Ruth Kratochvil, Gerhard Plakolm
Leistungen
des Biologischen Landbaus für den Grundwasserschutz
Der Biologische Landbau – synonym auch als
Ökologischer oder Organischer Landbau bezeichnet – gilt unter den derzeit in
Mitteleuropa praktizierten Landbewirtschaftungssystemen als die
umweltfreundlichste, den Kriterien der Nachhaltigkeit am besten entsprechende
Landbauform. Der Beitrag, den die Biologische Landwirtschaft insbesondere zum
Grund- und Trinkwasserschutz leisten kann, wird im Folgenden dargestellt.
Die biologische Landwirtschaft ist durch die
EU-VO 2092/91 und darauf aufbauend auch durch Verbandsrichtlinien geregelt. Die
Kontrolle üben akkreditierte, den Lebensmittelbehörden unterstellte
Kontrollstellen sowie auch stichprobenartig die AMA aus, sodass ein äußerst
hoher Druck besteht, die gesetzlich geforderten Einschränkungen auch
tatsächlich einzuhalten. Da keine
chemisch-synthetischen Pflanzenschutzmittel[1] zum Einsatz kommen, ist eine Kontamination des
Grund- und Trinkwassers durch diese Stoffe nach der Umstellungsphase
ausgeschlossen.
Der Input bzw. Umsatz von Stickstoff im System
des Ökologischen Landbaus ist ebenfalls Gegenstand von Reglementierungen bzw.
natürlichen Begrenzungen, sodass auch im Fall der Nitratbelastung des
Grundwassers grundsätzlich reduzierende Effekte zu erwarten sind. Als „stickstoffwirksame“ Beschränkungen im
Ökologischen Landbau sind dessen Prinzipien der innerbetrieblichen Kreislaufschließung
sowie des schonenden Umgangs mit nicht-erneuerbaren Rohstoffen und
Energieressourcen zu nennen, die auch in die EU-VO 2092/91 Eingang gefunden
haben:
·
Verbot des
Einsatzes leichtlöslicher Mineraldünger
·
Begrenzung des
Viehbesatzes auf 2 DGVE/ha
·
wesentliche
Einschränkungen des Futter- und Düngemittelzukauf
Zur Nährstoffeinfuhr verbleiben im Ökologischen
Landbau - im Gegensatz zur konventionellen Landwirtschaft (wo ein derartiger
Input innerhalb weiter Grenzen erfolgen kann) - nur die Möglichkeit des Anbaues
von Leguminosen, die Zufuhr von Wirtschaftdüngern und in beschränktem Ausmaß
auch von Zukaufdüngern aus dem Anhang II A der EU-VO 2092/91 (Gesamt-N
entsprechend max. 2 DGVE/ha). Da aber auch die Anbaufläche von Leguminosen (aus
vorwiegend ökonomischen Gründen) beschränkt ist, erfolgen die ertraglichen und
ökonomischen Optimierungsstrategien des Ökologischen Landbaus auf mittlerem bis
niedrigem Nährstoffniveau. Stickstoff stellt im System des Biologischen
Landbaus daher ein knappes Gut dar, was sich - in ökonomischen Termini
ausgedrückt - in einem wesentlich höheren Schattenpreis[2] im Vergleich zu konventioneller
Landbewirtschaftung äußert: Mit ca. 10 DM/kg N[3] (5,11 €) ist der innerbetriebliche Wert von
Stickstoff im Biologischen Landbau bis zu 6 - 7 Mal so hoch wie die Kosten des
Mineraldüngereinsatzes.
HEß et al. (1992) weisen darauf
hin, dass die Biologische Landwirtschaft auch hinsichtlich der hygienischen
Belastung des Grundwassers zu einer Minderung beitragen kann: Durch die
flächenbezogene Tierhaltung sind die anfallenden Wirtschaftsdüngermengen und
dadurch die potenzielle Belastung begrenzt. Infolge artgerechter
Haltungsformen, des bevorzugten Festmistverfahrens sowie der vielfach
durchgeführten Mistkompostierung ist auch von einer geringeren pathogenen Belastung der Wirtschaftsdünger auszugehen.
Der generell niedrigere Stickstoffumsatz in
biologischen Bewirtschaftungssystemen führt in der Folge häufig auch zu
wesentlich geringeren Stickstoff-Bilanzsalden als in der konventionellen
Landwirtschaft. In der industriellen, konventionellen Landwirtschaft hat die
Unterbewertung von Wirtschaftdüngern bei gleichzeitig steigenden
Mineraldüngergaben in den vergangenen Jahrzehnten zu N-Überschüssen
beispielsweise in Deutschland von 100 kg/ha (HEß et al. 1994) und nicht selten
auch weit darüber (nach WENDLAND et al. 1993 154 kg N/ha, nach HAAS & KÖPKE
1994 bis zu 167 kg N/ha, nach ISERMANN 1999 für das Jahr 1995 154 kg N/ha)
sowie in Österreich von 46 kg N/ha düngungswürdige Fläche (GÖTZ 1998) geführt.
