Nitrat-Grundwaser-Düngung Nachfolgender Artikel – lieber Leser- aus aktuellem Anlass zur Info für die Nitratdiskussion

Zusammenfassung:

Die Belastung durch Nitrat aus der landwirtschaftlichen Flächennutzung ist die häufigste Ursache für den schlechten chemischen Zustand des Grundwassers in Deutschland. Deutschland gehört innerhalb Europas zu den Ländern mit den höchsten flächenbezogenen Erträgen, aber auch zu den sechs Ländern mit den höchsten nationalen Stickstoff (N)-Salden. Hohe positive N-Salden finden sich in den Zentren der Tierhaltung in Nordwest- und Süddeutschland. Seit den ersten Erhebungen liegt der Stickstoffsaldo für Deutschland seit 1990 mit Schwankungen um ca. 100 kg/(ha×a). Die Novellierung der Düngeverordnung (DÜV) ist seit dem 02. Juni 2017 in Kraft und legt Kontrollwerte für die Differenz von Zu- und Abfuhr im Nährstoffvergleich fest: ab 2020 sind nur noch 50 Kilogramm Stickstoff (N) statt wie dahin 60 Kilogramm je Hektar und Jahr zulässig.

Der Klimawandel im weltweiten Maßstab wird die landwirtschaftlichen Produktionsverfahren in Mitteleuropa bei langfristig steigenden Produktpreisen intensivieren. Steigende Boden- und Pachtpreise sind die Folge. Die ständig größer werdende Flächenbelegung für Im- und Exporte der Nahrungsgüterwirtschaft verschärfen den Anstieg der Bodenpreise und Pachten erheblich. Diese Intensivierung der landwirtschaftlichen Produktion steht einer Senkung der Nährstoffüberschüsse massiv entgegen. Ein Absenken des Stickstoffsaldos von derzeit ca. 100 (je nach Jahr 84 bis 110 kg/(ha×a)  auf 50 kg/(ha×a)  ist nur durch massive Wirtschaftsdüngerabtransporte aus intensiven Veredelungsregionen oder durch eine Reduktion der Viehbesätze in den intensiven Veredelungsregionen auf einen Anfall von 170 kg Stickstoff /(ha×a) in Wirtschaftsdüngern möglich. In den letzten 30 Jahren ist diesbezüglich trotz der guten Kenntnislage der Situation nichts Nennenswertes passiert. Mit welcher Konsequenz nun die Umsetzung der rechtlichen Vorgaben erfolgt, ist vom politischen Willen abhängig.

Ausgangssituation der Nitratbelastung von Gewässern

Gegenwärtig sind ca. 36 % aller deutschen Grundwasserkörper in einem „schlechten“ Zustand. 63,7 Prozent der Grundwasserkörper erreichen einen „guten chemischen Zustand“. Von den als „schlecht“ eingestuften Grundwasserkörpern verfehlen knapp 74 Prozent die Bewirtschaftungsziele wegen zu hoher Nitratkonzentrationen (BMUB/UBA 2016) (Abbildung 1 und 2).

In der Regel sind diese Belastungen hauptsächlich auf Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft zurückzuführen. Nach den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie sollte bis 2015 der gute chemische Zustand wieder hergestellt werden. Trotz zahlreicher Maßnahmen, die im Zuge der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und der Nitratrichtlinie ergriffen worden sind, erreichten lediglich 1 bis 2 % dieser belasteten Grundwasserkörper bis 2015 wieder den „guten“ Zustand. Die letzte Frist zum Erreichen der Zielvorgaben endet im Jahre 2027

Überdies wurde bei der Zustandsbewertung der Grundwasserkörper in Deutschland festgestellt, dass es zahlreiche Grundwasserkörper gibt, die steigende Nitratkonzentrationen aufweisen. Dabei ist allerdings zu beachten, dass bislang nur für einen Teil aller ca. 1.000 Grundwasserkörper in Deutschland entsprechende Trendbetrachtungen möglich waren. Hierbei ist auch zu berücksichtigen, dass sich häufig die hohen Nitratfrachten noch in der ungesättigten Bodenzone oberhalb der Grundwasserleiter befinden, dass also das mit hohen Nitratkonzentrationen befrachtete Sickerwasser noch gar nicht angekommen ist oder auch erst in Jahren oder Jahrzehnten im Grundwasser ankommen wird.

