dünger ist
eine der am häufigsten verw endeten Düngerformen in der Region Lapua (EXTENSION
SERVICE 2001)
Emissionen bei der Pflanzenschutzmittelherstellung
Bei den Emissionen zur Herstellung der Pflanzenschutzmittel w urde nur das Fungizid
Dithane (Wirkstoff: Mancozeb) berücksichtigt, da nur hierfür genauere Hintergrunddaten
ermittelt w erden konnten. Die Emissionen bei der Herstellung des Herbizids basieren auf
Daten von KALTSCHMITT & REINHA RDT (1997).
Es w ird angenommen, dass das Unberücksichtigtlassen der anderen, in der Region Lapua
eingesetzten Pflanzenschutzmittel, nicht zu einer relevanten Änderung des Ergebnisses
führt. Dithane ist mit einer jährlichen Applikations menge von durchschnittlich
7,5 kg/ha das am höchsten dosierte und am häufigsten angewendete (81 %) Pflanzenschutzmittel
(BJÖRKLÖF 2001). Die verbleibenden Pestizide w erden in viel geringeren
Dosen bzw . relativ selten angew endet:

Teil 2 49
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Emissionen aus der Feldbearbeitung inklusive Dieselkraftstoffbereitstellung
Die Berechnungen der Emissionen aus der Feldbearbeitung erfolgen über die er mittelte
Anzahl der Arbeitsschritte. Hierbei w ird zw ischen einem minimalen und einem maximalen
Arbeitsaufw and unterschieden (siehe Tabelle 2).
Den einzelnen Arbeitsschritten können nach STELZER (1998) jew eils eine gew isse Menge
Dieselverbrauch zugeschrieben w erden. Bei der minimalen Bearbeitungsvariante ergib
sich so insgesamt eine notw endige Menge von 89 l Diesel/(ha*a). Bei der maximalen Variante
w erden 107 l Diesel /(ha*a) benötigt, um die Arbeitsschritte durchzuführen. Zur Errechnung
der Emissionsw erte beim Verbrauch und der Herstellung dieser Dieselkraftstoffmengen,
muss eine Umrechnung der Literangaben in Energieaufw and mit der Einheit
Megajoule (MJ) erfolgen. Entsprechend ergeben sich anschließend ein Energieaufw and
für die Bearbeitung des Feldes sow ie ein Energieaufw and für die Herstellung des benötigten
Dieselkraftstoffes.
Nach BORKEN et al. (1999) existieren verschiedene Emissionsw erte für die relevanten
Stoffe (NOx, SO2 und NH3) in g/MJ für den Energieeinsatz bei der Feldbearbeitung und
den Energieeinsatz für die Dieselkraftstoffbereitstellung. Durch Multiplikation der entsprechenden
Emissionsw erten mit dem Energieaufw and auf dem Feld bzw . dem Energieeinsatz
bei der Dieselkraftstoffherstellung und anschließender Addition der Ergebnisse, ergeben
sich die Emissions mengen der Substanzen NOx, SO2 und NH3, die bei der entsprechenden
Bearbeitungsvariante freigesetzt w erden. Hierbei sind die Emissionen durch
die Bereitstellung des Dieselkraftstoffs mitberücksichtigt.
Um die mittlere Emissionsmenge für die Feldbearbeitung zu erhalten, w ird der Mittelw ert
der Ergebnisse für den minimalen und den maximalen Arbeitsaufwand errechnet.
Ammoniak-Emissionen aus dem Feld bei der Düngemittelapplikation
Die Ermittlung der Ammoniak- Emissionen aus dem Feld bei der Düngemittelapplikation
erfolgt nach einer Annahme des Umw eltbundesamtes, nach der pro kg Dünge-Stickstoff
40 g Ammoniak entw eichen (ISERMANN 1990 in UBA 1999a: 157).
Die durchschnittliche Stickstoff-Dünger menge für Kartoffeln in der Region Lapua sind
90 kg/(ha*a) (EXTENSION SERV ICE 2001). Geht man davon aus, dass pro aufgebrachtem
Kilogramm Dünge-Stickstoff 40 g Ammoniak entw eichen, errechnet sich eine Ammoniak-
Emission von ca. 3600 g/(ha*a) bei der Applikation von 90 kg Stickstoff /(ha*a).

Teil 2 50
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Emissionen beim Transport der Stärkekartoffeln zur Stärkefabrik inklusive Dieselkraftstoffbereitstellung
Die Berechnungen erfolgen nach einer Methode, die auf einem, im Auftrag des Umw eltbundesamtes
entw ickelten, Programm basiert (TREMOD: Transport Emission Estimation
Model). Es w urde zur Berechnung des Energieeinsatzes in den und der Emissionen aus
dem motorisierten Verkehr in Deutschland entw orfen (BORKEN et al. 1999). Das Modell
TREMOD liefert als Ergebnis der Berechnungen den fahrleistungsbezogenen Kraftstoffverbrauch
und die Emissionen differenziert nach Straßenkategorien und LKW-Klassen. In
dieser Ökobilanz ist für die Beschreibung der Transportaufgaben jedoch der Bezug auf
die Transportleistung sinnvoller (Transport der Kartoffeln zur Stärkefabrik und Leerfahrt
zurück zum Feld). Dadurch w ird eine Umrechnung der fahrleistungsbezogenen Daten in
transportleistungsbezogene Daten notw endig.
Für die Berechnung der Emissionen beim Transport der Kartoffeln zur Stärkefabrik müssen
einige Annahmen getroffen werden, da die notw endigen Daten nicht detailliert erfasst
werden konnten. Hierzu gehören:
• Der durchschnittliche Transportw eg
Die Betriebe der Vertragslandw irte der Stärkefabrik von RAISIO sind in einem Umkreis
von ca. 50 km um die Stärkefabrik angesiedelt ( EXTENSION SERV ICE
2001). Es w ird von einem durchschnittlichen Transportw eg von 20 km ausgegangen.
• Art des Transports
Die Art des Transports der Stärkekartoffeln variiert zwischen den einzelnen Landwirtschaftsbetrieben.
Es ist davon auszugehen, dass Landw irte in unmittelbarer
Nähe zur Stärkefabrik, die Kartoffeln mit dem Traktor anliefern, w ährend andere,
entfernter gelegene Betriebe, Lastkraftwagen (LKWs) zum Transport verwenden.
Unter Berücksichtigung der Daten des IFEU- Institutes (in BORKEN et al. 1999) ergeben
sich keine w esentlichen Unterschiede in den Emissionen von Traktoren und
LKWs. Im Rahmen der Ökobilanz des Projektes Hydrostar w ird daher die Annahme
getroffen, dass der Transport mit LKWs erfolgt.

Teil 2 51
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Einige Parameter haben direkten Einfluss auf die Höhe des Energieverbrauchs bzw. der
Emissionen. Sie w erden im Folgenden kurz angesprochen.
Fahrzeugtechnische Größen
Zulässiges Gesamtgewicht
Das zulässige Gesamtgew icht beeinflusst den spezifischen Energieverbrauch und die
Emissionen (Bezug: tkm), da der Anteil des LKW-Eigengew ichts am zulässige Gesamtgew
icht mit Zunahme des zulässige Gesamtgew ichtes sinkt. Ein leerer LKW mit einem
zulässige Gesamtgew icht von 15 t w iegt z.B. w eniger als zwei leere LKWs mit zulässige
Gesamtgew icht von 7,5 t.
In der Ökobilanz des Projektes Hydrostar w ird von einem Durchschnittsw ert für alle LKW-
Klassen von 7,5 t bis 40 t ausgegangen.
Auslastungsgrad
Der Auslastungsgrad beschreibt das Verhältnis zw ischen tatsächlicher Zuladung und maximaler
Nutzlast. Er beeinflusst den spezifischen Energieverbrauch und die Emissionen
insofern, dass diese geringer werden, je höher die tatsächliche Nutzlast ist, d.h. je näher
die tatsächliche Nutzlast an der maximalen Nutzlast liegt. Ein leerer LKW mit 30 t verbraucht
z.B. relativ zu seinem zulässigen Gesamtgew icht mehr Kraftstoff, als ein LKW mit
30 t und 100 % Auslastungsgrad.
Innerhalb der Ökobilanz des Projektes Hydrostar w ird zw ischen zwei Auslastungsgraden
unterschieden:
- Der Kartoffeltransport zur Stärkefabrik mit einem Auslastungsgrad von 100%.
- Die Leerfahrt zurück zum Feld mit einem Auslastungsgrad von 0%.
Fahrmuster
Der Energieverbrauch und die Höhe der Emissionen sind unter gleichen Bedingungen
abhängig von der mittleren Geschw indigkeit.
Da eine detaillierte Erfassung des Fahrmusters innerhalb der Ökobilanz des Projektes
Hydrostar nicht möglich w ar, wird lediglich zw ischen drei Straßenkategorien unterschieden:
„Autobahn“, „Innerorts“ und „Außerorts“.
Zur Berechnung der Emissionen w ird von einem Mittelw ert der drei Straßenkategorien
ausgegangen.

Teil 2 52
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Insgesamt w urden sowohl bei den Transportkapazitäten (LKW-Klassen 7,5 t bis 40 t) als
auch bei den Straßenkategorien (Autobahn, Innerorts, Außerorts) Mittelw erte für die Berechnung
des Energieverbrauchs und der Emissionen verw endet. Differenziert wurde lediglich
nach Auslastungsgrad (100 % bzw. Leerfahrt).
Emissionen bei der Stärkegewinnung und -oxidation
Die Werte für die Emissionen bei der Stärkeherstellung und der Stär keoxidation stammen
aus direkten Angaben der Stärkefabrik von RAISIO in Lapua.
5.1.3 Umrechnung auf die Funktionale Einheit
Um die berechneten Emissionen untereinander vergleichen zu können, w erden sie auf die
Bezugsebene der funktionalen Einheit umgerechnet.
Die funktionale Einheit der Ökobilanz des Projektes Hydrostar ist 1 m² gestrichene
Wand. D.h., die auf diese Bezugsebene berechneten Emissionen entstehen, w enn ein
Quadratmeter Wand deckend mit „Stärke-Farbe“ gestrichen w ird.
Die Umrechnungen der einzelnen Emissionsw erte auf die funktionale Einheit sind in Anhang
2 nachzuvollziehen. Die Ergebnisse der Umrechnungen für die einzelnen Produktionsschritte
sind dort in einer Tabelle zusammengefasst.
In der folgenden Abbildung sind die prozentualen Anteile der einzelnen Produktionsmodule
an den Gesamtemissionen der verschiedenen Substanzen innerhalb des Produktionsweges
der „Stärke-Farbe“ dargestellt.

Teil 2 53
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
%
Düngemittelherstellung
6
39
75
NOx = 1
PSM Herstellung
61
6
NH3 Emissionen bei der
Düngemittelapplikation
Abb. 9 Prozentualer Anteil der einzelnen Produktionsschritte an den gasförmigen
Emissionen
94
Bearbeitung und Transport
inkl.
Dieselkraftstoffbereitstellung
Aus der Grafik ist zu ersehen, dass die Herstellung der Düngemittel innerhalb des Produktionssystems
der „Stärke-Farbe“ für den größten Teil der Schwefeloxid-Emissionen verantw
ortlich ist (75 %). Des weiteren entstehen Schw efeloxide bei der Bearbeitung und
dem Transport (19 %) sow ie bei der Pflanzenschutzmittelproduktion (6 %). Stickoxide
entstehen hauptsächlich bei der Feldbearbeitung und dem Transport inklusive Bereitstellung
des Dieselkraftstoffes (60 %). Außerdem hat mit 39 % die Düngemittelherstellung
einen relativ hohen Anteil an den Stickoxid- Emissionen. Bei der Pflanzenschutzmittelherstellung
entsteht nur etw a 1 % der Gesamtstickstoffemissionen. Bei der Düngemittelapplikation
auf dem Feld ergeben sich mit 94 % die höchsten Ammoniak- Emissionen. Die
verbleibenden 6 % entstehen bei der Herstellung der Düngemittel. Mit 61 % hat die Herstellung
der Pflanzenschutzmittel den größten Anteil and den Chlorw asserstoff-
Emissionen. Zusätzlich entsteht Chlorw asserstoff beim Transport und der Feldbearbeitung
inklusive Dieselkraftstoffbereitstellung (39 %).
39
60
19
Stärkeproduktion
HCl
NH3
NOx
SO2, SOx
Stärkeoxidation

Teil 2 54
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
5.2 Wirkungsabschätzung
Für den Vergleich der er mittelten Emissionen aus der „Stärke-Farbe“- Produktion mit denen
aus der Herstellungsroute der „Standard-Farbe“, w erden die gasförmigen Emissionen
zu Äquivalenten aggregiert. Für die versauernden Gase geschieht dies über die Aggregation
zu SO2-Äquivalenten, für die eutrophierend w irkenden Gase entsprechend über
3-
PO4 -Äquivalente. Die Versauerungs- bzw. Eutrophierungsw irkung der verschiedenen
Substanzen w ird demnach bestimmt in Relation zu den Stoffen Schw efeldioxid und Phosphat.
In der Folgenden Tabelle sind die Äquivalenzfaktoren für die einzelnen Emissionen aufgelistet:
Versauernde Gase Eutrophierende Gase
SO2 - Äquivalenzfaktor
3-
PO4 - Äquivalenzfaktor
SO 2, SO x 1,00 NH 3 0,35
NO x 0,70 NO x 0,13
NH 3 1,88
HCl 0,88
Tab. 4 Äquivalenzfaktoren (UBA 1999c; Heijungs et al. 1992)

Teil 2 55
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
3-
Die Berechnung der SO2- und PO4 -Äquivalente für die „Stärke-Farbe“ sind in Anhang 3
nachzuvollziehen. Die Ergebnisse sind zusammen mit den Äquivalenten der „Standard-
Farbe“ in den folgenden Tabellen dargestellt.
Versauernde Gase Eutrophierende Gase
SO2 Äquivalente
SO2 Äquivalente
„Stärke-Farbe“
“Standard-Farbe” 3
SO2, SOx 0,43 5,81
NOx 1,18 14,76
NH3 2,60 0,02
HCl 0,0004 0,09
Summe 4,21 20,68
Versauernde Gase Eutrophierende Gase
3-
PO4 Äquivalente
3-
PO4 Äquivalente
„Stärke-Farbe“
„Standard-Farbe“
NO x 0,48 0,004
NH 3 0,22 2,74
Summe 0,70 2,75
Tab. 5 Vergleich der Äquivalente „Stärke-Farbe“ mit denen der „Standard-Farbe“
Mit Ausnahme der Ammoniak- Emissionen überw iegen die relevanten gasförmigen Emissionen
bei der Herstellung der auf Erdöl basierenden "Standard-Farbe“. Dies führt zu einem
höherem terrestrischen Eutrophierungs- sow ie zu einem höheren Versauerungspotential
der Herstellungsroute der „Standard-Farbe“.
Insbesondere die vergleichsw eise hohen Stickstoffoxid-Emissionen aus der Produktion
der „Standard-Farbe“ tragen zu diesem Ergebnis bei. Das größere Versauerungspotential
wird zudem durch die hohen Schw efeloxid-Emissionen der Standard-Farbherstellung verursacht.
Die Ammoniak- Emissionen überw iegen im Herstellungsprozess der „Stärke-
Farbe“, jedoch treten sie gegenüber den hohen Stickstoff- und Schwefeloxid-Emissionen
aus der Produktion der „Standard-Farbe“ in den Hintergrund.
Die Darstellung des Ergebnisses erfolgt jedoch nicht über die Indikatorenergebnisse, sondern
über die Mehrbelastung (UBA 29/99). Hierbei w ird die prozentuale Mehrbelastung
durch den Produktionsw eg mit den höheren Ausstößen relevanter Gase dargestellt.
3 Die Resultate zum Herstellungsprozess der Standard-Farbe stammen aus Arbeiten innerhalb der
Nachhaltigkeitsstudie des Projektes Hydrostar. Ihre Ermittlung wird im Abschlussbericht nachzuvollziehen
sein.

Teil 2 56
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Die Mehrbelastung errechnet sich nach folgender For mel:
Zmax – Zmin x 100
Zmin
Wobei:
Zmin kleineres Indikatorenergebnis
Zmax größeres Indikatorenergebnis
Für die Wirkungskategorien Versauerung und terrestrische Eutrophierung ergeben sich
aus der Berechnung die unten dargestellten Mehrbelastungen:
Mehrbelastung durch die Mehrbelastung durch die
Produktion der
Produktion der
„Stärke-Farbe“
„Standard-Farbe“
Versauerung 0 % SO2-Äquivalente 391 % SO2-Äquivalente Terrestrische Eutrophierung
3-
0 % PO4 -Äquivalente
3-
290 % PO4 -Äquivalente
Tab. 6 Mehrbelastung
Durch die Betrachtung der Indikatorenergebnisse über die Mehrbelastung kann man erkennen,
w elches Produkt in w elchem Umw eltw irkungsbereich größere Auswirkungen hat.
Für beide Wirkungskategorien ergibt sich eine Mehrbelastung durch den Produktionsprozess
der „Standard-Farbe“. Bei der Versauerung beträgt diese Mehrbelastung 391 %, bei
der terrestrischen Eutrophierung 290 %.
Die Indikatorenergebnisse sind als Mehrbelastungen jedoch w eder quantitativ noch qualitativ
unmittelbar miteinander vergleichbar. Man kann nicht erkennen, ob die eine oder
andere Umw eltw irkung schwerwiegender betroffen ist. Es kann also keine Aussage darüber
getroffen werden, ob 391 % Mehrbelastung in der Wirkungskategorie Versauerung
als schwerwiegender zu betrachten sind, als 290 % Mehrbelastung in der Wirkungskategorie
terrestrische Eutrophierung.
Um zu einer umfassenden Beurteilung zu gelangen, schlägt das Umw eltbundesamt eine
Hierarchisierung der Wirkungskategorien hinsichtlich ihrer ökologischen Priorität vor (UBA
29/99). Hierdurch soll eine Vergleichbarkeit der Wirkungsindikatorenergebnisse der unterschiedlichen
Wir kungskategor ien hergestellt w erden, um zu einer kategor ienübergreifenden
Auswertung zu gelangen (UBA 29/99). Die Bew ertungsmethode des Umw eltbundesamtes
w ird im Folgenden vorgestellt und auf die hier er mittelten Er gebnisse angew endet.

Teil 2 57
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
5.3 Bewertung nach Umweltbundesamt (UBA 1999b)
Die Hierarchisierung der Wirkungskategor ien erfolgt über die Einschätzung folgender Kriterien:
• Ökologische Gefährdung
• Distance-to-Target
• Spezifischer Beitrag
5.3.1 Ökologische Gefährdung
„Eine Wirkungskategorie oder ein bestimmtes Wirkungsindikatorenergebnis wird als um
so umweltschädigender beurteilt [...], je schwerwiegender die potentielle Gefährdung der
ökologischen Schutzgüter in der betreffenden Wirkungskategorie anzusehen ist (unabhängig
vom aktuellen Umweltzustand).“ (zit. nach UBA 1999b: 15)
Die Beurteilung der ökologischen Gefährdung erfolgt auf verbal-argumentativer Ebene. Es
werden folgende Bereiche berücksichtigt ( UBA 1999b):
• möglichen Ausw irkungen eines Schadens auf die Schutzgüter
• Reversibilität
• räumliche Ausdehnung
• Unsicherheiten bei der Prognose der Ausw irkungen (Wissenslücken, time lag)
Als Schutzgüter werden natürliche Ressourcen, menschliche Gesundheit und Struktur
und Funktion von Ökosystemen (auch: ökologische Wirkungen) angesehen (UBA 1999b;
SETA C 1993). Insgesamt w erden Schadw irkungen auf höherer Hierarchieebene (z.B.
Wald) als gravierender angesehen als solche auf niedriger Hierarchieebene (z.B. Baum,
Blatt) (UBA 1999b).
Durch Eingriffe können die Schädigungen auf Ökosysteme gemindert oder z.T. rückgängig
gemacht w erden. Diese Möglichkeit ist im Begriff „Reversibilität“ ausgedrückt. Irreversible
Wirkungen w erden als schwerwiegender angesehen als reversible Wirkungen ( UBA
1999b).
Im Zusammenhang mit Reversibilität ist der Begriff der „Critical Loads“ von Bedeutung.
Darunter versteht man ökosystemspezifische Schw ellenw erte für Eintragsraten von Stoffen
(UBA 1999b). Sie sind meist so definiert, dass ein Gleichgew ichtszustand angestrebt
wir. Die Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff sind so angesetzt, dass die langfristi-

Teil 2 58
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
ge, nachhaltige Export- bzw. Immobilisierungsrate nicht überschritten wird (UBA 1999b:
A1-26). Bei Erreichen der Critical Loads für Säuren sind die Böden nicht mehr in der Lage,
über die langfristige Zufuhr von basischen Kationen (durch Verw itterung, und Deposition)
ihre Pufferkapazität aufrechtzuerhalten (UBA 1999b: A1-65).
Mit andauernder Überschreitung der Critical Loads in einem Ökosystem, vergrößert sich
die Gefahr irreversibler Schäden an diesem System.
Die Beeinträchtigungen können unterschiedliche räumliche Ausmaße annehmen. Sie
können ubiquitär, d.h. nicht an einem Standort gebunden, auftreten oder räumlich begrenzt
sein. Insbesondere gasförmige Schadstoffe können durch ihre weite Verbreitung
weiträumig Schäden verursachen. Ubiquitär auftretende Wirkungen w erden als schwerwiegender
angesehen als räumlich begrenzte, w obei diese Einschätzung, je nach Fragestellung
(z.B. spezieller regionaler Art), modifiziert w erden kann (UBA 1999b).
Unsicherheiten bei der Prognose der Ausw irkungen ergeben sich aufgrund qualitativer
und quantitativer Wissenslücken hinsichtlich der Ursache-Wirkungs-Beziehungen. Als
time-lag w ird die Verzögerung eines potentiellen Schadenseintrittes bezeichnet, w elche
ebenfalls zu Unsicherheiten in der Einschätzung von Umw eltauswirkungen führen kann.
In den folgenden Abschnitten „Terrestrische Eutrophierung“ und „Versauerung“ werden
die oben genannten Aspekte zur Beurteilung der ökologischen Gefährdung berücksichtigt.
Die Beurteilung erfolgt in Anlehnung an die Vorschlägen der Arbeitsgruppe des Umw eltbundesamtes
(UBA 1999b.).
Terrestrische Eutrophierung (UBA 1999b: A1-25 ff)
Durch die terrestrische Eutrophierung ergeben sich erhebliche Ausw irkungen auf die
Struktur und Funktion terrestrischer Ökosysteme und deren Biodiversität (siehe Abschnitt
2.1.1). Einige Ausw irkungen sind z.T. langfristig reversibel. Hierzu gehören die, durch den
Stickstoffeintrag bedingten Nährstoffungleichgew ichte und die erhöhte Anfälligkeit für
Schädlinge. Als mittel- bis langfristig reversibel können die Veränderungen im Wasserhaushalt,
insbesondere von Waldökosystemen, angesehen w erden. Im Bezug auf die
Biodiversität der Ökosysteme (Verlust von an stickstoffarme Bedingungen angepassten
Pflanzenarten) können die Ausw irkungen als größtenteils irreversibel betrachtet w erden.
Die Wir kungen sind regional unterschiedlich ausgeprägt, es handelt sich jedoch um
ein europaw eites Problem. Insbesondere die Stickstoffoxide können sehr w eit in der Atmosphäre
transportiert w erden, wodurch eine transnationale Betrachtung des Problems
notw endig w ird.