Zwar sind die N-Überschüsse in den letzten Jahren in vielen Ländern wieder
rückläufig[4] (für das Jahr 1997 z.B. Deutschland 92 kg N/ha,
Österreich 36 kg N/ha, EU-15 52 kg N/ha, HANSEN 2000), dennoch bestehen in
Hinblick auf ein nachhaltiges Stoffstrommanagement in der Landwirtschaft nach
wie vor Verbesserung- bzw. Verminderungspotenziale. Als möglicher Lösungsansatz
wird der Biologische Landbau diskutiert, hier liegen die N-Salden oft weit
unter jenen der konventionellen Landwirtschaft. Sowohl in deutschen und als
auch österreichischen Untersuchungen wurden häufig sogar ausgeglichene
N-Bilanzen bis leichte Defizite in der Stickstoffversorgung biologisch
bewirtschafteter Flächen bzw. Betriebe festgestellt.
In Tabelle
1 werden die Ergebnisse verschiedener
wissenschaftlicher Untersuchungen verglichen[5], die die Berechnung von N-Bilanzen biologisch
und konventionell bewirtschafteter Betriebe bzw. Flächen zum Gegenstand hatten.
Ein Großteil der Studien kommt dabei zu dem Schluss, dass die N-Bilanzsalden im
Biologischen Landbau niedriger ausfallen als in der konventionellen
Landwirtschaft.
Tabelle 1: Stickstoffbilanzsalden
im Vergleich[6] biologische
und konventionelle Landwirtschaft, in kg N/ha und Jahr
Region |
Betriebstyp
/ Boden / Versuchsdauer |
Ergebnisse |
Quelle |
|||
Konv |
Integriert |
Bio |
Bio-dyn |
|||
Deutschland, Rheinland |
Schlagbilanz auf 1
bio-dyn, 1 konv Vergleichsbetrieb, v = 8 |
|
+ 24 bis 65 |
|
- 25,9 bis |
NOLTE (1989) |
Schweden |
3 bio, 4 konv Betriebe |
+ 44 |
|
- 15 |
|
GRANSTEDT (1990)* |
Deutschland |
Vergleich bio-konv
Betriebe laut Agrarbericht |
+ 87,7 |
|
- 1,2 |
|
HEIßENHUBER & RING
(1992) |
Canada |
1 bio, 3 konv
Marktfruchtbetriebe |
- 0,3 bis + 29,0 |
|
+ 21,9 |
|
GOSS & GOORAHOO (1995) |
1 bio, 1 konv
Milchviehbetrieb |
+ 58,6 |
|
+ 27,5 |
|
||
2 bio schweinehaltende
Betrieb |
|
|
+ 5,8 bis + 20,3 |
|
||
Schweden |
1 bio-dyn Betrieb, 1 konv
Schweinemastbetrieb |
+ 166 |
|
|
+ 45 |
GRANSTEDT (1995) |
Dänemark |
14 bio, 16 konv Gemischtbetriebe mit Schwerpunkt
Milchviehhaltung |
+ 241 |
|
+ 124 |
|
HALBERG et al. (1995)* |
Groß-britannien |
2 bio, 2 konv. Grünlandbetriebe mit Rinderhaltung |
+ 216 |
|
+ 103 |
|
WATSON & YOUNIE
(1995)* |
Niederlande |
3 bio Gemischtbetriebe mit
Milchviehhaltung, extensiver konv Milchviehbetrieb, sandige Böden |
+ 391 |
|
+ 82,9 |
|
WERFF et al. (1995) |
Deutschland |
1 Betrieb, vor und nach
Umstellung |
+ 118 |
|
+ 42 |
|
HÜLSBERGEN et al. (1996)* |
Niederlande |
1 bio, 1konv
Marktfrucht-Modellbetrieb |
+ 154 |
|
+ 98 |
|
IKC (1997)* |
1 bio, 1konv
Gartenbau-Modellbetrieb |
+ 112 |
|
+ 106 |
|
||
1 bio, 1konv
Milchvieh-Modellbetrieb |
+ 364 |
|
+ 136 |
|
||
Österreich, Weinviertel |
7 bio, 7 konv viehlose
Marktfrucht- u. Weinbaubetriebe, 2 konv Betriebe mit Viehhaltung |
+ 36,2 |
|
+ 12,6 |
|
GIGLER (2001) |
Österreich, Liezen |
6 bio, 6 konv.