Ursachen hoher Nitratkonzentration von Gewässern

Nach dem Nitratbericht 2008 für die Bundesrepublik Deutschland (BMU, BMEL 2008) entstammen ca. 72,5 % der diffusen Stickstoff-Emissionen in die Oberflächengewässer im Zeitraum von 2002 bis 2005 aus den Bilanzüberschüssen der landwirtschaftlichen Produktionsverfahren. Während die punktuellen Stickstoffeinträge von industriellen Direkteinleitern und kommunalen Kläranlagen seit 1983 deutlich um ca. 75,5 % reduziert wurden, ist der Rückgang der diffusen Stickstoffeinträge mit einer Reduktion um ca. 24,8 % deutlich schwächer ausgeprägt (BMELV 2012). In den vergangenen Jahren wurden mehrere Studien zur Reduktion der diffusen Stoffeinträge in die Gewässer erarbeitet (z. B. Frede & Dabbert 1998, NLÖ 2001, DVGW 2004, DWA 2013), so dass mittlerweile weitreichende Kenntnisse zur Verminderung erhöhter Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft vorliegen. Leider ist deren praktische Umsetzung zur Steigerung der N-Effizienz in der landwirtschaftlichen Produktion und damit auch der Minderung der Stickstoffeinträge in die Gewässer nach wie vor unzureichend. Ihr kommt eine entscheidende Schlüsselfunktion zu.

Stickstoff ist einer der wichtigsten Pflanzennährstoffe. Er dient auf der landwirtschaftlichen Nutzfläche als Düngemittel, um Erträge und Qualität von Ernteprodukten und die Bodenfruchtbarkeit zu sichern. Dabei kommt es auf eine effiziente Ausnutzung des Nährstoffes an. Überschüssiger Stickstoff führt zur Verunreinigung des Grundwassers, zur Überdüngung von Gewässern und Landökosystemen und zur Entstehung von Treibhausgasen und versauernden Luftschadstoffen.

Die zwei vorherrschenden Düngerformen sind der Wirtschaftsdünger (meist aus der Tierproduktion, häufig in Kombination mit pflanzlicher Biomasse als Gärrest aus Biogasanlagen) und der Mineraldünger. Letzterer entsteht in Produktionsprozessen in der chemischen Industrie und sein N-Gehalt variiert je nach Zusammensetzung und Art des Mineraldüngers.

Stickstoff kommt als Hauptpflanzennährstoff und als Inhaltsstoff von Protein-Futtermitteln für die landwirtschaftliche Produktion eine enorme Bedeutung zu. Dem System Pflanze/Boden wird Stickstoff durch Düngung zugeführt und durch den Abtransport landwirtschaftlicher Erntegüter wieder entzogen (siehe Tabelle 1). Der Ersatz des Stickstoffentzuges mit Ernteprodukten durch Stickstoffzufuhr (Düngung) ist eine zentrale Voraussetzung für hohe Erträge und die Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit.

Eine über den Entzug durch Pflanzen hinausgehende Düngung führt jedoch zu erheblichen Beeinträchtigungen der Umwelt, insbesondere durch Stickstoffverbindungen und Phosphat.

Der daraus resultierende Stickstoffsaldo einer Fläche (Schlag), eines landwirtschaftlichen Betriebes oder einer Region, bezogen auf seine Nutzfläche, gestattet grob eine Abschätzung des Belastungspotenzials für Stickstoffausträge in Gewässer und Atmosphäre und die Effizienz seiner Anwendung. Die DWA (2013) erläutert in ihrem Merkblatt „Möglichkeiten der Effizienzkontrolle von Maßnahmen zur grundwasserschonenden Bodennutzung am Beispiel des Stickstoffs“ die unterschiedlichen Verfahren zur Stickstoffbilanzierung.

Die Bundesrepublik Deutschland gehört innerhalb Europas zu den Ländern mit den höchsten flächenbezogenen Erträgen, aber auch zu den sechs Ländern mit den höchsten nationalen Stickstoff-Salden (EUROSTAT 2010). Seit dem 2. Weltkrieg waren steigende Nährstoffüberschüsse, vor allem für Stickstoff und Phosphat, sehr eng korreliert mit steigender Bodenfruchtbarkeit und steigenden Flächenerträgen. Erstmalig konnten Wendland et al. (1993) für das wiedervereinigte Deutschland zeigen, dass inzwischen von einem Erreichen der Kapazitätsgrenze der Bodennährstoffspeicherung in vielen Regionen Deutschlands auszugehen war.

Tabelle 1: Ermittlung des betrieblichen Stickstoff-Saldos mit Hilfe der Hoftorbilanz (DWA 2013)

In einem BMBF-Verbundprojekt konnten Eulenstein & Drechsler (1992) für ein niederrheinisches Wasserwerk den konkreten Zusammenhang zwischen Stickstoff-Bilanzüberschuss und Stickstoffauswaschung in die ungesättigten Böden sowie gasförmige Verluste nachweisen. Der Dreijahresdurchschnitt für die Bundesrepublik Deutschland ging zwar von jährlich 130 kg N /(ha×a)für 1990/91/92 auf 97 kg N /(ha×a) für 2009/10/11 zurück, verfehlte aber weiterhin die für 2010 angestrebte Reduzierung auf 80 kg N/(ha×a) deutlich (Abbildung 3) (DWA, 2016). Gleichzeitig stieg die Effizienz des eingesetzten Stickstoffs im Betrachtungszeitraum erheblich an.

