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Full text: Stickstoff - Lösungsstrategien für ein drängendes Umweltproblem

Stickstoff: Lösungsstrategien für ein drängendes Umweltproblem

Sondergutachten Hausdruck
Sachverständigenrat für Umweltfragen

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Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU)
Prof. Dr. Martin Faulstich (Vorsitzender) Professor für Umwelt- und Energietechnik an der Technischen Universität Clausthal und Geschäftsführer des CUTEC Instituts Prof. Dr. Karin Holm-Müller (stellvertretende Vorsitzende) Professorin für Ressourcen- und Umweltökonomik an der landwirtschaftlichen Fakultät der Rheinischen Friedrich-Wilhelms-Universität Bonn Prof. Dr. Harald Bradke Honorarprofessor an der Universität Kassel und Leiter des Competence Centers Energietechnologien und Energiesysteme im Fraunhofer-Institut für Systemund Innovationsforschung ISI in Karlsruhe Prof. Dr. Christian Calliess Professor für öffentliches Recht, insbesondere Umweltrecht, und Europarecht am Fachbereich Rechtswissenschaft der Freien Universität Berlin Prof. Dr. Heidi Foth Professorin für Umwelttoxikologie und Direktorin des Instituts für Umwelttoxikologie der Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg Prof. Dr. Manfred Niekisch Professor für Internationalen Naturschutz an der Goethe-Universität Frankfurt und Direktor des Frankfurter Zoos Prof. Dr. Miranda Schreurs Professorin für Vergleichende Politikwissenschaft und Leiterin des Forschungszentrums für Umweltpolitik an der Freien Universität Berlin

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Dieses Sondergutachten beruht auch auf der sachkundigen und engagierten Arbeit der Mitarbeiterinnen und Mitarbeiter des SRU. Zum wissenschaftlichen Stab des Umweltrates gehörten während der Arbeiten an diesem Gutachten: DirProf. Dr. phil. Christian Hey (Generalsekretär), Dipl.-Pol. Julia Hertin (stellvertretende Generalsekretärin), Dr.-Ing. Mechthild Baron, Dr. rer. nat. Henriette Dahms, Dr. rer. nat. Ulrike Doyle, Ass. iur. Miriam Dross LL.M., Dipl.-Vw. Carl-Friedrich Elmer, Dipl.-Geogr. Stefanie Jung, M.Sc. Ann Kruse, Dipl.-Ing. agr. Till Kuhn, Lisa Nabitz M.A., Dr. rer. nat. Markus Salomon, Dr. rer. nat. Elisabeth Schmid, Dr. phil. Sibyl D. Steuwer, Dr. agr. Sabine Täuber, Annette Volkens M.A., Ass. iur. Sophie Wiegand, Dipl. Ernähr. Jan Wiese. Zu den Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern der Geschäftsstelle gehören außerdem: Petra Busch, Ute Fritsch, Susanne Junker, Rainer Kintzel, Pascale Lischka, Dipl.-Bibl. (FH) Susanne Winkler und Sabine Wuttke. Konrad Gürtler und Stefan Jung haben die Arbeit im Rahmen eines Praktikums unterstützt.

Geschäftsstelle des Sachverständigenrates für Umweltfragen (SRU) Luisenstraße 46, 10117 Berlin Tel.: (030) 26 36 96-0, Fax: (030) 26 36 96-109 info@umweltrat.de, http://www.umweltrat.de (Redaktionsschluss: 1. September 2014)

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Danksagung
Der SRU dankt den Vertretern der Ministerien und Ämter des Bundes und der Länder sowie den Vertretern von Wissenschaft und von Interessenverbänden, die er konsultiert hat und ohne deren Kenntnisse, Forschung oder Erfahrungen das vorliegende Sondergutachten nicht möglich gewesen wäre: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit: RR Frank Hönerbach, RegDir Dr. Hans-Joachim Hummel, MinDirig’in Dr. Elsa Nickel, MinR’in Dr. Almuth Ostermeyer-Schlöder, Florian Raecke, Gertrud Sahler, ORR Dr. Till Spranger, RR’in Helle Thierfeldt, RegDir’in Dr. Julia Werner, MinDir Dr. Helge Wendenburg Umweltbundesamt: Johanna Appelhans, Rolf Beckers, TRARin Katrin Blondzik, WissORin Ute Dauert, Kilian Frey, Dr. Jakob Frommer, Markus Geupel, Reinhard Herbener, Kristina Juhrich, Dr. Dietmar Koch, Michael Kotzulla, Dr. Wera Leujak, WissDir Dr. Volker Mohaupt, WissDir Dr. Jörg Rechenberg, Sven Schneider, Gudrun Schütze, Antje Ullrich, WissOR Rüdiger Wolter Bundesamt für Naturschutz: Präsidentin Prof. Dr. Beate Jessel, Dirk Bernotat, WissOR’in Dr. Annette Doerpinghaus, Rainer Dröschmeister, Dr. Alfred Herberg, DirProf Matthias Herbert, WissOR Andreas Kärcher, WissOR Bernd Neukirchen, WissOR Dr. Axel Ssymank, Christoph Strauss Bundesministerium für Ernährung und Landwirtschaft: MinDir Dr. Werner Kloos, RegDir’in Dr. Monika Mertens, MinDir Clemens Neumann Bundeskanzleramt: MinR Dr. Stefan Bauernfeind Bundesanstalt für Gewässerkunde: RDir. Dr. Ralf Busskamp Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe: Dr. Florian Stange Arbeitsgemeinschaft bäuerliche Landwirtschaft: Ulrich Jasper Bayerisches Staatsministerium für Umwelt und Verbraucherschutz: MDgt. Prof. Dr.-Ing. Martin Grambow Bundesverband BioEnergie: Hans-Albrecht Wiehler Bundesverband der Energie-und Wasserwirtschaft: Dr. Michaela Schmitz Christian-Albrechts-Universität zu Kiel, Institut für Pflanzenbau und Pflanzenzüchtung: Prof. Dr. Friedhelm Taube Christian-Albrechts-Universität zu Kiel, Philosophisches Seminar: Dr. Lieske VogetKleschin Deutscher Bauernverband: Steffen Pingen Europäische Umweltagentur: Thomas Henrichs

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Fachverband Biogas: Dr. Claudius da Costa Gomez, Dr. Guido Ehrhardt, Dr. Andrea Huber, Manuel Maciejczyk, Sandra Rosteck Fördergesellschaft Erneuerbare Energien: Dr. Georg Wagener-Lohse Forschungszentrum Jülich: Luise Keller, Dr. Frank Wendland Freie Universität zu Berlin, Forschungszentrum für Umweltpolitik: Dr. Klaus Jacob Georg-August-Universität Göttingen, Department für Agrarökonomie und Rurale Entwicklung: Prof. Dr. Achim Spiller Gesellschaft für Ökosystemanalyse und Umweltdatenmanagement: Dr. Hans-Dieter Nagel, Thomas Scheuschner Helmholtz Zentrum für Umweltforschung: Prof. Dr. Dietrich Borchardt, Dr. Stefan Möckel Institut für Agrarökologie und Biodiversität: Rainer Oppermann Johann Heinrich von Thünen-Institut: Peter Kreins, Bernhard Osterburg Landesamt für Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern: Eckhard Kohlhas Landwirtschaftskammer Niedersachsen: Dr. Gerhard Baumgärtel Ministerium für Energiewende, Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume des Landes Schleswig-Holstein: Dr. Michael Trepel Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen: Monika Raschke Naturschutzbund Deutschland: Florian Schöne Niedersächsischer Landesbetrieb für Wasserwirtschaft, Küstenschutzund

Naturschutz: Hubertus Schültken Rhein-Ruhr-Institut für Sozialforschung und Politikberatung: Joachim Liesenfeld Technische Universität München: Prof. Dr. Alois Heißenhuber Universität Wageningen: Prof. Dr. Wim de Vries Wupperverband: Prof. Bernd Wille WWF Deutschland: Matthias Meißner, Dr. Birgit Wilhelm

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Auf seinen Ratssitzungen hat der SRU drei Anhörungen durchgeführt, bei denen er Vertreter der Landesbehörden und der Wissenschaft sowie wichtige Wirtschafts- und Umweltverbände befragt hat. Im Rahmen seiner Qualitätssicherungsstrategie hat der SRU außerdem das Sondergutachten einem Reviewverfahren unterzogen. Dabei haben insgesamt zehn externe Fachleute verschiedene Kapitel kommentiert. Dem Bundesministerium für Ernährung und Landwirtschaft und dem Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit wurde ein Entwurf des Sondergutachtens vorab zur Verfügung gestellt. Der SRU dankt den Teilnehmern der Anhörungen, den externen Reviewern sowie den beiden Ministerien für hilfreiche und detaillierte Anmerkungen. Unterstützung für das Sondergutachten erhielt der SRU auch durch zwei externe Sachverständigengutachten. Im Rahmen des ersten Gutachtens hat Dr. Jeanette Völker Instrumente zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie analysiert und bewertet. Bei dieser Arbeit wurde sie von Prof. Dr. Dietrich Borchardt, Dr. Désirée Dietrich und Dr. Sandra Richter unterstützt. Im Rahmen des zweiten Gutachtens hat Dr. Stefan Möckel ausgewählte Rechtsfragen bei der Minderung von Stickstoffbelastungen geprüft. Darüber hinaus hat die vom europäischen Netzwerk der Umwelt- und Nachhaltigkeitsräte (EEAC) organisierte Veranstaltung „Safe Operating Space – Current State of the Debate and Considerations for National Policies“ (23./24. Januar 2014) wichtige Impulse geliefert. Die volle Verantwortung für das vorliegende Sondergutachten übernehmen die Mitglieder des Sachverständigenrates für Umweltfragen.

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Inhaltsverzeichnis
Abbildungsverzeichnis ........................................................................................................ 13  Tabellenverzeichnis ............................................................................................................. 17  Kurzfassung.......................................................................................................................... 19  1  2  Problemstellung und Zielsetzung des Sondergutachtens.......................... 33  Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ als Grundlage für Stickstoffminderungsziele .............................................. 37  2.1  2.2  Einleitung .......................................................................................................... 37  Der „sichere Handlungsraum“ – grundlegende Begründungszusammenhänge ............................................... 38  2.3  Die Weiterentwicklung des Konzeptes des „sicheren Handlungsraumes“ im Hinblick auf Stickstoff ................................................................................... 51  2.4  2.5  3  3.1  3.2  3.2.1  3.2.2  3.2.3  3.2.4  3.2.4.1  3.2.4.2  3.2.4.3  3.3  3.3.1  3.3.2  3.4  3.4.1  Effizienz, Konsistenz, Suffizienz – die Pfeiler der Stickstoffminderung ............ 61  Zusammenfassung und Schlussfolgerungen .................................................... 66  Reaktive Stickstoffverbindungen und ihre Wirkungen in der Umwelt....... 69  Der Stickstoffkreislauf und die unterschiedlichen Stickstoffverbindungen ........ 69  Eintrag, Verhalten und Verbleib von reaktivem Stickstoff in der Umwelt .......... 74  Bilanzierung der Stickstoffflüsse ....................................................................... 74  Luft .................................................................................................................... 79  Boden ............................................................................................................... 83  Wasser.............................................................................................................. 94  Grundwasser .................................................................................................... 95  Oberflächengewässer ....................................................................................... 99  Meere.............................................................................................................. 102  Menschliche Gesundheit ................................................................................ 105  Luftbelastungen .............................................................................................. 105  Trinkwasserbelastung ..................................................................................... 110  Wirkungen auf die biologische Diversität ........................................................ 114  Terrestrische Ökosysteme .............................................................................. 115 

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3.4.1.1  3.4.1.2 

Boden ............................................................................................................. 116  Zusammenhang zwischen Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen und Artenvorkommen ..................................................................................... 118 

3.4.1.3  3.4.2  3.4.2.1  3.4.2.2  3.4.2.3  3.4.3  3.4.4  3.4.5  3.4.6  3.5  3.6  4  4.1  4.1.1  4.1.2  4.1.3  4.1.4  4.1.5  4.1.6  4.2  4.2.1  4.2.2  4.3  4.4 

Einfluss der reaktiven Stickstoffeinträge auf terrestrische Ökosysteme ......... 123  Aquatische Ökosysteme ................................................................................. 131  Grundwasserkörper ........................................................................................ 131  Binnenoberflächengewässer .......................................................................... 132  Küstengewässer und Meere ........................................................................... 136  Wirkungsverstärkung und Wechselwirkungen innerhalb von Ökosystemen .. 140  Naturschutzfachliche Gefährdungspotenziale ................................................ 141  Verlust von Ökosystemleistungen durch Stickstoffeinträge ............................ 151  Monitoring und Indikatoren ............................................................................. 155  Klimawandel ................................................................................................... 162  Zusammenfassung und Schlussfolgerungen .................................................. 169  Verursacher und sozioökonomische Treiber der Stickstoffbelastung .... 175  Landwirtschaft................................................................................................. 177  Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft ............................................................ 177  Ökonomische Einflussfaktoren ....................................................................... 188  Agrarpolitik ...................................................................................................... 190  Bioenergiepolitik ............................................................................................. 191  Lebensmittelkonsum ....................................................................................... 199  Erwartete Entwicklungen der Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft ... 203  Verkehr ........................................................................................................... 204  Straßenverkehr ............................................................................................... 206  Schiffsverkehr ................................................................................................. 210  Stationäre Feuerungsanlagen ........................................................................ 213  Fazit ................................................................................................................ 218

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5 

Ökonomische Betrachtung stickstoffrelevanter umweltpolitischer Instrumente ................................. 221 

5.1 

Überblick über Instrumente zur Stickstoffminderung aus ökonomischer Sicht.................................................................................. 221 

5.2 

Ökonomische Bewertung verschiedener Instrumente im Kontext reaktiven Stickstoffs ...................................................................... 226 

5.2.1  5.2.2 

Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der Kosteneffizienz ............ 227  Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der ökologischen Treffsicherheit ..................................................................... 230 

5.2.3 

Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der dynamischen Anreizwirkung ..................................................................... 234 

5.2.4 

Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium des Verursacherprinzips ................................................................................. 235 

5.3  5.3.1 

Instrumentenbeispiele aus Schweden und Dänemark ................................... 237  Ordnungsrecht und Quoten-Abgaben-Politik für die dänische Landwirtschaft ...................................................................... 237 

5.3.2 

Stickstoffoxidsteuer für Industrieanlagen in Schweden: Ein Beispiel für die emissionsbasierte Abgabe ............................................... 239 

5.3.3 

Eine nationale Informationskampagne zu Nährstoffen in der schwedischen Landwirtschaft ............................................................... 241 

5.3.4  5.4  6 

Abgaben-Zertifikate-System in Schweden für den Schutz der Ostsee ........... 242  Fazit ................................................................................................................ 244  Stickstoffbezogene Politiken und Empfehlungen für ihre Weiterentwicklung ........................................................................... 246 

6.1  6.1.1  6.1.2  6.1.3  6.2  6.2.1  6.2.2 

Emissionshöchstmengen und Qualitätsziele in der Luftreinhaltepolitik .......... 247  Nationale Emissionshöchstmengen ................................................................ 249  Luftqualitätsziele für die lokale Belastungsminderung .................................... 257  Fazit Emissionshöchstmengen und Luftqualitätsziele .................................... 261  Naturschutzfachliche Instrumente zum Schutz terrestrischer Ökosysteme .... 262  Monitoring und Indikatoren: Dokumentation der Belastungssituation ............. 263  Weiterentwicklung der Critical Loads und Nutzung in der FFH-Verträglichkeitsprüfung ........................................... 264 

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6.2.3  6.2.4  6.2.5 

Eingriffsregelung ............................................................................................. 267  Verbesserung des Schutzgebietsmanagements ............................................ 267  Nutzung von Zonierungen nach Bundesnaturschutzgesetz und Einrichtung von Pufferzonen um empfindliche Gebiete ........................... 269 

6.2.6  6.2.7 

Langfristige finanzielle und personelle Stärkung des Naturschutzes ............. 270  Fazit: Naturschutzfachliche Instrumente zum Schutz terrestrischer Ökosysteme .......................................................... 271 