Teil 2 59
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Aufgrund der sehr komplexen Ursache-Wirkungs-Beziehungen sind Prognosen zu ökologischen
Folgen mit großen Unsicherheiten behaftet. Diese treten z.B. in Bezug auf die
Stickstoffspeicherfähigkeit von Ökosystemen auf und die damit verbundenen potentiellen
Stickstoffabgaben in For m von Nitrat (Grundw asserbelastung, Eutrophierung) oder Lachgas
(Treibhausgas). Je nach Ökosystemeigenschaften variiert auch die Verzögerung der
eutrophierenden Wirkungen von Nährstoffeinträgen. Sie kann w enige Jahre bis mehrere
Jahrzehnte andauern ( UBA 1999b).
Durch den potentiell verstärkten Austrag von Nitrat und die dadurch verursachten höheren
Nitratw erte im Grundw asser kann das Schutzgut „menschliche Gesundheit“ indirekt von
der Umw eltw irkung terrestrischen Eutrophierung berührt w erden.
Versauerung (UBA 1999b: A1-65 ff)
Die Versauerung kann als schwerwiegender Eingriff in die Struktur und Funktion aquatischer
und terrestrischer Ökosysteme angesehen w erden (siehe Abschnitt 2.1.2). Die Wirkungen
erfolgen überw iegend auf der mittleren Hierarchieebene an Pflanzen (z.B. Wurzelschäden)
und Tieren (z.B. Fischen) aber auch auf Ökosystem-Ebene (z.B. erhöhte
Auswaschung von Nährstoffen). Die ausgelösten Schäden sind größtenteils irreversibel
und beinhalten die Ausw aschung w ichtiger Nährstoffe, Artenverlust und genetische Einengung
der verbliebenen Arten und Zusammenbruch der Systeme ( UBA 1999b).
Die Ausw irkungen sind regional unterschiedlich ausgeprägt, es handelt sich jedoch um
ein globales Problem.
Die Versauerung von Böden und Gew ässern basiert auf sehr komplexen Ursache-
Wirkungs-Beziehungen, die jedoch vergleichsw eise gut bekannt sind ( UBA 1999b). Daher
sind Prognosen zu ökologischen Folgen nur begrenzt mit Unsicherheiten behaftet.
Durch Sekundärw irkungen der Versauerung (Freisetzung von Schw ermetallen) sind Beeinträchtigungen
der menschlichen Gesundheit möglich.

Teil 2 60
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Die ökologische Gefährdung w ird anhand einer fünfstelligen Skala verbal ausgedrückt
(UBA 1999b: 15):
Sehr groß (A)
Groß (B)
Mittel (C)
Gering (D)
Sehr gering (E)
Unter Berücksichtigung der oben genannten Kriterien, w erden die Wirkungskategorien
terrestrische Eutrophierung und Versauerung durch das Umw eltbundesamt folgender maßen
beurteilt ( UBA 1999b: A2-2; A2-5):
Wirkungskategorie Ökologische Gefährdung
Terrestrische Eutrophierung Groß B
Versauerung Groß B
Tab. 7 Beurteilung der Ökologischen Gefährdung
5.3.2 Distance-to-Target
„Eine Wirkungskategorie oder ein bestimmtes Wirkungsindikatorenergebnis wird als um
so umweltschädigender beurteilt [...], je weiter der derzeitige Umweltzustand dieser Wirkungskategorie
von einem Zustand der ökologischen Nachhaltigkeit oder einem anderen
angestrebten Umweltzustand entfernt ist.“ (zit. nach UBA 1999b: 15)
Zur Beurteilung des Distance-to-Target w erden berücksichtigt:
• Der Abstand des Umw eltzustandes von einem quantifizierten Umw eltqualitätsziel
(z.B. Immissionskonzentrationen). 4
• Der derzeitige oder zu erw artende Trend der betreffenden Umw eltbeanspruchung.
• Die Durchsetzbarkeit und Wirksamkeit der, für eine Zielerreichung erforderlichen,
Maßnahmen.
4
In vielen Fällen existieren keine Umw eltqualitätsziele. Hier kann bei der Beurteilung einer
Wirkungskategorie nach ihrem Distance-to-Target ersatzw eise der, auf wissenschaftlicher
Basis geschätzte, erforderliche Minderungsbedarf einer Emission oder Rohstoffentnahme
herangezogen w erden (UBA 1999b).

Teil 2 61
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Die in den folgenden Abschnitten „Terrestrische Eutrophierung“ und „Versauerung“ dargestellten
Punkte w erden als entscheidend für die Abschätzung des Distance-to-Target
für die Wirkungskategor ien terrestrische Eutrophierung und Versauerung angesehen
(UBA 1999b A1-27f und A1-66f). Die Angaben des Umw eltbundesamtes beziehen sich
überw iegend auf Deutschland. Sie w erden, sow eit vorhanden, durch Informationen zur
Situation in Finnland ergänzt (kursiv).
Terrestrische Eutrophierung
Die Critical Loads für die Eutrophierung von Wäldern w erden in Deutschland ist auf 95 %
der Waldfläche überschritten (UBA 1999b). In sensiblen Ökosystemen (z.B. Moore und
Heiden) w erden sie auf nahezu 100 % der Fläche überschritten (UBA 1999b). Dies bedeutet,
dass es in Deutschland kaum Flächen gibt, auf denen langfristig keine terrestrische
Eutrophierung stattfindet.
Die Emissionen eutrophierend w irkender Substanzen w eisen teilw eise einen leicht abnehmenden
Trend auf. Bei NOx sind bis 2010 mäßige Reduktionen zu erw arten (UBA
1999b). Eine Reduktion der NH3- Emissionen ist überw iegend abhängig von der Agrarund
Umw eltpolitik und daher, nach Ansicht der Arbeitsgruppe des Umw eltbundesamtes
(1999b), nur schwer durchsetzbar.
Es existieren internationale Verpflichtungen zur NO x- Minderung, nicht jedoch für NH3 (z.B.
Luftreinhaltekonvention der United Nations Commission for Europe – UN ECE).
Reduzierung der Emissionen sind z.T. durch technische Maßnahmen möglich, überw iegend
jedoch nur durch eine veränderte Agrar-, Verkehrs- und Wirtschaftspolitik verw irklichbar,
w eshalb die Arbeitsgruppe des Umw eltbundesamtes (1999b) sie für nur schw er
durchsetzbar hält.
Die Emissionen von NOx sind in Finnland seit 1990 leicht gesunken (um etwa 14 %)
(STATISTICS FINLAND 2001). Ebenso kann ein Rückgang der Ammoniak-Emissionen
verzeichnet werden (EMEP 2002a). Mit etwa 35.000 t NH3 im Jahre 1999, nähern sich die
Emissionen den Emissionshöchstgrenzen der Göteborg-Konvention für Finnland an
(31.000 t) (STATISTICS FINLAND 2001).
Die Höhe der Immissionen ist in hohem Maße von der so genannten „Long-Range Transboundary
Air Pollution“ abhängig. Etwa 64 % der Stickstoffoxid-Depositionen und 53 %
der Ammoniak-Depositionen in Finnland werden von grenzüberschreitenden Emissionen
gebildet (FINNISH ENVIRONMENT INSTITUTE 2001b). Es existieren internationale Abkommen
zur Minderung dieser grenzüberschreitenden Luftschadstoffe (CLRTAP – Con-

Teil 2 62
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
vention on Long-Range Transboundary Air Pollution). Die Beteiligung mehrerer Nationen
kann jedoch die Umsetzung von Reduktionsregelungen verlangsamen.
Für Finnland und Deutschland lassen sich leichte Rückgänge in den NO x- Emissionen
feststellen. Für NH3 zeichnet sich nur in Finnland ein Rückgang der Emissionen ab.
Die Problematik der Long-Range Transboundary Air Pollution w ird von der Arbeitsgruppe
des Umw eltbundesamtes im Zusammenhang mit dem Distance-to-Target nicht angesprochen.
Jedoch w ird auch dort die anthropogen verursachte Versauerung als ein Pr oblem
angesehen, w elches nicht isoliert von anderen Staaten zu betrachten ist (UBA 1999b).
Daher erschw ert die Problematik der Long-Range Transboundary Air Pollution höchstwahrscheinlich
auch in Deutschland die schnelle Reduktion der Immissionen in Ökosysteme.
Es ergeben sich für Finnland und Deutschland keine gravierenden Unterschiede bei dem
Kriterium Distance-to-Target in der Wirkungskategorie terrestrische Eutrophierung. Aufgrund
der starken Reduktion der NH3- Emissionen kann das Distance-to-Target für Finnland
jedoch als etw as geringer eingestuft werden.
Versauerung
In Deutschland w erden die Critical Loads für versauernd w irkende Substanzen auf ca.
80 % der Waldflächen überschritten (UBA 1999b). Zur Erreichung der Critical Loads ist
eine Reduktion der SO2, NH3 und NO x- Emissionen auf etw a ein Fünftel der jetzigen Fracht
erforderlich.
Die Emissionen der Säurebildner zeigen einen abnehmenden Trend. Bei SO2 sind bis
2010 erhebliche Verminderungen zu erwarten. In einem geringeren Maße ist dies auch
bei NO x der Fall. Verminderungen der NH3- Emissionen sind jedoch nicht zu erw arten.
Emissionsreduktionen bei den Säurebildnern (außer NH3) sind durch internationale Verpflichtungen
festgelegt (z.B. Luftreinhaltekonvention der United Nations Commission for
Europe – UN ECE).
Die Reduzierung der Emissionen ist z.T. durch technische Maßnahmen möglich, überw iegend
jedoch nur durch eine veränderte Agrar-, Verkehrs- und Wirtschaftspolitik verw irklichbar
und somit, nach Ansicht der Arbeitsgruppe des Umw eltbundesamtes (1999b), vermutlich
schw er durchsetzbar.

Teil 2 63
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Versauerung wird in Finnland als die am weitesten verbreitetste, anthropogen verursachte
Bodenbeeinträchtigung angesehen (FINNISH ENVIRONMENT INSTITUTE 2001c).
Die finnischen Böden und Gewässer weisen eine, natürlicherweise, niedrige Pufferkapazität
auf, welche sie besonders anfällig werden lässt für versauernd wirkende Depositionen
(KÄMÄRI 1986, TAMMINEN & STARR 1990, FORSIUS et al. 1990).
In Finnland werden auf etwa 7 % der Gesamtfläche die Critical Loads für Schwefelverbindungen
überschritten (FINNISH ENVIRONMENT INSTITUTE 2000d). Dies ist vor allem
im Süden des Landes der Fall. Die Critical Loads für Stickstoffoxide werden in geringerem
Maße und in kleineren Bereichen Finnlands überschritten (FINNISH ENVIRONMENT IN-
STITUTE 2001a).
Die Schwefel-Emissionen in Finnland sind seit 1990 etwa um 80 % gesunken. Mittlerweile
liegen die Emissionen von SO2 mit 90.000 t (1998) sogar unterhalb der von der Göteborg-
Konvention vorgegebenen Emissionshöchstgrenzen für Finnland für das Jahr 2010
(110.000 t SO2 entspricht 45 % der SO2-Emissionen von 1990) (STATISTICS FINLAND
2001).
Anders sieht die Situation bei der Emission von Stickoxiden aus: Mit etwa 260.000 t NO2 (1997) liegen diese Emissionen noch weit oberhalb der Emissionshöchstgrenzen von
170.000 t (43 % der NO2-Emissionen von 1990) (STATISTICS FINLAND 2001). Seit 1990
konnten die Stickstoffoxid-Emissionen nur um etwa 14 % reduziert werden (STATISTICS
FINLAND 2001).
Die Höhe der Immissionen ist auch hier in hohem Maße von der „Long-Range Transboundary
Air Pollution“ abhängig. Ungefähr 80 % der Schwefel-Depositionen und 64 %
der Stickstoffoxid-Depositionen in Finnland werden von grenzüberschreitenden Emissionen
gebildet (FINNISH ENVIRONMENT INSTITUTE 200d). Zwar existieren internationale
Abkommen zur Minderung dieser grenzüberschreitenden Luftschadstoffe (z.B. CLRTAP),
die Beteiligung mehrerer Nationen kann jedoch die Umsetzung von Reduktionsregelungen
verlangsamen.
In Finnland w erden die Cr itical Loads auf einer w esentlich geringeren Fläche überschritten
als in Deutschland, dennoch w ird das Problem der Boden- und Gew ässerversauerung
in Finnland als sehr hoch eingestuft. Dies steht vermutlich im Zusammenhang mit der
natürlichen Disposition finnischer Ökosysteme zu versauern.
Die Reduktion der Schw efeldioxid-Emissionen ist in Finnland w eiter fortgeschritten als in
Deutschland. Beide Länder haben jedoch erhebliche Probleme die Emissionshöchstgrenzen
für Stickoxide zu erreichen.

Teil 2 64
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Im Zusammenhang mit der Versauerung wird die Long-Range Transboundary Air Pollution
für Deutschland bei der Behandlung des Distance-to-Target von der Arbeitsgruppe des
Umw eltbundesamtes nicht angesprochen. Diesbezüglich kann jedoch die selbe Einschätzung
gelten w ie unter dem Punkt „ Terrestrische Eutrophierung“.
Es kann eine ähnliche Einstufung des Distance-to-Target in der Wirkungskategorie Versauerung
für Finnland und Deutschland angenommen w erden.
Auf der Basis der oben angeführten Informationen zu Deutschland und Finnland, geschieht
die Einschätzung des Distance-to-Target für die Wirkungskategorien terrestrische
Eutrophierung und Versauerung w ie in der folgenden Tabelle dargestellt. Die Einstufung
erfolgt nach dem selben Schema w ie bei der Beurteilung der ökologischen Gefährdung.
Wirkungskategorie
Distance-to-Target
Deutschland
(UBA 1999b)
Distance-to-Target
Finnland
Terrestrische Eutrophierung B B-C
Versauerung B B
Tab. 8 Beurteilung des Distance-to-Target
5.3.3 Spezifischer Beitrag
„Eine Wirkungskategorie oder ein bestimmtes Wirkungsindikatorenergebnis wird als um
so umweltschädigender beurteilt [...], je größer der Anteil dieser Wirkungskategorie in Bezug
auf einheitliche Referenzwerte ist [...].“ (zit. nach UBA 1999b: 15)
Der spezifische Beitrag w ird errechnet, um die Indikatorenergebnisse auf die aktuelle
Umw eltsituation der betreffenden Wirkungskategorie zu beziehen (UBA 1999b). Der Referenzwert
kann z.B. die SO2-Gesamtjahresemission Deutschlands sein. In dieser Arbeit
werden sow ohl die Gesamtjahresemissionen Deutschlands als auch die Gesamtjahresemissionen
Finnlands als Referenzwerte verwendet.

Teil 2 65
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Der spezifische Beitrag errechnet sich nach folgender For mel:
Wobei:
IEi funktionale Einheit = Summe mj funktionale Einheit * CFij
IEi jährlich Deutschland Summe mj jährlich Deutschland * CFij
IEi = Indikatorenergebnis der Wirkungskategorie I
mj = Sachbilanzergebnis des Stoffes j
Cfij = Charakterisierungsfaktor des Stoffes j bezüglich der Wirkungskategorie I
Für jede Wirkungskategorie w erden die, auf die funktionale Einheit umgerechneten und zu
Äquivalenten aggregierten, Indikatorenergebnisse den zu Äquivalenten aggregierten Gesamtemissionen
der entsprechenden Stoffe in Deutschland bzw . Finnland gegenübergestellt.
Anhand der Wirkungskategorie terrestrische Eutrophierung w ird dies beispielhaft
dargestellt. Die übrigen Berechnungen befinden sich in Anhang 4.
Die relevanten Emissionen für die terrestrische Eutrophierung sind Stickoxide (NOx) und
Ammoniak ( NH3). Die jährlichen NOx- und NH3-Gesamtemissionen in Deutschland und
Finnland und deren Umrechnung auf die Äquivalente sind in den untenstehenden Tabellen
zusammengestellt:
Gesamtemissionen/Jahr
in Deutschland
[m g/a]
Äquivalenzfaktor Äquivalente
NOx 1859 *10 12 0,13 24167 *10 10
NH3 651*10 12 0,35 22785 *10 10
Summe 46952 *10 10
Gesamtemissionen/Jahr
in Finnland
[m g/a]
Äquivalenzfaktor Äquivalente
NOx 2468*10 11 0,13 32084 *10 9
NH3 353*10 11 0,35 12355 *10 9
Summe 44439 *10 9
Tab. 9 Berechnung der Äquivalente der Gesamtjahresemissionen in Deutschland und
Finnland

Teil 2 66
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Die in Abschnitt 5 errechneten NOx- und NH3- Emissionen der Stärke-Farbherstellung und
die NOx- und NH3- Emissionen aus der Produktion der „Standard-Farbe“ in Äquivalenten
sind in der folgenden Tabelle dargestellt:
Äquivalente
Äquivalente
„Stärke-Farbe“ „Standard-Farbe“
NOx 0,22 2,74
NH3 0,48 0,004
Summe 0,70 2,75
Tab. 10 Äquivalente der „Stärke-Farbe“ und der „Standard-Farbe“
Die spezifischen Beiträge für die versauernden Emissionen der Stär ke- und Standard-
Farbherstellung ergeben sich durch das Verhältnis mit den entsprechenden jährlichen
Gesamtemissionen Deutschlands bzw . Finnlands:
Deutschland Finnland
„Stärke-Farbe“ „Stärke-Farbe“
0,70 = 1,5 *10 -15 0,70 = 1,6 *10 -14
46952 *10 10 44439 *10 9
„Standard-Farbe“ „Standard-Farbe“
2,75 = 5,9 *10 -15 2,75 = 6,2 *10 -14
46952 *10 10 44439 *10 9
Die Rangbildung der Ergebnisse geschieht nicht über die errechneten absoluten spezifischen
Beiträge, sondern anhand der relativen Größe der Wirkungskategorien untereinander.
Hierfür w ird der höchste berechnete Wert mit 100 % gleich gesetzt und die anderen
linear an diesem Wert gemessen
Deutschland
„Stärke-
Farbe“
„Stärke-
Farbe“ [%]
„Standard-
Farbe“
„Standard-
Farbe“ [%]
Terr. Eutrophierung 1,5 *10 -15 100 5,9 *10 -15 100
Versauerung 1,0*10 -15 64 4,7 *10 -15 80
Finnland
„Stärke-
Farbe“
„Stärke-
Farbe“ [%]
„Standard-
Farbe“
„Standard-
Farbe“ [%]
Terr. Eutrophierung 1,6 *10 -14 100 6,2 *10 -14 98
Versauerung 1,3*10 -14 82 6,3 *10 -14 100
Tab. 11 Ergebnisse des spezifischer Beitrags und Umrechnung in Pr ozent

Teil 2 67
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Die Ergebnisse w erden anschließend nach der folgenden Einteilung des
Umw eltbundesamtes klassifiziert (UBA 1999b: 20):
Klasse % des Maximalwertes
A 80 – 100
B 60 – 80
C 40 – 60
D 20 – 40
E 0 – 20
Tab. 12 Klassifizierung zur Rangbildung über die spezifischen Beiträge (UBA 1999b:
20)
Für die Beurteilung der spezifischen Beiträge ergeben sich die unten dargestellten Ergebnisse.
Deutschland Bewertung „Stärke-Farbe“ Bewertung „Standard-Farbe“
Terrestrische Eutrophierung A A
Versauerung B A
Finnland Bewertung „Stärke-Farbe“ Bewertung „Standard-Farbe“
Terrestrische Eutrophierung A A
Versauerung A A
Tab. 13 Einzelbeurteilung des Spezifischen Beitrages für Deutschland und Finnland
Bei dem Vergleich zw eier Systeme schlägt das Umw eltbundesamt vor, das jew eils kleinere
Indikatorenergebnis einer Wirkungskategorie für die Ableitung der Rangfolge heranzuziehen
(UBA 1999b). In der untenstehenden Tabelle sind die so ermittelten Gesamtergebnisse
dargestellt.
Wirkungskategorie
Spezifischer Beitrag
Deutschland
Spezifischer Beitrag
Finnland
Terrestrische Eutrophierung A A
Versauerung B A
Tab. 14 Gesamtbeurteilung des Spezifischen Beitrages für Deutschland und Finnland
Tabelle 14 veranschaulicht die Beurteilung der verschiedenen Anteile der einzelnen Wirkungskategorien
an den Gesamtemissionen Deutschlands und Finnlands als relative
Größen untereinander.