So ist die Reduktion der Salden zum überwiegenden Teil auf die Abstockung der Tierbestände in den neuen Bundesländern (Anfang der neunziger Jahre) zurückzuführen (Nieder et al. 2007). Der Gesamtbilanzüberschuss nivelliert jedoch die starken regionalen Unterschiede.

Hohe positive N-Salden finden sich in den Zentren der Tierhaltung in Nordwest- und Süddeutschland (Abbildung  4). In diesen Regionen steigen die Stickstoffdüngermengen aus Wirtschaftsdüngern sogar an (BMELV 2012). Einige Studien deuten an, dass in Regionen mit intensiver Tierhaltung und Bioenergieproduktion eher eine Stagnation oder sogar ein Anstieg der Nährstoffsalden zu verzeichnen ist. Dies liegt vor allem daran, dass durch Bioenergieproduktion mehr Ernteprodukte innerbetrieblich zirkulieren als zuvor mit Marktprodukten aus den Betrieben exportiert wurde (DWA 2010).

Bei organischen Düngern führen die schwer kalkulierbare N-Verfügbarkeit und die daraus resultierende unvollständige Anrechnung des organisch gebundenen Stickstoffs bei der Düngebemessung häufig zu überhöhten N-Gaben und damit zu hohen N-Bilanzüberschüssen. 

Bei sachgerechtere Anrechnung der organischen Dünger und einer besseren Verteilung von Wirtschaftsdüngern auf die landwirtschaftlichen Flächen kann die Stickstoffeffizienz gesteigert und damit die N-Überschüsse gesenkt werden. Eine weitere Reduzierung der Stickstoffüberschüsse wird nur mit einer Verringerung der Tierzahlen pro Flächeneinheit (flächenbezogene Tierhaltung) oder über den Transport von Wirtschaftsdüngern in vieharmen Gegenden (Marktfruchtbetriebe) erreicht. Der betriebliche Stickstoff-Bilanzüberschuss ist in der Regel eng korreliert mit dem Viehbesatz und dem Betriebstyp (SRU 2013). An der prinzipiellen Relation der N-Bilanzüberschüsse und der Notwendigkeit, die Bilanzüberschüsse zu senken und die N-Effizienz pflanzenbaulicher Produktionssysteme zu steigern, hat sich seit den 1990er Jahren nichts verändert (Becker et al. 1993).

Die große Zunahme der Anzahl von Biogasanlagen in den letzten Jahren führt dazu, dass in erheblichem Umfang Gärreste auf die landwirtschaftlich genutzten Flächen zurückgeführt werden. Hinsichtlich der Nährstoffwirkung sind die Gärreste mit den flüssigen Wirtschaftsdüngern vergleichbar. Dies bedeutet, dass für den in den Gärresten enthaltenen Stickstoff vergleichbare Probleme sowohl bei der Ausbringung als auch bei der Anrechnung seiner Nährstoffwirkung wie bei den Wirtschaftsdüngern bestehen.

Neben der direkten Nährstoffwirkung ist die gegenüber anderen organischen Düngern in der Regel geringere Humusreproduktionsleistung der Gärrestsubstrate, besonders auf leichten Standorten, zu bedenken. Der im Methan gebundene Kohlenstoff fehlt dem organischen Dünger, verbleibende Kohlenstoffverbindungen sind in der Regel nur noch schwer bodenbiologischen Stoffkreisläufen zugänglich. Sowohl in viehstarken Betrieben als auch bei bisher viehlos wirtschaftenden Betrieben erhöht sich durch den zunehmenden Einsatz von Gärresten das Risiko der Nitratauswaschung. Das Fehlen ausreichender Humusreproduktion bei unausgewogenen Energiefruchtfolgen, z. B. mit sehr hohem Maisanteil, verstärkt die Nährstoffaustragsgefahr der Böden.

Darüber hinaus ist der Stickstoff-Bilanzüberschuss die Quelle von N₂ und N₂O-Emission in die Atmosphäre. Letztlich wird der gesamte Überschussstickstoff durch Denitrifikation irgendwann gasförmig freigesetzt. Wie extrem die Lachgaskonzentration in der Atmosphäre, weltweit und auch an deutschen Messstellen angestiegen ist, wird in Abbildung 5 dargestellt.