Grünlandbetriebe |
+ 29,8 |
|
+ 26,7 |
|
konv ... konventionell,
integriert ... Integrierte Produktion, bio ... biologisch (wo keine nähere
Angabe) bzw. organisch-biologisch (wo Differenzierung zu biologisch-dynamisch),
bio-dyn (biologisch-dynamisch), v = Versuchsdauer in Jahren
* zit. in STOLZE et
al. (2000)
Kreislauf-Orientierung und Reglementierungen
schlagen sich nicht nur in meist niedrigeren N-Bilanzsalden im Biologischen
Landbau nieder. Diese wirken sich in der Folge auch auf die Nmin-Gehalte
im Boden sowie die Nitratgehalte des Grund- und Trinkwassers positiv aus, was
wiederum eine Reihe von Vergleichsuntersuchungen bestätigt (Tabelle 2).
Tabelle 2: Stickstoffgehalte in
Boden und Wasser im Vergleich biologische und konventionelle Landwirtschaft
Region |
Betriebstyp
/ Boden / Versuchsdauer / Dauer Bio-Bewirtschaftung[7] |
Einheit |
Ergebnisse |
Quelle |
|||
Konv |
Integriert |
Bio |
Bio-dyn |
||||
Nieder-lande |
„Research farms“, v = 5 |
mg NO3-N/l Dränwasser |
21,4 |
14,6 |
6,4 |
|
SMILDE (1989) |
Deutsch-land,
Mittel-franken |
1 bio, 1 konv, Testfläche,
Braunerde-Pseudogley, v = 2 |
mg NO3-N/l Dränwasser |
14-34 |
|
8-15 |
|
FEIGE &
RÖTHLINGS-HÖFER (1990) |
Nieder-lande, Nagele |
Systemversuch |
ppm NO3 im Dränwasser |
45 |
36 |
|
14 |
VEREIJKEN & WIJNANDS
(1990)* |
Deutsch-land, Bayern |
Tiefenuntersuchung (ab 1,5
m) auf 99 Praxisschlägen, b = 5 bis 35 |
mg NO3/l Acker mit Vieh Acker ohne Vieh Grünland |
79 42 16 |
|
27 |
|
BRAND-HUBER & HEGE
(1992) |
Deutsch-land,
Schleswig-Holstein |
>100 Dränagen von
Acker- und Grünlandflächen im Einzugsbereich von Nord- u. Ostsee, v = 2 bzw. 3 |
kg N-Austrag/ha Getreide u. Raps Grünland |
10-101 10-84 |
|
3-26 |
|
MATTHEY (1992) |
Deutsch-land, Rheinland |
1 bio-dyn, 1 konv Betrieb,
je 3 Flächen, b = 9 |
kg NO3-Austrag/ha |
|
38 |
|
20 |
PFAFFRATH (1993) |
Dänemark |
26 bio, 600 konv Flächen, sandige Böden, v = 6 |
NO3-N im
Boden-wasser, 75-100 cm im Herbst |
14,9-81,2 |
|
22,1 |
|
OSTER-GAARD et al. (1995) |
26 bio, 600 konv. Flächen, lehmige Böden, v = 6 |
16,2-50,4 |
|
16,8 |
|
|||
Norwegen |
12 Modellbetriebe, 6
versch. Bewirtschaf-tungssysteme, Braunerde, v = 4 |
kg N-Austrag über Dränwasser/ha Acker Futter |
35,7 34,3 |
30,4 16,8 |
20,5 17,8 |
|
ELTUN & FUGLEBERG
(1996) |
Deutsch-land, Nieder-rhein |
Feldversuch auf sandigem
Lehm und tonigem Lehm, v = bio 4, konv 2, b = 1,5 |
NO3-Restmenge
vor Winter, 1,5 m in kg N/ha |
74 (=100 %) |
85 % |
45 % |
|
BERG et al. (1997) |
Deutsch-land, Unterlauf
der Sieg (Rheinnebenfluss) |
2 bio, 1 konv
Versuchsfläche, Auenbraunerde |
kg N-Austrag/ha |
199 |
|
52 |
|
SCHLÜTER et al. (1997) |
USA |
Systemvergleich konv, bio,
konv mit Wirtschaftsdünger, v = 6 |
kg N-Austrag/ha u. a |
20 |
|
13 |
|
DRINK-WATER et al. (1998) |
Deutsch-land,
Ostbran-denburg |
7 Standorte, Sand-Braunerde,
Sand-Tieflehmfahlerde, Lehm-Parabraun-erde, Mittelwerte aus je 16 Bohrun-gen, v = 6, b = 6 |
mg NO3/l, 1,8
bis 3 m Tiefe ohne Beregnung mit Beregnung |
|
105 98 |
87 |
|
SCHINDLER et al. (1999) |
konv ...