Teil 2 68
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
5.3.4 Ökologische Priorität
Zur Ermittlung der ökologische Prior ität der Wirkungskategorien w erden die Ergebnisse
der Kriterien ökologische Gefährdung, Distance-to-Target und spezifischer Beitrag zusammengefasst.
Die ökologische Priorität einer Wirkungskategorie w ird, ebenso w ie die
ökologische Gefährdung über eine fünfstellige Skala verbal ausgedrückt (UBA 1999b):
Sehr groß (A)
Groß (B)
Mittel (C)
Gering (D)
Sehr gering (E)
Die zusammenfassende Beurteilung der Wirkungskategorien terrestrische Eutrophierung
und Versauerung hinsichtlich der ökologische Pr iorität ist in der untenstehenden Tabelle
dargestellt.
Terrestrische
Eutrophierung
Spezifischer Distance-to- Ökologische Ökologische
Beitrag Target Gefährdung Priorität
D Fi D Fi D Fi D Fi
A A B B-C B B groß groß
Versauerung B A B B B B groß groß
Tab. 15 Zusammenfassende Beurteilung der ökologischen Priorität (nach UBA 1999b:
23)

Teil 2 69
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
In der grafischen Darstellung ergibt sich folgendes Bild:
Terr. Eutrophierung
Versauerung
Mehrbelastung durch Herstellungsprozess der "Standard-Farbe" [%]
0 50 100 150 200 250 300 350 400
= große Ökologische Prior ität
Abb. 10 Mehrbelastung und ökologische Priorität der einzelnen Wirkungskategorien in
Finnland und Deutschland
Als Ergebnis ergibt sich eine eindeutige Mehrbelastung durch den Herstellungsprozess
der „Standard-Farbe“ in den Wirkungskategorien terrestrische Eutrophierung und Versauerung.
Auf der Basis der unterschiedlichen Bew ertungshintergründe ergibt sich für Finnland und
Deutschland eine große ökologische Priorität sow ohl für die Wirkungskategorie terrestrische
Eutrophierung als auch für die Wirkungskategorie Versauerung. Aufgrund der gleichen
Einstufung sind die Werte untereinander vergleichbar (UBA 1999b). Man kann daher
zu der Aussage gelangen, dass für beide Wirkungskategorien eine Mehrbelastung durch
den Produktionsprozess der „Standard-Farbe“ besteht, w obei sich eine etw a um ein Drittel
höhere Belastung für die Wirkungskategorie Versauerung ergibt.
262
363

Teil 2 70
5 Beurteilung der Wirkungskategorien Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
5.4 Ergebnisse Versauerung und Terrestrische Eutrophierung
Wirkungskategorie Versauerung
Das Ergebnis der Bilanzierung der versauernd wirkenden gasförmigen Emissionen verdeutlicht,
dass w esentlich mehr dieser Emissionen bei der Produktion der „Standard-
Farbe“ entstehen als bei der Produktion der „Stärke-Farbe“. Das Versauerungspotential
des Herstellungsprozesses der „Standard-Farbe“ ist daher höher als das der Produktionsroute
der „Stärke-Farbe“. Hauptsächlich ist dies auf die höheren Stickstoffoxid-Emissionen
im Produktionsprozess der „Standard-Farbe“ zurückzuführen. Auch die Schw efeldioxidund
Chlorw asserstoff-Emissionen liegen w eit über denen der Stärke-Farbherstellung.
Zw ar sind die A mmoniak- Emissionen aus der Herstellung der „Stärke-Farbe“ w esentlich
höher, als die aus der Herstellung der „Standard-Farbe“, der absolute Anteil reicht jedoch
nicht aus, um das Gesamtergebnis zu verändern.
Der Wirkungskategorie Versauerung kann unter finnischen sowie unter deutschen Bedingungen
eine hohe ökologische Prior ität zugeschrieben w erden. Die Mehrbelastung in der
Wirkungskategorie Versauerung ist um etw a ein Drittel höher, als in der Wirkungskategorie
terrestrische Eutrophierung.
Wirkungskategorie Terrestrische Eutrophierung
Die Bilanzierung der eutrophierend w irkenden gasförmigen Emissionen aus den Herstellungsprozessen
der „Stärke-Farbe“ und der „Standard-Farbe“ zeigt, dass w esentlich mehr
der relevanten Gase innerhalb des Produktionssystems der auf Erdöl basierenden „Stan-
dard-Farbe“ entstehen.
Das terrestrische Eutrophierungspotential des Produktionsprozesses der „Standard-
Farbe“ ist daher höher als das des Herstellungsw eges der „Stärke-Farbe“. Auch hier sind
vor allem die hohen Stickstoffoxid-Emissionen innerhalb der Produktion der „Standard-
Farbe“ für das Ergebnis entscheidend. Die w esentlich höheren Ammoniak- Emissionen in
der Herstellung der „Stärke- Farbe“ treten gegenüber den Stickstoffoxid-Emissionen zu-
rück.
Die Wir kungskategor ie terrestrische Eutrophierung erhält sow ohl unter finnischen als auch
unter deutschen Bedingungen eine hohe ökologische Priorität. Die Mehrbelastung in die-
ser Wirkungskategorie liegt unterhalb der Mehrbelastung in der Umw eltw irkung Versaue-
rung.

Teil 2 71
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
6 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Wassergetragene Emissionen sind von besonderer Bedeutung für die Eutrophierung aquatischer
Ökosysteme. In diesem Kapitel sollen die w assergetragenen punktuellen und
diffusen Emissionen aus den Produktionssystemen beurteilt w erden, um zu einer Einschätzung
der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung zu gelangen.
Aufgrund der in Kapitel 4 genannten Gründe, können diese Indikatoren nicht über die Ökobilanz-Methode
mit Sachbilanz, Wirkungsabschätzung und Bilanzbew ertung verglichen
werden. Die aquatisch-eutrophierenden Austräge aus der Produktion der „Stärke- Farbe“
sollen vielmehr über Nährstoff-Bilanzen und verbal-argumentative Beurteilung auf der
Basis von Literaturdaten und eigene Erhebungen beurteilt w erden.
In Abschnitt 6.1 w erden die, bei der Stärkeproduktion auftretenden punktuellen w assergetragenen
Nährstoffemissionen, denen der erdölverarbeitenden Industrie gegenübergestellt.
Im Anschluss erfolgt die Einschätzung der diffusen Nährstoffausträge, w elche nur
im landw irtschaftlichen System bzw . im Produktionsw eg der „Stärke-Farbe“ auftreten.
Abschließend folgt eine zusammenfassende Beurteilung des aquatischen Eutrophierungspotentials.
6.1 Beurteilung der punktuellen wassergetragenen Emissionen
Die argumentative Beurteilung der punktuellen w assergetragenen Emissionen bei der
industriellen Verarbeitung von Erdöl und der Stärkeherstellung erfolgt auf der Grundlage
von Abwasserkennw erten. Einander gegenübergestellt w erden die, pro verarbeiteter Einheit
auftretenden, Abw assermengen und Nährstoffkonzentrationen im Abw asser.
In der untenstehenden Tabelle sind die durchschnittlichen Abw assermengen und Nährstoffkonzentrationen
dargestellt ( UBA 1998; RAISIO 2001).
Erdölverarbeitung
(UBA 1998)
Stärkeproduktion
(UBA 1998)
Stärkeproduktion
(RAISIO 2001)
Abw assermenge
[m³/ verarbeitete t]
Nges
[mg/l]
Pges
[mg/l]
0,8 138 0
2,4 480 17
8,3 1386 174
Tab. 16 Durchschnittliche Abw assermengen und Nährstoffkonzentrationen in Abw ässern
der Stärkeproduktion und Erdölverarbeitung

Teil 2 72
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Bei der Stär keproduktion tritt etw a die dreifachem Menge an Abw asser auf, wie sie bei der
Verarbeitung von Erdöl entsteht (UBA 1998). Auch die Nährstoffkonzentration in den Abwässern
der Stärkeproduktion liegen über denen der Erdölverarbeitung (UBA 1998). Dies
ist insbesondere bei Phosphor der Fall, w elcher im Abw asser der Erdölverarbeitung überhaupt
nicht auftritt. Man kann daher von einem höheren punktuellen w assergetragenen
Nährstoffaustrag bei der Stärkeproduktion ausgehen.
Stellt man die Abw asserkennw erte der Stärkefabrik der Firma RA ISIO den vom Umw eltbundesamt
ermittelten Kennw erten der Erdölverarbeitung gegenüber, ergibt sich eine
noch größere Differenz. Die verschiedenen Nährstoffkonzentrationen in Abw ässern von
Stärkefabriken können sich durch Unterschiede in der Produktion, der Produktionspalette
und der betrieblichen Verfahrenstechnik ergeben (UBA 1998). Außerdem ist in den Werten
der Stärkefabrik der Fir ma RASIO das Kartoffelfruchtwasser miteinbezogen, w elches
einen verhältnismäßig hohen Stickstoffanteil aufw eist.
Neben den Emissionen bei der Stärkeproduktion entstehen w assergetragene punktuelle
Nährstoffemissionen innerhalb der Produktionsroute der „Stärke-Farbe“ bei der Herstellung
von Düngemitteln. Da es an Kennw erten zu Abwassermengen in diesem Industriezw
eig mangelt, konnten keine Konzentrationen errechnet w erden. Der finnische Düngemittelhersteller
KEMIRA gab jedoch an, dass etw a 1 mg Phosphor und 39 mg Stickstoff
bei der Herstellung eines Kilogramms NPK-Dünger, in der For m w ie er in der Region Lapua
verwendet w ird, freiwerden. Man kann daher davon ausgehen, dass sich die Differenz
der punktuellen w assergetragenen Nährstoffemissionen noch zu Ungunsten des
Herstellungsprozesses der „Stärke- Farbe“ erhöht.
Aufgrund der vergleichenden Abw asserkenndaten von Stärkeproduktion und Erdölverarbeitung
kann von einer höheren Belastung der Gew ässer durch punktuell eingetragene
Nährstofffrachten durch den Produktionsw eg der „Stärke-Farbe“ ausgegangen w erden.

Teil 2 73
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
6.2 Beurteilung der diffusen wassergetragenen Nährstoffausträge
In diesem Abschnitt sollen die diffusen Nährstoffausträge aus dem Feld abgeschätzt und
beurteilt w erden. Im ersten Schritt w erden die, durch den Stärkekartoffelanbau verursachten,
Nährstoffüberschüsse über Nährstoff-Flächenbilanzen er mittelt. Als zweiter Schritt
folgt eine verbal-argumentative Beurteilung der Bew irtschaftungs- und Standortfaktoren
hinsichtlich ihres Nährstoffaustragspotentials.
6.2.1 Nährstoff-Bilanzen
Im Folgenden w erden flächenbezogene Nährstoff-Bilanzen für Stickstoff und Phosphor
auf der Basis der in Abschnitt 5.1.1 beschriebenen Bew irtschaftungsfaktoren in der Region
Lapua durchgeführt. Da der Kartoffelanbau in dieser Region in den meisten Fällen als
Monokultur erfolgt, w erden keine Fruchtfolgen berücksichtigt.
Stickstoff-Bilanz
Der potentielle Stickstoffaustrag aus einer landw irtschaftlich genutzten Fläche unter einer
bestimmten Nutzung kann anhand von Stickstoff-Flächenbilanzen abgeschätzt w erden.
Der Stickstoff-Input erfolgt im Verlauf einer Fruchtfolge über:
• mineralischen Dünger und Wirtschaftsdünger
• symbiotische Stickstofffixierung
• atmosphärischen Stickstoffeintrag
• biogenen Eintrag von Luftstickstoff (mikrobielle N- Fixierung)
• Nachlieferung aus Restpflanzen
• Nachlieferung aus den Ernterückständen
• Nachlieferung aus dem Boden ( Nmin-Werte im Frühjahr)
Die Eintragspfade über den Wirtschaftsdünger und über die symbiotische Stickstofffixierung
durch Leguminosen entfallen bei der Berechnung der Stickstoff-Bilanz für den Stärkekartoffelanbau
in der Region Lapua, da w eder Wirtschaftsdünger aufgebracht w ird,
noch Leguminosen als Zw ischenfrüchte angepflanzt w erden (BJÖRKLÖFF 2001, ALA-
KESLOLA 2001).
Angaben über die ungefähre Höhe der biogen fixierten Stickstoffmengen in Finnland
konnten nicht er mittelt w erden. WINTZER et al. gehen in Deutschland von einem biogenen
Luftstickstoffeintrag von 15 kg/(ha*a) aus (WINTZER et al. 1993). Eine sehr viel höhe-

Teil 2 74
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
re Stickstoffmenge von 50 kg/(ha*a) w ird von PATYK & REINHA RDT angenommen (PA-
TYK & REINHARDT 1997). SATTELMA CHER hält dagegen die biologische Stickstofffixierung
unter Feldbedingungen für vernachlässigbar (SATTELMA CHER 1992 in KELLER et
al. 1999). Aufgrund der unterschiedlichen Angaben in der Literatur und der Tatsache,
dass sich Werte aus Mitteleuropa nicht ohne w eiteres auf Skandinavien übertragen lassen,
w ird die mikrobielle Stickstofffixierung in die Berechnungen nicht miteinbezogen.
Als Input für diese Stickstoff-Bilanz w erden demnach berücksichtigt:
• die Zufuhr an mineralischem Stickstoffdünger
• die atmosphärische Deposition
• die Nachlieferung durch Restpflanzen
• die Nachlieferung durch Ernterückstände
• die Nachlieferung aus dem Boden (Nmin)
Die Höhe der Stickstoffdüngergaben stammen aus Informationen des Beratungsservice
der Stärkekartoffel produzierenden Landw irte (siehe Abschnitt 5.1.1). Das Kartoffelfruchtwasser
w ird in der Stickstoffbilanz nicht berücksichtigt, da es nur auf etw a 10 % der landwirtschaftlichen
Flächen und dort überw iegend auf Getreidefeldern und in geringerem
Maße auf Kartoffelfeldern aufgetragen w ird (ALAKESKOLA 2001)
Für die atmosphärische Deposition w ird ein Wert von 3,8 kg/(ha*a) angenommen. Er
stammt aus Langzeit- Messungen atmosphärischer Depositionen des Finnischen Wasserund
Umw eltforschungsinstitutes (JÄRVINEN & VÄNNI 1990). Die berücksichtigte Messstation
befindet sich in der Gemeinde Ylstaro, etw a 25 km w estlich von Lapua. Die Messungen
von JÄRVINEN & VÄNNI w erden unterstützt durch Messungen des Finnischen
Meteorologischen Institutes und Modellierungen von EMEP 5 , w elche eine atmosphärische
Stickstoff-Deposition in Finnland von 3,7 kg/(ha*a) ergaben (GARLUND et al. 2000). Es
kann daher davon ausgegangen w erden, dass ein Wert von 3,8 kg/(ha*a) die Depositionsverhältnisse
in Finnland und speziell in der Region Lapua ausreichend w iderspiegelt.
Für die Nachlieferung durch Restpflanzen (z.B. Wurzeln) und Ernterückstände (Kartoffelkraut)
w erden Faustzahlen nach FREDE & DA PPERT (1999) verw endet. Demnach ergibt
sich für die Nachlieferung aus Restpflanzen eine Stickstoffzufuhr von 10 kg/(ha*a) und für
die Nachlieferung aus dem Kartoffelkraut eine Stickstoffzufuhr von 20 kg/(ha*a).
5
Co-operative Programme for Monitoring and Evaluation of the Long-Range Transmission of Air
Pollutants in Europe

Teil 2 75
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Nmin-Gehalte der Böden in Lapua liegen nicht vor, jedoch können auch hier Faustzahlen
hinzugezogen w erden (FREDE & DAPPERT 1999). Aufgrund der relativ hohen Humusgehalte
der Böden in der Region (siehe Abschnitt 6.2.2), w ird von einer durchschnittlichen
Stickstoffnachlieferung von 50 kg/(ha*a) ausgegangen.
Dem Eintrag von Stickstoff steht der Stickstoff-Output gegenüber. Er geschieht vorw iegend
über:
• die Stickstoffgehalte der Ernteprodukte
• die gasförmige Stickstoffverluste
Für die Stickstoffgehalte in Kartoffeln wurden in der Literatur unterschiedliche Angaben
gefunden (KALTSCHMITT & REINHARDT 1997; KELLER et al. 1999; FREDE & DA P-
PERT 1999). Die Bilanzierung w ird unter Berücksichtigung des Mittelw ertes der angegebenen
Stickstoffgehalte durchgeführt, da sich nicht zuordnen lässt, in w elchen Bereich
Stärkekartoffeln einzuordnen sind.
Die Stickstoff-Entzüge und der Mittelw ert sind in der nachfolgenden Tabelle dargestellt.
Stickstoffgehalt Quelle
3,3 kg / t Erntegut
6 KALTSCHMITT & REINHARDT
1997: 179
Stickstoffentzug durch das Erntegut
bei einem mittleren Ertrag von
28,5 t/(ha*a)
94 kg N /(ha*a)
3,5 kg / t Erntegut
KELLER et al. 1999 : 153
(Faustzahlen 1991)
100 kg N /(ha*a)
4,5 kg / t Erntegut FREDE & DAPPERT 1999: 78 128 kg N /(ha*a)
3,8 kg / t Erntegut Mittelw ert 108 kg N /(ha*a)
Tab. 17 Durchschnittliche Stickstoffentzüge durch Kartoffeln und Mittelw ert
6
Hinweis – Die Nährstoffkonzentration der Knolle ist z.T. abhängig vom Ertrag. In durch N-
Düngung hervorgerufenen Mehrerträgen steigt auch der N-Gehalt der Knolle (KELLER et al. 1999).
Die angegebenen Werte sind Durchschnittswerte. Entsprechende der Bodenfruchtbarkeit und dem
Klima können die Nährstoffentzüge von diesen Werten abweichen (KELLER et al. 1999). SAT-
TELMACHER weist zudem auf die nicht unwesentlichen Nährstoffverluste durch, speziell bei
feuchtem Wetter, an Knollen haftenden Boden (SATTELMACHER 1992 in KELLER et al. 1999).

Teil 2 76
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Als Gas kann Stickstoff in For m von elementarem Stickstoff (N2), Stickstoffdioxid (NO2), Stickstoffoxiden (NO x), Ammoniak ( NH3) oder Lachgas (N2O) aus dem Boden entw eichen.
Die Bestimmung von direkten Emissionen aus dem Feld durch die Verw endung von stickstoffhaltigen
Mineraldüngern sow ie indirekte Emissionen durch Nitrifikation bzw . Denitrifikation
(NH3 bzw . NOx) sind noch immer mit großen Unsicherheiten behaftet ( UBA 1999c).
Dies ist vor allem bei den indirekten Emissionen durch Nitrifikation oder Denitrifikation der
Fall (UBA 1999c). Aus diesem Grund w erden für die Berechnung der gasförmigen Stickstoffemissionen
nur die direkten Emissionen von NH3 und N2O bei der Düngemittelapplikation
berücksichtigt. Die Berechnungen zur Er mittlung der gasförmigen Stickstoffverluste
finden sich in Anhang 5. Insgesamt ergeben sich NH3- und N2O- Emissionen von 4,7
kg/(ha*a).
Für die Errechnung des potentiellen Stickstoffaustrages ergibt sich die folgende Gleichung:
INPUT
+ mineralischer N-Dünger
+ atmosphärischer N-Eintrag
+ Zuschlag für Restpflanzen
+ Nachlieferung aus
Ernterückständen
+ Nachlieferung aus dem Boden
Der er mittelte Saldo ist nachfolgend dargestellt:
INPUT
+ 90 kg/(ha*a) N-Dünger
+ 3,8 kg/(ha*a) atm. Deposition
+ 10 kg/(ha*a) Restpflanzen
+ 20 kg/(ha*a) Ernterückstände
+ 50 kg/(ha*a) Boden, Nmin
+ 173,8 kg/(ha*a)
OUTPUT
- N-Entzug durch das Erntegut
- gasförmige N-Verluste
OUTPUT
- 108 kg/(ha*a) Entzug Ernte
- 4,7 kg/(ha*a) NH und N O
3 2
- 112,7 kg/(ha*a)
N-SALDO
+ 61 kg/(ha*a)
Die Stickstoffbilanz für den Stärkekartoffelanbau in der Region Lapua zeigt im angenommenen
Fall ein positives Ergebnis. Durch die Bew irtschaftung mit Stärkekartoffeln entsteht
somit ein Stickstoffüberschuss im Oberboden, w elcher potentiell in das Grundw asser und
die angrenzenden Gew ässer gelangen kann.
ECKERT et al. (1999) formulieren für Nährstoffbilanzen so genannte Toleranzbereiche
zw ischen einem anzustrebenden Optimum und einer aus ökologischer Sicht gerade noch
akzeptablen Belastung. Für den Stickstoff-Saldo liegt dieser Toleranzbereich zw ischen
- 50 kg/(ha*a) und + 50 kg/(ha*a) ( ECKERT et al. 1999).

Teil 2 77
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Ein Stickstoff-Saldo bis 20 kg/(ha*a) w ird nach KUL (Kritische Umw eltbelastungen Landwirtschaft)
als unvermeidbarer bzw . anzustrebender Zustand angesehen ( ECKERT &
BREITSCHUH 1996).
Das Stickstoffbilanz-Ergebnis liegt über dem Toleranzbereich nach ECKERT et al. (1999),
sow ie oberhalb des anzustrebenden Zustandes nach KUL ( ECKERT & BREITSCHUH
1996). Unter den angenommenen In- und Output-Größen kann daher von einer bew irt-
schaftungsbedingten Austragsgefährdung für Stickstoff ausgegangen w erden.
Phosphor-Bilanz
Potentielle Überschüsse an Phosphor unter einer bestimmten Kulturart lassen sich, ähnlich
w ie bei Stickstoff, über eine Phosphor-Bilanz bestimmen (UBA 1999a; FREDE &
DA PPERT 1999). Hierbei w erden die Phosphordüngemengen dem Entzug durch die Ernte
bzw . die Erntenebenprodukte gegenübergestellt.
Der Phosphor-Input wird gebildet von:
• der mineralischen Phosphordüngemittelmenge
• der atmosphärischen Deposition
Der Input w ird hier überw iegend durch die Phosphordüngemenge bestimmt.
Die mittlere jährliche Phosphor- Deposition in Finnland liegt bei 0,04 – 0,24 kg/(ha*a) ( ER-
VIÖ et al. 1990). Sie ist sehr gering im Vergleich zu der Menge, die im Schnitt in Finnland
jährlich den Böden über die Düngung zugeführt w ird, und w ird daher nicht in die Berechnungen
mit eingezogen.
Den Phosphoreinträgen steht folgender Phosphor-Output gegenüber:
• Phosphorentzug durch das Erntegut
Aus der Literatur ergeben sich unterschiedlich hohe Phosphorgehalte in Kartoffeln
(KALTSCHMITT & REINHA RDT 1997; KELLER et al. 1999; FREDE & DAPPERT 1999).

Teil 2 78
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Ebenso w ie bei der Stickstoff-Bilanz w ird die Bilanzierung unter Berücksichtigung des
Mittelw ertes dieser Gehalte durchgeführt, da sich nicht zuordnen lässt, in w elchen Bereich
Stärkekartoffeln einzuordnen sind. 7
In der folgenden Tabelle sind die Phosphorentzüge durch Kartoffeln und ihr Mittelw ert
dargestellt.
Phosphorgehalt Quelle
Phosphorentzug durch das
Erntegut bei einem m ittleren
Ertrag von
28,5 t/(ha*a)
0,34 kg / t Erntegut
KALTSCHMITT & REINHARDT
1997: 179
10 kg P /(ha*a)
0,6 kg / t Erntegut KELLER et al. 1999 : 153 17 kg P /(ha*a)
0,7 kg / t Erntegut FREDE & DAPPERT 1999: 78 20 kg P /(ha*a)
0,5 kg / t Erntegut Mittelw ert 14 kg P /(ha*a)
Tab. 18 Durchschnittliche Phosphorentzüge durch Kartoffeln und Mittelw ert
Für die Errechnung des potentiellen Phosphoraustrags ergibt sich die folgende Gleichung:
INPUT
+ mineralischer P-Dünger
OUTPUT
- P-Entzug durch das Erntegut P-SALDO
Die Rechnung und der er mittelte Saldo sind nachfolgend zusammengefasst dargestellt.
INPUT
+ 20 kg/(ha*a) P-Dünger
+ 20 kg/(ha*a)
OUTPUT
- 14 kg/(ha*a) Entzug Ernte
- 14 kg/(ha*a)
+ 6 kg/(ha*a)
7 Ebenso wie bei den Stickstoffgehalten handelt es sich bei den angenommenen Gehaltswerten
immer um Durchschnittswerte. Entsprechende der Bodenfruchtbarkeit und Klima können die
Nährstoffentzüge von diesen Werten abweichen (KELLER et al. 1999).