Zusätzlich zu den Stickstoffüberschüssen durch Düngung gibt es noch zusätzliche Einträge durch die N-Deposition aus der Luft. Diese liegen im Mittel für Deutschland im Jahr 2007 bei ca. knapp 22 kg N/(ha×a), können in viehstarken Gebieten jedoch aufgrund der Ammoniakemissionen aus der Tierhaltung auf 50 bis > 60 kg N/(ha×a) ansteigen. Insgesamt sind die N-Einträge aus der Luft bei Wasserflächen und kaum bewachsenen Flächen am geringsten und steigen aufgrund der Auskämmwirkung der höheren Vegetation auf Waldflächen deutlich an (DWA 2016).

Die landwirtschaftlich genutzte Fläche in Deutschland umfasst 16,731 Mill. Hektar (Tabelle 2), der durchschnittliche Stickstoffsaldo beträgt ca. 100 kg N/(ha×a), der gesamte jährliche deutsche Stickstoffsaldo hat also eine Masse von 1,6731 Mill. Tonnen Stickstoff.

In etwa 20 m³ Gülle oder Gärrückstand aus Biogasanlagen sind ca. 90 kg Stickstoff enthalten (4,5 kg N/m³), also der aktuelle durchschnittliche Stickstoffsaldo eines Hektars deutscher landwirtschaftlicher Nutzfläche. Ein Güllefass von 20 m³ Volumen mit Zugmaschine hat eine Länge von 15 m.

16,731 Mill. Hektar multipliziert mit 15 m ergibt eine Strecke von 250.965 km. Die Entfernung vom Nordkap (Norwegen) bis Kapstadt (Südafrika) über Spanien beträgt 16.000 km. Die Kette von Güllefässern mit Zugmaschinen die den deutschen Stickstoffbilanz-Überschuss transportieren ist so lang wie 16 mal die Entfernung zwischen diesen beiden Orten.

Ebenfalls hohe Nitratkonzentrationen im Sickerwasser und Grundwasser finden sich in Regionen mit starkem Sonderkulturanbau und hohem Rapsanteil in den Fruchtfolgen (Heidecke et al. 2012, Taube & Schütte 2013). Daher können auch bei geringen Viehbesätzen oder auch ganz ohne Viehhaltung beträchtliche Nitratauswaschungen auftreten. Insbesondere Kulturen mit hohem Stickstoffbedarf, intensiver Bodenbearbeitung während der Ernte und dem Verbleib eines hohen Anteils als Ernterest auf der Fläche hinterlassen oft hohe Mengen an Stickstoff im Boden, die mit dem Sickerwasser ins Grundwasser ausgewaschen werden. Als kritische Kulturen sind in diesem Zusammenhang vor allem verschiedene Gemüsesorten (Blumenkohl, Brokkoli, Porree u. a.) sowie Kartoffeln zu nennen.

Durch pflanzenbauliche Maßnahmen (z. B. Anbau von Zwischenfrüchten, Mulchsaat, reduzierte Bodenbearbeitung) können die nach der Ernte im Boden zurückbleibenden Mengen an mineralischem Stickstoff zwar vermindert werden, dennoch führen die aktuell hohen N-Zufuhren weiterhin zu hohen Bilanzüberschüssen und einer entsprechend hohen Auswaschung von Stickstoff in das Grundwasser.

Dauergrünlandflächen nehmen nach DWA (2015) innerhalb der landwirtschaftlichen Nutzflächen eine Sonderstellung ein und werden daher gesondert betrachtet. Vor allem bei extensiver Nutzung in von hohen Nitratkonzentrationen des Grundwassers betroffenen Wasserschutzzonen stellen Dauergrünlandflächen „Entlastungsflächen“ dar, deren Anlage/Erhalt gefördert wird. Hauptursache für den Unterschied bezüglich des Stickstoffaustrags zwischen Acker- und Grünlandflächen ist die auf den Ackerstandorten im Winterhalbjahr über mehrere Monate nahezu vegetationsfreie Zeit mit Mineralisierungs- und Verlagerungseffekten, aber fehlender Nährstoffaufnahme durch Pflanzen.