6.3  6.3.1  6.3.1.1  6.3.1.2 

Instrumente zum Schutz aquatischer Ökosysteme und des Grundwassers .. 272  Wasserrahmenrichtlinie und Grundwasserrichtlinie ........................................ 273  Verpflichtungen ............................................................................................... 273  Umsetzung in Deutschland im Hinblick auf die Stickstoffproblematik ............ 279 

6.3.1.2.1  Stand der Umsetzung von Maßnahmen zur Minderung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge ...................................................... 281  6.3.1.2.2  Agrarumweltmaßnahmen und Gewässerschutz ............................................. 288  6.3.1.2.3  Landwirtschaftliche Beratung und Ausbildung zu Gewässerschutzfragen ..... 289  6.3.1.2.4  Länderbeispiele für Strategien zur Minderung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge .............................. 292  6.3.1.2.5  Maßnahmen auf kommunaler Ebene ............................................................. 301  6.3.1.2.6  Hemmnisse bei der Umsetzung und erste Bewertungen ............................... 302  6.3.2  Wasserrechtliche Instrumente zur Minderung der Stickstoffeinträge in die Binnengewässer und ins Grundwasser ................................................. 303  6.3.3  6.3.4  Die Vorgaben der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie ..................................... 309  Initiativen im Rahmen der regionalen Konventionen zum Meeresschutz zur Minderung der Stickstoffbelastung ........................................................... 311  6.3.5  6.4  6.4.1  6.4.2  6.4.2.1  6.4.2.2  6.4.3  Fazit ................................................................................................................ 314  Landwirtschaft................................................................................................. 315  Für eine zeitgemäße gute fachliche Praxis ..................................................... 316  Ambitionierte Reform der Düngeverordnung .................................................. 319  Strengere Vorgaben der Düngeverordnung ................................................... 320  Effektiver Vollzug der Düngeverordnung ........................................................ 328  Verbesserter Immissionsschutz bei Tierhaltungsanlagen .............................. 332 

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6.4.4  6.4.5  6.4.6  6.4.6.1 

Für eine natur- und umweltverträgliche Agrarpolitik ....................................... 336  Überschussabgabe für Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft ............. 344  Räumliche Aspekte im Stickstoffmanagement der Landwirtschaft ................. 351  Verringerung der durch die Konzentration der Tierhaltung verursachten Umweltbelastung ...................................................................... 352 

6.4.6.2  6.4.6.3  6.5  6.5.1  6.5.1.1  6.5.1.2  6.5.1.3  6.5.1.4 

Räumliche Verlagerungseffekte durch Stickstoffpolitik ................................... 353  Instrumentarium für räumlich differenzierte Vorgaben .................................... 355  Stromerzeugung aus Biomasse...................................................................... 358  Reduzierung der Stickstoffbelastung aus der Biogaserzeugung .................... 361  Flexibilisierung der Stromerzeugung aus Biogas ........................................... 363  Flexibilisierung der Gaserzeugung aus Biomasse .......................................... 365  Reduktion der Stickstoffbelastung durch Substratauswahl ............................. 366  Vorgaben zum Umgang mit Gärresten und dem Anbau von nachwachsenden Rohstoffen................................................................... 368 

6.5.1.5  6.5.2  6.5.3 

Nutzung der Potenziale von Abfall- und Reststoffen ...................................... 370  Zukünftige Bedeutung der Stromerzeugung aus Biomasse ........................... 371  Empfehlungen zur Reduktion der Stickstoffbelastung durch die Biogaserzeugung ............................................................................ 373 

6.6  6.6.1 

Lebensmittelkonsum ....................................................................................... 375  Instrumente und Maßnahmen für eine Reduzierung der Lebensmittelabfälle ................................................ 377 

6.6.2 

Nachfragepolitische Maßnahmen zur Verringerung des Verbrauchs von tierischen Produkten ................................................................................ 379 

6.6.3  6.7  6.7.1  6.7.2  6.7.3  6.8  6.9  7 

Fazit Lebensmittelkonsum .............................................................................. 386  Verkehr ........................................................................................................... 387  Minderung der Stickstoffoxidemissionen des Straßenverkehrs ...................... 387  Minderung der Stickstoffoxidemissionen der Seeschifffahrt ........................... 394  Fazit ................................................................................................................ 396  Stationäre Feuerungsanlagen ........................................................................ 397  Schlussfolgerungen und Empfehlungen ......................................................... 400  Plädoyer für eine Stickstoffstrategie .......................................................... 407 

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7.1  7.2  7.3  7.4  7.4.1  7.4.2  7.4.3  7.4.4 

Synergien bestehender Stickstoffpolitiken ...................................................... 407  Hemmnisse einer integrierten Stickstoffpolitik ................................................ 409  Schlussfolgerungen für eine erfolgreiche Stickstoffpolitik ............................... 416  Strategische Ansätze für integrierte Politiken ................................................. 418  Die Bedeutung von Strategien ........................................................................ 418  Nationale Nachhaltigkeitsstrategie ................................................................. 421  Strategien zum Schutz der Biodiversität ......................................................... 425  Zusammenfassende Bewertung der Nachhaltigkeitsstrategie und der Biodiversitätsstrategie ....................................................................... 432 

7.4.5  7.5  7.5.1  7.5.2  7.5.3  7.6  Literatur

Mehrwert einer Stickstoffstrategie .................................................................. 433  Empfehlungen für die Entwicklung und Umsetzung einer Stickstoffstrategie . 436  Elemente einer integrierten Stickstoffpolitik .................................................... 437  Institutionelle Vorschläge ................................................................................ 444  Implementierung ............................................................................................. 447  Zusammenfassung ......................................................................................... 451  ........................................................................................................................ 453 

Glossar und Abkürzungsverzeichnis ............................................................................... 535  Rechtsquellenverzeichnis ................................................................................................. 541  Einrichtungserlass ............................................................................................................. 551  Publikationsverzeichnis .................................................................................................... 555 

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Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1 Abbildung 2 Abbildung 3 Abbildung 4 Vielfältige Belastungen durch Stickstoffverbindungen ................................ 20 Der Stickstoffkreislauf ................................................................................. 21 Überschreitung kritischer Belastungsgrenzen für Eutrophierung ............... 22 Vier einander ergänzende Ansätze zur Reduktion der Schäden von reaktiven Stickstoffverbindungen ......................................................... 27 Abbildung 1-1 Belastungen durch den Eintrag reaktiver Stickstoffverbindungen in die Umwelt .............................................................................................. 33 Abbildung 2-1 Abbildung 2-2 Abbildung 2-3 Abbildung 2-4 Systeme mit unterschiedlicher Resilienz .................................................... 41 Kategorisieren von Ökosystemleistungen .................................................. 44 Stickstoff als mehrdimensionales Problem ................................................. 53 Ein sicherer und gerechter Handlungsraum für die Menschheit: eine erste Illustration ................................................... 59 Abbildung 3-1 Abbildung 3-2 Abbildung 3-3 Der Stickstoffkreislauf ................................................................................. 71 Bilanz der wichtigsten Stickstoffflüsse in Deutschland ............................... 76 Zeitlicher Verlauf der NOx-Emissionen aus Energiewirtschaft und Verkehr sowie der NH3-Emissionen aus der Landwirtschaft .............. 80 Abbildung 3-4 Abbildung 3-5 Abbildung 3-6 Abbildung 3-7 Abbildung 3-8 Transportwege von Ammoniak in der Atmosphäre .................................... 82 Atmosphärische Gesamtdeposition von Gesamtstickstoff 2009 ................ 85 Stickstoffkreislauf eines landwirtschaftlich genutzten Bodens .................... 87 Stickstoff-Flächenbilanzüberschuss 2010 in Deutschland ......................... 88 Modellierte mittlere Nitratkonzentration im Sickerwasser auf Kreisebene ................................................................ 96 Abbildung 3-9 Grundwasserkörper in Deutschland, die den guten chemischen Zustand aufgrund zu hoher Nitratkonzentrationen (> 50 mg/l) verfehlen ... 97 Abbildung 3-10 Häufigkeitsverteilung der Nitratgehalte im Grundwasser an den 162 Messstellen des Belastungsmessnetzes im Überwachungszeitraum 1992 bis 1994, 2004 bis 2006, 2008 bis 2010 ............................................ 98 Abbildung 3-11 Stickstoffeinträge (Jahresmittelwerte) aus Punktund diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in Deutschland für die Jahre 1983 bis 2011 ................................................. 100 Abbildung 3-12 Gesamtstickstoffeinträge in die deutschen Oberflächengewässer ........... 101

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Abbildung 3-13

Gesamtstickstoffeinträge über die wichtigsten deutschen Zuflüsse in die Nordsee im Vergleich zum Abfluss .................................. 103

Abbildung 3-14

Gültige Grenz- und Zielwerte zum Schutz der Gesundheit (Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EC) im Vergleich zu den Luftgüteleitwerten der Weltgesundheitsorganisation ................................ 110

Abbildung 3-15

Beispiele für Kennarten artenreichen Grünlands in Bayern: Sumpf-Dotterblume (Caltha palustris), Raue Nelke (Dianthus armeria) und Acker-Witwenblume (Knautia arvensis) .............................. 121

Abbildung 3-16

Zusammenhang zwischen landwirtschaftlicher Düngung und Reproduktionserfolg der Großtrappe in Brandenburg .............................. 122

Abbildung 3-17

Regionale Verteilung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge ...................................................................................... 124

Abbildung 3-18

Überschreitung der Critical Loads für Eutrophierung im Jahr 2009 ............................................................................................. 127

Abbildung 3-19

Überschreitung der Critical Loads durch Säureeinträge im Jahr 2009 ............................................................................................. 128

Abbildung 3-20

Schematische Darstellung der Eutrophierung in einem stehenden Gewässer ................................................................. 133

Abbildung 3-21

Prozentuale Verteilung der Einstufung der Oberflächengewässer in Deutschland im Jahr 2009 nach den fünf ökologischen Zustandsklassen....................................................................................... 133

Abbildung 3-22

Güteklassifikation Nitrat-Stickstoff 1982 bis 2012 des LAWA-Messnetzes ............................................................................ 134

Abbildung 3-23

Eutrophierungsstatus der Nordsee einschließlich Kanal, Skagerrak und Kattegat ............................................................................ 138

Abbildung 3-24 Abbildung 3-25

Eutrophierungsstatus der Ostsee für die Jahre 2007 bis 2011 ................ 139 Bewertung des Erhaltungszustandes der Lebensraumtypen im deutschen FFH-Bericht 2013 ............................................................... 147

Abbildung 3-26

Vier sich ergänzende Handlungsansätze zur Reduktion der Schäden von reaktiven Stickstoffverbindungen ................................. 151

Abbildung 3-27

Wichtige Einflüsse reaktiver Stickstoffverbindungen auf die Klimabilanz ................................................................................... 163

Abbildung 3-28

Trend der Emissionen von Kohlendioxid, Methan und Lachgas in Deutschland (Veränderung gegenüber 1990) ...................................... 164

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Abbildung 3-29

Lachgaskonzentrationen in situ für Deutschland, Irland und gemittelter globaler Trend.................................................................. 165

Abbildung 4-1

Die wichtigsten Verursacher der Einträge reaktiven Stickstoffs in Oberflächengewässer und Luft in Deutschland .................................... 175

Abbildung 4-2

Treiber und Verursacher der Stickstoffbelastung und ihre Wirkungen .................................................................................. 176

Abbildung 4-3

Entwicklung der Weltbevölkerung und des Einsatzes von synthetischem Stickstoffdünger sowie der Fleischproduktion im 20. Jahrhundert ...................................................... 178

Abbildung 4-4

Stickstoffüberschüsse der Gesamtbilanz Deutschlands in Kilogramm pro Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche ................... 180

Abbildung 4-5 Abbildung 4-6

Stickstoffflüsse in der Landwirtschaft ....................................................... 181 Prozentuale Veränderung der Tierbestände und absolute Zahlen für 1990 und 2010 bzw. 2013 ........................................ 185

Abbildung 4-7

Zunehmende Konzentration der Vieheinheiten je 100 Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche zwischen 1999 und 2007 .................. 186

Abbildung 4-8

Index der Erzeugerpreise landwirtschaftlicher Produkte (Getreide, Rinder) und Index der Einkaufspreise landwirtschaftlicher Betriebsmittel (Dünge- und Futtermittel) ................... 189

Abbildung 4-9 Abbildung 4-10

Anbau nachwachsender Rohstoffe in Deutschland (2013) ...................... 194 Entwicklung der Anbaufläche von Silomais, der Rinderbestände und der installierten elektrischen Leistung von Biogasanlagen (2003 bis 2013)......................................................................................... 194

Abbildung 4-11 Abbildung 4-12

Anzahl der Biogasanlagen und installierte Leistung ................................. 198 Durchschnittlicher Stickstofffußabdruck pro Person und Jahr in Deutschland ........................................................................... 200

Abbildung 4-13

Prozentualer Anteil der Hauptverursacherbereiche an den Gesamtstickstoffoxidemissionen in Deutschland im Jahr 2012 ................ 205

Abbildung 4-14

Personen- und Güterverkehrsleistung der unterschiedlichen Verkehrs- bzw. Transportzweige in Deutschland im Jahr 2012 ............... 206

Abbildung 4-15

Entwicklung des globalen maritimen Transportaufkommens von 1970 bis 2012 .................................................................................... 212

Abbildung 4-16

Entwicklung der Stickstoffoxidemissionen aus der Energiewirtschaft in Deutschland 1990 bis 2012......................... 215

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Abbildung 4-17 Abbildung 5-1 Abbildung 6-1

Übersicht über Rechtsvorschriften für Feuerungsanlagen ....................... 216 Typen umweltpolitischer Instrumente ....................................................... 222 Emissionen und Emissionsprognosen für Stickstoffoxide und Ammoniak in Deutschland im Vergleich mit internationalen Reduktionsverpflichtungen bzw. -vorschlägen ......................................... 253

Abbildung 6-2 Abbildung 6-3 Abbildung 6-4

NOx-Beurteilungsgebiete zum Schutz der Vegetation im Jahr 2013 ........ 260 Umsetzungsschritte der Wasserrahmenrichtlinie mit Zeitplan .................. 275 Zielerreichung und Inanspruchnahme von Ausnahmen für Grundwasserkörper in Deutschland ......................................................... 278

Abbildung 6-5

Häufigkeit der Nennung der einzelnen Maßnahmentypen und prozentualer Anteil, bei dem Umsetzungsverzögerungen auftreten ......... 282

Abbildung 6-6

Gründe für Verzögerungen bei der Umsetzung von Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft in die Oberflächenwasserkörper ............................................................... 285

Abbildung 6-7

Umsetzungsstand der Maßnahmen zur Minderung der landwirtschaftlichen Nährstoffeinträge...................................................... 285

Abbildung 6-8

Häufigkeit der Nennung der einzelnen Maßnahmentypen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft ins Grundwasser....................................................................................... 286

Abbildung 6-9 Abbildung 6-10

Umsetzungsstand konzeptioneller Maßnahmen ...................................... 287 Potenzial landwirtschaftlicher Maßnahmen zur Minderung des mineralischen Stickstoffgehaltes im Herbst im Boden ...................... 295

Abbildung 6-11 Abbildung 6-12 Abbildung 6-13

Wasserschutzgebiete in Deutschland ...................................................... 305 Berechnung des Flächensaldos nach Hoftorbilanz .................................. 325 Entwicklung der nach EEG vergüteten Biogasanlagen und installierter Leistung (Inbetriebnahme 1999 bis 2014) .............................. 362

Abbildung 6-14

Zulässige (Grenzwert) und unter realen Fahrbedingungen gemessene Stickstoffoxidemissionen bei Diesel-Pkw verteilt über bestehende Euro-Standards ............................................................ 389

Abbildung 6-15

Prognose der Stickstoffoxidemissionen aus stationären Feuerungsanlagen.................................................................................... 398

Abbildung 7-1

Strategien zum Schutz der Biodiversität................................................... 426