Teil 2 79
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Im angenommenen Fall ergibt sich ein positiver Phosphor-Saldo. Es kann daher angenommen
w erden, dass ein Phosphorüberschuss und ein erhöhtes Austragspotential für
Phosphor besteht.
Ebenso w ie für die Salden der Stickstoffbilanz w urden von ECKERT et al. (1999) ein Toleranzbereich
für die Phosphorsalden formuliert. Er liegt zw ischen – 15 kg/(ha*a) und
+ 15/(ha*a).
Für den ermittelten Saldo ergibt sich demnach ein nur mäßiger Phosphorüberschuss, der
sich noch innerhalb des Toleranzbereiches befindet.
Das Ergebnis lässt vermuten, dass der Anbau von Stärkekartoffeln unter dieser Annahme
zw ar einen bew irtschaftungsbedingten Phosphorüberschuss in den Böden verursacht,
von dem jedoch nicht angenommen w ird, dass er zu kritischen Phosphorausträgen führt.
6.2.2 Verbal-argumentative Beurteilung
Wesentliche Prozesse für den diffusen Eintrag von Phosphor und Stickstoff in die Oberflächengew
ässer sind Bodenerosion und die Ausw aschung von Nährstoffen w ie Nitrat 8
über Sickerw asser und Oberflächenabfluss.
Die Höhe des Nährstoffaustrags w ird nicht nur von der in Abschnitt 6.2.1 ermittelten Höhe
des Nährstoffüberschusses im Boden bestimmt, sondern von zwei weiteren Faktorengruppen:
den Bewirtschaftungsfaktoren (z.B. Bodenbearbeitung) und den Standortfaktoren
(z.B. Hangneigung oder Bodeneigenschaften) (KALTSCHMITT & REINHA RDT
1997).
Die Bew irtschaftungsfaktoren w urden in Abschnitt 5.1.1 bereits vorgestellt. Im Folgenden
sollen sie im Bezug auf die Austragsgefährdung von Nährstoffen beurteilt w erden. Im Anschluss
daran werden die Standortfaktoren der Region Lapua dargestellt und ebenfalls
verbal-argumentativ beurteilt.
Beurteilung der Bewirtschaftungsfaktoren
In diesem Kapitel sollen die Bew irtschaftungsfaktoren hinsichtlich der Nitratausw aschung
und des Phosphataustrages untersucht w erden. Hierbei w ird sowohl auf den Kartoffelan-
8 - und in geringerem Maße Ammonium und gelöstem reaktivem Phosphor.

Teil 2 80
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
bau allgemein als auch speziell auf den Stärkekartoffelanbau in der Region Lapua eingegangen.
Die Umfrage von BJÖRKLÖF (2001) ergab, dass etw a die Hälfte der Stärkekartoffel produzierenden
Landw irte auf ihren Feldern alternativ Getreide anpflanzen w ürden. Knapp
30 % der Befragten w ürden Ölsaaten (z.B. Raps) anbauen. Die Beurteilung erfolgt daher,
wenn möglich, über eine Gegenüberstellung mit diesen Feldfrüchten.
Nitratausw aschung
Dem Hackfruchtanbau, zu dem auch der Stärkekartoffelanbau gehört, w ird ein relativ hohes
Nitratausw aschungspotential zugeschrieben (z.B. WINTZER et al. 1993; FREDE &
DA PPERT 1999). Dies w ird vor allem auf die intensive Bodenbearbeitung und die kurze
Zeit der Bodenbedeckung zurückgeführt.
Durch die bodenlockernden und unkrautregulierenden Maßnahmen kann die Gefahr des
Stickstoffaustrages in For m von Nitrat erhöht w erden, da sie durch Belüftung die Mineralisation
9 von Stickstoff fördert (WINTZER et al. 1993; FREDE & DAPPERT 1999).
Insbesondere das Pflügen im Frühjahr, w ie es in der Region Lapua aufgrund der relativ
kurzen Anbauperiode durchgeführt w ird, kann zu höheren Stickstoffausträgen in Form von
Nitrat oder Ammonium führen. Zu dieser Jahreszeit ist der Stickstoff nicht in Pflanzenmasse
festgelegt und kann daher mit den großen Schmelzw assermengen leicht ausgewaschen
w erden (MANISKKANIEMI 1982).
Ebenfalls durch die klimatischen Verhältnisse bedingt, ist der relativ späte Pflanzter min,
der eine längere Bracheperiode zur Folge hat, w odurch mit einer erhöhten Gefahr von
Stickstoffausträgen durch Auswaschung und Oberflächenabfluss zu rechnen ist (KELLER
et al. 1999).
Der Anbau von Kartoffeln mit Dämmen, w ie er auch in der Region Lapua praktiziert w ird,
vergrößert zudem die Bodenoberfläche und erhöht so den Nitrat- und Ammoniumaustrag
durch Abschwemmung.
Kartoffeln besitzen ein eher oberflächliches Wurzelsystem und hinterlassen einen relativ
stickstoffreichen Boden (KELLER et al. 1999). Die folgende Grafik zeigt Mittelw erte der
Nmin-Mengen nach der Ernte verschiedener Kulturarten in Deutschland.
9 Bei der Mineralisation wird organisch gebundener Stickstoff zu Ammoniak mineralisiert und kann
anschließend über Nitrifikation zu Nitrat umgewandelt werden.

Teil 2 81
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Nmin [kg N/ha]
120
100
80
60
40
20
0
Ackerfutter
Sommergerste
Hafer
Winterroggen
Wintergerste
Winterweizen
Kartoffeln
Abb. 11 Mittelw erte der Nmin-Mengen im Spätherbst nach der Ernte verschiedener Kulturarten
in Deutschland (KOLBE 2000: 23, verändert)
Aus der Grafik lässt sich erkennen, dass Kartoffeln im Vergleich zu anderen Kulturarten
den höchsten Nmin- Gehalt im Boden hinterlassen. Die Nmin-Werte der meisten Getreidearten
sind relativ gering, w ährend die Ölfrüchte mittlere Nmin-Gehalte aufw eisen.
Durch die hohen Nmin-Gehalte, die im Boden nach dem Anbau von Kartoffeln vorliegen,
gew innt die Fruchtfolgegestaltung für den Austrag von Nitrat und Ammonium an Bedeutung.
Der Stickstoffentzug kann durch die Wahl der Feldfrüchte beeinflusst und somit ein
bleibender Stickstoffüberschuss vermieden w erden (KELLER et al. 1999). Nach Kartoffeln
wird daher der Anbau von Winterw eizen und –roggen empfohlen, da diese den Stickstoff
am besten ausnutzen (KÖNNECKE 1956 in KELLER et al. 1999: 124). Eine monokulturelle
Anbauw eise von Kartoffeln, w ie sie in der Region Lapua praktiziert w ird, kann aufgrund
der schlechten Ausnutzung des Bodenstickstoffs den Austrag von Stickstoff in For m von
Nitrat und Ammonium langfristig erhöhen.
Den oben beschriebenen relativ negativen Einschätzung des Kartoffelanbaus in Lapua
hinsichtlich der Nitrat- und Ammoniumausw aschung steht eine Untersuchung von GAR-
LUND et al. (2000) gegenüber. Die Autoren führten einen relativen Vergleich des Nitrataustrages
unter verschiedenen Feldfrüchten in Finnland durch. Die folgende Grafik zeigt
das Ergebnis eines Computer modells (SOIL-N), in w elchem Grunddaten zur Bew irtschaftung
und Stickstoffgaben berücksichtigt w urden.

Kg N/(ha*a)
Teil 2 82
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Relative Nitratauswaschung
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Gerste
Sommerweizen
Winterweizen
Winter roggen
Raps
Kartoffel
Abb. 12 Relative Nitratausw aschung unter verschiedenen Feldfrüchten in Finnland
GARLUND et al. 2000: 9)
Nach den Untersuchungen von GARLUND et al. (2000) kann die Nitratausw aschung unter
Kartoffeln (neben Sommerw eizen und Gerste) als gering im Vergleich zu Winterw eizen,
Winterroggen, Raps, Silage und Heu bew ertet w erden. Die höchsten potentiellen
Nitratverluste ergeben sich unter Zuckerrüben. Die Autoren bew erten vor allem die vergleichsw
eise niedrigen Stickstoff-Düngegaben bei den Kartoffeln positiv. Der Einfluss der
Stickstoff-Düngemenge bei in oben dargestellten Beurteilung w ird auch bei der Betrachtung
der Stickstoff-Düngung zu verschiedenen Feldfrüchten in Finnland deutlich.
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Futtergetreide
Sommerweizen
W in terweizen H
Winterweizen F
Winterroggen H
Winter roggen F
Kartoffeln
Abb. 13 Die Feldfrucht-spezifischen Stickstoffdüngeraten, Richtw erte des Finish Agri-
Environmental Programme (FA EP). H = Düngung im Herbst, F = Düngung im
Frühjahr (nach GARLUND et al. 2000:8)
Silage
Silage
Heu
Heu

Teil 2 83
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Aus der Abbildung ist zu erkennen, dass mit ca. 60 kg /(ha*a) die Stickstoff-Düngegaben
für Kartoffeln unterhalb der meisten Düngemengen für Getreide und Ölfrüchte liegen. In
Lapua liegen die Stickstoff-Düngemittelmengen mit 90 kg/(ha*a) zw ar oberhalb der, vom
Finish Agri-Environmental Programme (FA EP) empfohlenen Düngemittelmenge für Kartoffeln,
insgesamt liegt diese Menge jedoch unterhalb der empfohlenen Mengen für die
meisten anderen Feldfrüchte. Die relativen Ergebnisse von GARLUND et al. (2000) lassen
sich daher auf die Region Lapua übertragen.
Aufgrund der intensiven Bearbeitungsform und der geringen Stickstoffausnutzung von
Kartoffeln w ird Kartoffelanbau gegenüber anderen Feldfrüchten w eitgehend als eine Anbauart
betrachtet, bei der relativ hohe Stickstoffausträge in Form von Nitrat und Ammonium
zu erw arten sind. In Finnland (und der Region Lapua) w ird diese Einschätzung jedoch
durch die verhältnis mäßig niedrigen Stickstoffdüngegaben relativiert. Daher kann von einem
vergleichsw eise geringen Austragspotential von Nitrat und Ammonium unter Kartoffeln
gegenüber anderen Feldfrüchten in Finnland ausgegangen w erden. Die überw iegend
monokulturelle Anbauw eise von Stärkekartoffeln in der Region Lapua muss jedoch hinsichtlich
des Stickstoffaustragsrisikos als ungünstig bew ertet werden.
Phosphoraustrag
Da Phosphor ein relativ immobiles Element ist, geschieht der Eintrag von Phosphor in die
Oberflächengew ässer aus der Landw irtschaft überw iegend durch an Bodenpartikel gebundenen
Phosphor (z.B. FREDE & DA PPERT 1999; SCHEFFER & SCHACHTSCHA-
BEL 1998). Ein geringerer Teil w ird von so genanntem reaktiv gelöstem Phosphor (überwiegend
Orthophosphate) gebildet, dessen Austrag u.a. von der Phosphatkonzentration
im Oberboden abhängig ist (EKHOLM 1998). Bei der Betrachtung der Phosphorausträge
werden daher die Erosionsgefährdung unter Kartoffelbau und die Phosphordüngemittelmengen
berücksichtigt. Dies geschieht für den Kartoffelanbau allgemein, sow ie unter besonderer
Betrachtung der örtlichen Anbauw eisen in Lapua.
Wichtige Faktoren für die Gefährdung durch Bodenerosion sind die Länge der Vegetationszeit
und die damit verbundene Dauer der Bodenbedeckung, sow ie die kulturartenspezifischen
Erfordernisse an das Saatbett und die dadurch entstehende Erosionsresistenz.
Nach FREDE & DAPPERT (1999) können die Feldfrüchte anhand dieser Eigenschaften in
folgende Reihung mit zunehmender Erosionsgefährdung gebracht w erden:

Teil 2 84
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 14 Erosionsgefährdung durch verschiedene Feldfrüchte (FREDE & DA PPERT
1999)
Stärkekartoffeln zählen zu den Hackfrüchten. In der Region Lapua w erden sie ohne Untersaat
angebaut, w eshalb diese Bew irtschaftungsform im Vergleich mit Getreide oder
Ölsaaten als stark erosionsgefährdend angesehen w erden kann.
Das vergleichsw eise hohe Erosionsrisiko unter Kartoffeln ergibt sich aus den großen Reihenabständen
und der relativ langsamen Jugendentw icklung (WINTZER et al. 1993). Dadurch
ist die Zeit der Bodenbedeckung verhältnismäßig kurz und der Boden für einen langen
Zeitraum ungeschützt gegen die erosive Wirkung von Wind und Niederschlägen.
Aufgrund der klimatischen Verhältnisse in der Region Lapua, kann dieser Zeitraum nicht
durch den Anbau von Zw ischenfrüchten verkürzt werden (kurze Anbauperiode). Das Zurücklassen
des Kartoffelkrautes nach der Ernte, w ie es in der Region Lapua praktiziert
wird, verlängert jedoch die Dauer der Bodenbedeckung mit Pflanzenmaterial und trägt so
zum Schutz vor Bodenerosion bei.
Die intensive Bodenbearbeitung des Hackfruchtanbaus vergrößert die Angriffsfläche des
Bodens für Wind und Wasser und somit im allgemeinen die Gefahr der Bodenerosion
(WINTZER et al. 1993). Ähnlich w ie für die Sitckstoffauswaschung ist das Pflügen im
Frühjahr, w ie es in der Region Lapua durchgeführt w ird, als ungünstig zu bew erten. Die
großen Schmelzw assermengen können den zu dieser Jahreszeit unbedeckten, aufgelockerten
Boden leicht erodieren (SPIESS 1966 in KELLER et al. 1999; MANSIKKA NIEMI
1982).

Teil 2 85
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Hackfruchtanbau ist zudem gegenüber Futter- und Getreideanbau eine humuszehrende
(stark den Humusabbau fördernde) Anbauw eise (KUNTZE et al. 1994). Starker Humusabbau
kann bei nicht-bindigen Böden zu einer Erhöhung der Wind- und Wassererosionsgefahr
führen (KUNTZE et al. 1994).
Die monokulturelle Anbauw eise von Stärkekartoffeln, w ie sie in der Region Lapua praktiziert
w ird, verstärkt diese Form der Bodendegradation. Nach VAN LOON kann eine hohe
Häufigkeit von Kartoffeln und anderen Hackfrüchten in der Fruchtfolge zu einer Verschlechterung
der Bodenstruktur und zum Auftreten von Bodenerosion führen (VAN
LOON 1999 in KELLER et al. 1999). Abgesehen davon ist mit einer Ertragsminderung zu
rechnen (KELLER et al. 1999).
Für die Vermeidung solcher negativen Ausw irkungen w ird zu einem Kartoffelanteil in der
Fruchtfolge von maximal 25 % geraten (KELLER et al. 1999). Aufgrund der häufig in der
Region Lapua praktizierten Monokultur von Stär kekartoffeln ist ein Eintreten der oben
genannten Verschlechterungen der Bodenstruktur zu befürchten.
Demgegenüber steht die Aussage der ansässigen Landw irte, die selten Probleme aufgrund
der monokulturellen Nutzung der Böden bemer ken (ALAKESKOLA 2001). Dies liegt
wahrscheinlich in den relativ erosionsmindernden standörtlichen Gegebenheiten der Region
Lapua, auf w elche im folgenden Abschnitt näher eingegangen w ird.
Auch wenn Erosion von den Landw irten nicht als ersichtliches Risiko durch den
Stärkekartoffelanbau betrachtet w ird, kann davon ausgegangen w erden, dass der Anbau
von Stärkekartoffeln im Vergleich zu Getreide und Ölsaaten seinen stärker erosiven
Charakter bew ahrt. Insbesondere unter Berücksichtigung der oben genannten meist
erosionsfördernden Maßnahmen im Stärkekartoffelanbau kann von einem relativ höheren
Erosionsrisiko und damit von einem höheren Risiko für Phosphoraustrag über Erosion
unter dieser Anbauw eise ausgegangen w erden.
Für den Austrag von Phosphor, meist in For m von Phosphat, über Erosion und in gelöster
For m sind insbesondere die Phosphorkonzentrationen im Boden von Bedeutung. In diesem
Zusammenhang sind hohe Phosphor-Düngegaben als ungünstig zu bew erten, da sie
die Konzentration von Phosphat im Oberboden erhöhen, und somit zu größeren Phosphorverlusten
aus dem Boden beitragen können.
Im Verhältnis zu anderen Feldfrüchten erhalten Kartoffeln relativ hohe Phosphorgaben.
Die folgende Grafik zeigt die mittleren gedüngten Phosphor mengen zu verschiedenen
Nutzungsformen in Finnland.

Teil 2 86
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
kg/ P (ha*a)
50
40
30
20
10
0
Gerste
Hafer
Sommerweizen
Winterweizen
Roggen
Abb. 15 Phosphordüngemengen zu verschiedenen Feldfrüchten in Finnland nach
FAEP (VERMEULEN & BÄCKMA N 2000: 8)
Mit durchschnittlich etw a 40 kg Phosphor /(ha*a) erhalten Stärkekartoffeln in Finnland die
höchsten Phosphor-Düngemengen. Es besteht daher ein relativ höheres Risiko, dass
unter Kartoffelanbau hohe Phosphatkonzentrationen in den Oberböden auftreten und sich
dadurch die Phosphorausträge über Erosion und Ausw aschung erhöhen.
Der Anbau von Stärkekartoffeln kann gegenüber anderen Feldfrüchten als stark erosionsfördernd
eingeschätzt werden. Hierdurch ergibt sich ein relativ hohes Risiko für Phosphoraustrag
über Erosion. Zusätzlich erhalten Stärkekartoffeln im Vergleich zu anderen
Anbauformen hohe Phosphor-Düngemengen. Dies führt zu verhältnismäßig hohen Phosphatkonzentrationen
im Oberboden, w odurch ein erhöhter Phosphoraustrag über Erosion
und über gelösten reaktiven Phosphor begünstigt w ird.
Silage
Heu
Weide

Teil 2 87
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Beurteilung der Standortfaktoren
Neben der Bew irtschaftung bestimmen auch die Standortfaktoren die Intensität der Auswirkungen
des Stärkekartoffelanbaus auf die Umw elt. Daher bietet es sich bei der Bew ertung
des Eutrophierungspotentials an, die standörtlichen Bedingungen mit in die Bew ertung
einzubeziehen.
Je nach Ausgangslage kann der Einfluss der Standortfaktoren auf die Folgen der Bew irtschaftung
unterschiedlich stark ausfallen. In dieser Arbeit w ird von den physischgeographischen
Rahmenbedingungen in der Region Lapua ausgegangen. Diese sollen im
folgenden Abschnitt vorgestellt w erden. Im Anschluss daran erfolgt, unter Berücksichtigung
der Faktoren Boden, Relief, Klima und Wasserhaushalt, eine annähernde Einschätzung
des standörtlichen Erosions- und Auswaschungsrisikos.
Basisdaten zum Standort (Standortfaktoren)
In diesem Abschnitt sollen die physisch-geographischen Grunddaten des Untersuchungsgebietes
dargestellt w erden. Hierzu gehören: Klima, Hydrologie, Geologie, Geomorphologie,
Oberflächensubstrate und Böden.
Da die Böden als Grundlage für die landw irtschaftliche Produktion von besonderer Bedeutung
sind, liegt der Schw erpunkt der Untersuchungen auf diesem Bereich. Unterstützend
zur Literaturstudie w urde im Sommer 2001 eine Übersichtskartierung durchgeführt. Zusätzlich
wurden während der Geländearbeiten Bodenproben genommen, die anschließend
im Labor auf die Korngrößenverteilung und den Humusgehalt analysiert w urden.
Naturräumliche Gliederung
Die Stärkefabrik von RA ISIO in Lapua und die Anbaugebiete der Stärkekartoffeln liegen in
der Provinz Etelä- Pohjanmaa, im Westen Finnlands. Der Großteil der Vertragsbetriebe
der Stärkefabrik von RAISIO befindet sich ein einem Umkreis von etw a 25 km Radius um
die Fabrik ( EXTENSION SERV ICE 2001). Die folgende Darstellung zeigt die Provinz Etelä-
Pohjanmaa (14) und die Lage des Untersuchungsgebietes (Region Lapua) um die
Stärkefabrik in Lapua.

Teil 2 88
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 16 Finnland, die Provinz Etelä- Pohjanmaa und das Untersuchungsgebiet um die
Stärkefabrik der Fir ma RAISIO, Lapua (STATISTICS FINLAND 2001: 100)
Das Gebiet umfasst die landw irtschaftlich genutzten Bereiche entlang des Flusses Lapuanjoki,
der das Untersuchungsgebiet von Nord-Nordw est nach Südost durchfließt und die
Agrarlandschaften entlang des Flusses Kauhavanjoki im Norden, des Flusses Nur monjoki
im Süden und des Flusses Kyrönjoki im Südw esten.
Eine Übersichtskarte des Anbaugebietes ist in der folgenden Abbildung dargestellt.

Teil 2 89
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 17 Übersichtskarte des Anbaugebietes um Lapua, Westfinnland ( TIEKARTTA
1:200.000: GT7 Vaasa-Kokkola)

Teil 2 90
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Klima
Finnland w ird von borealem Klima mit einer mittleren Jahrestemperatur von 2-5 °C bestimmt
(VERMEULEN & BÄCKMANN 2000). Die mittlere Jahrestemperatur in der Region
liegt bei etw a 2-3 °C (GEOGRAFICAL SOCIETY OF FINLAND 1952). Bei einer mittleren
Tagestemperatur von 5 °C beträgt die Vegetationszeit im Südw esten Finnlands ca. 180
Tage (SØMME 1960; V ERMEULEN & BÄ CKMANN 2000).
Die Monats mittelw erte des Niederschlags für West- und Zentralfinnland sind in der folgenden
Tabelle dargestellt (WEATHER IN FINLA ND 2001):
Monatsmittel
[mm]
Jan Feb Mär Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez
32,5 25 20 35 35 55 75 75 62,5 55 45 40
Tab. 19 Monatsmittelw erte des Niederschlags in West- und Zentralfinnland
(WEATHER IN FINLAND 2001)
Der mittlere Jahresniederschlag beträgt ca. 555 mm (WEA THER IN FINLAND 2001).
Von Mitte November bis Ende April ist mit Schneebedeckung zu rechnen. Die mittlere
Mächtigkeit der Schneedecke liegt in dieser Region bei 30-40 c m ( GEOGRAFICAL SO-
CIETY OF FINLAND 1952).
Hydrologie
Von der Küste steigt das Land nach E und SE bis auf 180-200 m ü.NN. Hier befinden sich
die bedeutendsten Wasserscheiden (AARNIO 1927). Als die w ichtigsten Flüsse sind Kyrönjoki
und Lapuanjoki zu nennen. Des w eiteren befinden sich die Flüsse Seinäjoki, Kauhavanjoki
und Nur monjoki im Bereich des Untersuchungsgebietes.
Die folgende Abbildung zeigt eine typische Landschaft im Gebiet des Flusses Nur monjoki.