Vergleichende Datenauswertungen von Walther et al. (1985) an insgesamt 23 Versuchsstandorten zeigen allerdings, dass auch Schnitt-Grünland (Wiese) in Abhängigkeit von der Intensität der Nutzung differenziert betrachtet werden muss. Demnach ist die Auswaschung unter Grünland bei Sand- und Lehmboden bis zu einer Düngung um 200 kg N/(ha×a) weitgehend unabhängig von der Düngungshöhe; bei einer Grundwasserneubildungshöhe von 200 mm/a liegen die resultierenden Konzentrationen im Sicker- bzw. Grundwasser unter 17 mg/l Nitrat. Bei intensiverer Düngung steigen die Nitratkonzentrationen auch unter Grünland an. Grundsätzlich ist aber selbst intensiv genutztes Grünland hinsichtlich des Nitrateintrags grundwasserschonender als Ackerland, sofern eine Schnittnutzung vorliegt und der Wirtschaftsdünger vornehmlich in vertretbaren Aufwandsmengen und zu den geeigneten Terminen zugeführt oder dem Ackerland vorbehalten ist.

Die Nährstoffeffizienz ist bei Weidehaltung ab einer Viehbesatzdichte von mehr als 1,0 Großvieheinheiten kritisch zu betrachten. Massive Auswirkungen auf die Nitratkonzentrationen des Grundwassers haben Grünlandumbrüche. Es gibt keine andere landwirtschaftliche Maßnahme, bei der annähernd vergleichbare Nitratmengen pro Fläche in das Grundwasser ausgetragen werden. Dauergrünland besitzt in der Regel einen doppelt so hohen Gehalt an Humus bzw. organischem Stickstoff wie Ackerland. Beim Grünlandumbruch werden langfristig große Anteile dieses bis zu 100 Jahren im Boden gespeicherten Stickstoffes mineralisiert und ausgewaschen. Höper (frdl. mdl. Mitt. 2010) geht bei hydromorphen Böden im Fall eines Umbruchs am Beispiel des Fuhrberger Feldes bei Hannover von Stickstoff-Freisetzungen in der Größenordnung von 2000 bis 4000 kg Stickstoff/(ha×a) aus. Die Stickstoff-Mobilisation liegt damit weit über dem möglichen Stickstoffentzug durch die angebauten Feldfrüchte. Da auch in den Folgejahren große Stickstoffmengen freigesetzt und in das Grundwasser verlagert werden können, müssen Grünlandumbrüche vor dem Hintergrund des Grundwasserschutzes aber auch des Klimaschutzes sowie des Hochwasser-und Biosphärenschutzes vermieden werden. Die Regelungen zum Erhalt von Dauergrünland in der Gemeinsamen Agrarpolitik (GAP) der EU für 2014 bis 2020 tragen dieser Erfordernis bereits Rechnung.

Unter Wald finden sich im Mittel niedrigere Nitratkonzentrationen im Grundwasser als unter Siedlungsflächen und landwirtschaftlich genutzten Gebieten. Neben den am Kapitelanfang dargestellten Ergebnissen bestätigen dies auch Auswertungen des Umweltbundesamtes von Daten des sogenannten EUA-Messnetzes (UBA 2011). Messstellen für dieses Messnetz wurden von den Bundesländern als Grundlage für regelmäßige Berichte an die Europäische Umweltagentur über den Zustand des Grundwassers in Deutschland ausgewählt.

In Waldgebieten ist die Stickzufuhr über den Pfad der trockenen Deposition besonders hoch und stellt den wichtigsten Stickstoff-Eintragspfad dar. Variationen dieses sogenannten „Auskämmeffektes“ hängen von verschiedenen Faktoren ab. Nadelbäume filtern mehr Stickstoff aus der Luft als Laubbäume, weil die Nadeln eine größere Blattoberfläche aufweisen und ganzjährig vorhanden sind. Einen weiteren wichtigen Einflussfaktor stellt unabhängig von der Baumart das Alter der Bestände dar. Unter Altbeständen wird grundsätzlich ein höherer Bodenstickstoffvorrat nachgewiesen, weil die großen Kronenoberflächen den Auskämmeffekt begünstigen und gleichzeitig mit dem Alter der Stickstoffbedarf der Bäume sinkt. Geringe Entfernungen zu Emittenten und Waldrandlagen sind weitere Faktoren, die den Stickstoffeintrag begünstigen. Insofern sind aus der Sicht des Grundwasserschutzes Umbaumaßnahmen der Wälder hin zu Laubbaumbeständen und eine kontinuierliche Verjüngung von Beständen anzustreben (DWA 2015).

Bedingt durch die langjährigen und annähernd gleichbleibend hohen Stickstoffeinträge aus der Atmosphäre, vornehmlich verursacht durch die nahezu unveränderten NH₃-Emissionen der Landwirtschaft, wird auch unter Waldstandorten vermehrt eine Erschöpfung der Stickstoffspeicherkapazität beobachtet. Die Folge sind erhöhte Stickstoffausträge über das Sickerwasser ins Grundwasser. Vereinzelt wurden unter Fichtenbeständen, die den Stickstoff besonders effektiv ausfiltern, Eintragskonzentrationen in das Grundwasser von bis zu 200 mg/l bestimmt (Mellert & Kölling 2006).