konventionell, integriert ... Integrierte Produktion, bio ... biologisch (wo
keine nähere Angabe) bzw. organisch-biologisch (wo Differenzierung zu
biologisch-dynamisch), bio-dyn (biologisch-dynamisch), v = Versuchsdauer in
Jahren, b = Dauer biologischer Bewirtschaftung in Jahren
* zit. in HEß et al. (1994)
Zudem stellte ELTUN (1995) in einer
norwegischen ebenso wie BERG et al. (1999) in einer deutschen
Vergleichsuntersuchung beim konventionellen Anbau von Marktfürchten einen mehr
als doppelt so hohen Nitrataustrag wie im biologischen Bewirtschaftungssystem
fest. Im Fall von Futterpflanzen stellte ELTUN (1995) im biologischen im
Vergleich zum konventionellen System um 36 % reduzierte Austräge fest. Auch
nach VEREIJKEN (1990, zit. in SCHMIDTKE 1994) betrug unter biologisch
bewirtschafteten Ackerflächen die mittlere Nitratstickstoffkonzentration im
Dränwasser nur ein Drittel bis die Hälfte der Gehalte, die unter den
konventionell bewirtschafteten Vergleichsflächen nachzuweisen waren. Bei den
von SCHULTE (1996) auf 80 ökologisch bewirtschafteten Acker- und
Grünlandflächen[8] in Rheinland-Pfalz
durchgeführten dreijährigen Nmin-Untersuchungen kam es zu keinem
Zeitpunkt (auch nicht nach Umbruch von Kleegras!) zu erhöhten Nitratgehalten im
Boden. Auch die Nitratverluste in den Sickerwasserperioden werden von SCHULTE
(1996) als sehr gering eingestuft. REENTS (1991) untersuchte auf 18
biologisch-dynamisch bewirtschafteten Betrieben den Nitratstickstoffgehalt in
90 bis 150 cm Tiefe unter Winterweizenschlägen nach Leguminosenumbruch. In 10
Betrieben wurden dabei weniger als 20 kg NO3-N/ha gefunden, nur in
einem der untersuchten Beispiele wurde ein Wert von 40 kg überschritten. Ebenso
wiesen WATSON et al. (1993) auf niedrige Boden-NO3-N-Gehalte sowie
PHILIPPS & STOPES (1995) auf niedrige N-Auswaschung auf britischen
Biobetrieben hin.
Demgegenüber wies der von
ALFÖLDI et al. (1992) in der Schweiz angestellte Vergleich zwischen den
Varianten biologisch-dynamisch - biologisch – konventionell auf keine
signifikanten Unterschiede der Nmin-Werte zwischen den
Bewirtschaftungssystemen hin. Auch KRISTENSEN et al. (1994) stellten bei der vergleichenden
Untersuchung von Boden-NO3-N im Herbst auf 26 biologisch[9] und 550
konventionell geführten dänischen Betrieben vergleichbare NO3-N-Gehalte
fest. Allerdings waren auf den Biobetrieben deutlich geringere Extremwerte zu
beobachten[10].
Auch der Vergleich diverser gesetzlicher Vorgaben
bestätigt das hohe Maß an Eignung des Biologischen Landbaus als
Grundwasserschutzstrategie. 86 % der von FAßBENDER et al. (1996) untersuchten
biologisch bewirtschafteten Böden entsprachen hinsichtlich deren Nitratgehalt
den Anforderungen der baden-württemberg’schen SchALVO (Schutz- und
Ausgleichsverordnung) an eine ordnungsgemäße Bewirtschaftung. In britischen
Untersuchungen lagen auf biologisch bewirtschafteten Flächen nur 8 % der
Nitratwerte von Sickerwasserproben unter der ersten Hauptfrucht nach Kleegras
(jenem Teil der Fruchtfolge im Biologischen Landbau, dem die höchsten
Nitratverluste zugeschrieben werden) über dem EU-Grenzwert von 50 mg/l, wobei
die Nitratkonzentrationen unter Flächen konventioneller Vergleichsbetriebe um
den Faktor 2,5 bis 22 höher lagen (STOPES und WOODWARD 1997).
Ungeachtet der überwiegend positiven
Versuchsergebnisse, welche den Biologischen Landbau als grundwasserschonende
Landbauform bestätigen, darf nicht übersehen werden, dass es auch noch
Potenziale zur Steigerung der N-Effizienz zu nutzen bzw. zu bearbeiten und
weiterzuentwickeln gilt.
In Trockengebietslagen Ostösterreichs liegen in
bezug auf mögliche Nitratausträge besondere Bedingungen vor, die die
Übertragbarkeit der an anderen Standorten erzielten Ergebnisse erschweren und
entsprechende Adaptierungen notwendig machen (HEß 1997b). Zum Einen weisen die
Arbeiten von TOBIAS (1995), NIEMANN (1998) und VABITSCH (2000)[11] darauf hin, dass auch hier die
Bewirtschaftungsintensität der untersuchten biologisch wirtschaftenden Betriebe
vergleichsweise niedriger ist und grundwasserschutzrelevanten Aspekten besser
nachgekommen wird. Zum Anderen deuten erste Untersuchungsergebnisse zur
N-Dynamik von Umstellungsflächen im Marchfeld (Friedel et al. 2001) darauf hin, dass unter den
niederschlagsarmen Klimabedingungen im Pannonikum wegen des hohen
Wasserverbrauchs von Futterleguminosen nach deren Umbruch i.d.R. keine Nitratverlagerung
aus dem Wurzelraum stattfindet. Dennoch besteht insbesondere unter diesen
standörtlichen Bedingungen vermehrter Forschungs- und Entwicklungsbedarf[12].