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Tabellenverzeichnis
Tabelle 2-1 Charakteristika von Kipppunkten ...................................................................... 43 Tabelle 2-2 Ableitung planetarischer Grenzen für Stickstoff................................................ 61 Tabelle 3-1 Die wichtigsten Stickstoffverbindungen ............................................................ 70 Tabelle 3-2 Der Stickstoffkreislauf ....................................................................................... 73 Tabelle 3-3 Die wichtigsten Ein- und Austräge in den Stickstoffkreislauf Deutschlands .................................................................................................... 78 Tabelle 3-4 Emissionsquellen für NOx, NH3 und N2O in Deutschland für das Jahr 2012 .............................................................................................. 79 Tabelle 3-5 Denitrifikationskapazität im Boden .................................................................... 93 Tabelle 3-6 Beispiel für die Dauer der Wiedererholung (gemessen an der Artenanzahl) nach Belastungen mit reaktivem Stickstoff für verschiedene Ökosystemtypen ....................................................................... 130 Tabelle 3-7 Critical-Load-Spannen für FFH-Lebensraumtypen als Ergebnis einer standort-/vegetationstypspezifischen Modellierung mit SMB/BERN ..................................................................................................... 145 Tabelle 3-8 Wesentliche Regulierungen zum Schutz der biologischen Diversität ............. 149 Tabelle 3-9 Reduzierung der Ökosystemleistungen durch Stickstoffeinträge ................... 154 Tabelle 3-10 Monitoring und laufende bodenbezogene Messaktivitäten in Deutschland .................................................................................................... 156 Tabelle 3-11 Zahl der Monitoringmessstellen in Deutschland zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ............................................................................ 160 Tabelle 3-12 Treibhausgasemissionen in der deutschen Agrarwirtschaft (in 2005) ............ 166 Tabelle 4-1 Virtueller Stickstofffaktor tierischer und pflanzlicher Produkte ........................ 184 Tabelle 4-2 Stickstoffoxidemissionen aus stationären Feuerungsanlagen in Deutschland 2012 ...................................................................................... 214 Tabelle 6-1 Maßnahmen zur Minderung von NH3-Emissionen.......................................... 255 Tabelle 6-2 Vorgesehene und tatsächliche Zielerreichung für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ............................................................................ 274 Tabelle 6-3 Güteklassifizierung von Oberflächengewässern hinsichtlich des Nitratgehalts .......................................................................... 280 Tabelle 6-4 Anzahl der Wasserkörper, für die landwirtschaftliche Maßnahmen vorgesehen sind ........................................................................ 281

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Tabelle 6-5 Maßnahmentypen zur Minderung der landwirtschaftlichen Nährstoffeinträge ............................................................................................ 283 Tabelle 6-6 Entwicklung der Anbaufläche für nachwachsende Rohstoffe in Niedersachsen von 2004 bis 2011.............................................................. 296 Tabelle 6-7 Schutzbestimmungen in den Wasserschutzgebieten nach SchALVO ........... 298 Tabelle 6-8 Ausdehnungen von Trinkwasserschutzgebietszonen und dort festgelegte Beschränkungen ............................................................ 306 Tabelle 6-9 Empfehlungen des SRU, WBA und WBD (2013) zu düngerechtlichen Vorgaben und ihrem Vollzug (Novellierung der Düngeverordnung von 2006) .............................................. 321 Tabelle 6-10 Organisation des Vollzugs der Düngeverordnung und Kontrollhäufigkeit nach Bundesländern ................................................... 329 Tabelle 6-11 Mehrjähriger Finanzrahmen 2014 bis 2020 von EU-Mitteln für die ländliche Entwicklung Deutschlands ........................... 341 Tabelle 6-12 Neue Mautsätze nach dem Gesetzesentwurf der Bundesregierung vom 1. September 2014 ............................................... 393 Tabelle 7-1 Stickstoffbezug von Zielen, Indikatoren und Trendentwicklungen der nationalen Nachhaltigkeitsstrategie .......................................................... 424 Tabelle 7-2 Indikatoren und deren Zielwerte der nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt mit Bezug zur Stickstoffproblematik ............................... 430 Tabelle 7-3 Modellierte Stickstoffreduktionsziele............................................................... 440

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Kurzfassung
Einleitung
*1. Die zu hohen Einträge von Stickstoffverbindungen sind eines der großen ungelösten Umweltprobleme unserer Zeit. Stickstoffverbindungen wie beispielsweise Stickstoffoxide und Ammoniak belasten Umwelt und Gesundheit auf vielfältige und komplexe Weise: – Stickstoffeinträge tragen durch Eutrophierung und Versauerung zum Verlust von Biodiversität bei. – Stickstoffoxide in der Luft schädigen direkt die menschliche Gesundheit, bilden gemeinsam mit Ammoniak gesundheitsschädlichen Feinstaub und fördern die Bildung von bodennahem Ozon. – Nitrat im Trinkwasser und in Nahrungsmitteln belastet die menschliche Gesundheit, bei Nitrosaminen besteht der Verdacht auf kanzerogene Wirkungen. – Lachgas schädigt die Ozonschicht und trägt zum Klimawandel bei. Stickstoff ist ein zentrales Element in dem Luft, Wasser und Boden umspannenden Kreislauf, der am Aufbau jeglichen Lebens beteiligt ist. 99 % des Stickstoffs liegt als relativ reaktionsträger Luftstickstoff vor, der zum Teil durch natürliche Prozesse zu chemisch und biologisch wirksamen (reaktiven) Stickstoffverbindungen umgewandelt werden kann. Zu den wichtigsten reaktiven Stickstoffverbindungen gehören Ammoniak (NH3), Ammonium (NH4+), Stickstoffoxide (NO und NO2), Nitrat (NO3-), Nitrit (NO2-), Lachgas (N2O) sowie organische Verbindungen. Der Mensch greift drastisch in den natürlichen Stickstoffkreislauf ein, insbesondere seit vor etwa einhundert Jahren ein industrielles Verfahren zur Herstellung von Düngemitteln entwickelt wurde, das nicht-reaktiven Luftstickstoff in reaktive Stickstoffverbindungen umwandelt. Seit Beginn der Industrialisierung hat sich die Freisetzung von reaktiven Stickstoffverbindungen fast verzehnfacht. Freigesetzt wird reaktiver Stickstoff vor allem durch die Verwendung von Düngemitteln, die Tierhaltung und durch Verbrennungsprozesse. Durch die räumliche Konzentration von bestimmten landwirtschaftlichen Produktionszweigen wie etwa der Tierhaltung entstehen lokal sehr stark belastete Gebiete. Die Umweltbelastungen durch reaktive Stickstoffverbindungen spielen sich auf verschiedenen räumlichen Ebenen ab und interagieren teilweise miteinander. Primär lokal sind beispielsweise dieT Oberflächen- und die Grundwasserbelastung. Die Eutrophierung der Meere wird vorrangig durch weiter entfernte Belastungsquellen verursacht, insbesondere über Einträge aus Flüssen. Die Schädigung der Ozonschicht und der Klimawandel sind globale Phänomene. Somit ist Handeln auf allen politischen Ebenen geboten.

20

Abbildung 1 Vielfältige Belastungen durch Stickstoffverbindungen

SRU/SG 2015/Abb. 1

In vielen Bereichen konnten Stickstoffeinträge bereits gemindert werden, sie sind allerdings insgesamt immer noch viel zu hoch. In Deutschland führt der Gehalt an reaktivem Stickstoff in Wasser, Boden und Luft zu zum Teil erheblichen Belastungen. Im Jahr 2009 waren etwa 48 % der natürlichen und naturnahen terrestrischen Ökosysteme von Eutrophierung betroffen (siehe Abb. 3), 8 % von Versauerung. Nord und Ostsee sind ebenfalls in erheblichem Maße eutrophiert. Etwa 26 % aller Grundwasserkörper sind wegen hoher Nitratgehalte in einem schlechten chemischen Zustand. Dadurch wird auch die Trinkwassergewinnung beeinträchtigt. In einigen Regionen kann der Trinkwassergrenzwert für Nitrat nur noch durch zum Teil aufwändige Maßnahmen eingehalten werden. In Ballungsräumen wird die menschliche Gesundheit durch Stickstoffoxide und stickstoffhaltige Feinstäube belastet. Bestehende und zum Teil rechtlich verbindliche Ziele der Luftreinhaltung, des Gewässerschutzes und des Naturschutzes werden deutlich verfehlt. Zu konstatieren ist ein grund-

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legendes Umsetzungs- und Vollzugsdefizit. So hat die Europäische Kommission ein Vertragsverletzungsverfahren eingeleitet, weil Deutschland nicht genug gegen die Verunreinigung von Gewässern durch Nitrate getan hat. Aus globaler Sicht ist besorgniserregend, dass die Grenzen der ökologischen Tragfähigkeit bei der Stickstoffbelastung überschritten sind. Dies birgt große Risiken für die langfristige Stabilität von Ökosystemen. Wissenschaftler schätzen, dass es nötig ist, global die Umwandlung von Luftstickstoff bei der Düngemittelherstellung von derzeit etwa 120 Mio. t auf circa 60 Mio. t pro Jahr zurückzuführen, um kritische Belastungsgrenzen einhalten zu können. Abbildung 2 Der Stickstoffkreislauf

Quelle: Anne Christine Le Gall, INERIS (Copyright)

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Abbildung 3 Überschreitung kritischer Belastungsgrenzen für Eutrophierung

Quelle: Schaap et al. (2014): Ermittlung und Bewertung der Einträge von versauernden und eutrophierenden Luftschadstoffen in terrestrische Ökosysteme. Zwischenbericht zum F&E-Vorhaben, FKZ 3712 63 240 1. DessauRoßlau: Umweltbundesamt. Im Erscheinen.

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Biodiversität als besondere Besorgnis
*2. Der übermäßige Eintrag von reaktivem Stickstoff trägt erheblich zum Verlust von Biodiversität bei. Dabei wirken sich schon sehr geringe Einträge auf manche Arten und Ökosysteme ungünstig aus. Ohne eine effektive Strategie zur Minderung von Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen ist es kaum möglich, die Ziele und rechtlichen Vorgaben im Bereich des Naturschutzes einzuhalten, also beispielsweise geschützte Arten und Lebensräume in einen „günstigen Erhaltungszustand“ zu versetzen und eine „Verschlechterung des Zustands natürlicher Lebensräume“ zu vermeiden. Prozesse wie Versauerung, Stickstoffsättigung und Artenverlust lassen sich nicht oder nur in sehr langen Zeiträumen umkehren. Die zum Schutz der menschlichen Gesundheit festgelegten Grenzwerte sind bei weitem nicht ausreichend, um empfindlichere Arten und Ökosysteme ausreichend zu schützen. Wesentliche Mechanismen sind die Eutrophierung (Überdüngung) und die Versauerung (verringerter pH-Wert durch Auswaschung von Basen). Beide Mechanismen verändern die Artenzusammensetzung, reduzieren die Artenanzahl und schwächen die Widerstandskraft gegenüber Störungen (zum Beispiel Trocken- und Froststress). Sichtbare Folgen sind beispielsweise der Verlust artenreicher Wiesen und wildkräuterreicher Ackerrandstreifen, übermäßige Schaumbildung am Meeresufer aufgrund von Algenblüten und die starke Zunahme von stickstoffliebenden Pflanzen – wie Brombeeren oder Brennnesseln – in Wäldern. Diese Auswirkungen auf die Biodiversität verringern auch Ökosystemleistungen, beispielsweise den Erholungswert von Landschaft. Auch Ökosystemleistungen für die Landwirtschaft werden beeinträchtigt: Wenn hohe Stickstoffeinträge zum Verlust von Blütenpflanzen führen, dann verschwindet die Nahrungsgrundlage von Insekten, die damit weder für die Bestäubung noch als Nahrungsgrundlage für Vögel zur Verfügung stehen.

Das politische Problem: mangelnde Aufmerksamkeit, fragmentierte Zuständigkeiten, fehlende Integration
*3. Die Umweltpolitik befasst sich seit Jahrzehnten mit der Regelung einzelner Stickstoffverbindungen in einzelnen Umweltmedien. Die mit Stickstoff verbundenen Umweltprobleme sind Gegenstand zahlreicher Politikinstrumente. Dennoch wird die Stickstoffproblematik nicht in ihrer gesamten Tragweite wahrgenommen und bearbeitet. Hauptgrund dafür ist, dass die Freisetzung von Stickstoffverbindungen eng mit den Produktionsgrundlagen unserer Wirtschaft verbunden ist, insbesondere in den Bereichen Landwirtschaft und Energie. Hinzu kommen politische und institutionelle Hemmnisse: – Die rechtlichen Vorgaben und Zuständigkeiten innerhalb des Umweltbereichs sind fragmentiert: Auf die Synergien zwischen Gesundheits- und Biodiversitätsschutz, zwischen Gewässer-, Boden- und Klimaschutz und Luftreinhaltung wird noch unzureichend geachtet. Konflikte, z. B. zwischen Bioenergiepolitik und Stickstoffproblematik, wurden

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nicht frühzeitig beachtet. Es gibt keine ausreichende Koordination der vernetzten Aufgaben zwischen den verschiedenen Ministerialabteilungen. – Umweltaspekte werden von sektoralen Verwaltungen zu wenig priorisiert: Die für Landwirtschaft, Verkehr und Energie zuständigen Ministerien sind gefordert, die Stickstoffproblematik zu entschärfen. Zum einen können bestimmte umweltrechtliche Ziele nur mithilfe von Maßnahmen in diesen Sektoren erreicht werden, zum anderen sind die genannten Ministerien teilweise direkt für die Umsetzung zentraler umweltpolitischer Instrumente zuständig (z. B. das Bundeslandwirtschaftsministerium für die Düngeverordnung). Aus Sicht des SRU gewichten Verwaltungen – trotz gewisser positiver Veränderungen – häufig die wirtschaftlich relevanten Interessen der Verursacher zu stark gegenüber den Umwelt- und Naturschutzinteressen.

Empfehlungen
1.
*4.

Eine nationale Stickstoffstrategie erarbeiten
Der SRU empfiehlt der Bundesregierung, zusammen mit den Bundesländern eine

nationale Stickstoffstrategie zu erarbeiten. Eine solche Strategie bietet wichtige Ansatzpunkte, um die genannten politisch-institutionellen Probleme zu lösen: Sie kann eine politische Agenda setzen, ein Forum für politische und gesellschaftliche Diskussionsprozesse schaffen, einen übergeordneten Begründungsrahmen für politische Handlungsprogramme liefern und breit getragene Politikziele formulieren. Damit dient eine nationale Stickstoffstrategie als Basis für die Kooperation zwischen verschiedenen staatlichen und nicht-staatlichen Akteuren. Die Strategie sollte zudem enge Bezüge zur Nationalen Nachhaltigkeitsstrategie und zur Nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt herstellen. Sie kann außerdem einen Beitrag dazu leisten, die Ziele des 7. Umweltaktionsprogamms der EU umzusetzen und langfristig neue Impulse für die europäische Umweltpolitik zu setzen. Die nationale Stickstoffstrategie sollte folgende Elemente beinhalten: – Stickstoffrelevante Ziele sollten gebündelt und das Zielsystem weiterentwickelt werden. Als Leitgröße sollte ein übergeordnetes Ziel für den noch akzeptablen Gesamteintrag von reaktivem Stickstoff in die Umwelt in Deutschland definiert werden. Dieses übergeordnete Ziel sollte sich an der Belastbarkeit der Ökosysteme orientieren und in einem interaktiven Prozess unter Beteiligung von Wissenschaft und gesellschaftlichen Gruppen festgelegt werden. Basis dieses Prozesses sollte eine medienübergreifende Modellierung der Einträge und Wirkungen reaktiver Stickstoffverbindungen sein. Das übergeordnete Ziel sollte mit Zielen für den Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft und für Stickstoffemissionen aus dem Verkehrs- und Energiesektor untersetzt werden.

25

– Die

Stickstoffstrategie

sollte

bestehende

Maßnahmen

und

Regelungen

zur

Stickstoffminderung zusammenführen und den darüber hinausgehenden mittel- und langfristigen Handlungsbedarf identifizieren. – Die Strategie sollte durch ein ambitioniertes Maßnahmenprogramm unterlegt und im Rahmen eines regelmäßigen Monitorings überprüft werden. – Die nationale Stickstoffstrategie sollte politisch hochrangig verankert sein, mit ausreichenden finanziellen und personellen Mitteln ausgestattet werden und auf enger Kooperation mit den Bundesländern und gesellschaftlichen Akteuren basieren. – Als ersten Schritt hin zu einer integrierten Stickstoffstrategie sollte die Stickstoffproblematik einen Schwerpunktbereich im nationalen Umweltprogramm 2030 bilden.