Teil 2 91
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 18 Landschaft entlang des Flusses Nur monjoki
In der Region befinden sich nur w enige Seen. Die größten Seen liegen im Süden ( Hirvijärven
tekojärvi und Varpulan tekojärvi). Östlich und südöstlich des Untersuchungsgebietes
befinden sich die Seen Lappajärvi und Kuorlaneenjärvi.
Ungefähr die Hälfte der jährlichen Niederschlagsmenge in Finnland w ird über Oberflächenabfluss
oder, zum größeren Teil, als Abfluss durch die Drainagen direkt abgeleitet
(PUUSTINEN 2001). In Südfinnland führt dies zu einer jährlichen Abflussmenge von 230-
300 mm/a ( PUUSTINEN 2001). Für die Region Lapua w ird mit 250-300 mm/a von einer
ähnlichen Menge ausgegangen (KÄMÄRI 1986).
In Finnland ist die mittlere Evapotranspiration relativ gering, sie liegt zw ischen
362-369 mm/a (KALLIO et al. 1997). Der Jahresniederschlag in Finnland ist höher als die
Evapotranspiration, w eshalb die meisten Felder in Finnland sehr feucht sind und künstlich
drainiert w erden müssen (MUKULA & RA NTA NEN 1987). Insgesamt können nur etw a
18 % der landw irtschaftlich genutzten Flächen in Finnland ohne künstliche Entw ässerung
bew irtschaftet werden (YLI-HALLA & MOKMA 1999). Die Umfrage in der Region Lapua
ergab, dass etwa 93 % der Felder durch Rohrdrainage drainiert w erden, der Rest w ird
durch offene Gräben entw ässert (BJÖRKLÖF 2001). Die Drainagen sollen vor allem im
Frühjahr und Herbst den Anteil des Wassers ableiten, der für die Feldfrüchte schädlich ist.

Teil 2 92
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Geologie und Oberflächensubstrate
Finnland gehört zum präkambrischen Gebiet von Fennoscandia. Das Grundgebirge w ird
überw iegend aus Graniten und anderen morphologisch harten kristallinen Gesteinen aus
der Archaischen Ära gebildet (GEOGRAFICAL SOCIETY OF FINLA ND 1952). Eine w eitere
w ichtige Gruppe sind die proterozoischen Magmatite (überw iegend Granite und Dior ite)
und Metamorphite (überw iegend Gneise und Schiefer) (GEOLOGICAL SURVEY OF FIN-
LAND 1999). In der Provinz Etelä- Pohjanmaa besteht das Grundgebirge vorw iegend aus
Graniten, die nur im Osten und Westen gelegentlich durch metamorphe Gesteinen ersetzt
werden (AARNIO 1927). Die Region Lapua befindet sich im w estlichen Teil der Provinz
Etelä- Pohjanmaa. Hier finden sich vor allem Metamorphite (Schiefer), die nur stellenw eise
von Graniten und Granodioriten unterbrochen w erden.
Eine Übersicht über die geologischen Gegebenheiten in der Region Lapua ist in der folgenden
Grafik dargestellt.
Abb. 19 Geologische Übersicht der Region um Lapua

Teil 2 93
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Die Oberflächensubstrate in der Region Lapua w erden überw iegend von Moränenmaterial
gebildet. Meist besteht dieses aus Sanden oder Geschieben und folgt in seiner Zusammensetzung
dem darunter liegenden Gestein (GEOGRAFICAL SOCIETY OF FINLAND
1952). Stellenw eise finden sich nahe der Moränenzügen Sande, w elche von Strandablagerungen
der postglazialen Periode (Ancylus See und Littorina Meer) stammen können
oder von Flüssen sedimentiert w urden (AARNIO 1927).
In den Flussebenen überw iegen aquatische Sedimente, hauptsächlich Tone und Schluffe.
Die tonigen Sedimente liegen im Untergrund und können in ältere spätglaziale und jüngere
postglaziale Sedimente unterteilt w erden (GEOGRAFICAL SOCIETY OF FINLAND
1952). Die älteren spätglazialen Sedimente sind in Finnland w eit verbreitet, w ährend die
jüngeren postglazialen Sedimente auf die Küstengebiete beschränkt sind.
Für die spätglazialen ist eine deutliche Laminierung charakteristisch (Varvenschichtung).
Sie bildeten sich zur Zeit des Baltischen Eisstausees um ca. 12.000-10.000 B.P (GE-
OGRAFICAL SOCIETY OF FINLAND 1952).
Die postglazialen Tone sind generell ziemlich homogen, ohne Laminierung und durch
einen höheren Anteil an organischem Material charakterisiert (AARNIO 1927). Sie finden
sich auch in der Region Lapua und w urden nach den zurückweichenden kontinentalen
Eisschilden im Ancylus See (ca. 9000-7000 B.P.) und dem Littorina Meer (ca. 7000-3000
B.P.) abgelagert (AARNIO 1927).
Die Tone w erden von marinogenen und fluviatilen Fein- bis Grobschluffen überlagert.
Während die feinschluffigen Ablagerungen meist in den ebenen Bereichen vorliegen, sind
die grobschluffigen Ablagerungen in der Regel an die Moränenhänge angelagert.
Eine Substratkarte eines typischen Kartoffelanbaugebietes ist in der folgenden Abbildung
dargestellt.

Teil 2 94
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 20 Oberflächensubstrate im Gebiet des Flusses Nur monjoki (in Anlehnung an
das Kartenblatt 2311 08 Hellanmaa der finnischen Kartenserie Maaperäkartta
1:20 000)
Geomorphologie
Das Untersuchungsgebiet w ird strukturiert von wenig ausgeprägten, meist bew aldeten
Moränen und Quarzitresthöckern. Die höchste Erhebung ist Simpsiö (132 ü.NN.), ein
Quarzithärtling w estlich der Stadt Lapua.
Zw ischen den Moränen liegen Ton- und Schluffablagerungen, w elche wenig relieffiert
sind. An diesen ebenen Bereichen orientieren sich die meisten Flussläufe und der überwiegende
Teil der landw irtschaftlichen Nutzfläche.

Teil 2 95
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 21 Blick von Simpsiö nach N- NE auf das Anbaugebiet entlang des Lapuanjoki
Die flächendeckende Bestimmung der Hangneigung erfolgte aus der Topographischen
Karte 1:20.000 über Abmessen der Isohypsen-Distanzen (Isolinien-Abstände 5 m und
2,5 m). Diese Methode kann alternativ zur klinometrischen Bestimmung erfolgen (z.B.
BASTIAN & SCHREIBER 1994; SCHLICHTING et al. 1995). Es w urde versucht, entsprechend
des Anteils der landw irtschaftlichen Nutzfläche, eine möglichst repräsentative Zahl
an Messungen zu ermitteln. An dieser Stelle w ird jedoch darauf hingew iesen, dass die
Er mittlung der Hangneigungen aus der Karte die Realität nicht exakt w iedergeben kann,
da die Möglichkeit besteht, dass kleinräumige Reliefunterschiede innerhalb der Isohypsen-Abstände
nicht erfasst werden.
Die aus den Topographischen Karten (1:20 000) nach AG BODEN (1994:58) er mittelten
Hangneigungsstufen der landw irtschaftlichen Nutzflächen liegen meist bei nicht geneigt
(< 1°), sehr schwach geneigt (1-2°) und schw ach geneigt (2-3°). Einige, w enige Bereiche
sind mittel geneigt (5-7°).
Böden
Im Untersuchungsgebiet w urden vier Catenen so angeordnet, dass eine möglichst breite
Auswahl von Bodenformen im Kartoffelanbaugebiet ca. 25 km um die Stärkefabrik von
RAISIO erfasst werden konnte.
Die Anordnung der Catenen or ientierte sich an der Ausdehnung der landw irtschaftlichen
Nutzfläche. Zudem sollten die Böden auf möglichst unterschiedlichen Ausgangssubstraten
und in unterschiedlicher topographischer Lage erfasst w erden, um eine ausreichend
gute Übersicht über die möglichen Bodentypen bzw . -gesellschaften der Region zu erhalten.

Teil 2 96
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 22 Position der Catenen im Untersuchungsgebiet (TIEKARTTA 1:200.000: GT7
Vaasa-Kokkola)
Die größte Ausdehnung der landw irtschaftlichen Fläche ist in der Region Lapua entlang
der Flüsse Lapuanjoki und Kyrönjoki. In diesen Bereichen w urden insgesamt drei Catenen
positioniert. Die Vierte befindet sich im Gebiet des Flusses Nur monjoki. Die Wahl dieser
Catena ist vor allem im Ausgangsmaterial begründet, w elches für den Kartoffelanbau besonders
geeignet ist (überw iegend Grobschluff).

Teil 2 97
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Alle Catenen sind quer zum Flussverlauf platziert, um die topographischen Übergänge
innerhalb der Flussbereiche möglichst genau zu erfassen. Auch hinsichtlich der Ausgangssubstrate
bietet sich eine solche Anordnung an, da sich die entscheidendsten Substratwechsel
von der Aue zum Hang ergeben. Die einzelnen Catenen und Bodenformen
(Bodentypen in Verbindung mit dem Ausgangssubstrat) sind in Anhang 6 dargestellt.
Die Entw icklung der Böden w ird von mehreren Faktoren der Bodenbildung beeinflusst.
Das Zusammenw irken dieser Faktoren führt zu bestimmten Bodeneigenschaften, w onach
die Böden charakterisiert und als Bodentypen eingestuft w erden können. Bei den bodenbildenden
Faktoren handelt es sich um Ausgangsgestein, Relief, Klima, Hydrologie, Einfluss
von Flora und Fauna Zeit und anthropogenen Einfluss.
Die bodenbildenden Faktoren können von unterschiedlich starker Bedeutung für die Entwicklung
verschiedener Böden sein. Im Untersuchungsgebiet haben vor allem das Klima,
das Ausgangsgestein, die Hydrologie und der anthropogene Einfluss entscheidende Auswirkungen
auf die Bodenbildung. Im Folgenden w erden die auftretenden Böden im Zusammenhang
mit den bodenbildenden Faktoren vorgestellt.
Das kühl-feucht Klima Finnlands begünstigt den pedogenetischen Prozess-Komplex der
Podsolierung. Dabei bilden sich, vorw iegend unter Koniferen Wäldern und bei gehemmter
mikrobieller Zersetzung, mächtige Auflagerohumusschichten, aus denen stark saure Verbindungen
mit den Niederschlägen ausgew aschen w erden können. Das saure Sickerwasser
führt zu einer intensivern Verw itterung der Silikate, w obei Eisen- Mangan- und
Aluminiumverbindungen entstehen. Diese w andern mit dem Sickerw asser abw ärts und es
bildet sich ein silikatarmer, sauergebleichter Ae-Horizont. Durch Ausfällung der organischen
und mineralischen Verbindungen entsteht unterhalb des Ae-Horizontes ein Bhsoder
Bsh-Horizont. Dieser Anreicherungshorizont ist im Gegensatz zum Ae-Horizont intensiver
gefärbt.

Teil 2 98
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Im Untersuchungsgebiet konnten die Merkmale der Podsolierung gut beobachtet w erden.
Es handelte sich bei den erbohrten Profilen überw iegend um Eisenhumuspodsole
(Bsh/Bhs) und Eisenpodsole (Bs). Abbildung 23 zeigt einen Eisenhumuspodsol unter
Wald aus grobschluffigen Ablagerungen in der Nähe von Catena 3. Deutlich sind hier die
Rohhumusauflage mit schw arzgefärbtem Oh-Horizont, der w eiß gebleichte Ae-Horizont
und der darunter liegende rötlichgefärbte Bhs-Horizont zu erkennen.
Abb. 23 Eisenhumuspodsol unter Wald aus grobschhluffigen marinogenen Ablagerungen
In Böden aus sandigen bis grobschluffigen Ablagerungen ist die Podsolierung besonders
intensiv ausgeprägt (z.B. CA 10 1 : Bohrung 4, CA 3 : Bohrung 1). Das bedeutet, dass die
stärksten Podsolierungs merkmale überw iegend etw as entfernter der Flüsse und Flussauen
auftreten.
Durch die landw irtschaftliche Bearbeitung sind die Podsole auf den Ackerflächen meist
erodiert, d.h. der Ae-Horizont, und häufig auch Teile des B-Horizontes, sind in den Pflughorizont
miteingearbeitet w orden (z.B. CA 3 : Bohrung 1). In Abbildung 24 sind zw ei erodierte
Podsole unter landw irtschaftlicher Nutzung dargestellt.
10 CA als Abkürzung für Catena

Teil 2 99
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Bild a) w urde in der Nähe von Catena 3, Bohrung 1 aufgenommen und zeigt einen erodierten
Eisenpodsol aus marinogenem Grobschluff über Moränenmaterial. Bild b) w urde
in der Nähe von Catena 1, Bohrung 8 aufgenommen und zeigt einen erodierten Eisenhumuspodsol
aus schluffig-sandigem Moränenmaterial.
a) b)
Abb. 24 Erodierte Podsole
Die klimatischen Verhältnisse in Verbindung mit der relativ ebenen topographischen Lage
führen zu stellenw eise sehr kühl-feuchten Bedingungen, unter denen die mikrobiellen
Zersetzung der organischen Substanz nur sehr langsam abläuft. Dadurch können sich in
Feuchtgebieten mächtige Moore ausbilden. Sie setzen sich aus mehreren Torfschichten
zusammen, w elche aus Niedermoortorfpflanzen oder Hochmoortorfpflanzen bestehen
können. In w eiten Bereichen des Untersuchungsgebietes bildeten sich die Böden aus
organischer Substanz. Abbildung 25 zeigt ein naturbelassenes Moor (Löyhinkineva), nördlich
des Betriebsgeländes der Stärkefabrik von RAISIO.

Teil 2 100
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 25 Naturnahes Moor
Um die Moorgebiete landw irtschaftlich nutzen zu können, w urden und w erden sie in der
Region Lapua durch Entw ässerung und Mischkultur kultiviert (ALAKESKOLA 2001). Dafür
wird das Moorgebiet entw aldet und es w erden Entw ässerungsgräben angelegt. Das Gehölz
w ird in die Gräben gew orfen und der Moorboden w ird mit dem ausgehobenen mineralischen
Bodenmaterial ver mischt.
Zur weiteren Bew irtschaftung müssen die Felder auf kultivierten Moorböden durch Graben-
und/oder Rohrdrainage entw ässert w erden.
Durch die Entw ässerung und Bearbeitung w ird die Zersetzung des organischen Materials
beschleunigt und die organische Substanz vererdet und vermulmt. Kultivierte Niedermoorböden
(Mischkultur) finden sich in w eiten Bereichen des Untersuchungsgebietes
(z.B. CA 1 : Bohrung 20, CA 2 : Bohrung 4, CA 4 : Bohrung 8). Sie treten vorw iegend entlang
der Flüsse in den kühl-feuchten Auenbereichen auf (siehe vor allem CA 4) sind aber
auch in geomorphologischen Depressionen ausgebildet (z.B. CA 2 : Bohrung 3 und 4).
Insbesondere in Catena 4 überw iegen kultivierte Moorböden. Dies ist vermutlich auf den
ebenen Charakter des Gebietes, die Flussnähe und die stauende und damit die Durchnässung
fördernde Wirkung, der im Untergrund liegenden Tone zurückzuführen.

Teil 2 101
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Neben den kultivierten Nieder moorböden finden sich in den Auenbereichen entlang der
Catenen braunerdeähnliche Auenböden aus überw iegend schluffigen Auensedimenten.
Diese als Vega bezeichneten Böden (z.B. CA 1 : Bohrung 21, CA 2 : Bohrung 12, CA 3 :
Bohrung 6, CA 4 : Bohrung 11) entstehen im periodisch überfluteten Bereich der Aue und
besitzen einen stark schw ankenden Grundw asserspiegel.
Durch die Entw ässerung über Drainagen und die stellenw eise Eindämmung der Flüsse
(Lapuanjoki und Kyrönjoki) ist die Auendynamik anthropogen verändert und Überflutungen
der Felder sind seltener gew orden. Dennoch ereignen sich Überschwemmungen
durch so genanntes Qualmw asser. Dabei w ird durch den angestiegenen Wasserpegel im
Fluss das Wasser durch die Drainagen zurück auf die Felder gedrückt. Eine solche Überschwemmung
konnte auch im Sommer 2001 im Anbaugebiet nordw estlich der Stadt Lapua
am Fluss Lapuanjoki beobachtet w erden.
Abb. 26 Qualmw asserüberschwemmung am Fluss Lapuanjoki
Die Überschw emmungen durch Qualmw asser bedingen, dass selbst nach Eindämmung
der Flüsse und Entw ässerung der Auenböden noch von einer gew issen Auendynamik
gesprochen werden kann, w odurch sich die dortigen Böden als Auenböden klassifizieren
lassen (vgl. auch AG BODEN 1994: 207).

Teil 2 102
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Im Untersuchungsgebiet befinden sich großflächig marinogene Tone, die im Stadium des
Littorina Meeres vor etwa 7000 Jahren im Atlantikum entstanden (GEOGRAFICAL SO-
CIETY OF FINLAND 1952). Sie liegen meist im Untergrund und treten nur stellenw eise an
die Geländeoberfläche (z.B. in CA 1 : Bohrung 6 und CA 3 : Bohrung 4). In den schw efeligen
Tonen sind in der Regel fossile Marschen (Organomarschen) ausgebildet, w as an
dem schw arz gefärbten foG°Gr-Horizonten und den Jarosit-Konkretionen im darüberliegenden
Horizont zu erkennen ist (z.B. CA 1 : Bohrung 18, CA 2 : Bohrung 4, CA 4 : Bohrung
3). Die Schw arzfärbung resultiert aus der bakteriellen Reduktion des Sulfates und
der anschließenden Bildung von Eisensulfid (schwarz), welches dann feinverteilt im Ton
vorliegt.
Insbesondere in Bereichen, in denen die Tone nahe der Geländeoberfläche liegen, kann
Stauw assereinfluss den Boden prägen und es sind Pseudogleye entw ickelt (CA 2 : Bohrung
1, CA 3 : Bohrung 3). Die folgende Abbildung zeigt einen humusreichen Gley-
Pseudogley aus postglazialem marinogenem Schluff über postglazialem marinogenem
Ton und w urde in der Nähe von Catena 2, Bohrung 1 aufgenommen.
Abb. 27 humusreichen Gley- Pseudogley aus postglazialem marinogenem Schluff über
postglazialem marinogenem Ton

Teil 2 103
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
In allen untersuchten Böden bestand innerhalb von 2 m unter der Geländeoberfläche
Grundw assereinfluss und nahezu alle Felder, auf denen Bohrungen durchgeführt w urden,
müssen durch Rohrdrainage entw ässert werden. Aus diesem Grund sind Vergleyungsmerkmale
sehr häufig.
Es ist davon auszugehen, dass es durch die Drainierung der Felder zu einer Grundw asserabsenkung
kam und somit Teile der ehemaligen G- Horizonte nun als rG-Horizonte
bezeichnet w erden müssten (AG BODEN1994). Da auch in rG-Hor izonten Hydromorphiemerkmale
vorhanden sind, ist es im Gelände im Bohrstock nur sehr schwer möglich,
eine genaue Differenzierung vorzunehmen, w eshalb alle Horizonte mit grundw asserbedingten
Hydromorphiemerkmalen als G-Horizonte bezeichnet w urden.
Treten die tonigen Substrate an die Oberfläche, können sich Pelosol-Gleye (CA 1: Bohrung
6) oder Gley- Pelosole (CA 3 : Bohrung 4) entw ickeln.
In den Übergangsbereichen zu kultivierten Moorböden, steigt der Humusanteil und es
können sich humusreiche (CA 1 : Bohrung 16) bis anmoor ige Gleye (CA 4 : Bohrung 1)
bilden. Abbildung 28 zeigt einen Anmoorgley mit abgesenktem Grundw asser aus postglazialem
marinogenem Schluff.
Abb. 28 Anmoorgley mit abgesenktem Grundw asser aus postglazialem mar inogenem
Schluff

Teil 2 104
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Auch in schw achen Depressionen mit starkem Grundw assereinfluss können humusreiche
Gleye vorliegen ( CA 1 : Bohrung 7).
Am Hangfuß w urde ein Kolluvisol ( CA 3 : Bohrung 5) und ein Kolluvisol- Gley ( CA 1 : Bohrung
15) erbohrt. Diese Böden entw ickelten sich in verlagertem Bodenmaterial. In Catena
1 bildete sich das Kolluvium vermutlich aus, durch Wasser von den flachen Hängen abgespültem
Bodenmater ial. In Catena 3 kann das Kolluvium außerdem durch Auenablagerungen
entstanden sein.
Kartoffelböden
Die im vorangegangenen Abschnitt „Böden“ beschriebenen Böden geben einen Überblick
über die Bodenformen im Anbaugebiet der Region Lapua. Nicht alle dieser Böden sind für
den Anbau von Stärkekartoffeln geeignet. Für den Kartoffelanbau eignen sich vor allem
Standorte mit lockeren, gut durchlüfteten, steinarmen Böden. Entsprechende Substrate
sind w asserdurchlässig und leicht erw ärmbar, die nutzbare Feldkapazität der Böden muss
jedoch ausreichen, um die Pflanze auch in trockeneren Phasen mit genügend Wasser zu
versorgen, damit es nicht zu Knollendeformationen kommt. Nach KELLER et al. ist ein
optimaler „Kartoffelboden“ gut siebbar, locker bis etw as bindig und humos (KELLER et al.
1999: 73). Hierunter fallen vor allem sandige Lehme und lehmige Sande.
Entw ässerte Moorstandorte eignen sich zw ar ebenfalls für den Kartoffelanbau, es besteht
jedoch eine relativ hohe Frostgefahr und auch der Stärkegehalt ist bei den, auf organischen
Substraten angebauten, Kartoffeln geringer als auf Mineralböden (KELLER et al.
1999). ALAKESKOLA (2001) bestätigte im Interview , dass die stark humosen und feuchten
Böden in der Region Lapua für den Kartoffelanbau ungeeignet seien, da eine hohe
Frostgefahr bestünde. Untersuchungen ergaben, dass in extremen Fällen stark humusreiche
Böden eine bis zu 4,7 °C geringere mittlere Bodentemperatur aufw eisen können als
nahe gelegene Böden aus Sand ( PESSI 1975 in YLI HALLA & MOKMA 1998: 510).
Ebenso ungeeignet sind schw ere, stark tonhaltige Böden, die zur Vernässung neigen (A-
LAKESKOLA 2001). In diesen Böden können sich leicht so genannte „Kluten“ bilden, w elche
zu Deformationen und. Schadstellen bei den Kartoffeln führen können (KELLER et al.
1999).
Die speziellen Anforderungen für den Kartoffelanbau haben zur Folge, dass Kartoffelfelder
in der Region Lapua idealerw eise in Bereichen der Sand- und Grobschluffablagerungen
an den Mittel- und Oberhängen der Moränenzüge liegen. Einige Kartoffelfelder finden
sich auch auf Böden in den Flussebenen aus mittelschluffigem Ausgangssubstrat. Es
überw iegt jedoch die Zahl der Kartoffelfelder auf grobschluffigem bis sandigem Material.