In der Praxis besteht außerdem
Weiterentwicklungsbedarf in Hinblick auf die Gefahr von Nitratausträgen
insbesondere nach dem Umbruch von Leguminosen, der v.a. auf Standorten mit
leichten, durchlässigen Böden grundwasserbeeinflussend wirken kann. Allerdings
kann diesem Problem durch bereits entwickelte, aber vielfach noch vermehrt in
der Praxis umzusetzende, produktionstechnische Maßnahmen wirksam begegnet
werden. Folgende acker- und pflanzenbaulichen Strategien zur Verbesserung der
N-Effizienz im Ökologischen Landbau werden diskutiert (HEß et al. 1992,
ergänzt):
Unter
Leguminosen:
· Vermehrter Anbau von Leguminosen im Gemenge mit
Nicht-Leguminosen, dies gilt sowohl für Futter- (SCHMIDTKE 1989, zit. in HEß et
al. 1992, SCHMIDTKE & RAUBER 1993) bzw. Körnerleguminosen (JUSTUS &
KÖPKE 1991, SCHMIDTKE 1994) als auch Leguminosen-Zwischenfrüchte (KÖNIG 1995)
· Untersaaten beim Anbau von Körnerleguminosen
(z.B. in Form von Cruciferen oder Gräsern JUSTUS & KÖPKE 1990, 1991, LÜTKE
ENTRUP et al. 1993, zit. in SCHMIDTKE 1994)
· Verringerung des Reihenabstandes bei
Körnerleguminosen (JUSTUS & KÖPKE 1990)
· Abfuhr des Schnittgutes statt Gründüngungsnutzung
Beim/nach Leguminosenumbruch:
· Verschieben des Umbruchzeitpunktes in den
Spätherbst/Winter oder Frühling (HEß 1989, Hogh-Jensen
& Schjoerring 1996), ev.
ergänzt durch eine Veränderung der Nachfrucht (z.B. Sommerweizen, HEß 1989,
Hafer, HEß 1995a, FAßBENDER et al. 1993 oder Hackfrüchte, HEß 1990, Stein-Bachinger
1993) oder Änderungen beim Aussaatverfahren (z.B. Spät- oder Direktsaat
von Mais nach Wintererbse, GRAß 2001)
· Anbau von Nachfrüchten bzw. Zwischenfrüchten mit
einem hohen vorwinterlichen Stickstoffentzug (z.B. Winterraps oder Senf nach
Kleegras, HEß 1989, HEß et al. 1990, PIORR 1992 sowie Ölrettich, Phacelia,
Buchweizen, FREYER 2002, Cruciferen u.a. nach Körnerleguminosen, JUSTUS &
KÖPKE 1990, JENSEN 1995, Möller & Reents 1999, Reents & Möller
2001 sowie Rübsen oder Landsberger-Gemenge, SCHMIDTKE & RAUBER 1990)
· Extensivierung der Bodenbearbeitung (z.B.
Reduzierung von Bearbeitungstiefe und –intensität oder Verkürzen des Zeitraums
zwischen Beginn der Stoppelbearbeitung und Pflugfurche, HEß 1989, PIORR &
WERNER 1990, Raupp et al. 1991,
HEß et al. 1993, FAßBENDER et al. 1996)
· Reduzierung des Mineralisationspotenzials aus den
Ernterückständen (z.B. Mahd von Futterleguminosen vor Umbruch,
Ganzpflanzensilage anstelle von Körnerernte bei Grobleguminosen, Verringerung
des C/N-Verhältnisses durch Gemengeanbau, SCHMIDTKE & RAUBER 1990,
SCHMIDTKE 1994, DRINKWATER et al. 1998)
· Zwischenfruchtanbau, Untersaaten, Extensivierung
usw. im weiteren Verlauf der Fruchtfolge (Der Einsatz grundwasserschonender
Anbauverfahren darf sich nicht auf die erste Leguminosennachfrucht beschränken,
sondern ist auf die ganze Fruchtfolge auszudehnen, HEß et al. 1992, DRINKWATER
et al. 1998).
Neben dem verfügbaren
Repertoire an pflanzenbaulichen Maßnahmen ist zu bedenken, dass die in ökologisch bewirtschafteten Böden häufig
höhere mikrobielle Biomasse und damit meist eng korrelierte höhere Humusgehalte
(LINDENTHAL et al. 1993) zu einer effizienteren Speicherung leicht verfügbaren
Stickstoffs führen kann (FRIEDEL et al. 1997). Trotz höherer Humusgehalte und
bodenbiologischer Aktivität (MÄDER 1993) ist aber zumeist keine erhöhte
N-Freisetzung festzustellen (FRIEDEL & GABEL 2001). Dies deshalb, da
biologisch bewirtschafteter Böden insbesondere nach langjähriger biologischer
Bewirtschaftung über entsprechende Rückkopplungs- und
Selbstregulationsmechanismen verfügen[13].