2.
*5.

Das Zielsystem auf mehreren Ebenen weiterentwickeln
Eine ambitionierte Strategie zur Minderung von Stickstoffeinträgen erfordert ein Ziel-

system, das die Problemstruktur widerspiegelt. Die Stickstoffproblematik ist von Wirkungen, Stoffumwandlungen und medienübergreifenden Stoffflüssen auf lokaler, regionaler und globaler Ebene geprägt. Das nationale und europäische Umweltrecht formuliert eine Reihe von Qualitätszielen, deren Umsetzung allerdings zu schwach ist und denen ein übergreifendes Handlungsziel fehlt: – Übergreifende Reduktionsziele: Um eine Orientierung für den Handlungsbedarf zu geben und diesen besser öffentlich kommunizieren zu können, sollten auf nationaler, europäischer und globaler Ebene Reduktionsziele für den Gesamteintrag von reaktiven Stickstoffverbindungen entwickelt werden. Es ist davon auszugehen, dass in Deutschland mindestens eine Halbierung der Stickstoffeinträge notwendig ist, um bestehende nationale und europäische Qualitätsziele zu erreichen. In stark belasteten oder empfindlichen Gebieten werden noch weitergehende Minderungen erforderlich sein. – Luftemissionen: Die nationalen Emissionshöchstmengen für Stickstoffoxide und für Ammoniak sollten dringend verschärft werden. Die von der Europäischen Kommission im Zuge der Weiterentwicklung der NEC-Richtlinie vorgeschlagenen Reduktionsziele für 2030 (− 39 % für Ammoniak, − 69 % für Stickstoffoxide) sind ein wichtiger Schritt, aber aus Wirkungssicht noch nicht ausreichend. Würden die Minderungsziele des Kommissionsvorschlags eingehalten, wären in Deutschland im Jahr 2030 immer noch auf 40 % der natürlichen und halbnatürlichen Ökosysteme die kritischen Eintragswerte für Eutrophierung überschritten, die Belastung der menschlichen Gesundheit durch Feinstaub und bodennahes Ozon würde gegenüber 2005 nur um 49 % bzw. um 33 % reduziert. Die Bundesregierung sollte den Kommissionsvorschlag dennoch unterstützen und dafür eintreten, dass diese Reduktionsziele in den zu erwartenden schwierigen Verhandlungen keinesfalls abgeschwächt werden. Sie sollte sich zudem dafür einsetzen, dass zusätzlich

26

rechtlich verbindliche Zwischenziele für 2025 festgelegt werden, damit Mitgliedstaaten bereits jetzt Maßnahmen ergreifen. – Luftqualität: Obwohl die Luftqualitätszielwerte und -grenzwerte zum Schutz der Gesundheit – vor allem an verkehrsreichen Straßen – immer noch regelmäßig überschritten werden, ist eine weitere Verschärfung notwendig. Der SRU empfiehlt, in der Luftqualitätsrichtlinie den Jahresmittelgrenzwert für Stickstoffdioxid auf 20 μg/m3 herabzusetzen und die Luftqualitätszielwerte und -grenzwerte für Feinstaub und Ozon an die strengeren Leitwerte der World Health Organization (WHO) anzupassen (Ozon 100 μg/m3 als 8Stundenmittel, PM10 20 μg/m3 als Jahresmittelgrenzwert sowie für PM2,5 25 μg/m3 als Kurzzeitgrenzwert und 10 μg/m3 als Jahresmittelgrenzwert). – Gewässerschutz: Die bestehenden Umweltqualitätsziele im Gewässerschutz sind anspruchsvoll, sie werden jedoch eklatant verfehlt. Die in Deutschland zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie geplanten Maßnahmen- und Bewirtschaftungspläne reichen nicht aus, um diese Ziele zu erreichen. Beim Meeresschutz empfiehlt der SRU die Erarbeitung von regional abgestimmten Stickstoffminderungszielen für die Nordsee in Analogie zu den Minderungszielen für die Ostsee. – Biodiversitätsschutz: Langfristig sollen in der EU die Grenzwerte für kritische Einträge (Critical Loads) und die Toleranzwerte (Critical Levels) von Ökosystemen nicht überschritten werden (7. Umweltaktionsprogramm der EU). In der nationalen Biodiversitätsstrategie formuliert die Bundesregierung das anspruchsvolle Ziel, bereits bis 2020 auch die empfindlichen Ökosysteme nachhaltig vor Eutrophierung zu schützen. Es ist absehbar, dass diese Ziele ohne einen schnellen und dauerhaften Politikwechsel verfehlt werden. Der SRU regt zudem an, auch für Ammoniak Grenzwerte zum Schutz terrestrischer Ökosysteme in die Luftqualitätsrichtlinie aufzunehmen und ihre Einhaltung durch regionale Luftreinhaltepläne zu unterstützen.

3.
*6.

Einander ergänzende Handlungsansätze verfolgen
Das Ausmaß der Umweltwirkungen durch reaktive Stickstoffverbindungen ist regional

und lokal sehr unterschiedlich. Eine medienübergreifende Stickstoffstrategie muss daher auf mehreren, sich ergänzenden Handlungsansätzen beruhen: – Hintergrundbelastung reduzieren: Die Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen müssen flächendeckend deutlich gemindert werden, um insbesondere empfindliche terrestrische Ökosysteme, die Meere und die menschliche Gesundheit zu schützen. – Einträge in Hotspots und empfindliche Gebiete verringern: In bestimmten Regionen Deutschlands fallen sehr hohe Stickstoffüberschüsse aus der Landwirtschaft an. In verkehrsreichen Ballungsräumen ist die Luft teilweise stark durch Stickstoffdioxid belastet. Andere Gebiete, beispielsweise Hochmoore, sind besonders empfindlich gegenüber Stickstoffeinträgen. Hotspot-Regionen und empfindliche Gebiete müssen durch regional

27

und lokal wirksame Instrumente entlastet werden. Ansatzpunkte dafür bieten beispielsweise die Luftreinhalteplanung und die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – Schutz von Ökosystemen durch naturschutzfachliche Maßnahmen verstärken: Wo die vorhergehenden Maßnahmen zum Schutz empfindlicher Gebiete nicht ausreichen, sollten ergänzend naturschutzfachliche Managementmaßnahmen ergriffen werden. Beispielsweise kann auch mit bestehendem rechtlichen Instrumentarium im Rahmen des lokalen Schutzgebietsmanagements die landwirtschaftliche Düngung eingeschränkt werden. Es können um Naturschutzgebiete herum Pufferzonen eingerichtet werden, in denen das Land nur unter Auflagen bewirtschaftet werden kann. Auch Maßnahmen des Vertragsnaturschutzes und Agrarumweltmaßnahmen können Stickstoffeinträge reduzieren und die Auswirkungen von nicht vermeidbaren Stickstoffeinträgen mindern. – Bislang wenig belastete Gebiete erhalten: In diesen Gebieten haben sich Arten und Ökosysteme erhalten, die durch eine zunehmende Stickstoffbelastung gefährdet wären. Deshalb ist es hier besonders wichtig, keinen weiteren Anstieg der Stickstoffeinträge zuzulassen. Abbildung 4 Vier einander ergänzende Ansätze zur Reduktion der Schäden von reaktiven Stickstoffverbindungen

SRU/SG 2015/Abb. 4

4.
*7.

Einträge aus der Landwirtschaft reduzieren
Die Landwirtschaft ist der größte Emittent von Stickstoffverbindungen und sollte bei

der Emissionsminderung eine Schlüsselrolle spielen. Das Minderungspotenzial in diesem Sektor ist nach wie vor enorm. Das bestehende ordnungsrechtliche Instrumentarium muss deutlich nachgeschärft und der Vollzug muss verbessert werden.

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– EU-Agrarpolitik weiter reformieren und ambitioniert umsetzen: Die Ergebnisse der Reform der Gemeinsamen Agrarpolitik sind aus Sicht von Umwelt- und Naturschutz ernüchternd. Die ökologischen Anforderungen bei Agrarsubventionen sind – auch mit Unterstützung der deutschen Bundesregierung – im Verlauf der Verhandlungen abgeschwächt worden. Spielräume für eine ökologisch vorteilhafte Umsetzung in Deutschland wurden nicht genutzt. Bei der Halbzeitüberprüfung 2017 sollte dringend nachgebessert werden. Der SRU plädiert grundsätzlich dafür, dass öffentliche Gelder nur noch für öffentliche Güter ausgegeben werden. Die Mittel für Agrarumweltprogramme müssen deutlich aufgestockt werden. Die mit den Agrarsubventionen verknüpften Umweltauflagen sollten zudem verschärft werden. Prioritär sind das Verbot von Grünlandumbruch, ambitionierte Vorgaben für ökologische Vorrangflächen und die Anbaudiversifizierung. – Die Düngeverordnung reformieren und stringent vollziehen: Die Düngeverordnung ist ein zentrales Instrument für die Minderung von Stickstoffeinträgen. Nur eine weitreichende Reform kann dazu beitragen, dass die Umweltqualitätsziele für Oberflächengewässer, Grundwasser, Luft und Biodiversität erreicht werden. Bei der derzeit diskutierten Reform der Düngeverordnung sind eine verbindliche Düngeplanung, die Einbeziehung aller organischen Düngemittel (insbesondere der gesamten Gärreste aus Biogasanlagen) in die Ausbringungsobergrenzen, strengere Anforderungen an die Ausbringungstechnik, die Erstellung eines Nährstoffvergleichs nach der Methode der Hoftorbilanz und strengere Kontrollen und Sanktionen für einen besseren Vollzug der Vorgaben von besonderer Bedeutung. Es sollten die rechtlichen Voraussetzungen dafür geschaffen werden, verfügbare Daten von landwirtschaftlichen Betrieben zusammenzuführen und im Vollzug zu verwenden. Dies würde den Behörden die Kontrolle und das Monitoring erheblich erleichtern. – Ordnungsrechtliche Maßnahmen in den Bundesländern ergreifen: Zusätzlich zur Reform der Düngeverordnung sind weitere Anstrengungen in der Landwirtschaft erforderlich, um die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie zu erreichen. Die bisherigen freiwilligen Maßnahmen (Agrarumweltmaßnahmen und landwirtschaftliche Beratung) reichen nicht aus. Deshalb sollten die Bundesländer in stärkerem Maße verpflichtende Maßnahmen ergreifen (z. B. Ausweisung von Wasserschutzgebieten), auch um dem Verursacherprinzip besser gerecht zu werden. – Stickstoffüberschussabgabe einführen: Der Reduktionsbedarf ist so groß, dass zusätzlich zur beschriebenen Verschärfung des Ordnungsrechts eine Abgabe eingeführt werden sollte, die am Stickstoffüberschuss des individuellen Betriebs ansetzt. Ein solches ökonomisches Instrument schafft Anreize, das Gesamtemissionsniveau kosteneffizient über ordnungsrechtliche Anforderungen hinaus zu senken. Die eingenommenen Mittel sollten nach Deckung der administrativen Kosten in den landwirtschaftlichen Sektor zurückfließen (z. B. in Form von Beratungsangeboten, Förderung von technischen

29

Maßnahmen zur Emissionsminderung oder von Managementmaßnahmen in sensiblen Naturräumen). – Vorgaben räumlich differenzieren: Verschärfte Vorgaben werden zu einem verstärkten Transport von Wirtschaftsdünger führen. Dies ist zu begrüßen, wenn dadurch Mineraldünger sinnvoll ersetzt wird. Selbst dann wird es jedoch vermutlich zu einem Anstieg der Überschüsse in der aufnehmenden Region kommen, da Wirtschaftsdünger eine geringere Düngeeffizienz aufweist. In manchen Regionen führen aber höhere Überschüsse wegen ungünstiger Standorteigenschaften oder der Nähe zu empfindlichen Ökosystemen zu einem größeren Schaden als in der Ursprungsregion. Dem muss durch schärfere Vorgaben in den aufnehmenden Regionen entgegengewirkt werden. – Den Begriff der „guten fachlichen Praxis“ anspruchsvoller ausgestalten: Die gute fachliche Praxis beschreibt das von Landwirten zwingend und ohne Entschädigung einzuhaltende Schutzniveau. Der SRU empfiehlt, die mit der guten fachlichen Praxis verbundenen gesetzlichen Pflichten zu präzisieren, Durchsetzungsmechanismen für die Verwaltung zu formulieren und Standards zu verschärfen (z. B. im Hinblick auf die verlustarme Ausbringung von Gülle). – Anforderungen an Tierhaltungsanlagen verschärfen: Tierhaltungsanlagen sind besonders relevant für die Belastung der Ökosysteme mit Ammoniak. Im Rahmen der Novellierung der TA Luft sollten klare und anspruchsvolle Vorgaben für Tierhaltungsanlagen geschaffen werden. Dabei sollte für alle zwangsbelüfteten Schweinemastanlagen eine Abluftreinigung vorgeschrieben werden, mit Übergangfristen und, wo erforderlich, Einzelfallprüfungen für bestehende Stallbauten. Bei Geflügelbetrieben muss der Stand der Technik für Abluftreinigungsanlagen weiterentwickelt werden. Für kleinere Anlagen, die nicht unter die TA Luft fallen, sollten Anforderungen an Errichtung, Beschaffenheit und Betrieb formuliert werden.

5.
*8.

Biogaserzeugung umweltgerecht gestalten
Die Biogaserzeugung verschärft das bestehende Stickstoffproblem in der

landwirtschaftlichen Produktion. Der SRU begrüßt daher grundsätzlich, dass die EEGNovellen 2012 und 2014 den Ausbau der Biomasse bremsen. Bei Neuanlagen sollte die Biogaserzeugung nach Ansicht des SRU künftig primär auf der energetischen Nutzung von Rest- und Abfallstoffen beruhen. Die größte Herausforderung liegt allerdings darin, negative Umweltwirkungen bestehender Anlagen zu reduzieren. Bei der nächsten Novelle des EEG sind daher verstärkte Anreize zur Flexibilisierung mit einer Reduktion der erzeugten Strommenge und damit des Substrateinsatzes zu verbinden. So kann die Stickstoffbelastung durch den Energiepflanzenanbau verringert werden, während gleichzeitig die Energiewende durch flexible Stromerzeugung

30

unterstützt wird. Landwirtschaftlich genutzte Gärreste sollten vollständig in die Vorgaben zur Düngung einbezogen werden, um Stickstoffeinträge in die Umwelt zu reduzieren.

6.
*9.

Lebensmittelkonsum schrittweise verändern
Stickstoffüberschüsse können nur dann ausreichend verringert werden, wenn höhere

Umweltanforderungen an die Landwirtschaft in Deutschland mit veränderten Konsummustern einhergehen. Dies gilt gerade auch aus globaler Sicht, da Problemverschiebungen durch Lebensmittelimporte zu vermeiden sind. Der derzeit hohe Konsum tierischer Produkte wie Fleisch, Eier und Milch sollte gesenkt und Lebensmittelabfälle reduziert werden. Der Gemüseanbau kann ebenfalls mit erheblichen Stickstoffeinträgen in die Umwelt verbunden sein, auch damit das Gemüse besonders ansprechend aussieht. Die Verbraucherinformation zu diesem Zusammenhang sollte verbessert werden. Konsummuster sind schwer zu beeinflussen. Um dennoch einen schrittweisen Wandel zu erreichen, empfiehlt der SRU eine Kombination von zielgruppenspezifischer Information und ökonomischen Instrumenten, die dafür sorgen, dass die Umweltkosten sich stärker im Preis von tierischen Produkten spiegeln. Beispielsweise sollte der reduzierte Mehrwertsteuersatz für Fleisch, Eier und Milchprodukte abgeschafft werden. Außerdem sollten weitere nichtmonetäre Instrumente geprüft werden. So könnte beispielsweise der Staat als Betreiber vieler Kantinen seine Vorbildfunktion stärker wahrnehmen und eine attraktive Auswahl von vegetarischen Gerichten und „halben“ Fleischportionen anbieten.