Teil 2 105
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Nach den eigenen Kartierungen sind in den Bereichen mit sandig-grobschluffigen Substraten
überw iegend Podsole zu erw arten. Häufig sind in den Böden hydromorphe Merkmale
zu erkennen und die Felder müssen durch Rohrdrainagen entw ässert w erden. Die
Humusgehalte variieren. Aufgrund der Frostgefahr auf den stark humosen, feuchten Böden
sind Kartoffelfelder auf anmoorigen Standorten jedoch unw ahrscheinlich.
Während der Untersuchungen im Juni 2001 w urden gestörte Bodenproben aus verschiedenen
Bodenhorizonten entnommen. Sie w urden im Labor auf ihren Humusgehalt und die
Korngrößenverteilung untersucht.
In der folgenden Tabelle sind Aufnahmen für Böden aus sandigen und sandig-schluffigen
Substraten dargestellt:
Bodenform
Erodierter humoser pseudovergleyter
Eisenpodsol aus
postglazialem marinogenem
oder fluviatilem Sand über postglazialem
marinogenem Ton
Erodierter vergleyter Eisenpodsol
aus postglazialem marinogenem
oder fluviatilem Sand
über Moränenmaterial
Mächtigkeit
[cm]
Horizonte
Bodenart
(AG BODEN
1994:135)
- 32 Ah-Ap Sl3
- 94 Sw-Bs Su4
-100 II Go-Sd Tu3
- 30 Ap Su4-Su2
- 78 Go-Bs Su4-Su3
- 100 Gor Su4-Su3
Erodierter Eisenhumuspodsol
aus grobschluffigen marinogenen
Ablagerungen über Morä-
- 40 Ap Su3
nenmaterial - 90 Bhs Us
Tab. 20 Bodenprofile aus schluffig-sandigen Ausgangssubstraten
Humusgehalt
(AG BODEN
1994: 108)
Sehr stark
(10,14 Masse-%)
Sehr schwach
(0,43 Masse-% )
Schwach
(1,19 Masse-% )
Mittel
(3,4 Masse-%)
Sehr schwach
(0,95 Masse-% )
Sehr Schwach
(0,29 Masse-% )
Mittel
(2,97 Masse-% )
Mittel
(2,07 Masse-% )
Von diesen drei Beispiel-Böden kann natürlich nicht auf die gesamte Kartoffelanbau-
Fläche geschlossen w erden. Zusammen mit den Substratkarten, den standörtlichen Gegebenheiten
und den Anforderungen der Kartoffeln an den Boden, können jedoch folgende
verallgemeinernde Annahmen bezüglich der Bodenarten und der Humusgehalte für
geeignete Kartoffelböden in der Region Lapua getroffen w erden:

Teil 2 106
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Bodenart Humusgehalt
Schluffige Sande
(Su2, Su3, Su4)
Lehmige Sande
(Sl2, Sl3, Sl4, Slu)
Sandige Schluffe
(Us, Uls)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
Tab. 21 Korngröße und Humusgehalt typischer „Kartoffelböden“ in der Region Lapua
Die Korngrößenzusammensetzung und der Humusgehalt sind w ichtige Charakteristika
und haben Ausw irkung auf die physikalischen und chemischen Eigenschaften eines Bodens.
Anhand der Korngrößenverteilung und des Humusgehaltes kann u.a. die Feldkapazität
und die Erodierbarkeit eines Bodens abgeschätzt w erden.
Diese Eigenschaften sind daher bedeutend für die Einschätzung des Standortes hinsichtlich
der Ausw aschungsgefährdung von Nitrat und der Erosionsanfälligkeit der landw irtschaftlichen
Nutzfläche.
Nach der Beschreibung der naturräumlichen Hintergrunddaten soll in den folgenden Abschnitten
auf die standortbedingte Gefährdung für Nitrat- und Phosphoraustrag eingegangen
w erden. Dabei w ird zunächst die Nitratausw aschung und anschließend der Phosphoraustrag
besprochen.
Standortbedingte Ausw aschungsgefahr von Nitrat und Ammonium
Austrag über Oberflächenabfluss und Abfluss durch die Drainagen
Aufgrund der hydrologischen Verhältnisse muss ein Großteil der Felder in Finnland künstlich
entw ässert w erden. Daher sind in den meisten Gebieten Finnlands die Drainagen der
Hauptaustragsw eg für diffuse Nährstofffrachten (PUUSTINEN 2001). Direkter Eintrag
über den Oberflächenabfluss ist nur in Gebieten mit nahe an Gew ässern gelegenen Feldern
und starker Hangneigung von Bedeutung ( PUUSTINEN 2001, MANSIKKA NIEMI,
1982). Die Hangneigungen der landw irtschaftlich genutzten Flächen entlang der Flüsse in
der Region Lapua sind in den meisten Fällen gering. Hinzu kommt, dass die Flüsse Lapuanjoki
und Kyrönjoki teilw eise eingedämmt sind. Es kann daher davon ausgegangen w erden,
dass auch in der Region Lapua der Großteil der ausgew aschenen Nährstoffe über
Drainagen in die Flüsse eingetragen w ird. Dies bew irkt, dass das nährstoffführende Wasser
relativ rasch abgeführt und den Flüssen zugeleitet w ird.

Teil 2 107
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Mikrobielle Umwandlung
Stickstoff unterliegt im Boden vielfach mikrobiellen Umw andlungsprozessen. Die Intensität
einiger dieser Prozesse kann direkt das Vorhandensein, bzw. die Art der auswaschbaren
Stickstoffverbindungen bestimmen. Im Folgenden w erden die relevanten Prozesse beschrieben.
Das Wissen über diese Prozesse ist z.T. noch mit großen Unsicherheiten behaftet
(O’NEILL 1998). Daher kann nur eine annähernde Abschätzung ihrer Intensität unter
den Bedingungen der Region Lapua bzw . Finnlands durchgeführt werden.
Bei der Mineralisation (Ammonifikation) w ird organisch gebundener Stickstoff mikrobiell
abgebaut oder umgew andelt und es entstehen A mmoniak und A mmonium. Werden Böden
mit hohem Gehalt an organischer Substanz entw ässert und bearbeitet (belüftet), kann
die Mineralisation organisch gebundenen Stickstoffs angeregt werden (KUNTZE et al.
1994). Die Mineralisation ist außerdem abhängig vom pH-Wert. Bei pH-Werten unter 5
und über 8 nimmt sie stark ab (KOEHN 1998).
Die klimatischen Verhältnisse Finnlands (positive Wasserbilanz und geringe Temperaturen)
bedingen eine langsame Zersetzung der organischen Substanz. Das akkumulierte
organische Material führt zu natürlicherw eise hohen Humusgehalten in den Böden.
Fast alle Feldböden in der Region Lapua müssen künstlich entw ässert und in regelmäßigen
Abständen gekalkt w erden (BJÖRKLÖF 2001). Die Entw ässerung, Bearbeitung und
Kalkung der mittel- bis stark humosen Kartoffelstandorte in Lapua führt höchstwahrscheinlich
zu erhöhten Mineralisationsraten und zur Produktion von Ammonium, das zu Nitrat
umgew andelt bzw . direkt ausgew aschen w erden kann.
Die Nitr ifikation bezeichnet die mikrobielle Umw andlung von Ammonium und A mmoniak
über Nitrit zu Nitrat. Die optimalen Bedingungen für die Nitrifikation liegen zw ischen 15
und 35 °C ( Optimum bei 25 °C) und leicht alkalischem pH-Wert (KUNTZE et al. 1994). Bei
einem pH-Wert von unter 6 ist eine deutliche Abnahme der Nitrifikation zu bemerken
(KUNTZE et al. 1994).
Bei relativ niedrigen Bodentemperaturen (cryic regime) 11 und mittleren pH-Werten von 6,
wie sie in der Region Lapua auftreten, kann stellenw eise die Nitrifikation gegenüber der
Mineralisierung in den Hintergrund treten (YLI-HALLA & MOKMA 1998, BJÖRKLÖF
2001).
11 Der überwiegende Teil der Böden Finnlands besitzt ein cryic Bodentemperaturregime (YLI-
HALLA & MOKMA 1998). Es beschreibt eine mittlere jährliche Bodentemperatur von 0-8°C und
eine mittlere Sommerbodentemperatur von < 15°C (YLI-HALLA 1997).

Teil 2 108
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Während der Versickerung und im Aquifer kann die Menge des Nitrats durch Denitrifikation
reduziert w erden. Bei der Denitrifikation w ird aus einem Teil des aus der Nitrifikation
stammenden Nitrats Stickstoff gebildet. 12 Dies geschieht in Böden oder Gew ässern unter
anaeroben Bedingungen oder zumindest unter Sauerstoffmangel. Nitrat oder Nitrit w erden
dort, an Stelle von Sauerstoff, von Mikroorganis men in der Atmungskette als Elektronenakzeptoren
bei der Energiegew innung verw endet.
Die Denitrifikation ist abhängig von der Temperatur (> 15-30°C), der Anw esenheit reduktionsfähiger
Substanzen (lösliche organische Substanzen, Sulfide) und der Bodenfeuchte
(KUNTZE et al. 1994). Die Abhängigkeit der Denitrifikation von Bodenfeuchte und –
temperatur ist in folgender Graphik dargestellt.
Abb. 29 Denitrifikation in Abhängigkeit von Bodenfeuchte und –temperatur (KUNTZE
et al. 1994: 209)
Aus der Grafik lässt sich ersehen, dass selbst unter feuchten Bedingungen die Denitr ifikation
in den kühlen Böden Finnlands vermutlich niedrig ist. Daher ist eine Reduzierung, des
im Boden vorhandenen Nitrats durch diesen Prozess vergleichsweise gering.
12 Ein weiterer Teil wird wieder biologisch immobilisiert oder chemisch im Humus fixiert.

Teil 2 109
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Hydrologie
Die Verlagerung von Stickstoff in Form von Nitrat und Ammonium ist abhängig von der
Höhe der Sickerw assermenge. Sie w ird von der klimatischen Wasserbilanz bestimmt. Je
höher die klimatische Wasserbilanz, desto größer ist die Sickerw assermenge (KUNTZE et
al. 1994).
Die klimatische Wasserbilanz ergibt sich aus den Niederschlags- und Evapotranspirationsverhältnissen
eines Standortes. Liegen die Niederschlagsw erte über den Werten der
Evapotranspiration, ist die klimatische Wasserbilanz positiv und umgekehrt.
Die mittlere Evapotranspiration ist in Finnland relativ gering, sie liegt zw ischen
362-369 mm/a (KALLIO et al. 1997). Unter Hackfrüchten beträgt die mittlere Jahresverdunstung
etw a 45 % des Jahresniederschlages (KUNTZE et al. 1994). Bei einem mittleren
Jahresniederschlag von 555 mm liegt die mittlere Verdunstung unter Hackfrüchten in
der Region Lapua nach dieser Berechnung bei etw a 250 mm/a. Es ist zu berücksichtigen,
dass die potentielle Evaporation aus dem Boden bei gleichen Niederschlagsverhältnissen
bei niedriger Bodentemperatur geringer ist, als bei hoher Bodentemperatur (YLI HALLA &
MOKMA 1998). Aufgrund des vorherrschenden relativ niedr igen Bodentemperaturregimes
in Finnland, ist der oben ermittelte Wert daher vermutlich als Maximalw ert anzusehen.
Das Überw iegen der Niederschlägen über die Evapotranspiration führt zu einem höheren
Anteil an feuchten Böden in der Region Lapua. Fast alle der untersuchten Böden stehen
zumindest jahreszeitlich unter starkem Grundw assereinfluss.
Nach einer Methode von REGNER et al. (1990 in FREDE & DAPPERT 1999) lässt sich
die mittlere Sickerw assermenge unter Ackerland er mitteln. Dies geschieht unter Berücksichtigung
des pflanzenverfügbaren Wassers (nutzbare Feldkapazität des Wurzelraumes,
nFkWe), der Sommer- und Winterniederschlagshöhen und der Evapotranspiration.
Die nutzbare Feldkapazität des Wurzelraumes (nFkWe) für sandige und sandig-lehmige
Böden ist gering bis hoch und liegt zw ischen 60 und 300 mm 13 . Unter diesen Bedingungen
ergeben sich Sickerw assermengen zw ischen etw a 100 und 200 mm/a (FREDE &
DA PPERT 1999: 48).
Die Wahrscheinlichkeit einer Nitratausw aschung erhöht sich mit steigender Austauschhäufigkeit
des Grundw assers. Nach FREDE & DAPPERT (1999) lässt sich die Austauschhäufigkeit
über die Sickerw assermenge und die nutzbare Feldkapazität des effektiven
Wurzelraumes ermitteln. Je näher der Wert an 100 %, desto größer der jahresdurch-
13 Ermittelt nach SCHLICHTING et al. (1995: 95) mit mittlerer effektiven Durchwurzelungstiefe
nach AG BODEN (1994: 313). Bezeichnung: AG BODEN (1994: 302).

Teil 2 110
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
schnittliche Anteil des ausgetauschten Grundw assers. Liegt der Wert oberhalb 100 %
kann davon ausgegangen w erden, dass das Bodenw asser mehr als einmal im Jahresdurchschnitt
ausgetauscht wird (FREDE & DA PPERT 1999).
Er mittelt man die Austauschhäufigkeit auf der Grundlage der Mittelw erte der zuvor genannten
nFkWe und Sickerw assermengen (nFkWe = 180 mm; Sickerw assermenge = 150
mm/a) ergibt sich eine mittlere Austauschhäufigkeit von etw a 80 %, d.h. es wird vermutlich
ein relativ großer Anteil des Grundw assers im Jahresdurchschnitt ausgetauscht.
Unter Betrachtung der klimatischen Wasserbilanz und den hydrologischen Verhältnissen
kann davon ausgegangen w erden, dass Nitrat und Ammonium relativ schnell über das
Sickerw asser, die Drainagen und das Grundw asser transportiert werden und so rasch in
angrenzende Gew ässer gelangen können.
Bodeneigenschaften
Eine w ichtige Bodeneigenschaft im Zusammenhang mit dem Stickstoffaustrag ist die
Feldkapazität. Sie drückt die Fähigkeit eines Bodens aus, Wasser gegen die Schwerkraft
zu speichern. Mit sinkender Feldkapazität steigt die Verlagerung der Stoffe im Boden
(KUNTZE et al. 1994). Böden mit einer hohen Feldkapazität und niedr iger Sickerw assermenge
besitzen demnach das beste Nitratrückhaltevermögen und reduzieren so eine Nitratverlagerung
ins Grundw asser.
Die Feldkapazität steht in engem Zusammenhang mit Bodenart, Humusgehalt und Lagerungsdichte,
da diese Eigenschaften das Porensystem eines Bodens bestimmen. In der
Regel steigt die Feldkapazität mit steigendem Tongehalt. Je feinkörniger ein Boden ist,
desto mehr spezifische Oberfläche und Absorptionsw asser weist er auf. Dasselbe gilt für
den Humusgehalt der Böden - Huminstoffe absorbieren sogar bis zu 5mal mehr Wasser
als Tonkolloide (KUNTZE et al. 1994).
Vor allem bei Mineralböden kann eine höhere Lagerungsdichte zu einer ver minderten
Feldkapazität führen (KUNTZE et al. 1994; AG BODEN 1994). Eine Verdichtung bew irkt
vor allem eine Reduzierung der mittelgroßen Poren ( Ø< 30µm) im Boden (AURA 1983).
Die Lagerungsdichte der Oberböden von Ackerflächen verändert sich im Laufe des Jahres.
Die stärksten Verdichtungen bestehen nach der Ernte im Herbst (ALAKUKKU & E-
LONEN 1995). Diese können z.T. jedoch durch Frostsprengung und –hub auf natürliche
Weise w ieder aufgehoben w erden, so dass im Frühjahr eine ger ingere Lagerungsdichte
besteht (AURA 1983; ELONEN 1980).

Teil 2 111
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Aufgrund der anzunehmenden Schw ankungen in der Lagerungsdichte w ird zur Bestimmung
der Feldkapazität von einer mittlere Lagerungsdichte ausgegangen. Für die typischen
sandig-schluffigen Kartoffelstandorte lassen sich geringe bis hohe Feldkapazitäten
ermitteln, die zw ischen 25 und 42 Volumen-% liegen (AG BODEN 1994: 297+300f).
Demnach ist das Wasserspeicherungsvermögen der Kartoffelböden sehr unterschiedlich
und es kann keine einheitliche Aussage über das, mit der Feldkapazität in Verbindung
stehende, Nitratrückhaltever mögen getroffen w erden.
Die durch den Ackerbau verstärkte Mineralisation führt zu einem hohen Angebot an löslichem
Stickstoff (Ammonium oder Nitrat) und unter den gegebenen klimatischen Verhältnissen
erfolgt vermutlich nur ein eingeschränkter mikrobieller Abbau potentieller Nitratüberschüsse
im Boden.
Die Wasserspeicherungskapazität der Kartoffelböden ist sehr unterschiedlich. Unabhängig
davon w ird gelöster Stickstoff jedoch vermutlich relativ schnell über das Sickerw asser,
die Drainagen und den Grundw asserzustrom den Gew ässern zugeführt.
Es kann davon ausgegangen w erden, dass die Standortverhältnisse einen verhältnis mäßig
raschen Transport von Stickstoffüberschüssen in das Grundw asser und die Oberflächengew
ässer fördern.
Standortbedingte Austragsgefahr für Phosphor
Für den Austrag von Phosphor ist vor allem das Erosionsrisiko sow ie das Phosphor-
Rückhaltevermögen der Böden von Bedeutung. Diese Faktoren sollen im Folgenden beschrieben
w erden.
Für den Austrag von gelöstem reaktivem Phosphor kann auch der Oberflächenabfluss
von Bedeutung sein. Er ist jedoch noch entscheidender für den Nitrataustrag und w urde
daher sinngemäß im vorangehenden Kapitel vorgestellt.
Erosionsrisiko
Das Erosionsrisiko von landw irtschaftlichen Nutzflächen in Finnland w urde unter Anw endung
des GLEA MS- Modells (Groundw ater Loading Effects of Agricultural Management
Systems) in Kombination mit der Bodenabtragsgleichung USLE ( Universal Soil Loss Equation)
von REKOLAINEN und LEEK (1996) abgeschätzt. In der folgenden Abbildung ist
das Erosionsrisiko in der Region Lapua dargestellt.

Teil 2 112
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 30 Erosionsrisiko in der Region Lapua (REKOLAINEN & LEEK 1996)
Nach den Er mittlungen von REKOLAINEN und LEEK besteht in der Region Lapua ein
mittleres bis geringes Erosionsrisiko auf landw irtschaftlich genutzten Flächen (REKOLA I-
NEN & LEEK 1996).
Das Erosionsrisiko ergibt sich unter Berücksichtigung von Informationen w ie z.B. Bodeneigenschaften
und Hangneigung ( REKOLA INEN & LEEK 1996).
Die Böden in der Region w eisen meist hohe Schluff- und Humusgehalte auf. Mit zunehmendem
Schluffgehalt des Feinbodens und abnehmendem Steingehalt des Gesamtbodens
steigt für gew öhnlich die Bodenerodierbarkeit (KUNTZE et al. 1994, AUERSWALD
1993). Demgegenüber erhöhen hohe Humusgehalte die Erosionsw iderständigeit von Böden.
Der erosionsmindernde Einfluss des Humusgehaltes besteht nach AUERSWALD
jedoch nur bis zu einem Gehalt von ca. 4 % (AUERSWALD 1987 in KUNTZE et al. 1994:
361). Darüber hinaus hat eine Erhöhung der organischen Substanz geringe bis keine Wirkung
auf die Erosionsw iderständigkeit (KUNTZE et al. 1994). Demgegenüber ist der Einfluss
des Schluff- bzw. Feinstsandgehaltes (ffS) kontinuierlich (KUNTZE et al. 1994).
Die folgende Abbildung verdeutlicht dieses Verhältnis.

Teil 2 113
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 31 Einflüsse auf den K-Faktor (AUERSWALD 1987 in KUNTZE et al. 1994: 361)
Die Erodierbarkeit durch Wasser (K-Faktor) kann nach AG BODEN über die Bodenart
abgeschätzt w erden (AG BODEN 1994: 329). Die Erosionsanfälligkeit w urde für die Bodenarten
typischer „Kartoffelböden“ ermittelt und ist in folgender Tabelle dargestellt.
Bodenart Humusgehalt K-Faktor Bezeichnung
Schluffige Sande
(Su2, Su3, Su4)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
0,2-0,3 und
0,3-0,5
mittel bis hoch
Lehmige Sande
(Sl2, Sl3, Sl4, Slu)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
0,2-0,3 mittel
Sandige Schluffe
(Us, Uls)
Mittel bis stark humos
(2 bis 8 Masse-%)
> 5 sehr hoch
Tab. 22 K-Faktor der „Kartoffelböden“ (AG BODEN 1994: 329)
Die Spanne der K-Faktoren der „Kartoffelböden“ reicht von mittel bis sehr hoch. Mit steigendem
Sandgehalt sinkt die Erosionsanfälligkeit, w ährend hohe Schluffgehalte die Anfälligkeit
für Erosion durch Wasser erhöhen.
Trotz der z.T. sehr hohen Erosionsanfälligkeit der Böden ist das Erosionsrisiko in der Region
Lapua mittel bis gering (REKOLA INEN & LEEK 1996). Aufgrund der relativ geringen
Hangneigungen kann davon ausgegangen w erden, dass sich vor allem die verhältnis mäßig
ebene Lage der meisten landw irtschaftlichen Nutzflächen als erosionsmindernd aus-

Teil 2 114
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
wirkt (siehe Unterpunkt „Geomorphologie“). Der Einfluss der Hangneigung auf den Bodenabtrag
ist relativ groß. Eine Verdopplung der Hangneigung führt zu einer nahezu
dreimal so hohen abgetragenen Bodenmenge (KUNTZE et al. 1994).
Die optimalen Standorte für Kartoffelfelder befinden sich i.d.R. in einiger Entfernung von
den Flüsse in den sandigen und grobschluffigen Ablagerungen an den Moränenhängen
und somit in Bereichen mit etw as stärkerer Hangneigung. Es kann daher angenommen
werden, dass die Kartoffelfelder überwiegend in den Gebieten liegen, für die ein mittleres
Erosionsrisiko er mittelt w urde. Die größere Entfernung zu den Flüssen vermindert jedoch
die direkte Bedeutung des erosiven Austrags für die aquatische Eutrophierung der Oberflächengew
ässer in der Region Lapua.
Phosphorgehalte der Böden / Phosphor-Rückhaltevermögen der Böden
Natürlicherw eise ist die Versorgung der Böden in Finnland mit pflanzenverfügbarem
Phosphor (Phosphate) sehr gering ( PUUSTINEN 2001; GEOGRA PHICAL SOCIETY OF
FINLAND 1952). In küstennahen Gebieten liegen die Phosphatgehalte etw as über denen
anderer Teile des Landes ( ERVIÖ et al. 1990). Dies kann durch die höheren Phosphat-
Depositionen mit dem Niederschlag begründet sein (BLUME 1992).
Das relativ geringe Alter der Böden Finnlands und der hohe Anteil an organischer Substanz
bew irken, dass die Eisenoxide w enig auskristallisieren. Vor allem in den sauren
Böden w ird das eingetragene Phosphat schnell gebunden und der Austrag ist gering
(PUUSITNEN 2001; KÄHÄ RI et al. 1987). Unter natürlichen Bedingungen ist die Ausw aschung
von algenverfügbarem Phosphor daher eher unbedeutend.
Durch die Intensivierung der Landw irtschaft erhöhten sich in den 80ern bis Anfang der
90er Jahre die Phosphor- Düngegaben in Finnland (PUUSTINEN 2001). Im selben Zeitraum
stiegen auch die Erträge und mehr Stickstoff und Phosphor w urden von den Pflanzen
aufgenommen. Die aufgebrachten Phosphormengen lagen und liegen jedoch über
den Entzügen durch das Erntegut, w as zu erhöhten Phosphatgehalten in den Böden führt
(VALPASVUO-JAATINEN et al. 1997). Untersuchungen ergaben, dass der Gehalt von
pflanzenverfügbaren Phosphate im Pflughorizont sich innerhalb von 30 Jahren verdoppelt
hat (KÄHÄRI et al. 1987). Etw a ein Drittel der Phosphatgehalte der Böden in Finnland ist
heute auf Düngung zurückzuführen (PUUSTINEN 2001.).
Abbildung 32 veranschaulicht die Entw icklung der Höhe der Phosphor-Düngemengen, der
Phosphorentzüge durch das Erntegut und der Phosphorgehalte der Oberböden in Finnland.