Die zahlreichen Vorteile, die der Ökologische
Landbau als grundwasserschonende Landbauform bietet, wurden bisher v.a. von
deutschen Wasserversorgungsunternehmen (WVUs) aufgegriffen und in
Kooperationsprojekten mit der lokalen Landwirtschaft umgesetzt. Auch in den im
österreichischen Agrarumweltprogramm ÖPUL 2000 enthaltenen Projekten zum
vorbeugenden Grundwasserschutz stellt der Biologische Landbau eine mögliche
Maßnahme dar. In Niedersachsen (D) werden im Rahmen des Programms zur
Entwicklung der Landwirtschaft und des ländlichen Raumes neben Flächenprämien
für eine Bewirtschaftung nach den Richtlinien des Ökologischen Landbaus in
Wassergewinnungsgebieten auch Mittel für die Vermarktungsförderung der dort
produzierten Produkte bereitgestellt (siehe
http://www.ml.niedersachen.de/proland/).
Von 1.300 befragten deutschen WVUs förderten 1997
bereits 26 aktiv den Ökologischen Landbau in ihren Wassereinzugsgebieten,
weitere 98 (von insgesamt 146 Antwortenden) äußerten Interesse an einer
künftigen Förderung (AGÖL & BUND 1997, HERMANOWSKI 1997, KRUG 1997). Diese
durchwegs noch sehr jungen, ab Anfang der 90er Jahre einsetzenden Initiativen
fördern, wie in Tabelle
3 für ausgewählte Wasserwerke dargestellt, den
Biologischen Landbau auf unterschiedliche Art und Weise. Diese reichen von
„klassischer“ finanzieller Flächenförderung sowie Umstellung und Verpachtung
unternehmenseigener landwirtschaftlicher Betriebe über Vermarktungsförderung
und Kooperation mit lokalen Verarbeitungs- und Vermarktungseinrichtungen bis zu
Beratung, Information und der Anlage von Demonstrationsversuchen.
Tabelle 3 :
Förderung des Biologischen Landbaus durch ausgewählte Wasserversorger in der
BRD
Wasserversorger |
Art
der Förderung |
||||
Vermark-tungs-förderung |
Verpachtung
unternehmens-eigener Flächen an Biobetriebe |
Flächen-förderung |
Umstellung
unternehmens-eigener lw. Betriebe |
Öffentlich-keitsarbeit
& Beratung |
|
Stadtwerke Augsburg |
x |
|
x |
|
x |
Stadtwerke Dortmund |
|
|
|
x |
x |
Stadtwerke Göttingen |
x |
|
|
|
x |
Kommunale Wasserwerke Leipzig |
x |
|
x |
x |
x |
Landwirtschaftskammer Hannover „Elbe-Weser-Dreieck“ |
x |
|
|
|
x |
Stadtwerke München |
x |
x |
x |
|
x |
Oldenburgisch-Ostfries. Wasserverband |
x |
|
|
x |
x |
Stadtwerke Osnabrück |
x |
x |
|
|
x |
Stadtwerke Regensburg |
x |
x |
x |
|
x |
IG WVU Weser* |
|
|
|
|
x |
Zweckverband Zorneding |
|
|
x |
|
x |
*
Interessensgemeinschaft Wasserversorgungsunternehmen Weser
Quelle: AGÖL & BUND (1997), SZERENCSITS &
HEß (2001)
Als Veranlassung für die
Förderung des Ökologischen Landbaus nennen die WVUs zum Einen steigende
Nitratwerte (Leipzig, Augsburg, IG Weser) und Pestizidrückstände (Augsburg),
bei relativ niedrigen aktuellen Nitratwerten steht teilweise aber auch der
präventive Charakter einer Umstellung (München, Göttingen) im Vordergrund
(SZERENCSITS & HEß 2001). Die Höhe der aufgewändeten finanziellen Mittel
ist in den verschiedenen Projekten recht unterschiedlich: So beläuft sich
beispielsweise der Gesamtaufwand im Fall der Stadtwerke München auf 1 Mio. DM (516.000 €) pro Jahr und belastet 1 m³
Wasser mit 1,2 Pfennig (0,6 Cent, AGÖL & BUND 1997). Die biologische
Bewirtschaftung der insgesamt 1.300 ha landwirtschaftliche Nutzfläche im
Einzugsgebiet der Stadtwerke Leipzig verursacht jährliche Kosten von 2 Mio. DM
(1,03 Mio. €) bzw. 3 Pfennig/m³ (1,5 Cent/m³) Trinkwasser und ist somit um ein
Siebenfaches niedriger als die großtechnische Nitrateliminierung (SCHIRMER
& FLEISCHER 1995)! Diese betriebswirtschaftliche Vorteilhaftigkeit ist
gepaart mit gegenüber konventioneller Bewirtschaftung deutlich reduzierten,
herbstlichen Rest-Nmin-Mengen im Boden (AGÖL & BUND 1997). Der
Stickstoffbilanzsaldo konnte im Zeitraum 1994-99 im Vergleich zur Zeit vor der
Umstellung (1981-90) von 51,4 kg auf –9,7 kg N/ha und Jahr gesenkt werden. Die
Nitratauswaschung verringerte sich im selben Zeitraum von 41,4 kg auf 7,6 kg
N/ha und Jahr (JÄGER et al. 2001).