7.
*10.

Verkehr technisch und strukturell umgestalten
Für eine nachhaltige Minderung der Stickstoffemissionen aus dem Verkehr sind so-

wohl technische als auch strukturelle Maßnahmen erforderlich. Die wichtigsten Empfehlungen des SRU sind: – Abgasnormen weiterentwickeln: Die europäischen Abgasnormen für Pkw, Lkw und mobile Maschinen sollten weiterentwickelt werden. Kritisch sieht der SRU insbesondere, dass Emissionsgrenzwerte von Diesel-Pkw in der Praxis zum Teil sehr deutlich überschritten werden, weil die Prüfstandemissionen nicht den tatsächlichen Emissionen im Fahrbetrieb entsprechen. Hier besteht dringender Handlungsbedarf. – Umweltzonen weiterentwickeln: Bislang werden Umweltzonen primär zur Minderung von Feinstaub eingesetzt. Dabei entstehen bereits Synergieeffekte in Bezug auf Stickstoffoxidemissionen. Eine direkte Einbeziehung von Stickstoffoxid durch Fahrverbote für Fahrzeuge, die anspruchsvolle Grenzwerte nicht einhalten, könnte diese positiven Effekte verstärken. Darüber hinaus empfiehlt der SRU, auch mobile Maschinen und Geräte (z. B. Baumaschinen) einzubeziehen. – Dieselfahrzeuge gegenüber Benzinfahrzeugen gleichstellen: Dieselkraftstoff wird gegenüber Benzin steuerlich bevorzugt. Dies ist ein Grund für die deutliche Zunahme der

31

Anzahl von Diesel- Pkw, die derzeit mehr Stickstoffoxide emittieren als benzinbetriebene Pkw. Diese Steuerprivilegierung ist aus Umweltsicht nicht gerechtfertigt. – Emissionen von Lkw senken: Durch eine Ausweitung der Lkw-Maut auf Nutzfahrzeuge ab 3,5 Tonnen und alle Bundesstraßen sollten weitergehende Anreize für die Minderung der Stickstoffoxidemissionen von Lkw gegeben werden. Der SRU hält es außerdem für notwendig, auf europäischer Ebene die Grundlage dafür zu schaffen, dass in der LkwMaut sämtliche Kosten durch Luftschadstoffbelastungen berücksichtigt werden können. – Emissionen des Schiffsverkehrs senken: Die Emissionen der Seeschifffahrt werden international geregelt. Der SRU befürwortet die Bemühungen der Bundesregierung, die Nord- und Ostsee auf Ebene der Internationalen Seeschifffahrtsorganisation als Stickstoffoxidüberwachungsgebiete ausweisen zu lassen, um dort in Zukunft strengere Emissionsstandards durchzusetzen. Diese Maßnahmen reichen auf Dauer allerdings nicht aus, um Umwelt und Gesundheit adäquat zu schützen. Notwendig sind auch umfassendere Veränderungen der Verkehrssysteme, beispielweise die Entwicklung von integrierten, umweltfreundlichen Mobilitätskonzepten in Ballungsräumen, die Elektrifizierung weiter Teile des Straßenverkehrs auf Basis erneuerbaren Stroms und die Entwicklung umweltschonender Antriebe im Schiffsverkehr.

8.
*11.

Emissionen aus der Stromerzeugung weiter mindern
Kraftwerke gehören zu den Hauptverursachern der Stickstoffoxidemissionen. Die im

Rahmen der Energiewende geplante schrittweise Reduzierung der fossilen Stromerzeugung wird die Stickstoffoxidemissionen langfristig stark senken. Allerdings könnten alte Kohlekraftwerke mit hohen Stickstoffoxidemissionen aufgrund der niedrigen Betriebskosten noch viele Jahre wirtschaftlich betrieben werden. Auch Stromerzeugung aus Biomasse setzt erhebliche Mengen an Stickstoffoxid frei. Vor diesem Hintergrund kommt der SRU zu folgenden Empfehlungen: – Einen Kohleausstiegskonsens erarbeiten: Die weitere Entwicklung des fossilen Kraftwerksparks sollte nicht allein den Marktkräften überlassen werden. Die Bundesregierung sollte sich für einen verhandelten Kohleausstieg einsetzen, der es erlaubt, besonders ineffiziente Kraftwerke zuerst vom Markt zu nehmen. Diese Maßnahme wäre auch aus Sicht des Klimaschutzes positiv zu bewerten und würde den für die Energiewende notwendigen Strukturwandel im Kraftwerkspark unterstützen. – Strenge Grenzwerte für fossil und biogen betriebene Kraftwerke festlegen: Die bisher gültigen Grenzwerte für Stickstoffoxide entsprechen nicht mehr dem Stand der Technik und sollten verschärft werden. Dies sollte nicht nur für die wenigen zu erwartenden Neuanlagen, sondern wegen des großen Minderungspotenzials gerade auch für Bestandsanlagen gelten.

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Ausblick
*12. Die Einträge reaktiver Stickstoffverbindungen sind inzwischen so hoch, dass globale Tragfähigkeitsgrenzen überschritten werden. Die Notwendigkeit einer deutlichen Verminderung der Stickstoffeinträge zeigt sich auf allen politischen Handlungsebenen von lokalen bis hin zu globalen Umweltthemen. Eine effektive Reduktionspolitik wird über Effizienzmaßnahmen hinausgehen und auch unsere Lebensgewohnheiten ansprechen müssen, zum Beispiel bei der Ernährung. In diesem Sinne muss sie transformativ sein, um ein „gutes Leben innerhalb der Belastbarkeitsgrenzen unseres Planeten“ (7. Umweltaktionsprogramm der EU) erreichen zu können. Deutschland ist bei der Stickstoffproblematik alles andere als ein Vorreiterland. Dies sollte sich grundlegend ändern. Dieses Sondergutachten liefert hierzu Impulse und Ideen.

33

1
1.

Problemstellung und Zielsetzung des Sondergutachtens
Mit dem vorliegenden Sondergutachten möchte der Sachverständigenrat für Umwelt-

fragen (SRU) auf ein bedeutendes, nach wie vor ungelöstes Umweltproblem des 21. Jahrhunderts aufmerksam machen: den übermäßigen Eintrag von Stickstoffverbindungen in Wasser, Boden und Luft. Stickstoffverbindungen sind – mit Ausnahme des elementaren Luftstickstoffs – reaktive Verbindungen, die zwar für das Wachstum von Pflanzen und damit auch die menschliche Ernährung essenziell sind, in den letzten Jahrzehnten aber zunehmend zur Versauerung und Eutrophierung von Ökosystemen und damit zu einem Verlust an Biodiversität beigetragen haben. Außerdem gefährden zu hohe Konzentrationen an reaktiven Stickstoffverbindungen in Luft und Grundwasser die menschliche Gesundheit und die Stickstoffverbindung Lachgas trägt als ein äußerst wirksames Treibhausgas zum Klimawandel bei (vgl. Abb. 1-1). Abbildung 1-1 Belastungen durch den Eintrag reaktiver Stickstoffverbindungen in die Umwelt

SRU/SG 2015/Abb. 1-1

34

2.

Für die globale Ebene wurde die Überfrachtung mit Nährstoffen von ROCKSTRÖM

et al. (2009) neben dem Klimawandel und dem Verlust der biologischen Diversität als der dritte Bereich identifiziert, in dem kritische Belastungsschwellen („planetarische Grenzen“) überschritten wurden. Die Bedeutung der ökologischen Grenzen hat der SRU bereits in seinem Umweltgutachten 2012 (SRU 2012) hervorgehoben und gefordert, dass das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ in den Mittelpunkt der umwelt-, wirtschafts- und gesellschaftspolitischen Debatte gerückt werden sollte. 3. Die Wirkungszusammenhänge von Stickstoffverbindungen sind komplex. Die unter-

schiedlichen Stickstoffverbindungen sind in der Lage, sich ineinander umzuwandeln und können von einem Umweltmedium ins andere übergehen. Sie können in Luft und Wasser unterschiedlich weit transportiert werden, sodass ihre Wirkungen regional, kontinental oder auch global auftreten können. Stickstoffverbindungen können aber auch jahrelang im Boden oder im Meeressediment lagern, bevor sie wieder wirksam werden. Daher können die Auswirkungen der Stickstoffbelastungen schleichend oder auch verzögert eintreten. Insgesamt ist der Transport des Stickstoffs durch die Umweltmedien und dadurch die zeitliche und räumliche Entkopplung von Ursache und Wirkung für die Stickstoffproblematik typisch. Ein weiteres Merkmal der Stickstoffbelastungen ist, dass viele Wirkungen zwar belegt, aber oft nicht ohne weiteres sichtbar sind. Es ist noch relativ leicht zu sehen, dass die Fläche artenreicher Wiesen und bunt blühender Ackerrandstreifen abgenommen hat. Sichtbar sind auch die Folgen von Algenblüten wie zum Beispiel Schaumbildung am Meeresufer oder die übermäßige Zunahme von stickstoffliebenden Pflanzen – Brombeere oder Brennnessel – in Wäldern. Schwieriger zu erkennen sind dagegen viele Änderungen von Ökosystemfunktionen, beispielsweise, dass eutrophierte Wälder anfälliger für Stressereignisse sind, oder dass in den Meeren sauerstofffreie Zonen zunehmen, in denen keine höheren Organismen mehr leben können. 4. Daher möchte der SRU in diesem Sondergutachten – neben den Auswirkungen der

Stickstoffeinträge auf die menschliche Gesundheit und das Klima – auch die Folgen des Stickstoffeintrags für die Biodiversität in den Fokus nehmen. Auch die Nationale Biodiversitätsstrategie (BMU 2007) weist darauf hin, dass reaktive Stickstoffbelastungen die biologische Diversität gefährden. Um diese Belastungen zu mindern, hat sich die Bundesregierung in der Nationalen Biodiversitätsstrategie das Ziel gesetzt, dass bis zum Jahre 2015 die Flüsse, Seen, Übergangs- und Küstengewässer einen guten chemischen und guten ökologischen Zustand aufweisen. Bis 2020 sollen die Belastungswerte (Critical Loads und Levels) für Versauerungs- und Nährstoffeinträge (Eutrophierung) und für Ozon eingehalten werden, sodass auch empfindliche Ökosysteme nachhaltig geschützt sind. Die Belastungssituation für 2009 in Deutschland zeigt aber, dass rund 48 % der Fläche natürlicher und halbnatürlicher terrestrischer Ökosysteme von Eutrophierung betroffen sind, rund 8 % der Fläche sind durch Versauerung belastet. Die Übergangs- und Küstengewässer

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der Nord- und Ostsee verfehlen fast alle aufgrund von Eutrophierungseffekten die Ziele der europäischen Wasserrahmenrichtlinie. Etwa ein Viertel aller Grundwasserkörper in Deutschland sind aufgrund hoher Nitratgehalte in einem schlechten chemischen Zustand. In Ballungsräumen führen luftgetragene Stickstoffverbindungen zu Überschreitungen von Grenzwerten, die zum Schutz der menschlichen Gesundheit bestehen. Die wichtigsten anthropogenen Emissionsquellen für reaktive Stickstoffverbindungen sind in Deutschland die landwirtschaftliche Produktion und alle Verbrennungsprozesse. Damit wirken sich viele Aspekte des täglichen Lebens, wie zum Beispiel Ernährung, Mobilität und Energieverbrauch auf die Stickstoffproblematik aus. 5. Das Sondergutachten soll nicht nur Belastungen und Ursachen, sondern auch

Lösungsansätze aufzeigen. Dafür ist eine integrierte Betrachtungsweise notwendig, die auch die räumliche und zeitliche Dimension der Stickstoffproblematik berücksichtigt. Aus Wirkungssicht lassen sich miteinander verknüpfte lokale, regionale, überregionale und auch globale Wirkungsebenen und Systeme beobachten. Die Stickstoffproblematik erfordert daher einen Mehrebenen-Ansatz. Es bedarf der Formulierung verschiedener ökologischer Grenzen auf den unterschiedlichen Ebenen, von der Vermeidung lokaler Belastungs-Hotspots bis hin zum Schutz von Erdsystemen. Von besonderer Bedeutung ist dabei die Entwicklung und Verbesserung lokal differenziert wirkender Instrumente, die den unterschiedlich hohen Schutzanforderungen für verschiedene Ökosysteme gerecht werden. Gleichermaßen muss aber auch das Gesamtniveau an Stickstoffeinträgen in die Umwelt substanziell vermindert werden. Der SRU wird in diesem Gutachten die in den letzten Jahrzehnten entwickelten Politiken zum Schutz terrestrischer und aquatischer Ökosysteme und zur Verminderung des Eintrags verschiedener Stickstoffverbindungen in die Umweltmedien einordnen und darauf aufbauend Empfehlungen zu deren Weiterentwicklung geben. Es ist offensichtlich, dass weitreichende Änderungen vor allem in der Landwirtschaft sowie bei der Verbrennung fossiler Energieträger erforderlich sind. Deshalb werden die Empfehlungen auch gezielt diese Verursacher in den Blick nehmen. Dabei konzentriert sich der SRU auf die Auswirkungen und Minderungsmöglichkeiten in Deutschland, wohl wissend, dass durch die internationalen Verflechtungen sowohl Probleme als auch Lösungsmöglichkeiten auch außerhalb Deutschlands vorhanden sind. Die aus Umweltsicht notwendigen Reduktionen sind so groß, dass allein technische Maßnahmen, die beispielsweise die Nutzungseffizienz von Stickstoff verbessern, nicht ausreichen werden. Der SRU betrachtet daher auch Strategien, die über Effizienz hinausgehen, nämlich Konsistenz- und Suffizienzansätze. Hierzu werden insbesondere Veränderungen im Nahrungsmittelkonsum und bei der Verkehrsmittelwahl diskutiert. 6. Die Stickstoffproblematik zeichnet sich dadurch aus, dass es starke Wechsel-

wirkungen sowohl zwischen den Problemen als auch zwischen den Problemlösungen gibt. Darüber hinaus erfordern die notwendigen tief greifenden Veränderungen ein politisches und

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gesellschaftliches Problembewusstsein. Daher ist nach Auffassung des SRU ein integrierter Ansatz erforderlich, der sicherstellt, dass substanzielle Entlastungen ohne Problemverlagerungen erreicht werden. Eine integrierte Strategie könnte durch abgestimmte Zielsetzungen eine Orientierung für die notwendigen Veränderungen in Landwirtschaft, Verkehr und Energieerzeugung geben, das Problem in seiner Gesamtheit angemessen öffentlich kommunizieren, vernetzte Aufgaben institutionell besser bündeln und Problemverlagerungen verringern. Im folgenden Kapitel 2 wird zunächst erläutert und diskutiert, wie das Konzept des sicheren Handlungsraums auf die Stickstoffproblematik angewendet werden kann. Das Konzept ermöglicht eine systemische, das heißt übergreifende und integrierende Perspektive, die für das vielschichtige Stickstoffproblem notwendig ist. Gleichzeitig sind jedoch auch detaillierte Analysen erforderlich, die insbesondere die lokalen und spezifischen Besonderheiten der Stickstoffbelastungen aufzeigen. Dazu werden in Kapitel 3 die Einträge, Belastungen und Wirkungen reaktiver Stickstoffverbindungen in Deutschland beschrieben. Kapitel 4 analysiert die Verursacher und Treiber dieser Stickstoffbelastungen. In Kapitel 5 folgt eine ökonomische Betrachtung stickstoffrelevanter umweltpolitischer Instrumente. Anschließend werden in Kapitel 6 Empfehlungen für die Weiterentwicklung stickstoffrelevanter Politiken gegeben. Die systemische und die detaillierte Perspektive werden zum Schluss in Kapitel 7 wieder aufgegriffen, um Vorschläge für Elemente einer integrierten Stickstoffstrategie zu entwickeln.

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2
2.1
7.

Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ als Grundlage für Stickstoffminderungsziele
Einleitung
Zum Schutz der menschlichen Gesundheit und zum Erhalt einer guten Wasser- und

Luftqualität existieren seit Langem Grenzwerte, allerdings nur für einzelne Umweltmedien und für einzelne Stickstoffverbindungen. Ein solcher punktueller und medienbezogener Ansatz alleine kann jedoch den teilweise langfristigen, systemischen und global weitverbreiteten Wirkungen reaktiven Stickstoffs nicht gerecht werden. Ein punktueller Ansatz führt damit zu einer Unterschätzung der Tragweite des Problems, insbesondere für den Verlust an Biodiversität. Gefordert ist daher ein gesamthafter Ansatz. Die stickstoffbezogene Umweltpolitik benötigt ein gut begründetes übergeordnetes Ziel, das anzeigt, wie stark der Gesamteintrag reaktiven Stickstoffs in die Umwelt reduziert werden muss. Hierdurch lassen sich aktuelle Entwicklungstrends, bisherige umweltpolitische Maßnahmen und der weitere Handlungsbedarf in ihrer Gesamtheit bewerten. Dieses einleitende konzeptionelle Kapitel greift die Debatte um planetarische Grenzen und einen „sicheren Handlungsraum“ auf, um ein solches Ziel entwickeln und begründen zu können. Diese einrahmende konzeptionelle Debatte wird dann im Plädoyer für eine Stickstoffstrategie (Kap. 7) wieder aufgegriffen. 8. Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) hat bereits in seinem Umwelt-

gutachten 2012 empfohlen, das Konzept der planetarischen Grenzen zur Leitlinie der Umweltpolitik zu machen und Anstrengungen zu verstärken, den „sicheren Handlungsraum“ einzuhalten. Mittlerweile haben anthropogene Eingriffe in die Biosphäre ein so besorgniserregendes Ausmaß erreicht, dass einige kritische Schwellen für einen „sicheren Handlungsraum“ bereits überschritten worden sind, andere bald überschritten werden könnten (ROCKSTRÖM et al. 2009a). ROCKSTRÖM et al. (ebd.) zählen die Überfrachtung mit Nährstoffen durch die Landwirtschaft zusammen mit dem Verlust an Biodiversität und dem Klimawandel zu den drei Umweltthemen, bei denen eine Grenzüberschreitung schon festgestellt wurde. Ziel und Funktion des Konzeptes des „sicheren Handlungsraums“ ist der Erhalt der natürlichen Lebensgrundlagen in globaler Perspektive. Ausschlaggebendes Kriterium dafür ist der Erhalt der Stabilität und Pufferkapazität der auch für den Menschen wichtigen natürlichen und naturnahen Systeme gegenüber äußeren Störungen (Resilienz). Die Resilienz kann nur durch eine vorsorgliche und rechtzeitige Verminderung der anthropogenen Störungen gesichert werden, weil die kritischen Schwellen nicht exakt vorher bestimmbar sind. 9. Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ bietet damit ein Begründungssystem

für die Formulierung langfristiger umweltpolitischer Qualitäts- und Handlungsziele, so wie es in der internationalen Klimadebatte mit dem 2-Grad-Ziel und den korrespondierenden Anfor-

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derungen an die Industrieländer, ihre Treibhausgase um 80 bis 95 % zu reduzieren, gelungen ist. Diese Ziele haben die nationale und internationale Klimadebatte der letzten Jahre wesentlich geprägt (GEDEN 2012; SCHREURS 2012; von BASSEWITZ 2013; YOUNG 2010, S. 94). Aus Umweltqualitätszielen für einzelne Umweltmedien lassen sich akzeptable Gesamtfrachten ableiten, die Grundlage für Reduktionsziele (Handlungsziele) für die Entnahme natürlicher Ressourcen oder für den Eintrag schädlicher Stoffe in die natürliche Umwelt sind (WBGU 2009; in Bezug auf reaktiven Stickstoff: de VRIES et al. 2013; SRU 1994). Der besondere Verdienst der Debatte um die planetarischen Grenzen ist es, neben dem globalen Kohlenstoffkreislauf weitere wichtige Erdsysteme identifiziert zu haben, wie zum Beispiel den Stickstoffkreislauf. Damit wird der Blick auf andere drängende Umweltprobleme erweitert, vor allem auf die oftmals verdrängten Wechselwirkungen zwischen verschiedenen Belastungen (s. Tz. 13). 10. Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ ist mittlerweile wissenschaftlich

weiterentwickelt und in der internationalen umweltpolitischen Diskussion aufgegriffen worden (zusammenfassend: PISANO und BERGER 2013; in Deutschland insbesondere: EnqueteKommission Wachstum, Wohlstand, Lebensqualität 2013; WBGU 2014; EEAC 2014). Es stellt eine Syntheseleistung vielfältiger naturwissenschaftlicher aber auch gesellschaftswissenschaftlicher Forschungszusammenhänge dar, die für die Ableitung und Bestimmung eines „sicheren Handlungsraumes“ herangezogen werden. Im Folgenden sollen zunächst die wichtigsten Begriffe und Argumentationsfiguren dargestellt werden, die einen „sicheren Handlungsraum“ begründen. Darauf aufbauend wird der Modifikationsbedarf des Konzeptes im Hinblick auf die gesellschaftlichen Dimensionen der Stickstoffproblematik entwickelt. Das Thema ist mehrdimensional und muss auf mehreren Handlungsebenen und mit unterschiedlichen Zeithorizonten synchronisiert behandelt werden. Vor allem aus Gründen der besseren öffentlichen Kommunikation ist ein Gesamtreduktionsziel sinnvoll. Grenzziehungen oder Reduktionsziele benötigen zudem eine klare Handlungsperspektive und müssen die Tatsache im Auge behalten, dass der Stickstoffeinsatz eine wichtige Rolle für die Ernährung spielt. Reduktionsziele müssen auch grundsätzlich erreichbar sein, um akzeptiert werden zu können. Aus diesem Grunde werden schließlich die verfügbaren Handlungsoptionen diskutiert, um zu einem „sicheren Handlungsraum“ zurückzufinden.

2.2
11.

Der „sichere Handlungsraum“ – grundlegende Begründungszusammenhänge
Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ basiert auf den Erkenntnissen von

drei Forschungszusammenhängen: dem Erdsystemansatz, der Resilienzforschung und der ökologischen Ökonomie.

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– Der Erdsystemansatz betrachtet die Dynamik ökologischer und gesellschaftlicher Systeme aus globaler Perspektive und über lange Zeiträume. Die Analyse sozial-ökologischer Systeme beschäftigt sich mit den Wechselwirkungen zwischen Mensch und Natur (GLASER et al. 2012b). Dabei wurde sichtbar, dass seit Beginn der Industrialisierung und verstärkt innerhalb der letzten fünf bis acht Jahrzehnte die menschlichen Einwirkungen auf globale natürliche Systeme oftmals exponentiell wachsen. Damit ist zwangsläufig auch eine neue Qualität globaler Verantwortung des Menschen für deren Stabilität verbunden. – Die Resilienzforschung untersucht die Verknüpfungen innerhalb der dynamischen Selbstorganisation (sozial-)ökologischer Systeme (GALLOPÍN 2006). Der Erhalt der Resilienz von Ökosystemen ist ein zentrales Kriterium, um Schwellenwerte für anthropogene Eingriffe zu identifizieren (vgl. Tz. 16). Wo diese nicht vorab exakt bestimmt werden können, muss auf das Vorsorgeprinzip zurückgegriffen werden (s. Tz. 26). – Die ökologische Ökonomie thematisiert die Einbettung und existenzielle Abhängigkeit der Ökonomie von lebenserhaltenden natürlichen Systemen (SRU 2012, Kap. 1; DALY 2007; BOULDING 1966). Diese liefern notwendige Ressourcen wie Nahrung, Energie und Rohstoffe und dienen als Senke für die zahlreichen Abfallprodukte und Emissionen des industriellen Stoffwechsels. Diese Zusammenhänge können am aktuellen Beispiel der Bedeutung von Ökosystemleistungen verdeutlicht werden (Tz. 19 ff.). Der Erdsystemansatz als Ausgangspunkt des „sicheren Handlungsraumes“ 12. Im Jahr 2009 hat eine Gruppe von Wissenschaftlern (ROCKSTRÖM et al. 2009b) für

neun Problembereiche Schwellenwerte für einen „sicheren Handlungsraum“ vorgeschlagen. Zu diesen Problembereichen gehören der Verlust an Biodiversität, der Stickstoff- und Phosphorzyklus, der Klimawandel, der Abbau der stratosphärischen Ozonschicht, die Versauerung der Ozeane, die globale Süßwassernutzung, Landnutzungsänderungen, die atmosphärische Aerosolbelastung und die Verschmutzung durch Chemikalien. Diese Problembereiche beziehen sich sowohl auf Erdsystemprozesse als auch auf regionale Prozesse, die erst durch ihre kumulierten Wirkungen eine globale Dimension entfalten. Für die Themenwahl des Autorenteams spielten auch pragmatische Gründe, zum Beispiel die Verfügbarkeit eines Indikators, eine ausschlaggebende Rolle. Gelegentlich werden auch weitere Themen und Indikatoren oder eine andere Systematik der Probleme vorgeschlagen (WESTLEY et al. 2011, S. 762). 13. Die einzelnen Problemfelder stehen in dynamischen Wechselbeziehungen zueinan-

der (WESTLEY et al. 2011, S. 762; de VRIES et al. 2013, S. 302). Sechs der neun Problembereiche stehen in einem direkten Zusammenhang mit den Emissionen von Stickstoff-

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verbindungen aus der Landwirtschaft und der Verbrennung fossiler und biogener Energieträger (ausführlich Kap. 3), so insbesondere – der Biodiversitätsverlust (z. B. infolge des Nährstoffeintrags), – der Klimawandel und der Abbau der Ozonschicht (infolge unter anderem von Lachgasemissionen), – der mit Landnutzungsänderungen verbundene, vermehrte Stickstoffeinsatz (vor allem bei der Ausweitung intensiv bewirtschafteter landwirtschaftlicher Nutzflächen), – Wasserknappheit (indirekt) und – Aerosolemissionen (z. B. Feinstaubbildung aus Ammoniak und Stickstoffoxiden). Die Wechselwirkungen können an einigen Beispielen illustriert werden: Die Steigerung der landwirtschaftlichen Produktivität durch Nährstoffzufuhr kann gleichzeitig einen steigenden Wasserbedarf zur Folge haben (GORMAN 2013, S. 264). Es besteht auch ein enger globaler Zusammenhang zwischen dem globalen Kohlenstoff- und dem Stickstoffzyklus sowohl mit verstärkenden (positiven), wie abschwächenden (negativen) Rückkopplungen zwischen den beiden Zyklen. So regen Nährstoffe die natürliche Biomasseproduktion an, wodurch wiederum zumindest vorübergehend Kohlenstoffsenken aufgebaut werden. Zugleich werden durch hohe Nährstofffrachten auf Nährstoffarmut spezialisierte Pflanzengemeinschaften verdrängt und der Druck auf den Artenbestand erhöht. Eine veränderte Artenzusammensetzung im Ökosystem kann auch deren Anpassungsfähigkeit an den Klimawandel beeinträchtigen und damit die Klimaschäden erhöhen (GRUBER und GALLOWAY 2008). Solche dynamischen Wechselwirkungen erschweren methodisch die Formulierung belastbarer Schwellenwerte für jeden einzelnen Problembereich. Insgesamt rücken mit einer solchen Systemperspektive globale, dynamische, langfristige oder nicht-lineare Prozesse in den Fokus der Betrachtung. 14. In räumlicher Perspektive bezieht sich das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“

explizit auf globale Problemzusammenhänge. Diese globale Perspektive ist als ergänzender Begründungsrahmen zum Verständnis lokaler und regionaler Wirkzusammenhänge zu sehen, die vielfach bereits erkannt und umweltpolitisch zumindest in Ansätzen aufgegriffen worden sind (ROCKSTRÖM et al. 2009a). 15. In zeitlicher Perspektive müssen die dynamischen Prozesse in den erdgeschicht-

lichen Dimensionen von Jahrtausenden von den viel kürzeren Zeitachsen des anthropogenen Eingriffs unterschieden werden. Auch hier bildet die Langfristperspektive den ergänzenden Begründungsrahmen für die Analyse der kurzfristigen Ursache-Wirkungsbetrachtungen. Die Bedeutung der zeitlichen Dimension wird insbesondere durch die erdgeschichtlichen Betrachtungen deutlich. Das erdgeschichtliche Zeitalter des Holozäns bot in den letzten 10.000 Jahren günstige natürliche und klimatische Bedingungen für die Entstehung und

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Entfaltung menschlicher Zivilisationen und kann in diesem Sinne als „sicher“ betrachtet werden (CORNELL 2012; ELMQVIST et al. 2013). Im Holozän gab es zwar durchaus primär lokal und regional bedeutsame menschliche Einwirkungen auf Natur und Umwelt, die globalen hielten sich jedoch in Grenzen (FOLEY et al. 2013; SMITH und ZEDER 2013; STEFFEN et al. 2007). Der von CRUTZEN (2002) und anderen (STEFFEN et al. 2007) eingeführte Begriff des „Anthropozän“ soll auf eine dramatische Entwicklung hinweisen, die wesentlich von globalen menschlichen Einwirkungen geprägt ist. Der Eintritt in das Anthropozän wird oftmals auf den Beginn der Industrialisierung datiert – es gibt aber durchaus auch Stimmen, die den Beginn auf das Entstehen der Ackerbaukulturen zurückführen (FOLEY et al. 2013). Von großer Bedeutung ist jedoch nicht die Datierungsfrage, sondern die Geschwindigkeit, in der sich die Menschheit von den „sicheren“ Bedingungen des Holozäns entfernt. Es ist die „große Beschleunigung“ des Bevölkerungs- und Wirtschaftswachstums sowie des Energie-, Rohstoff- oder Flächenverbrauchs seit dem Ende des zweiten Weltkriegs, die Anlass zur Sorge gibt (STEFFEN et al. 2007, S. 617). Dieses exponentielle Wachstum lässt zum einen systemische Folgen von erheblicher Tragweite befürchten (ROCKSTRÖM et al. 2009b; 2011). Um dieses Szenario zu verhindern, ist zum anderen eine neue Qualität der Verantwortung der Menschheit gefordert. Damit wird auch letztlich ein anthropozentrischer Begründungszusammenhang entwickelt: Was sich so schnell von einem sicheren Ausgangspunkt entfernt, kann unvorhersehbar instabil und damit für die Menschheit sehr riskant werden. Resilienz: von der begrenzten Pufferkapazität natürlicher Systeme 16. Für das Sicherheitsverständnis des Konzeptes ist der Resilienzbegriff von grund-

legender Bedeutung: Resilienz bezeichnet die Fähigkeit eines Systems Schocks und Störungen zu absorbieren und seine grundlegende Funktion, Struktur und Rückkopplungsmechanismen zu erhalten und weiterzuentwickeln (CHAPIN et al. 2009, S. 9; Abb. 2-1). Sicher ist ein System, wenn es resilient in einem für den Menschen wünschenswerten Zustand ist. Abbildung 2-1 Systeme mit unterschiedlicher Resilienz

links: hohe Resilienz, rechts: geringe Resilienz SRU/SG 2015/Abb. 2-1; Datenquelle: RABITSCH und ESSL 2013