Teil 2 115
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Abb. 32 Die Anw endung von Phosphor in Mineraldünger und Wirtschaftsdünger
(kg/(ha*a)) und die Phosphoraufnahme durch die Ernte (kg/(ha*a)) zw ischen
1920 und 1995 in Finnland. Rechte obere Ecke: Die Entw icklung der Ammonium-Acetat-extrahierbaren
(AAAc) Phosphorkonzentrationen (mg/l) in den
Oberböden Finnlands.( PUUSTINEN 2001: 10)
Obw ohl sich der Gebrauch von Phosphordüngern seit 1988 (50.000t) bis 1999 (20.000 t)
mehr als halbiert hat (VERMEULEN & BÄCKMA N 2000), sind die Phosphatgehalte der
Böden nach w ie vor hoch.
Die Ammonium-Acetat-extrahierbare (AAAc-Methode) Phosphatmenge der Oberböden
lag zw ischen 1991 und 1995 im Mittel bei 12,4 mg/l (JANSSON et al. 2000). Laboruntersuchungen
der regelmäßig stattfindenden Bodenanalysen in der Region Lapua ergaben
einen mittleren Phosphatgehalt von 14,2 mg/l im Jahre 1997 (BJÖRKLÖFF mündl. Mitt.
2001).
Bei der AAAc-Methode handelt es sich um eine, häufig in Finnland verw endete, Methode
zur Bestimmung von Phosphat im Boden (beschrieben z.B. in JANSSON et al. 2000). Das
Phosphat w ird mittels Ammonium-Acetat-Essigsäure (ammonium acetate acetic acid -
AAAc) extrahiert und die Konzentration w ird anschließend kolorimetrisch bestimmt.
Die AAAc-Methode extrahiert jedoch nur einen kleinen Teil des über Jahre aufgetragenen
Dünge- Phosphats (ERVIÖ et al. 1990). Es w ird angenommen, dass nur etw a 1,5 % des
aus Düngemittel stammenden Phosphats extrahierbar ist ( ERVIÖ et al. 1990). Die absoluten
Phosphatgehalte der Böden in der Region Lapua sind daher w ahrscheinlich w esentlich
höher.

Teil 2 116
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Die gestiegenen Phosphatmengen im den landw irtschaftlich genutzten Böden führen dazu,
dass insgesamt mehr Phosphor partikulär gebunden, und somit höherer Konzentrationen
mit dem erodierten Bodenmaterial in die Gew ässer gelangen können. Zusätzlich erhöhen
sie das Risiko der Ausw aschung von gelöstem reaktivem Phosphor (überw iegend
Orthophosphate) (EKHOLM 1998). Über den Feldabfluss kann dieser in angrenzende
Gew ässer gelangen.
Etw a 25 % bis 28 % der absoluten diffusen Phosphorfrachten aus der finnischen Landwirtschaft
w erden von gelöstem reaktivem Phosphor gebildet ( PIETILÄINEN & REKO-
LAINEN 1998; EKHOLM 1998). Dies zeigt zwar, dass wesentlich mehr Phosphor in partikulär
gebundener For m ausgetragen w ird, jedoch sind nur etw a 20 % des auf den Feldflächen
partikulär gebundenen Phosphors algenverfügbar (EKHOLM 1998). Demgegenüber
ist der größte Teil des gelösten reaktiven Phosphors direkt algenverfügbar, und dieser
daher für die aquatische Eutrophierung von großer Bedeutung (GRANLUND et al. 2000).
REKOLA INEN & LEEK (1996) er mitteln für die Region Lapua ein mittleres bis geringes
Erosionsrisiko. Die Kartoffelfelder befinden sich überw iegend in Gebieten mit mittlerem
Erosionsrisiko, jedoch w eiter entfernt von den Flüssen, w odurch der direkte Einfluss auf
die aquatische Eutrophierung vermindert w ird. Insgesamt kann dem Austragspfad „Erosion“
für Phosphor in der Region daher eine mittlere bis geringe Bedeutung beigemessen
werden. Sie w ird etw as verstärkt durch die angestiegenen Phosphorgehalte in den Böden,
wodurch sich die Konzentration an partikulär gebundenem Phosphor im erodierten Bodenmaterial
erhöht.
Von großer Bedeutung sind die Austräge von gelöstem reaktivem Phosphor, da Phosphor
in dieser For m stärker algenverfügbar ist als in partikulär gebundenem Zustand ( PIETILÄ-
INEN & REKOLA INEN 1991; EKHOLM 1998). Die angestiegenen Phosphatgehalte in den
Böden und die hydrologischen Gegebenheiten (siehe Unterpunkt „Standortbedingte Auswaschungsgefahr
von Nitrat und Ammonium“) können in der Region Lapua zu einem erhöhten
Austragsrisiko für gelöstem reaktivem Phosphor beitragen.
Das standörtliche Austragspotential für Phosphor w ird demnach eher durch dem Austrag
von gelösten Phosphorverbindungen gebildet, als durch Austräge von partikulär gebundenem
Phosphor über Erosion.

Teil 2 117
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
6.3 Ergebnisse Aquatische Eutrophierung
Die in den Abschnitten 6.1 und 6.2 er mittelten Ergebnisse sollen im Folgenden zu einer
zusammenfassenden Beurteilung des aquatischen Eutrophierungspotentials, der in der
Ökobilanz betrachteten Produktionssysteme, verbunden w erden.
Sow ohl im Produktionssystem der „Standard-Farbe“ als auch im Herstellungsprozess der
„Stärke-Farbe“ entstehen punktuelle w assergetragene eutrophierende Emissionen.
Auf der Basis von Abwasserkenndaten konnten bei der Stärkeherstellung und –oxidation
mehr punktuelle w assergetragene Nährstoffemissionen er mittelt w erden, als bei der Erdölverarbeitung.
Zusätzlich entstehen im Produktionssystem der „Stärke-Farbe“ bei der
Düngemittelherstellung punktuelle Nährstoffausträge. Es kann daher von einer Mehrbelastung
mit punktuellen w assergetragenen Nährstoffemissionen durch den Herstellungsprozess
der „Stärke-Farbe“ ausgegangen w erden.
Innerhalb des landw irtschaftlichen Systems der „Stär ke-Farbe“- Produktion entstehen zusätzlich
diffuse Nährstoffausträge, die zu einer Eutrophierung von Gew ässern beitragen
können.
Die Stickstoffdüngegaben zu Kartoffeln liegen in Finnland unterhalb denen der meisten
anderen Feldfrüchte. Dennoch ergibt sich unter dem Stärkekartoffelanbau in der Region
Lapua ein erheblicher Stickstoffüberschuss, welcher oberhalb der formulierten Toleranzbereichen
liegt ( ECKERT & BREITSCHUH 1996; ECKERT et al. 1999). Der diffuse Austrag
dieser Überschüsse in Form von Nitrat oder A mmonium w ird durch die Bew irtschaftungsform
verstärkt. Die Standortverhältnisse begünstigen zusätzlich hohe Stickstoffgehalte
in den Böden und eine schnelle Verlagerung von Nitrat und Ammonium in das
Grundw asser und die angrenzenden Gew ässer. Es kann daher von einem erhöhten
Stickstoffaustrag mit potentiell eutrophierender Wirkung unter Stärkekartoffelanbau in der
Region Lapua ausgegangen w erden.
Die durch den Anbau von Stärkekartoffeln verursachten Phosphorüberschüsse liegen im,
von ECKERT et al. (1999) formulierten, Toleranzbereich. Sie müssen jedoch vor dem
Hintergrund der, in den letzten Jahren angestiegenen, Phosphatorgehalte der landw irtschaftlich
genutzten Böden betrachtet w erden. Das Ergebnis des Saldos steht im Einklang
mit der in Abschnitt 6.2 beschriebenen Entw icklung: Die Zufuhr an Phosphor übersteigt
die Aufnahme der Feldfrüchte und führt somit langfristig zu erhöhten Phosphorgehalten
in den Böden. Dies verschärft das Risiko für den Austrag von gelöstem reaktivem
Phosphor und für hohe Phosphorkonzentrationen in erodiertem Bodenmaterial.

Teil 2 118
2 Beurteilung der Wirkungskategorie Aquatische Eutrophierung
Der Austrag über Erosion w ird durch den erosiven Charakter des Stärkekartoffelanbaus
verstärkt. Demgegenüber stehen die erosions mindernden standörtlichen Gegebenheiten,
die ein geringes bis mittleres Erosionsrisiko für die Region Lapua ergeben. Der Austrag
von gelösten Phosphorverbindungen w ird dagegen durch die Standortfaktoren begünstigt.
Aufgrund der sehr viel höheren Algenverfügbarkeit ist der Austrag über gelösten reaktiven
Phosphor als bedeutender für die aquatische Eutrophierung einzustufen. Insgesamt kann
daher von einem Phosphoraustrag mit potentiell eutrophierender Wirkung unter
Stärkekartoffelanbau in der Region Lapua ausgegangen w erden.
Innerhalb des Produktionssystems der „Stärke-Farbe“ entstehen insgesamt mehr poten-
tiell eutrophierende Austräge in For m von punktuellen und diffusen Nährstoffausträgen,
als im Herstellungsprozess der „Standard-Farbe“. Der „Stärke-Farbe“ kann daher hinsicht-
lich der Wir kungskategor ie aquatische Eutrophierung eine Mehrbelastung zugeschrieben
werden.

Teil 3 119
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
TEIL 3
7 Sensitivitätsanalyse und Darstellung der Ergebnisse
7.1 Sensitivitätsanalyse
Die Datenbasis für den Produktionsablauf und die Standortverhältnisse bezieht sich auf
die Region Lapua in Westfinnland. Daher sind auch die ermittelten Ergebnisse nur auf
diese Region zu übertragen. In diesem Kapitel soll versucht w erden, durch das Heranziehen
von aus Deutschland stammenden Daten, den Horizont etw as zu erweitern und eventuelle
Variationen zu berücksichtigen.
Nimmt man an, dass die Erdölverarbeitung und Stär keproduktion sich international nicht
wesentlich unterscheiden, ergeben sich mögliche Variationen nur in den Anbaumethoden
und –bedingungen für Stärkekartoffeln.
Die er mittelten Er gebnisse basieren auf dem Stärkekartoffelanbau, w ie er in der Region
Lapua praktiziert w ird. Um sie übertragbarer zu machen, bietet sich ein Vergleicht zw ischen
dem Stärkekartoffelanbau in Finnland mit z.B. dem in Mitteleuropa (Deutschland)
an.
Unterschiede können sich in folgende Punkte ergeben:
• Pestizideinsatz
• Düngemitteleinsatz
• Unterschiedliche Bewirtschaftungs- und Standortbedingungen

Teil 3 120
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
Pestizideinsatz
Aufgrund der klimatischen Verhältnisse sind in Finnland meist w eniger Pestizidanw endungen
notw endig als in Mitteleuropa, Deutschland.
Belgien
Niederlande
Spanien
Großbritannien
Frankr eich
Portugal
Italien
Griechenland
Deutschland
Österreich
Irland
Dänemark
Schweden
Finnland
[kg/ha]
0 2 4 6 8 10 12 14
Abb. 33 Pestizidanw endungen in einigen europäischen Staaten (nach STATISTICS
FINLAND 2001: 54)
Eine exemplarische Spritzfolge für Kartoffeln in Deutschland bei mittlerem Befalls- und
Infektionsdruck und unbeständiger Witterung sieht insgesamt acht Anw endungen mit
Herbiziden, Fungiziden und Insektiziden vor (KALTSCHMITT & REINHA RDT 1997). In
der Region Lapua w erden die Stärkekartoffeln maximal sechs mal mit Pestiziden behandelt
(BJÖRKLÖF 2001).
Um die Unterschiede im Pflanzenschutzmittelgebrauch zw ischen Finnland und Deutschland
in der Bilanzierung zu berücksichtigen, wurde von der doppelten Menge Pflanzenschutzmittel
ausgegangen. Die Berechnungen finden sich in Anhang 7.
Es stellte sich heraus, dass sich die Emissionen bei der Pflanzenschutzmittelproduktion
dadurch nur unw esentlich erhöhen und daher keinen Einfluss auf das Gesamtergebnis
haben. Es kann davon ausgegangen w erden, dass die Erhöhung der gasförmigen Emissionen
bei der Pflanzenschutzmittelherstellung das Verhältnis zw ischen der Produktion
der „Stärke-„ und der „Standard-Farbe“ nicht w esentlich beeinflusst.

Teil 3 121
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
Düngemitteleinsatz
Insgesamt w erden in Finnland w eniger Düngemittel pro Hektar und Jahr eingesetzt als in
den meisten Ländern Mittel- und Südeuropas (STATISTICS FINLAND 2001). Dies ist
durch die kürzere Wachstumsperiode begründet – die absolute Menge der Nährstoffe, die
von den Pflanzen aufgenommen w erden kann, ist geringer.
Auch beim Kartoffelanbau w erden in Finnland w eniger Düngemittel eingesetzt. Die Beschränkungen
der Düngemittelhöhen in Deutschland und Finnland unterscheiden sich
sow ohl in den empfohlenen Stickstoff-, als auch in der Phosphorgaben.
In Deutschland gelten als Richtw erte für die mineralische Stickstoffdüngung zu Stärkekartoffeln
80 bis max. 140 kg N/(ha*a) (VOLLMER et al. 1985). Stickstoffgaben über Wirtschaftsdünger
sind hierbei noch nicht eingerechnet. In Finnland dürfen dagegen insgesamt,
d.h. mineralische und organische Düngung, nur 80 bis max. 120 kg N/(ha*a) aufgetragen
w erden (VERMEULEN & BÄ CKMAN 2000).
Für Phosphor ergibt sich ein noch gravierenderer Unterschied. Während in Finnland nach
dem FA EP nur um die 40 kg P/(ha*a) zu Stärkekartoffeln gedüngt w erden sollten (VER-
MEULEN & BÄ CKMA N 2000) liegt der Bereich der Phosphordüngung in Deutschland
etw a bei 120 kg P/(ha*a) (VOLLMER et al. 1985).
Aufgrund der höheren Düngemittelmengen in Deutschland w urde in der Bilanzierung zur
Anpassung an mitteleuropäische (deutsche) Verhältnisse, die doppelten Düngemittelmenge
angenommen. Die Berechungen finden sich ebenfalls in Anhang 7.
Zw ar stieg, durch die dadurch entstehenden höheren Emissionen, das terrestrische
Eutrophierungs- bzw . Versauerungspotential der „Stärke-Farbe“ leicht an, das Gesamtergebnis
w urde jedoch nicht beeinflusst. Eine Verdoppelung der Emissionen bei der Düngemittelherstellung
führt daher zu keiner w esentlichen Veränderung des Verhältnisses
zw ischen dem Herstellungsprozess der „Stärke-Farbe“ und dem der „Standard-Farbe“
unter Betrachtung der Wirkungskategorien terrestrische Eutrophierung und Versauerung.
Eine Berücksichtigung des Einsatzes höherer Düngemittelmengen in den Nährstoff-
Flächenbilanzen w ürde höchstw ahrscheinlich zu einem höheren positiven Saldo führen
und das aquatische Eutrophierungspotential der landw irtschaftlichen Produktion zusätzlich
vergrößern. Aufgrund der großen Variationsmöglichkeiten für die anderen Faktoren
der Nährstoff-Flächenbilanzen (z.B. atmosphärischer Eintrag, Humusnachlieferung aus
dem Boden) w ird hier von Beispielrechnungen abgesehen.

Teil 3 122
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
Es ist jedoch anzunehmen, dass eine Berechnung der Nährstoff-Flächenbilanzen mit den
in Deutschland üblichen Düngemittelmengen, zu keiner Veränderung des Gesamtergebnisses
für die Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung führen w ürde.
Unterschiedliche Bewirtschaftungs- und Standortbedingungen
Am Beispiel des Stärkekartoffelanbaus in der Region Lapua w urde deutlich, w ie die Bewirtschaftungs-
und Standortfaktoren die diffusen Nährstoffausträge vom Feld beeinflussen
können. Es existieren eine Vielzahl von unterschiedlichen Bew irtschaftungsformen,
die mehr oder w eniger zu einer Variation der Höhe der diffusen Nährstoffausträge beitragen.
So kann z.B. durch erosionsmindernde Techniken, w ie Bearbeitung quer zum Hang
oder Mulchsaat, der diffuse Austrag über Erosion und Oberflächenabfluss vermindert
werden.
Noch größere Variationen bestehen hinsichtlich der Standortfaktoren, w elche die Bedeutung
bestimmter Austragspfade steigern oder herabsetzen können. In Gebieten mit z.B.
hoher Reliefenergie gew innen die Erosion und die diffusen Nährstoffausträge über diesen
Prozess an Einfluss. Dagegen kann in Gebieten mit geringer Reliefenergie diese Form
des diffusen Austrages in den Hintergrund treten. Von den natürlichen Gegebenheiten
hängt es auch ab, für w ie bedeutsam eine Wirkungskategorie einzustufen ist. In natürlicherweise
oligotrophen Ökosystemen sind z.B. die Veränderungen durch Eutrophierung
als drastischer zu bew erten als in nährstoffreichen Systemen.
Eine Sensitivitätsanalyse über unterschiedliche Bew irtschaftungs- und Standortfaktoren
ist aufgrund der extrem großen Kombinations- und Variationsmöglichkeiten in diesem
Zusammenhang nicht zu leisten.
Dies erscheint jedoch auch nicht notw endig, betrachtet man die insgesamt sehr große
Bedeutung der Landw irtschaft (und somit auch des Stärkekartoffelanbaus) für die diffusen
Nährstoffausträge in Oberflächengew ässer.
Sow ohl in Finnland als auch in Deutschland führte und führt die landw irtschaftliche Praxis
zu z.T. stark positiven Stickstoff- und Phosphorbilanzen (VERMEULEN & BÄ CKMANN
2000; BACH et al. 2000). Die hohen Nährstoffüberschüsse bewirken erhöhte, landw irtschaftlich
verursachte Nährstofffrachten in die Gew ässer. Im Gegensatz zu den Einträgen
aus punktuellen Quellen konnten diese Nährstoffeinträge in Finnland und Deutschland
bisher nicht w esentlich durch Reduzierungsmaßnahmen herabgesetzt w erden (PUUSTI-
NEN 2001; BEHRENDT et al. 2000). Dadurch erhöhte sich der relative Anteil der diffusen
Nährstofffrachten in die Gew ässer an den Gesamteinträgen und somit die Bedeutung der
Landw irtschaft für Nährstoffeinträge in die Oberflächengew ässer insgesamt.

Teil 3 123
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
In Finnland trägt die Landw irtschaft zu 62 % der Stickstoffeinträge und 43 % der Phosphoreinträge
in Oberflächengew ässer bei (PUUSTINEN 2001). Sie ist damit der größte
Einzelemittent von w assergetragenen Nährstofffrachten in Finnland.
Das Verhältnis der diffusen Einträge aus der Landw irtschaft zu den restlichen Emittenten
(Industrie, Kommunen, Forstw irtschaft, Pelztierzucht, Torfproduktion und Fischzucht) und
atmosphärischer Deposition ist in untenstehender Grafik dargestellt.
38%
Stickstoff Phosphor
62%
57%
.. . diffuse Quellen aus der Landw irtschaft .. . restliche
43%
Abb. 34 Stickstoff- und Phosphoremissionen in Finnland ( PUUSTINEN 2001, verändert)
In Deutschland stammen mit 66 % über die Hälfte der Stickstoffeinträge aus Grundw asser,
Drainagen, Er osion und Abschw emmung und somit aus diffusen Quellen (BEH-
RENDT et al. 2000). Bei Phosphor tragen die genannten Eintragspfade zu knapp 55 %
der gesamten Phosphoreinträge in die Fließgew ässer Deutschlands bei (BEHRENDT et
al. 2000). Diese Werte beinhalten auch die diffusen Emissionen aus der Forstw irtschaft.
Da die landw irtschaftliche Nutzfläche einen w esentlich größeren Anteil der Gesamtfläche
Deutschlands (55 %) einnimmt als die Forstw irtschaft (29 %), kann davon ausgegangen
werden, dass der überw iegende Teil der diffusen Emissionen aus der Landw irtschaft
stammt ( UBA 1997). Das Verhältnis der diffusen Einträge gegenüber den punktuellen
Einträgen aus Kommunen und Industrie in Deutschland ist in der folgenden Grafik dargestellt.

Teil 3 124
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
34%
Stickstoff Phosphor
66%
45%
.. . diffuse Quellen aus der Landw irtschaft .. . restliche
55%
Abb. 35 Stickstoff- und Phosphoreinträge in die Flussgebiete Deutschlands im Zeitraum
von 1993 bis 1997 (BEHRENDT et al. 2000, verändert)
Aufgrund der große Beteiligung an w assergetragenen Nährstoffeinträgen in die Oberflächengew
ässer wird die Landw irtschaft in Finnland als größter Verursacher von aquatischer
Eutrophierung angesehen (VALPASVUO-JAATINEN et al. 1997). Abbildung 35
verdeutlicht, dass auch in Deutschland die diffusen Austräge aus der Landw irtschaft den
größten Anteil der, in die Oberflächengew ässer eingetragenen, Nährstofffracten bilden.
Daher kann ihr im Zusammenhang mit der aquatischen Eutrophierung ein ähnlicher Stellenw
ert zugeschrieben w erden.
Die große Bedeutung der Landw irtschaft für diffuse Nährstoffeinträge in Oberflächengewässer
lässt vermuten, dass im Bezug auf das aquatische Eutrophierungspotential auch
unter deutschen Verhältnissen (andere Bew irtschaftungsformen und Standortgegebenheiten)
eine Mehrbelastung für die Umw eltw irkung aquatische Eutrophierung durch das
landw irtschaftliche Modul im Produktionssystem der „Stärke-Farbe“ angenommen w erden
kann. Eine Veränderung des Gesamtergebnisses der Beurteilung der Wirkungskategorie
aquatische Eutrophierung ist daher nicht zu erw arten.
Das Ergebnis, w elches unter Betrachtung des Stärkekartoffelanbaus in der Region Lapua,
Finnland erlangt w urde, verändert sich kaum unter Berücksichtigung mitteleuropäischer
(deutscher) Verhältnisse. Höhere Pflanzenschutz- bzw. Düngemittelmengen- w irken sich
nur unw esentlich auf das Versauerungs- und terrestrische Eutrophierungspotential des
Produktionssystems der „Stärke-Farbe“ aus. Eine Mehrbelastung durch den Herstellungs-
prozess der „Standard-Farbe“ bleibt daher in diesen Wir kungskategor ien bestehen.