Umfangreiche Bodenuntersuchungen bestätigen auch
den von den Stadtwerken Osnabrück eingeschlagenen Weg des präventiven
Grundwasserschutzes: Nach einem mehrjährigen Vergleich der Nmin-Gehalte
im Herbst sind unter den biologisch bewirtschafteten Eigentums- und
Pachtflächen der Wasserwerke deutlich niedrigere Stickstoffkonzentrationen als
unter konventionellen Ackerflächen des Einzugsgebietes festzustellen (siehe Abbildung 1).
Abbildung 1: Nmin-Gehalte im Herbst bei
unterschiedlicher Landnutzung in Wassergewinnungsgebieten der Stadtwerke
Osnabrück, November 1996
Quelle:
JORDAN (1997)
In Summe bietet der Ökologische Landbau gegenüber
konventionellen Bewirtschaftungsverfahren aus Sicht der Wasserversorger v.a.
folgende Vorteile (HERMANOWSKI 1997, WISMETH und NEUERBURG 1997):
·
die Einhaltung der
klaren und deutlichen Richtlinien erfolgt durch ein bundesweites durch die
EU-VO 2092/91 vorgeschriebenes Kontrollsystem und muss nicht (kostenaufwändig)
von den Wasserversorgern selbst übernommen werden;
·
die Mitgliedschaft
der Betriebe in Ökologischen Anbauverbänden ermöglicht die Vermarktung der
Produkte über das anerkannte Warenzeichen des Verbandes sowie Beratung und
Unterstützung von verbandseigenen Fachkräften, wodurch vom Wasserversorger
hierfür keine gesonderten Strukturen aufgebaut werden müssen;
·
für ökologisch
erzeugte Produkte werden höhere Preise erzielt, sodass einerseits die
KonsumentInnen an den Kosten für den Gewässerschutz beteiligt werden.
Andererseits besteht die Hoffnung, dass nach einer Umstellungszeit finanzielle
Förderungen nicht mehr oder nur stark eingeschränkt nötig sind, und sich das
System von selbst trägt.
Zusammenfassend lässt sich somit eine hohe
Zielkonformität zwischen Biologischer Landwirtschaft und Gewässerschutz
feststellen:
Þ Die Beeinträchtigung durch chemisch-synthetische
Pflanzenschutzmittel ist ausgeschlossen.
Þ Aufgrund des angestrebten geschlossenen
Betriebskreislaufes und diverser rechtlicher Vorgaben ist der Eintrag von
Nitrat drastisch reduziert. Zudem liegt es aufgrund der Knappheit und des
wesentlich höheren „Schattenpreises“ des Nährstoffes Stickstoff im Biologischen
Landbau im Eigeninteresse des Landwirts selbst, einen eventuellen Stoffaustrag
zu minimieren
Þ Die Umsetzung eines flächendeckenden Grundwasserschutzes
erfordert eine großräumige Extensivierung und Änderung des Bodennutzungssystems
anstelle lokaler Bewirtschaftungsauflagen bei sonst unverminderter Intensität
agrarischer Produktion (HAAS 1997). Hier kommt dem Ökologischen Landbau eine
Vorreiterrolle zu (HEIßENHUBER & RING 1992).
Þ Durch großteils
verbandsintern organisierte Beratung und offiziell vorgeschriebene Kontrollen
weist der Ökologische Landbau gegenüber Einzelmaßnahmen in der konventionellen
Landwirtschaft Vorteile hinsichtlich der Regelungseffektivität auf (MAGOULAS et
al. 1996).
Þ Neben Grund- und
Trinkwasserschutz bietet die Biologische Landwirtschaft eine Reihe weiterer
ökologischer Vorzüge (Boden-, Klima-, Arten- und Biotopschutz, für einen
Überblick siehe HEß 1997a).
Þ Ökologischer Landbau bedeutet präventiven Grundwasserschutz
anstelle nachsorgender Maßnahmen. Nicht zuletzt auch aufgrund des
umweltpolitischen Vorsorgeprinzips sollte auch in Österreich auf die
systemimmanenten Vorzüge des Biologischen Landbaus als
grundwasserverträglichste Form der Landbewirtschaftung (HEß 1997b) verstärkt
zurückgegriffen werden.
Die Autoren danken
Prof. Jürgen Friedel und Prof. Bernhard Freyer, Institut für Ökologischen
Landbau, Univ. f. Bodenkultur Wien für wertvolle Anregungen und Kommentare.