In städtischen Gebieten liegen die mittleren Nitratkonzentrationen zwischen den Werten, die für landwirtschaftlich geprägtes Grundwasser bzw. Grundwasser im Einflussbereich von Wäldern bestimmt werden. Dies belegen neben den o. g. Werten erneut die Auswertungen des Umweltbundesamtes zur Grundwasserqualität (UBA 2011).

Trotz des hohen Versiegelungsgrades erfolgen in Städten nennenswerte Stickstoffeinträge, meist in Form von Punkt- und / oder Linieneinträgen. Als einer der Haupteintragspfade sind hier Düngungsmaßnahmen in Privatgärten zu nennen. Da bei der Privatanwendung von Düngemitteln häufig keine bedarfsorientierte Anwendung erfolgt, werden lokal hohe Überschüsse und Einträge in das Grundwasser erzeugt (DWA 2015).

Ein weiterer bedeutender Stickstoff-Eintrag erfolgt über Leckagen der städtischen Abwasserleitungen. Da ein großer Anteil kommunaler Abwassersysteme Undichtigkeiten aufweist, erfolgen unter exfiltrierenden Bedingungen nahezu flächenhafte Stoffeinträge in das Grundwasser. Diese sind anhand abwasserbürtiger Stoffe zu identifizieren und beinhalten einen Stickstoffeintrag, ohne dass eine Quantifizierung möglich ist. (DWA, 2015)

Untersuchungen zur Quantifizierung des Eintrages von Stickstoff in das Grundwasser aus Punkt- bzw. Linienquellen in Deutschland sind selten und zumeist nicht veröffentlicht. Bekannt ist jedoch, dass urbane Einträge in den letzten Jahren deutlich reduziert wurden (UBA 2010). In der Periode 1983 bis 1987 trugen urbane Systeme in Deutschland zu 40 % zu den Gesamteinträgen (TN) bei. Im Zeitraum 2003 bis 2005 reduzierten sich die Anteile auf 20 % (TN). In gleichem Ausmaß haben sich die Anteile der Einträge über die landwirtschaftliche Fläche auf 80 % erhöht.

Ausblick auf die zukünftige Entwicklung der Stickstoff-Bilanzüberschüsse

Obwohl der auf die gesamte landwirtschaftliche Nutzfläche bezogene Stickstoffüberschuss je Hektar und Jahr zwischen 1990 (s. Abbildung 3) und 2011 leicht abgesenkt wurde, konnte das von der Bundesregierung gesetzte Ziel bezüglich der Reduktion der Stickstoffüberschüsse auf 60 kg/(ha×a) bis 2012 noch nicht erreicht werden. Zudem sind die N-Salden im Jahr 2011 bedingt durch Zunahme der Biogasproduktion und des Rapsanbaus wieder leicht auf 112 kg/(ha×a) angestiegen und bis 2014 auf 84 kg N/(ha×a) gesunken (Abbildung 7).

Im Jahr 2005 stammten 62 % der Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer aus der Landwirtschaft (UBA 2011). Daher sind weitere Anstrengungen zur Verbesserung der Stickstoffeffizienz notwendig. In Abhängigkeit des Tierbesatzes steigen die Stickstoffüberschüsse aus der Landwirtschaft deutlich an, weil den durch die Veredelung naturgemäß geringeren N-Ausfuhren in der Regel hohe N-Einfuhren aus Futtermittelzukauf gegenüberstehen. Deshalb ist der mittlere N-Überschuss für Marktfruchtbetriebe deutlich geringer als bei Futterbaubetrieben oder Veredelungsbetrieben (Abbildung 4). Für die hohen Stickstoffeinträge in das Grundwasser ist daher in Deutschland im Wesentlichen die intensive Tierhaltung mit mehr als einer Großvieheinheit (500 kg Lebendgewicht) je Hektar landwirtschaftlicher Nutzfläche und der daraus resultierenden sehr hohen Bilanzüberschüsse und der damit verbundenen Beaufschlagung der Böden mit Wirtschaftsdünger (Gülle bzw. Stallmist / Jauche) verantwortlich.

Aktuell muss festgestellt werden, dass das im Jahr 2002 angestrebte Ziel der Senkung des Stickstoff-Überschusssaldos der Betriebsbilanz der deutschen Landwirtschaft auf 80 kg/(ha×a) bis zum Jahr 2010 (Bundesregierung 2002) deutlich verfehlt wurde. Inzwischen besteht auch seitens der wasserwirtschaftlichen Verbände und anderer umweltpolitischen Institutionen die Forderung nach einem Stickstoff-Überschusssaldo bis zum Jahr 2020 von maximal 50 kg/(ha×a) (UBA 2011).