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Ursprünglich stammt der Begriff „Resilienz“ aus der Psychologie und wurde von HOLLING (1973) in die Ökologie eingeführt. Seit den 1990er-Jahren wird er zunehmend auf sozialökologische Systeme, das heißt die Interaktionen zwischen Mensch und Natur, angewandt. Resilienz ist gekennzeichnet durch drei Eigenschaften: 1.) das Ausmaß an Veränderung, dem ein System ausgesetzt sein kann und bei dem es trotzdem noch seine Struktur und Funktionen erhält, 2.) die Fähigkeit zur Selbstorganisation und 3.) die Kapazität des Systems zu lernen und sich anzupassen (CARPENTER et al. 2001). Dem liegt das Konzept von „domains of attraction“ zugrunde, einem Zustandsraum eines dynamischen Systems, der einen oder mehrere Attraktoren enthält und auf den das System in Abwesenheit von Störungen zustrebt. Innerhalb der Grenzen dieser „domains“ kann der Zustand des Systems schwanken (GALLOPÍN 2006, S. 297 f.). Ein Beispiel ist das „Umkippen“ eines Sees aufgrund zu hoher Nährstoffeinträge, die zu Sauerstoffmangel und schließlich einem erheblichen Verlust der Biodiversität und der Selbstreinigungskraft des Gewässers führen. Das Konzept wird schematisch in der Abbildung 2-1 illustriert. Links ist ein System mit hoher Resilienz dargestellt – bei mäßiger Energie pendelt sich die Kugel immer wieder in der ersten Delle (Systemzustand) ein. Erst bei sehr großer Energiezufuhr (Störung) überwindet sie den Berg und fällt in die nächste Delle (neuer Systemzustand). Bei geringer Resilienz (rechts) wird der neue Systemzustand schon wesentlich schneller, das heißt bei geringerer Störung erreicht. Um die Resilienz von Systemen zu verstehen, ist es essenziell, den konkreten Systemzustand (resilience of what?) und die betrachteten Störungen (resilience to what?) zu definieren (CARPENTER et al. 2001, S. 777). Auch die betrachteten Ökosystemfunktionen müssen spezifiziert werden. Werden diese Fähigkeiten der Selbstorganisation und Selbststabilisierung überfordert und bestimmte Schwellenwerte überschritten, wechseln natürliche Systeme in einen neuen Zustand. Dies kann in einen durchaus dramatischen Prozess münden, wie er in den großen erdgeschichtlichen Phasen des massenhaften Artensterbens beobachtet werden kann. 17. Diese Veränderungen in den Ökosystemen können irreversibel sein oder nur durch

einen erheblichen Aufwand, nicht aber durch die Selbstregulierung der Systeme wieder korrigiert werden (BARNOSKY et al. 2012, S. 52). In der Biodiversitätsforschung ist der Begriff „Kipppunkt“ („Tipping Point“) seit der Veröffentlichung des Global Biodiversity Outlook 3 populär geworden (MARQUARD und KRUG 2012; SCBD 2010a). Ein Kipppunkt wird definiert als eine Situation, in der ein Ökosystem eine Veränderung hin zu einem neuen Zustand auf regionaler und globaler Ebene erfährt, der mit signifikanten Veränderungen für die Biodiversität und der davon abhängigen Ökosystemfunktionen verbunden ist (SCBD 2010a, S. 72; vgl. Tab. 2-1). Die Veränderung kann auch als schleichende Entwicklung erfolgen (RABITSCH und ESSL 2013). So wird der Übergang zu dem neuen Zustand durch Eintrag von Nährstoffen meist

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fließend erreicht und hat tief greifende Folgen insbesondere für die Biodiversität und auch über die von ihr erbrachten Ökosystemleistungen für den Menschen (vgl. Tz. 176 ff.). Tabelle 2-1 Charakteristika von Kipppunkten – Die Veränderung wird durch positive Rückkopplungseffekte dauerhaft verstärkt. – Es gibt eine Schwelle, jenseits derer ein abrupter Wechsel von einem zu einem anderen stabilen Zustand erfolgt, auch wenn diese Schwelle nicht präzise vorhergesagt werden kann. – Die Zustandswechsel, die durch den Treiber herbeigeführt wurden, sind dauerhaft und schwierig wieder umzukehren. – Es gibt einen beträchtlichen Zeitabstand zwischen der Dynamik der Treiber und den sichtbaren Wirkungen, der für das Umweltmanagement große Schwierigkeiten bereitet.
Quelle: SCBD 2010b, S. 72, eigene Übersetzung

18.

Der Resilienzansatz kann für eine frühzeitige Bestimmung des Handlungsbedarfs

genutzt werden, wenn die vom beobachteten Ökosystem noch aufnehmbare Störung identifiziert werden kann, die noch eine Rückkehr zu dem ursprünglichen Zustand ermöglicht (CARPENTER et al. 2001). Störungen können dabei einzeln oder in Kombination wirken (RABITSCH und ESSL 2013). Eine Ex-ante-Bestimmung, wo die Grenze zum Zustandswechsel liegt, ist jedoch schwierig. Schwellenwerte, verstärkende Rückkopplungseffekte und Time-lag-Effekte (zeitlich verzögertes Auftreten einer Wirkung) machen es schwer, die Wirkungen globaler Veränderungen auf die Resilienz vorherzusehen. Auch die Kontrolle von Störungen nach Beginn des Veränderungsprozesses ist schwierig und ein Rückgängigmachen ist oft nicht mehr möglich oder, sofern es möglich ist, langsam und kostspielig (SCBD 2010b, S. 8; SCHEFFER et al. 2009). Die neuere Forschung versucht Frühwarnindikatoren für den Verlust an Resilienz zu entwickeln, wie zum Beispiel die Häufigkeit des Ausbrechens von seuchenartigen Krankheitsbefällen oder den Zeitbedarf, den Ökosysteme benötigen, in ihren ursprünglichen Zustand zurückzukehren (BARNOSKY et al. 2012, S. 53; THRUSH et al. 2009; SCHEFFER et al. 2012, S. 346). Insofern liefert der Resilienzansatz zwar eine robuste theoretische Begründung dafür, Belastungsgrenzen zu respektieren, seine Operationalisierung ist jedoch schwierig. Ersatzweise und als praktikable Annäherung hat die Europäische Umweltagentur folgende Indikatoren für die Resilienz von Ökosystemen vorgeschlagen: den Erhaltungszustand der Ökosysteme, die Überschreitung kritischer Belastungsgrenzen für Nährstoffe (Critical Loads) und den Anteil von Gewässern in einem guten Zustand (EEA 2012). Auf die zentrale Bedeutung des Critical-Loads-Ansatzes, der eine Schwelle schädlicher Wirkungen bestimmt, wird weiter unten eingegangen.

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Ökosystemleistungen: von den essenziellen Funktionen für Wirtschaft und Lebensqualität 19. Zustandswechsel (regime shifts) von Ökosystemen als Folge von Resilienzverlust

haben unmittelbare Wirkungen auf deren Struktur, Funktion und Leistung. Ökosystemleistungen sind „[…] direkte und indirekte Beiträge von Ökosystemen zum menschlichen Wohlergehen, das heißt Leistungen und Güter, die dem Menschen einen direkten oder indirekten wirtschaftlichen, materiellen, gesundheitlichen oder psychischen Nutzen bringen“ (Glossar in Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2012). Sie sind „für das Wohlbefinden von Menschen von Bedeutung und damit wertvoll“ (ESER et al. 2011). Ökosystemleistungen werden durch die Diversität areal- und standortheimischer Arten unterstützt. Dies gilt insbesondere für die „Basisleistungen“ und „Regulierungsleistungen“ (Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2012; s. Abb. 2-2). Abbildung 2-2 Kategorisieren von Ökosystemleistungen

Quelle: Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2012, S. 23, verändert

20.

Die neuere Diskussion um die „Produktivkraft Natur“ (JESSEL et al. 2010) und damit

um die Ökonomie von Ökosystemleistungen und Biodiversität illustriert eine der zentralen Aussagen der ökologischen Ökonomie: Naturkapital oder funktionsfähige Ökosysteme sind eine Grundlage wirtschaftlicher und kultureller Systeme. Das Konzept der Ökosystemleistungen versucht, die Einbindung des Menschen in die Natur zu verdeutlichen (COSTANZA et al. 2014), die gesellschaftlichen Auswirkungen von Umweltveränderungen zu analysieren und teilweise in Geldwerten auszudrücken (KÜHNE 2014). Die Debatte um Ökosystemleistungen schlägt damit eine kommunikative Brücke zwischen einer naturwissenschaftlichen und einer ökonomischen Perspektive (ebd.). Diese Rückkopplung einer ökologischen Argumentation an vitale Interessen von Akteursgruppen wird in der Fachliteratur als eine notwendige Erfolgsbedingung wissenschaftlicher Politikberatung betrachtet, die

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erst ein Problem im öffentlichen Bewusstsein „hervorspringen“ lässt („salience“) (BÖCHER 2007, S. 33; CASH et al. 2002; WETTESTAD 2000). 21. Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ sucht explizit Anschluss an die

Diskussion um die ökonomische und kulturelle Bedeutung von Ökosystemleistungen. Wenn Wohlstand essenziell von der Bereitstellung von Ökosystemleistungen abhängt, dann sind Veränderungen, die die Funktion von Ökosystemen und damit ihre Leistungsfähigkeit beeinträchtigen, unerwünscht. Insoweit kommt es wesentlich darauf an, dass die Wirkungen von Stressoren auf Struktur, Prozesse und Funktionalität von Ökosystemen beachtet werden, insbesondere im Hinblick darauf, dass diese weiterhin in der Lage bleiben, wichtige Nutzen stiftende Leistungen für die Gesellschaft zu erbringen (CORNELL 2012; ELMQVIST et al. 2013). Wie Strukturen und Funktionen von Ökosystemen durch Stickstoffverbindungen beeinträchtigt werden, wird in Kapitel 3 im Detail analysiert. 22. Der Verlust von Ökosystemleistungen kann zu hohen volkswirtschaftlichen Kosten

führen (SCBD 2010b; Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2012). MEYERHOFF et al. (2012) schätzen zum Beispiel, dass die Implementierung von Maßnahmen, die in der nationalen Biodiversitätsstrategie vorgeschlagen wurden, Schäden im Wert von 2,3 bis 9,3 Mrd. Euro pro Jahr vermeiden könnten. Die Untersuchung verwendet die ContingentValuation-Methode und basiert auf 2.300 Interviews. Einen interessanten Versuch, die Veränderung von Ökosystemleistungen durch die in den letzten Jahren politikinduzierte Stickstoffreduktion in Europa monetär zu bewerten, unternehmen JONES et al. (2014). Sie wählen für die monetäre Bewertung einzelne Regulierungsleistungen, Versorgungsleistungen und kulturelle Leistungen aus. Sie kommen hierbei zu einem positiven Nettonutzen der erreichten Stickstoffreduzierung (ebd.). Allerdings wird in dieser Analyse auch sehr deutlich, dass selbst für die Bewertung der über den Markt gehandelten Versorgungsleistungen eine Reihe von diskussionswürdigen Annahmen über Wirkungsbeziehungen und Anpassungsverhalten notwendig sind. Bei allen anderen Ökosystemleistungen verstärkt sich dieses Problem noch durch Ungenauigkeiten in der Bewertung selbst. Für viele der Basisleistungen sind bisher gar keine Ansätze zur Monetarisierung erkennbar. Die unterschiedliche monetäre Erfassbarkeit der verschiedenen Ökosystemleistungen führt damit zu einem zu hohen Gewicht der eher negativ betroffenen Versorgungsleistungen (z. B. Ertragsminderungen) und in der Folge höchstwahrscheinlich zur Unterschätzung des Nutzens der Reduktion von reaktivem Stickstoff in der Atmosphäre (ebd., S. 85). Dies macht deutlich, dass die von der Ökonomie der Ökosystemleistungen eingeforderte Berücksichtigung aller Ökosystemleistungen nicht gleichbedeutend sein kann mit einer monetären Bewertung all dieser Leistungen: Die komplexen Zusammenhänge, die Langfristigkeit der Wirkung und die Verlässlichkeit von Haushaltsbefragungen machen gerade bei wenig sichtbaren Umweltveränderungen die Bewertung vor allem von Basis- und Regula-

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tionsleistungen sehr schwierig. Insofern können monetäre Bewertungen immer nur ein Element einer Kosten-Nutzen-Bewertung sein. Dies gilt umso mehr dann, wenn die entstehenden Probleme langfristige Risiken mit sich bringen. Vorsorge: vom Umgang mit Nichtwissen und Risiko 23. Die strenge Festlegung planetarischer Grenzen für einen „sicheren Handlungsraum“

wird insbesondere durch das Vorsorgeprinzip begründet. In einem Politikpapier des Stockholm Resilience Center für den Nordischen Ministerrat von 2013 wird argumentiert, dass man sich angesichts der erheblichen Wirkungsunsicherheiten und der großen Tragweite der Folgen auf der „sichersten Seite“ des Spektrums unterschiedlicher Risikobewertungen bewegen sollte (ELMQVIST et al. 2013, S. 15). 24. Die Anwendung des Vorsorgeprinzips ist insbesondere aus folgenden Gründen

erforderlich: – Die systemischen Wechselbeziehungen zwischen verschiedenen Erdsystemprozessen und ihre jeweilige Dynamik im Zeitablauf sind nicht hinreichend bekannt; irreversible Veränderungen, sich verstärkende Rückkopplungsprozesse und Kipppunkte können nur plausibel gemacht, nicht aber präzise vorhergesagt werden. Es ist damit ein Gebot der Vorsorge, große Sicherheitsabstände zu solchen unerwünschten Prozessen zu schaffen. – Die sozio-ökonomischen Folgen neuer Erdsystemzustände sind nicht im Detail bekannt, es gibt aber einen begründeten Anlass zur Annahme, dass sie gravierend und in der Summe mit großen ökonomischen, sozialen und politischen Brüchen verbunden sein können. Dieser Vorsorgegrund spricht dafür, die „große Beschleunigung“ soweit möglich zu bremsen. – Frühwarnindikatoren für einen Verlust an Resilienz sind in Entwicklung, aber noch nicht standardisiert und verlässlich verfügbar. 25. Diese Konstellation ist ein Anwendungsfall für das Vorsorgeprinzip. Das Vorsorge-

prinzip berechtigt, gerade auch im Lichte der zeitlichen und räumlichen Tragweite dieser potenziell irreversiblen Wirkungen und eines starken Besorgnisansatzes, auch zu politischem Handeln weit vor der Schwelle eines Gefahrenbeweises (vgl. ausführlich: SRU 2011). Es kommt gerade im Hinblick auf die Tatsache zur Geltung, dass sich viele Wirkungen der heutigen Inanspruchnahme natürlicher Ressourcen erst mit erheblichen Zeitverzögerungen voll entfalten und es angesichts der erheblichen „Bremswege“ politisch-gesellschaftlicher Reformen für eine Risikobewältigung zu spät käme, wenn erst gehandelt würde, wenn die oben beschriebenen Gefahren naturwissenschaftlich exakt bestimmt werden können. In diesem Sinne erfordert die Anwendung des Vorsorgeprinzips aber auch immer einen Abwägungsvorgang. Man kann also nicht davon ausgehen, dass die Grenzen des „sicheren Handlungsraumes“ unverhandelbar sind (so zu recht: SCHMIDT 2013, S. 221). Die Tatsache, dass ein natürliches System als Folge seiner Überfrachtung oder Übernutzung um-

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kippt, ist als solche nicht verhandelbar. Das Risiko, das man bereit ist dafür hinzunehmen, ist es jedoch. Exkurs zum Vorsorgeprinzip: vom Umgang mit Nichtwissen und Risiko 26. Das Grundgesetz (GG) enthält in Artikel 20a die Staatszielbestimmung Umwelt-

schutz, die den Staat verpflichtet – auch in Verantwortung für die künftigen Generationen – die natürlichen Lebensgrundlagen zu schützen. Der Verpflichtung zum Umweltschutz lässt sich zwar kein präzises Schutzniveau entnehmen, das der Staat zu beachten oder zu verwirklichen hätte (EPINEY in: von MANGOLDT/KLEIN/STARCK 2010, Artikel 20a GG Rn. 64). Allerdings gilt es, den verbindlichen materiellen Zielkern des Staatsziels und ein im Hinblick darauf bestehendes Verbot, das Mindestmaß an gebotenem Schutz zu unterschreiten (Untermaßverbot), als absolute Grenze zu beachten (BRÖNNEKE 1999, S. 272 ff. und 471 ff.; SOMMERMANN 1997, S. 439 ff.). Die Staatsorgane sind also zu einem angemessenen und wirksamen Schutz verpflichtet. Im Rahmen des Artikels 20a GG kann dieser vor allem wegen der Bezugnahme auf die zukünftigen Generationen konkretisiert werden. Denn hierdurch entsteht dem Staat eine besondere, rechtlich verpflichtende Zukunfts- und Langzeitverantwortung (KLOEPFER 1996, S. 78; zum Begriff ferner GETHMANN et al. 1993, S. 14 ff., 26 ff. und 57 ff.). Diese wird in zutreffender Weise auch als Ausdruck des Grundsatzes der nachhaltigen Entwicklung interpretiert (FRENZ 1999, S. 40 f.; KLOEPFER 1996, S. 78; ausführlich EPINEY und SCHEYLI 1998, S. 36 ff.; REHBINDER 2007, Rn. 81). Entsprechend ist die durch das Untermaßverbot gezogene Grenze im Sinne der Nachhaltigkeit zu konkretisieren. Daher sollte zum Beispiel die Freisetzung von Stoffen die Tragfähigkeitsgrenze der Umweltmedien nicht überschreiten. Das Untermaßverbot erfordert somit im Hinblick auf die Regulierung von Umweltauswirkungen, umweltbelastenden Tätigkeiten eine konkrete Grenze zu setzen. Diese durch die Nachhaltigkeit vorgegebene Minimalanforderung gilt es als Grenze einzuhalten, damit die Umwelt auch den zukünftigen Generationen als Grundlage erhalten bleibt. Eine allgemeine oder unzumutbare Verschlechterung der ökologischen Gesamtsituation darf nach überwiegender Meinung in der Literatur nicht hinterlassen werden. Daher muss bei unvermeidlichen Eingriffen in die Umwelt ein entsprechender Ausgleich geschaffen werden (so z. B. EPINEY in: von MANGOLDT/KLEIN/STARCK 2010, Artikel 20a GG Rn. 65; MURSWIEK in: SACHS 2009, Artikel 20a GG Rn. 44; REHBINDER 2007, S. 149 f.; KLOEPFER 2004, Artikel 20a GG Rn. 44; kritisch hierzu etwa SCHINK 1997, S. 226 f.). Über diese vorgegebene Minimalanforderung hinaus kann auf das Vorsorgeprinzip zurückgegriffen werden, weil Unsicherheit und bestehende Wissenslücken es erschweren, exakte Wirkschwellen abzuleiten. Daraus ergibt sich eine Handlungsermächtigung des Staates, auch bereits vor der Schwelle eines Gefahrenbeweises tätig zu werden. Das Vorsorgeprinzip kann somit auch herangezogen werden, um die strenge Festlegung planetarischer Grenzen für einen „sicheren Handlungsraum“ zu begründen.