Ein vollständiges
Literaturverzeichnis ist bei den Autoren erhältlich.
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Autoren:
DI Ruth Kratochvil,
Universität
f. Bodenkultur, Institut für Ökologischen Landbau
Gregor
Mendelstr. 33, A-1180 Wien
Tel.
01/47654-3763
http://www.boku.ac.at/oekoland/
DI Gerhard Plakolm
Bundesanstalt
für Agrarbiologie, Abteilung Biologischer Landbau
Wieningerstr.
8, A-4021 Linz
Tel.
0732/381261-268
http://www.agrobio.bmlf.gv.at/
[1] Pflanzenschutzmittel, die im Biologischen Landbau eingesetzt werden dürfen, sind überwiegend pflanzlichen oder tierischen Ursprungs. Kupferpräparate sind derzeit noch erlaubt werden aber im Boden an die organische Substanz gebunden und sind daher aus Sicht des Grundwasserschutzes als nicht problematisch zu bewerten.
[2] Der Schattenpreis gibt jenen Wert bzw. Nutzen an, den nicht-marktfähige bzw. nicht-marktgängige Leistungen zum betriebswirtschaftlichen Erfolg eines Betriebes beitragen.
[3] laut DABBERT (1990) DM 5,5 bis 32 pro kg N (entspricht € 0,40 bis 2,33)
[4] Dies ist zum einen sicherlich auf positive Effekte der Agrarumweltprogramme gemäß EU-VO 2078/92, zum anderen aber auch auf eine geänderte Bilanzierungsmethodik der OECD (GÖTZ 1998) zurückzuführen.
[5] Einen Überblick dazu geben auch PIORR & WERNER (1998) sowie STOLZE et al. (2000).
[6] LINDENTHAL et al. (1993) sowie STOPES (1995) weisen darauf hin, dass ein Großteil der Vergleichsversuche und -untersuchungen zwischen konventioneller und Landwirtschaft nicht mittels eines systemorientierten, holistischen und langfristigen Forschungsansatzes erfolgt. Derartige Untersuchungen (z.B. SEEGER et al. 1997) sind in den hier dargestellten Vergleich nicht miteinbezogen.
[7] Die Dauer der ökologischen Bewirtschaftung ist für messbare Veränderungen im N-Kreislauf von großer Bedeutung. So war z.B. in den Untersuchungen von FRIEDEL & GABEL (2001) ein Zeitraum von 9 Jahren ökologischer Bewirtschaftung nicht ausreichend, die mikrobielle Biomasse signifikant zu beeinflussen, wohl aber waren positive Effekte nach 41 Jahren zu beobachten. Die Aussagekraft der einzelnen hier angeführten Untersuchungen wird daher auch von diesem Faktor beeinflußt.
[8] Dauer biologischer Bewirtschaftung 2 bis 56 Jahre
[9] Dauer biologischer Bewirtschaftung 3 bis 30 Jahre
[10] Bio max. 102 kg, konv mit Wirtschaftsdünger max. 454 kg, konv ohne Wirtschaftsdünger 183 kg; zudem sind laut KRISTENSEN et al. (1994) die untersuchten Biobetriebe als intensiver als der Durchschnitt der Biobetriebe einzustufen.
[11] TOBIAS (1995, 107) stellte bei 12 von 16 viehlos, biologisch wirtschaftenden Betrieben im Pannonischen Klimaraum ein Düngeniveau von unter 0,5 DE/ha fest. NIEMANN (1998, 87) weist darauf hin, dass bei den von ihm untersuchten Betrieben im Marchfeld die Menge des in Form von Leguminosen und organischen Düngemitteln pro Hektar zugeführten Stickstoffs unter den durchschnittlichen Mineralstickstoffdüngeraufwendungen pro Hektar des Bezirkes Gänserndorf liegen. Auch VABITSCH (2000) konnte in einer vergleichenden ökologischen Bewertung zwischen konventionellen und ökologischen Betrieben im Marchfeld feststellen, dass die in die Untersuchung einbezogenen Biobetriebe hinsichtlich grundwasserschutzrelevanter Bewirtschaftungsparameter (Fruchtfolge, Bodenbedeckung, Düngerart und -ausbringung, Düngeintensität) den konventionellen Betrieben ebenbürtig bzw. überlegen sind.
[12] So ist beispielsweise bisher nicht geklärt, ob die in viehlosen Betrieben über zweijährig angebaute Luzernebrache akkumulierte Stickstoffmengen von den Folgepflanzen aufgenommen bzw. im Boden gespeichert werden können.
[13] SCHMIDTKE 1997 sowie SPATZ & BENZ 2001 stellten dies für die N-Fixierungsleistung von Leguminosen fest; nach FRIEDEL et al. (2001) kann die mikrobielle Biomasse als Quelle und Senke für Stickstoff fungieren.