Die neue Düngeverordnung ist seit dem 02. Juni 2017 in Kraft (BMEL 2018): Sie präzisiert die Anforderungen an die gute fachliche Praxis der Düngung und regelt, wie mit der Düngung verbundene Risiken – vor allem Nährstoffverluste - zu verringern sind. Die Nährstoffbilanz (der sog. Nährstoffvergleich) beinhaltet eine Bewertung der Zu- und Abfuhr von Stickstoff und Phosphat für das abgelaufene Düngejahr.

Der Bundesrat hat am 24. November 2017 der Verordnung vom Bundesministerium für Ernährung und Landwirtschaft über den Umgang mit Nährstoffen im Betrieb und zur Änderung weiterer Vorschriften zugestimmt. Die Stoffstrombilanzverordnung wurde am 14. Dezember 2017 verkündet und ist zum 1. Januar 2018 in Kraft getreten (BMBL 2018).

Die jeweiligen Betriebe sind verpflichtet, jährlich eine Bilanz zu erstellen über:

• Nährstoffzufuhr: Nährstoffmengen an Stickstoff und Phosphor, die dem Betrieb durch Düngemittel, Futtermittel, Saatgut (einschließlich Pflanzgut und Vermehrungsmaterial), landwirtschaftliche Nutztiere, Leguminosen sowie sonstige Stoffe zugeführt werden.
• Nährstoffabgabe: Nährstoffmengen an Stickstoff und Phosphor, die der Betrieb durch pflanzliche und tierische Erzeugnisse, ggf. Wirtschaftsdünger, Futtermittel, Saatgut (einschließlich Pflanzgut und Vermehrungsmaterial), landwirtschaftliche Nutztiere sowie sonstige Stoffe abgibt.

Die Novellierung legt Kontrollwerte für die Differenz von Zu- und Abfuhr im Nährstoffvergleich fest: ab 2020 sind nur noch 50 Kilogramm Stickstoff, ab 2023 nur noch 10 Kilogramm Phosphat je Hektar und Jahr zulässig. Es ist dabei jedoch zu beachten, dass dieser Kontrollwert für Stickstoff mit Abschlägen von gasförmigen Stickstoff-Verlusten bei der Lagerung- und Ausbringung von Wirtschaftsdüngern berechnet ist und daher nicht mit einer Bruttobilanz vergleichbar ist.

Biogasgärrückstände, Klärschlamm, Kompost und andere pflanzliche organische Düngemittel werden in die maximal zulässigen 170 Kilogramm Stickstoff/(ha×a) Regelung für organische Dünger aufgenommen. Weiterhin ist der Stickstoffdüngebedarf der Kulturpflanzen für Ackerland und Grünland als standortbezogene Obergrenze vor der Aufbringung zu ermitteln. Die Düngebedarfsermittlung muss so erfolgen, dass ein Gleichgewicht zwischen dem voraussichtlichen Nährstoffbedarf und der Nährstoffversorgung gewährleistet ist.

Dazu sind bei den Stickstoffbedarfswerten insbesondere zu berücksichtigen:  Das Ertragsniveau der Kulturen, die Stickstoffmengen, die im Boden verfügbar sind, die Stickstoffmengen, die während des Pflanzenwachstums zusätzlich pflanzenverfügbar werden, die Nachlieferung von Stickstoff aus der Anwendung von organischen Düngemitteln im Vorjahr und aus Vor- und Zwischenfrüchten.

Die Düngeverordnung regelt Aufbringungsbeschränkungen für stickstoff- und phosphathaltige Düngemittel in Abhängigkeit von Standort und Bodenzustand, außerdem Sperrzeiten für die Aufbringung von Düngemitteln und macht Vorgaben zur Lagerung organischer Düngemittel.

Die Frage ist nur, wie diese neue Verordnung umgesetzt werden soll. Bereits vor der Novellierung galt der zulässige Stickstoff-Bilanzüberschuss von 60 kg/ha (mit Abschlägen von gasförmigen Stickstoff-Verlusten). Die Realität lag, wie bereits gesagt, bei ca. 100 kg/(ha×a) für die Bruttobilanz seit Anfang der 90 er Jahre.

Zu dieser inländischen Entwicklung kommen globale marktwirtschaftliche Aspekte, da die Intensität der Stickstoffdüngung auch maßgeblich durch das Verhältnis von Produktpreisen für landwirtschaftliche Güter zu Düngemittelpreisen bedingt wird und dieses in den letzten Jahren deutlich angestiegen ist (BLAG 2012).

