1 Grundwasserschonende Effekte des Biologischen Landbaus

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.

1.1 Bewirtschaftungsprinzipien und Richtlinien

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.

1.2 Geringere Stickstoff-Bilanzsalden

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
Region	Betriebstyp / Boden / Versuchsdauer	Konv	Integriert	Bio	Bio-dyn	Quelle
Deutschland, Rheinland	Schlagbilanz auf 1 bio-dyn, 1 konv Vergleichsbetrieb, v = 8		+ 24 bis 65		- 25,9 bis - 43,3	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		GIGLER (2001)

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)

1.3 Geringere Stickstoffeinträge in Grund- und Trinkwasser

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 N_min-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
Region		Einheit	Konv	Integriert	Bio	Bio-dyn	Quelle
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)
Dänemark	26 bio, 600 konv. Flächen, lehmige Böden, v = 6	NO₃-N im Boden-wasser, 75-100 cm im Herbst	16,2-50,4		16,8		OSTER-GAARD et al. (1995)
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)

* 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 N_min-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 N_min-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).

1.4 Weiterentwicklungspotenziale zur Steigerung der N-Effizienz im Biologischen Landbau

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].

2 Grundwasserschutzmodelle durch Biologischen Landbau
in der Praxis

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