Teil 3 125
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
In Finnland und in Deutschland leistet die Landw irtschaft über die diffusen Einträge den
größten Beitrag zu Nährstoffeinträgen in Oberflächengew ässer und kann als entschei-
dender Verursacher aquatischer Eutrophierung angesehen w erden. Selbst unterschiedli-
che Bew irtschaftungs- und Standortfaktoren könnten dieses Verhältnis vermutlich nur
geringfügig abschwächen, jedoch nicht verändern. Die Mehrbelastung in der Wirkungska-
tegorie aquatische Eutrophierung durch den Produktionsw eg der „Stärke-Farbe“ bleibt
daher höchstwahrscheinlich auch unter verschiedenen Variationen der Bew irtschaftungs-
und Standortfaktoren bestehen.
7.2 Zusammenfassende Darstellung der Ergebnisse
In der folgenden Grafik sind die Ergebnisse der Beurteilung für die Lebensw ege der „Stärke-Farbe“
und der „Standard-Farbe“ zusammenfassend dargestellt.
Mehrbelastung "Stärke-Farbe" Mehrbelastung "Standard-Farbe"
Versauerung
terr. Eutrophierung
aqu. Eutrophierung
290 %
Abb. 36 Mehrbelastung der Lebensw ege „Stärke-Farbe“ und „Standard-Farbe“ ( in %-
3-
SO2-Äquivalente und %- PO4 -Äquivalente)
391 %
Innerhalb der Ökobilanz des Projektes Hydrostar ergibt sich eine überw iegende Mehrbelastung
in den Umw eltw irkungskategorien terrestrische Eutrophierung und Versauerung
durch den Herstellungsprozess der auf Erdölkomponenten basierenden „Standard- Farbe“.
In der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung ist dagegen der Produktion der „Stärke-Farbe“
eine Mehrbelastung zuzuschreiben. Die Mehrbelastung in der Umw eltw irkung

Teil 3 126
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
aquatische Eutrophierung ergibt sich durch die Berücksichtigung der w assergetragenen
Nährstoffemissionen, die in der Diplomarbeit überw iegend verbal-argumentativ beurteilt
wurden. Aus diesem Grund lässt sich die Mehrbelastung dieser Umw eltw irkungskategorie
nicht quantitativ darstellen. Es kann jedoch eine qualitative Aussage getroffen und eine
eindeutige Tendenz dargestellt w erden, die eine Mehrbelastung durch den Herstellungsprozess
der „Stärke-Farbe beschreibt.
Das Ergebnis steht in Einklang mit anderen Untersuchungen zu nachw achsenden Rohstoffen.
Häufig führen vor allem die Nitrat-Emissionen beim Anbau nachw achsender Rohstoffe
zu höheren Umw eltbelastungen in der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung
(GEIER 2000; BLW 1995).
Bei der Verwendung von Wirtschaftsdünger können die hohen Ammoniak- Emissionen
auch zu einer höheren terrestrischen Eutrophierungsw irkung der Landw irtschaft führen
und so eine Mehrbelastung zuungunsten nachw achsender Rohstoffe bew irken. Ohne
Wirtschaftsdünger, w ie im Fall Lapua, w ird die terrestrische Eutrophierungsw irkung überwiegend
durch die NOx- Emissionen bestimmt, w eshalb sich für die Ökobilanz des Projektes
Hydrostar eine Mehrbelastung für die Herstellungsroute der „Standard-Farbe“ ergibt.
Auch hinsichtlich des Versauerungspotentials kann eine Übereinstimmung mit bisherigen
Beurteilungen von nachw achsenden Rohstoffen festgestellt w erden. Stofflich verwendete
nachw achsende Rohstoffe weisen i.d.R. geringere versauernde Emissionen auf, als die
auf Erdöl basierenden Substanzen (BLW 1995). Auch die hier durchgeführte Bilanzierung
kommt zu diesem Ergebnis.
Sow ohl unter finnischen als auch unter deutschen Bedingungen kann den Wirkungskategorien
Versauerung und terrestrische Eutrophierung eine große ökologische Pr iorität zugeschrieben
w erden. Durch die gleiche Einschätzung der Wirkungskategorien in ihrer
ökologischen Priorität kann ein direkter Vergleich stattfinden. Es besteht eine um etw a ein
Drittel höhere Mehrbelastung in der Wirkungskategorie Versauerung.
Auch die aquatische Eutrophierung w ird sowohl in Deutschland als auch in Finnland als
eine bedeutende Umw eltbeeinträchtigung angesehen (UBA 1999b; FINNISH ENVIRON-
MENT INSTITUTE 2001e). Vielerorts sind ihre Auswirkungen deutlich und die Gew ässerqualität
daher noch w eit entfernt von den angestrebten Umw eltzielen ( FINNISH ENV I-
RONMENT INSTITUTE 2001e). Es kann angenommen w erden, dass der Umw eltw irkung
aquatische Eutrophierung zumindest eine mittlere ökologische Priorität beigemessen w erden
kann, w ahrscheinlich jedoch höher. Da für die Wirkungskategorie aquatische
Eutrophierung kein quantitatives Ergebnis ermittelt w erden konnte, ist eine genaue Einschätzung
der ökologischen Priorität nicht möglich (Berechnung des spezifischen Beitrages
kann nicht vollzogen w erden). Die Mehrbelastung durch die „Stärke- Farbe“ in der

Teil 3 127
7 Sensitivitätsanalyse und Ergebnisse
Umw eltw irkung aquatische Eutrophierung kann daher nicht direkt den Mehrbelastungen
durch die „Standard-Farbe“ gegenübergestellt w erden.
Unabhängig davon kann aufgrund der großen ökologischen Priorität der Wirkungskategorien
Versauerung und terrestrische Eutrophierung davon ausgegangen w erden, dass insgesamt
eine höhere gesamte Umw eltbelastung durch die Herstellung der „Standard-
Farbe“ besteht. Selbst w enn der Wirkungskategorie aquatische Eutrohpierung ebenfalls
eine großen ökologischen Priorität beigemessen w ürde, bliebe dieses Verhältnis bestehen.
Der Einsatz von Kartoffelstärke in Farbe als Ersatzstoff für petrochemische Substanzen ist
aus ökologischer Sicht unter Berücksichtigung der behandelten Umw eltw irkungen und vor
dem dargestellten Hintergrund zu befürw orten. Zwar ist die Mehrbelastung in der Umweltw
irkungskategorie aquatische Eutrophierung durch den Pr oduktionsprozess der
„Stärke-Farbe“ als ungünstig zu bew erten, den Umw eltbeeinträchtigungen durch die Herstellung
der „Standard-Farbe“ ist jedoch insgesamt eine höhere ökologische Priorität
beizumessen.

Teil 3 128
8 Diskussion
8 Diskussion
In diesem Abschnitt sollen abschließend die Verw endung alternativer Stärkerohstofflieferanten
und die Behandlung der Landw irtschaft in Ökobilanzen kurz erw ähnt w erden. Hierdurch
ergeben sich Aspekte, die das Ergebnis der Ökobilanz erw eitern bzw . ergänzen
sollen.
8.1 Stärkegewinnung aus anderen nachwachsenden Rohstoffen
In den gemäßigten Klimazonen Ost- und Westeuropas ist die Kartoffel zwar der wichtigste
Stärkerohstofflieferant, neben ihr können jedoch auch Mais, Weizen, Gerste und Erbsen
als Stärkepflanzen eingesetzt w erden (MÜLLER 1998).
In der folgenden Tabelle sind die Umw eltw irkungen des Anbaus und der Verarbeitung
verschiedener Stärkepflanzen einander gegenübergestellt:
Körnermais Winterweizen Stärkekartoffel
Mon oku ltur Vertretbar Nicht vertretbar Nicht vertretbar
Anbaukonzentration um die Verarbeitungsanlage
Nein Nein Ja
Flächenbedarf ha/t Stärke 0,2 0,26 0,14
Bodenbedeckungsdauer Kurz Lang Kurz
Erosionsrisiko Sehr groß Gering Sehr groß
Nitratverlagerungsrisiko Groß Groß Groß
Pflanzenschutzaufwand Mittel Hoch Hoch
Bodenverdichtungsgefahr Mittel Gering Groß
Wasserverbrauch bei der Verarbeitung
[m³/t Stärke]
2,0 – 4,5 3 – 10 2 – 4
Rest- / Abfallstoffe - - Restfruchtwasser
Abw asser Menge [m³/t Stärke] 1,5 3,0 4,0 – 15,0 14
Tab. 23 Vergleich einiger Stärkepflanzen in ihren Umw eltw irkungen (nach WINTZER
et al. 1993, verändert)
14 Mit Restfruchtwasser und Überschusswasser

Teil 3 129
8 Diskussion
Ein höheres Erosionsrisiko unter Stärkekartoffelanbau wurde auch bei dem Vergleich des
Stärkekartoffelanbaus mit Getreide in Abschnitt 6.2.2 festgestellt und unterstützt somit die
Angaben in Tabelle 23. In Finnland w ird dagegen das Nitrataustragsrisiko unter Kartoffeln
aufgrund der geringeren Stickstoffgaben als w eniger hoch eingestuft als das unter Winterw
eizen und widerspricht damit den oben dargestellten Informationen (GARLUND et al.
2000).
Das erhöhten Erosions- und Verdichtungsrisiko, der hohe Transportaufw and und die erhöhte
Abw asserbelastung tragen jedoch dazu bei, dass der Stärkekartoffelanbau hinsichtlich
der möglichen Umw eltbelastungen insgesamt am ungünstigsten einzustufen ist
(MÜLLER 1998, WINTZER et al. 1993).
Aus ökologischer Sicht und unter besonderer Berücksichtigung der Wirkungskategorie
aquatische Eutrophierung bestünde daher die Überlegung, langfristig andere Stärkepflanzen
zur Gew innung der Polymere für Farben und Lacke den Stärkekartoffeln vorzuziehen.
8.2 Ökobilanzen in der Landwirtschaft im Zusammenhang mit Aquatischer
Eutrophierung
Die Beurteilung nachw achsender Rohstoffe hängt immer auch mit einer Beurteilung der
Landw irtschaft zusammen.
Vor allem im Hinblick auf die Erfassung und Bew ertung von Umw eltw irkungen w eist die
Landw irtschaft eine Reihe von Merkmalen auf, die sie von anderen, industriellen Wirtschaftsbetrieben
unterscheiden (GEIER 2000).
Hierzu gehören:
• hoher Flächenverbrauch
• Qualität der Flächennutzung
• Einbindung von Tieren und Pflanzen in die Produktion
• ökologische Leistungen
• geringer Stellenw ert von Abfällen
• Integration der Produktion in natürliche Stoffflüsse
• große Bedeutung von schwer quantifizierbaren Umweltwirkungen
Die Problematik w ird von GEIER (2000) ausführlich behandelt. Wichtige Punkte im Zusammenhang
mit den in dieser Diplomarbeit berücksichtigten Umw eltw irkungen sind die
Integration der landw irtschaftlichen Produktion in natürliche Stoffflüsse und die große Bedeutung
von schw er quantifizierbaren Umw eltw irkungen.
Integration der Produktion in natürliche Stoffflüsse

Teil 3 130
8 Diskussion
Durch die enge Einbindung der landw irtschaftlichen Produktion in die natürliche Umw elt
entsteht ein sehr komplexes System, in dem anthropogen induzierten Stoffflüssen mit
natürlichen Prozesse gleichzeitig ablaufen.
Eine Bew ertung der landw irtschaftlichen Umw eltw irkungen erfordert daher eine Betrachtung
der landw irtschaftlichen Verfahren in direkter Verbindung mit natürlichen Gegebenheiten
und Prozessen. Vor allem aufgrund der oft noch nicht vollständig erkannten ökologischen
Zusammenhänge ergibt sich ein sehr kompliziertes Beziehungsgefüge.
Im Rahmen der Diplomarbeit w ird dieses insbesondere im Zusammenhang mit der Beurteilung
der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung deutlich. Nur durch die Berücksichtigung
der standörtlichen Gegebenheiten konnte das landw irtschaftliche Produktionssystem
hinsichtlich dieser Umw eltw irkung ausreichend beurteilt w erden.
Große Bedeutung von schwer quantifizierbaren Umweltwirkungen
Innerhalb schw er zu quantifizierender Umw eltw irkungen hat die Landw irtschaft häufig die
größere Bedeutung. Dies führt dazu, dass bei Ökobilanzen in der Landw irtschaft häufig
andere Wirkungskategorien stärker berücksichtigt w erden müssen, als bei herkömmlichen
Ökobilanzen. Hierzu gehören z.B. die Biodiversität und das Landschaftsbild. Für diese
Umw eltw irkungen existieren häufig noch keine etablierten Umrechnungs modelle oder
man ist auf nicht quantifizierbare Indikatoren angew iesen (GEIER 2000).
Für die aquatische Eutrophierung w erden als Methoden in der Regel die Bilanzierung von
Ammoniak- Emissionen, Nährstoffbilanzen und die Er mittlung des Phosphoraustrags über
Abschätzung von Oberflächenabfluss und Erosion angew endet. Hier mit sind vor allem ein
relativ hoher Datenaufw and für die modellhafte Abschätzung oder ein sehr hoher Messaufwand
verbunden.
Die durch die Landw irtschaft eingebrachten Nährstoffe unterliegen zahlreichen Umw andlungs-
und Transportprozessen bevor sie tatsächlich in die Gew ässer gelangen. Die Verbindung
von anthropogenen und natürlichen Prozessen erschwert die Lokalisierung und
die Quantifizierung von anthropogen verursachten Emissionen. Eine direkte Messung von
Emissionen über den diffusen Austrag ist sehr zeit- und arbeitsintensiv und führt letztlich
zu Ergebnissen, die selten auf andere Bedingungen übertragbar sind. Als Indikatoren für
eine Beurteilung der Landw irtschaft sollten die gemessenen Emissionen zudem um die
natürlichen Hintergrundbelastungen bereinigt sein, damit eine benachteiligende Beurteilung
der Landw irtschaft vermieden w ird (GEIER 2000). Ebenso w ie zu den ökologischen
Zusammenhängen bestehen jedoch auch bezüglich der natür lichen Hintergrundw erte z.T.
noch große Unsicherheiten.
Eine quantitative Abschätzung der aquatischen Eutrophierungsw irkung der Landw irtschaft
wird daher entweder durch erheblichen Zeit- und Messaufwand oder/und durch die

Teil 3 131
8 Diskussion
scheinbare Quantifizierung von Sachverhalten über Schätzwerte charakterisiert. Aus diesem
Grund w ird u.U. auch die aquatische Eutrophierung zu einer schw er zu quantifizierende
Wirkungskategorie.
Insbesondere der hohe Zeitaufw and bedingt, dass ausführliche Messungen innerhalb der
Diplomarbeit nicht durchgeführt werden konnten. Zum Nährstoffaustrag unter Kartoffeln
standen keine bzw . nur relative Angaben aus Finnland zur Verfügung. Eine Übertragung
von in Mitteleuropa er mittelten Werten auf Finnland ist nicht ohne w eiteres zu praktizieren,
weshalb eine Anw endung von auf dieser Basis abgeleiteten Schätzw erten so weit w ie
möglich vermieden w urde.
Eine argumentative Beurteilung erscheint daher als die am besten umzusetzende, und
den vorliegenden Bedingungen am ehesten entsprechende Beurteilungsform.
Sie birgt das Risiko, dass sie nur schwer vergleichbar und schwierig zu überprüfen ist.
Ebenso w ie die quantifizierenden Bew ertungsansätze kann sie die ökologischen Zusammenhänge
nur vor dem Hintergrund des aktuellen Wissensstandes betrachten. In diesem
Zusammenhang trägt sie jedoch den gegebenen Bedingungen besten Rechung und führt
über umfassende und vergleichende Literaturrecherche zu einem plausiblen Ergebnis,
welches sich innerhalb der Ökobilanz des Projektes Hydrostar qualitativ einordnen lässt.

Teil 3 132
9 Ausblick
9 Ausblick
Der Einsatz von Kartoffelstärke in Farbe als Ersatzstoff für petrochemische Substanzen ist
aus ökologischer Sicht insbesondere unter Berücksichtigung der Umw eltw irkungen Versauerung
und terrestrische Eutrophierung zu befürw orten. Es besteht jedoch eine Mehrbelastung
in der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung zuungunsten der Produktion
von „Stärke-Farbe“.
Durch den Anbau alternativer nachw achsender Stärkerohstofflieferer w ie z.B. Mais oder
Weizen könnten die Ausw irkungen des Einsatzes von nachwachsenden Rohstoffen auf
die Gew ässer etw as herabgesetzt werden. Daneben existieren w eitere Möglichkeiten
durch Anpassung der Bew irtschaftung und Schutzmaßnahmen die Nährstoffausträge aus
der Landw irtschaft zu minimieren.
Die Belastungen der Oberflächengew ässer durch Nährstoffemissionen aus der Landw irtschaft
könnten in Zukunft durch das Herabsetzen der Anbauintensität sow ie einer optimalen
Bedarfsanpassung und Terminierung der Düngung und Bearbeitung verringert w erden.
Der ökologische Landbau kann hier eine Alternative bieten. Ökologisch w irtschaftende
Betriebe verzichten auf den Einsatz von Kunstdünger. Stickstoff wird den Böden überwiegend
über Wirtschaftsdünger oder den Anbau von Leguminosen zugeführt. Öko-
Betriebe w eisen daher deutlich geringere Nährstoffüberschüsse auf als konventionelle
Betriebe, w odurch das Risiko der Gew ässerbelastung durch Stickstoffauswaschung sinkt.
Hinsichtlich der Erosionsgefährdung w eist der ökologische Landbau durch seine Fruchtfolgegestaltung
ein etw as geringeres Erosionsrisiko auf. Werden jedoch im konventionellen
Landbau erosions mindernde Maßnahmen, w ie z.B. Mulchsaat, konsequent umgesetzt,
verschwindet dieser Unterschied (FREDE & DAPPERT 1999).
Schließlich können Wasserschutzmaßnahmen w ie Gew ässerrandstreifen den Nährstoffeintrag
in Oberflächengew ässer durch Abfluss und Erosion vermindern. Künstlich angelegte
Feuchtgebiete können Stickstofffrachten um ca. 40 % reduzieren und Gew ässerrandstreifen
vermindern den Oberflächenabfluss um etw a 40-60 % (PUUSTINEN 2001).
In Finnland w erden entsprechende Maßnahmen vom General Environment Protection
Scheme (GA EPS) und auf europäischer Ebene durch die Common Agricultural Policy
(CAP) reguliert und gefördert.
Grundsätzlich führt jedoch nur eine starke Reduzierung und Anpassung der Nährstoffzufuhr
zu einer Herabsetzung der Nährstoffkonzentrationen in den Emissionen aus dem

Teil 3 133
9 Ausblick
Feld, daher können die genannten Vorkehrungen nur als ergänzende Maßnahmen betrachtet
w erden.
Durch ökologischen Landbau und die Umsetzung entsprechender Schritte könnte der
Anbau nachw achsender Rohstoffe hinsichtlich der Umw eltw irkung aquatische Eutrophierung
unbedenklicher w erden.

Teil 3 134
10 Zusammenfassung
10 Zusammenfassung
Hintergrund der Diplomarbeit ist die Verw endung von, aus nachw achsenden Rohstoffen
(Kartoffeln) gew onnener, Stärke in Farbe. Sie dient als Ersatzstoff für die herkömmlich
eingesetzten petrochemischen Bestandteile.
Über die Ökobilanz- Methode w urde der Produktionsprozess der „Stärke-Farbe“ gegenüber
dem Herstellungsprozess der „Standard-Farbe“ in seinen Umw eltw irkungen beurteilt.
Ziel der Diplomarbeit ist es, die Produktion der auf Stärke basierenden Farbe, gegenüber
der aus petrochemischen Komponenten aufgebauten „Standard- Farbe“, hinsichtlich des
Versauerungs- und Eutrophierungspotentials zu bew erten. Hierfür w urden Indikatoren
festgelegt, die w eitestgehend den, für Versauerung und Eutrophierung relevanten, Emissionen
entsprechen.
Die Beurteilung der Umw eltw irkungen Versauerung und terrestrische Eutrophierung erfolgte
über gasförmige Emissionen. Die Bilanzierung der Emissionen ergab eine höhere
Mehrbelastung durch den Herstellungsprozess der „Standard-Farbe“ für beide Wirkungskategorien.
Die Mehrbelastung in der Wir kungskategor ie Versauerung ist etw a um ein
Drittel höher als die in der Wirkungskategorie terrestrische Eutrophierung.
Die aquatische Eutrophierung w urde über die w assergetragenen Emissionen begutachtet.
Aufgrund ungenügender bzw . schwer zu erfassender Daten zu den w assergetragenen
Nährstoffemissionen aus den Produktionsw egen, konnte die Einschätzung nicht über die
„klassische“ Ökobilanz-Methode mit Sachbilanz und Wirkungscharakterisierung erfolgen.
Die Wir kungskategorie aquatische Eutrophierung w urde daher auf verbal-argumentativer
Ebene und über Nährstoff-Flächenbilanzen bew ertet. Auf der Grundlage dieser Beurteilungen
kann für die, auf nachw achsenden Rohstoffen basierende, „Stärke- Farbe“ ein größeres
aquatisches Eutrophierungspotential angenommen w erden als für die Produktion
der „Standard-Farbe“.
Der Einsatz von Kartoffelstärke in Farbe als Ersatzstoff für petrochemische Substanzen ist
aus ökologischer Sicht, unter Berücksichtigung der behandelten Umw eltw irkungen und
vor dem dargestellten Hintergrund, zu befürw orten. Zw ar besteht eine Mehrbelastung in
der Wirkungskategorie aquatische Eutrophierung durch die Herstellung der „Stär ke-
Farbe“, den Umw eltbeeinträchtigungen durch die Produktion der „Standard-Farbe“ kann
jedoch insgesamt eine höhere ökologische Priorität beigemessen w erden.
Durch den Einsatz alternativer nachw achsender Stärkerohstofflieferer wie z.B. Mais oder
Weizen ist eine Verminderung der Auswirkungen auf die Gew ässer möglich. Zusätzlich

Teil 3 135
10 Zusammenfassung
können, durch Anpassung der Bewirtschaftung und durch Gew ässerschutzmaßnahmen,
die Nährstoffausträge aus der Landw irtschaft minimiert w erden. In Bezug auf die Wirkungskategorie
aquatische Eutrophierung w ürde dadurch der Einsatz nachw achsender
Rohstoffe unproblematischer.
Die Betrachtung der Wirkungskategorien Versauerung und Eutrophierung deckt nur einen
kleinen Teil der möglichen Umw eltauswirkungen eines Einsatzes von Kartoffelstärke in
Farbe ab. Innerhalb der Ökobilanz des Projektes Hydrostar w erden außerdem noch w eitere
ökologische und sozi-ökonomische Gesichtspunkte berücksichtigt. Eine umfassende
Einschätzung der Nachhaltigkeit des Einsatzes nachwachsender Rohstoffe (Kartoffeln) in
Farbe, kann nur durch das Zusammenfügen der Ergebnisse zu den einzelnen ökologischen
und sozi-ökonomischen Aspekten geschehen.

Literaturverzeichnis und Links
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