In der Tabelle 2 (Eulenstein et al. 2018) sind Flächenbelegungen im In- und Ausland für Ernährungsgüter zusammengestellt. Es zeigt sich, dass die landwirtschaftliche Nutzfläche in einen immer größeren Im- und Exportprozess eingebunden ist. Während die landwirtschaftliche Nutzfläche zwischen dem Jahr 2000 und 2015 um 2% (ca.336.000 ha) kleiner geworden ist, stieg der Flächenanteil für Energiepflanzen um 335% auf fast 2 Mill. Hektar. Im gleichen Zeitraum stiegen die Flächenbelegung für Exporte um 29% von 9,4 Mill. Hektar auf 12,1 Mill Hektar und die für Importe sogar um 42% von 13,2 Mill Hektar auf 18,7 Mill. Hektar. Das bedeutet, dass die Flächenbelegung von Importen von Ernährungsgütern mittlerweile größer ist als die vorhandene Landwirtschaftliche Fläche Deutschlands. Der Importsaldo (Importe-Exporte) beträgt 2015 ca. 6,5 Mill. Hektar und ist damit seit dem Jahr 2000 um 74% gestiegen. Der größte Teil der Importe besteht aus pflanzlichen Produkten, die der Nutztier-Fütterung dient. Diese ständig intensiveren und größeren Stoffströme in der Veredelungs- und Futterbau-Landwirtschaft stehen einer Senkung der Nährstoff- und vor allem Stickstoffbilanzen eher entgegen.

¹ Stoffliche Nutzung, Brache und Stilllegungsfläche. ² Einschließlich Milchprodukte.³ Ohne Futtermittel. ⁴ Einschließlich Futtermittel.

Quelle:https://www.destatis.de/DE/Publikationen/Thematisch/UmweltoekonomischeGesamtrechnungen/FachberichtFlaechenbelegung5385101159004.pdf?__blob=publicationFile Zugriff: 10.04.2018, eigene Berechnungen

Wenn man weiterhin berücksichtigt, dass die Weltbevölkerung bis Mitte der 2030er Jahre von derzeit über 7,5auf über 9 Mrd. Menschen ansteigen wird, kann man erahnen, zu welcher Nachfragesteigerung es an Agrarprodukten kommen wird. Die FAO rechnet mit einer Steigerung der jährlichen Nachfrage von jetzt ca. 2,2 Mrd. Tonnen um eine Milliarde Tonnen, auf dann 3,2 Mrd. Tonnen pflanzlicher Produkte bis Mitte der 2030er Jahre (Abbildung 8). Der Anstieg der Weltbevölkerung um 32% bis zum Jahr 2050 wird ein machtvoller Faktor bei der Nahrungsmittelverteilung werden. Darüber hinaus wird die tägliche Energiezufuhr von derzeit 2831 kcal (FAOSTAT, 2013) auf 3130 kcal in 2050 steigen.  Diese extreme Steigerung der Nachfrage nach Agrarprodukten wird zwangsläufig zu einer Steigerung der Intensität der Flächennutzung führen. Diese Intensitätssteigerung wird gleichzeit durch Verringerung der landwirtschaftlichen Fläche durch Umnutzung in bebaute Fläche verstärkt.

Zudem sind in den letzten 15 Jahren eine zunehmende „Landverknappung“, steigende Bodenpreise und Pachten festzustellen (Eulenstein et al. 2014). Die Konkurrenz um Fläche zur landwirtschaftlichen Produktion von Biomasse für Ernährungszwecke, als Tierfutter, für Industrierohstoffe und als Energieträger sowie um verfügbare Wasserressourcen (bei Wasserrückhalt in der Landschaft für ökologische Funktionen, für Beregnung etc.) wird deshalb zunehmen.

Ein Absenken des Brutto-Stickstoffsaldos von derzeit ca. 100 kg /(ha×a) auf 50 kg /(ha×a) ist nur durch massive Wirtschaftsdüngertransporte aus intensiven Veredelungsregionen in „viehlose“ Ackerbauregionen möglich, in denen diese Wirtschaftsdünger den Einsatz von Mineraldüngern substituieren. Dabei sollte allerdings beachtet werden, dass wegen der geringeren N-Verfügbarkeit der organischen Dünger (60 bis 70 % bei Gülle) für eine Substitution von 100 kg N aus Mineraldünger etwa 140 bis 160 kg N aus Gülle benötigt werden. Das führt wiederum zu steigenden N-Salden auch in Marktfruchtregionen. Außerdem führt der Einsatz von Wirtschaftsdüngern in Marktfruchtbetrieben dazu, dass die pflanzenverfügbare Stickstoffmenge nicht so exakt zu kontrollieren ist, wie bei reinem Mineraldüngereinsatz.

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