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Das Vorsorgeprinzip leitet sich aus europa- und völkerrechtlichen Normen (de SADELEER 2002) und im nationalen Kontext aus der Staatszielbestimmung des Artikels 20a GG ab. Die EU und die Bundesrepublik Deutschland sind verfassungsrechtlich zur Vorsorge verpflichtet. Nationalrechtlich teilt das Vorsorgeprinzip als Bestandteil des Artikels 20a GG den Charakter der Staatszielbestimmung als Optimierungsgebot. Durch Artikel 20a GG steht der Umweltschutz als Staatszielbestimmung gleichwertig neben den anderen in Artikel 20 Absatz 1 und 3 und Artikel 28 Absatz 1 Satz 1 GG genannten Staatsstrukturprinzipien. Die daraus fließende staatliche Langzeitverantwortung für künftige Generationen unterstreicht die Bedeutung des Vorsorgeprinzips im Hinblick auf den Umweltschutz. Bei der Ausfüllung der in Artikel 20a GG ausgesprochenen Verantwortung des Staates für die natürlichen Lebensgrundlagen räumt das Bundesverfassungsgericht (BVerfG) dem Staat zunächst einen weiten Gestaltungsspielraum ein (vgl. nur BVerfGE Bd. 118, S. 79 (110)). Dies ist dem Umstand geschuldet, dass Umweltschutzaspekte an der Abwägung mit widerstreitenden Verfassungsbelangen (Grundrechte, Sozialstaatsprinzip) teilnehmen und hier keinen absoluten Vorrang genießen. Dem Gestaltungsspielraum sind jedoch durch Artikel 20a GG auch Grenzen gesetzt, denen der Staat im Rahmen eines Schutzkonzeptes, das bestimmte Leitplanken zu formulieren hat, Rechnung tragen muss, um seiner Verantwortung gerecht zu werden. Jenseits dieser Grenze liegt die Konkretisierung des Schutzkonzepts – etwa über Umweltqualitätsziele (REESE 2010, S. 345) – in den Händen der zuständigen Staatsorgane. Sie haben dabei einen Optimierungsauftrag, wonach der Umweltschutz – bezogen auf die rechtlichen und tatsächlichen Möglichkeiten – in einem möglichst hohen Maße zu realisieren ist (BRÖNNEKE 1999, S. 269 ff.; SOMMERMANN 1997, S. 360 f.). Im Rahmen der Abwägung mit anderen Verfassungsbelangen gilt es wegen der Zukunfts- und Langzeitverantwortung des Staates den Vorgaben des Vorsorgeprinzips Rechnung zu tragen (SCHULZE-FIELITZ in: DREIER 2006, Artikel 20a GG Rn. 53; vgl. hierzu ausführlich CALLIESS 2001, S. 181). Weil Kausalketten oft nur partiell nachvollziehbar sind und der Punkt, an dem die Grenzen überschritten werden, nicht genau bestimmt werden kann, sind Sicherheitsabstände einzuhalten, die es im Einzelfall zu bestimmen gilt. Dementsprechend muss das Schutzkonzept auch am Maßstab der Risikovorsorge bestimmt werden (CALLIESS 2001, S. 153 ff.). Bei der rechtlichen Bewertung der Umweltbelastung durch anthropogene Einwirkungen dürfen zudem nicht nur die aktuellen Auswirkungen berücksichtigt werden, sondern es muss auch deren Summation über Jahre hinweg Rechnung getragen werden. Des Weiteren verlangt die Langzeitverantwortung des Staates bei vollständiger oder teilweiser Irreversibilität von Umweltbelastungen ein vorausschauendes Handeln der Entscheidungsträger im Sinne des Vorsorgeprinzips, das eine besondere Berücksichtigung von Risiken mit ihren Nah- und Fernwirkungen einschließt (KLOEPFER 1996, S. 77 f.).

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Der Critical-Loads-Ansatz 27. Bei der Bestimmung des „sicheren Handlungsraumes“ wird insbesondere im Zusam-

menhang mit der Stickstoffproblematik auf den Critical-Loads-Ansatz zurückgegriffen (de VRIES et al. 2013; auch: EEA 2012). Der Critical-Loads-Ansatz wird bereits seit Jahrzehnten in der internationalen Luftreinhaltepolitik (z. B. Stickstoffdioxid, Ammoniak) im Hinblick auf den Schutz terrestrischer Ökosysteme verwendet und weiterentwickelt. Critical Loads werden auch in anderen kleinräumigeren Zusammenhängen berechnet (BALLA et al. 2012). Während die oben referierten Ansätze zur Bestimmung eines „sicheren Handlungsraumes“ (z. B. Resilienz) eher (noch) theoretischer Natur sind, hat sich der Critical-Loads-Ansatz in der internationalen Luftreinhaltepolitik und anderen Politikfeldern bereits fest etabliert und konkrete, allgemein akzeptierte Werte entwickeln können. 28. Critical Loads werden hier als Schwellen für die Deposition von versauernden und

eutrophierenden Verbindungen definiert, unter denen nach aktuellem Wissen keine schädlichen Auswirkungen auf Rezeptoren wie Pflanzen, Ökosysteme oder Materialien zu erwarten sind (HETTELINGH et al. 2013; SRU 1994; SKEFFINGTON 1999; NAGEL und GREGOR 1999). Je nach Endpunkt oder Zielorganismus kommt man hierbei zu unterschiedlichen Werten. Die Erfassung und Modellierung der Wirkungen erfolgt räumlich differenziert auf der Basis von Beobachtungszellen. Es hat sich eine wissenschaftliche Methodenkonvention herausgebildet, durch die eine Einigung auf konkrete Parameter für kritische Belastungswerte erfolgt (vgl. NAGEL und GREGOR 1999). Die in der UNECE-Region (UNECE – United Nations Economic Commission for Europe) verfügbaren Daten und insbesondere die Präzision der Erfassungsmethoden verbessern sich kontinuierlich (HETTELINGH et al. 2013, S. 130 für die Europäische Umweltagentur; vgl. auch Tz. 150 f. und 349 f.). 29. Kritisch kann gegen den Critical-Loads-Ansatz eingewandt werden, dass auch bei

sehr niedrigen Einträgen schädliche Wirkungen beobachtet werden können. Dort, wo Nährstoffe in der Natur knapp sind, führt jede zusätzliche Nährstoffeinheit zu Wirkungen (PAYNE et al. 2013; vgl. Tz. 168 f.). Hinzu kommt, dass die Erfassungsraster der internationalen Luftreinhaltepolitik trotz erheblicher Fortschritte noch grob sind, sodass besonders empfindliche Pflanzen nicht erfasst oder nicht hinreichend in der Gesamtbewertung gewichtet werden. Insoweit können die standardisiert ermittelten Critical-Loads-Werte auch unerwünschte Wirkungen übersehen. Der Ansatz wäre aber umweltpolitisch nicht praktikabel, wenn generell Nullemissionen gefordert werden würden, um jegliche Wirkung zu vermeiden. Zu beachten ist auch, dass nicht jede schädliche Wirkung gleich die Resilienz eines Ökosystems überfordert. Mangels anderer robuster Indikatoren für die Resilienz, Struktur oder Funktionalität von Ökosystemen bilden Critical Loads damit zumindest einen methodisch weitgehend konsentierten Ausgangspunkt für die umweltpolitische Zielbildung. 30. Die in der europäischen Luftreinhaltepolitik formulierten Umweltziele verfolgen jedoch

allenfalls langfristig und grundsätzlich die flächendeckende Einhaltung der Critical Loads. Die

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mittelfristige Zielbildung bis 2030 erfolgt immer auch auf der Basis von Abschätzungen der Kosten verfügbarer technischer Vermeidungsoptionen (vgl. dazu näher am Beispiel des Vorschlags für eine NERC-Richtlinie: Tz. 329 f.). Somit kann in den Planungszeiträumen der europäischen Luftreinhaltepolitik mit einer Verminderung der Flächen gerechnet werden, auf denen eine Überschreitung der Critical Loads festzustellen ist, nicht aber eine flächendeckende Unterschreitung der Critical Loads. So hat die NEC-Richtlinie 2001/81/EG das Zwischenziel formuliert, die Fläche, auf der kritische Belastungsgrenzen für versauernde Luftschadstoffe überschritten werden, bis zum Jahre 2010 gegenüber 1990 zu halbieren (Artikel 5 lit a) NEC-Richtlinie). Das Langfristziel, eine Überschreitung der Critical Loads auf der gesamten Fläche der EU zu vermeiden, findet sich verschiedentlich in Strategiepapieren der Europäischen Kommission (z. B. Europäische Kommission 2013, S. 46). 31. Nicht zu unterschätzen für die Bedeutung des Critical-Loads-Ansatzes für die umwelt-

politische Zielbildung ist seine große Akzeptanz in der europäischen Luftreinhaltepolitik. Der Critical-Loads-Ansatz ist bereits in den 1980er-Jahren im Zusammenhang mit dem UNECEÜbereinkommen über die weiträumige grenzüberschreitende Luftverunreinigung (Convention on Long-range Transboundary Air Pollution – LRTAP) und dem Göteborg-Protokoll entwickelt worden (SCHREURS 2007). Diese Konvention wird in der EU insbesondere durch die NEC-Richtlinie umgesetzt. Auch wenn die rechtlich festgelegten Zwischenziele für 2010 oder 2030 und auch die tatsächliche Zielerreichung zum Teil substanziell über den Critical Loads liegen, so sind diese doch eine zentrale Bezugsgröße für die Zielbildung. 32. Politikwissenschaftlich wird daher die Verankerung des Critical-Loads-Ansatzes in der

internationalen Luftreinhaltepolitik als ein gelungenes Beispiel für die hohe Leistungsfähigkeit wissenschaftlicher Konsensbildung und für eine Koproduktion von Wissenschaft und Politik gewürdigt (VANDEVEER 1998; LIDSKOG und SUNDQVIST 2002; WETTESTAD 2000). Die Einbettung der wissenschaftlichen Forschung zum Critical-Loads-Ansatz in die Arbeiten der internationalen Konvention erklärt die Robustheit des Ansatzes zur langfristigen Orientierung der europäischen Luftreinhaltepolitik. Er gilt als ein gelungenes „Brückenkonzept“ zwischen Wissenschaft und Politik, das auf beiden Seiten eine hohen Glaubwürdigkeit besitzt. Von großer Bedeutung ist hierbei die Entwicklung eines wissenschaftlichen Konsenses und die politische Akzeptanz der wesentlichen Ergebnisse in einem institutionellen Geflecht, das einen arbeitsteiligen, engen und dauerhaften Austausch zwischen Wissenschaft und Politik gewährleistet (vgl. auch SRU 2012, Tz. 85). Zwischenfazit 33. Bedeutung und Grenzen des Konzepts eines „sicheren Handlungsraumes“ lassen

sich durch verschiedene, im Ergebnis konvergierende und aufeinander aufbauende Begründungen herleiten. Hierzu gehören

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– die gravierenden und sich beschleunigenden anthropogenen Störungen der für Mensch und Natur als günstig eingeschätzten natürlichen Bedingungen des Holozäns, – die damit verbundene Überforderung der Resilienz von Ökosystemen mit der Möglichkeit eines grundlegenden und irreversiblen Wechsels des ökologischen Systemzustandes („regime shift“), – das Risiko des Verlustes an essenziellen Ökosystemdienstleistungen für Menschen und – die Bedeutung des Vorsorgeprinzips bei der Festlegung von Grenzziehungen für einen „sicheren Handlungsraum“ angesichts der naturwissenschaftlichen Erkenntnisgrenzen. Als pragmatischer und in der europäischen Luftreinhaltepolitik bewährter Ansatz einer langfristig orientierten Zielbildung hat sich der Critical-Loads-Ansatz etabliert. Naturwissenschaftlich werden hierdurch Schwellenwerte für den Eintrag versauernder oder eutrophierender Stoffe ermittelt, ab denen schädliche Wirkungen an Pflanzen oder Pflanzengemeinschaften beobachtbar sind. Wichtig ist aber auch die politische Akzeptanz des Ansatzes als Ergebnis einer erfolgreichen institutionalisierten Koproduktion von Wissenschaft und Politik. Gerade diese Einbettung des Ansatzes in einen politischen Prozess der Zielbildung kann als ein institutionelles Modell auch für weitere Zielbildungsprozesse angesetzt werden, das sich an Belastungs- oder Wirkungsgrenzen orientiert. Hierzu zählt insbesondere die Entwicklung eines Gesamtreduktionsziels für Stickstoff, wie sie im Weiteren empfohlen wird.

2.3

Die Weiterentwicklung des Konzeptes des „sicheren Handlungsraumes“ im Hinblick auf Stickstoff
Das Ursprungskonzept des „sicheren Handlungsraumes“ ist in den letzten Jahren

34.

insbesondere in Bezug auf die hier interessierende Stickstoffproblematik substanziell weiterentwickelt worden. Hierzu gehören vor allem – die Ausdifferenzierung zu einem Verständnis der Stickstoffproblematik als ein Thema auf mehreren räumlichen Skalen, – die Berücksichtigung des Zeitbedarfs bis umweltpolitische Maßnahmen entschieden werden und wirken können, – die Entwicklung eines Gesamtreduktionsziels für Stickstoff auf den verschiedenen Handlungsebenen und – die Integration der sozialen Dimension. Hierdurch wird das Konzept insbesondere um eine gesellschaftswissenschaftliche Dimension erweitert (GRIGGS et al. 2013; UNEP 2013b; ELMQVIST et al. 2013; EEAC 2014).

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Stickstoff als ein Problem auf unterschiedlichen räumlich-zeitlichen Skalen 35. Die Erdsystemanalyse ist konzeptionell stark durch die Klimadebatte geprägt. Der

Kohlenstoffzyklus ist in der Tat ein Beispiel für ein „Erdsystem“. Das gilt allerdings nicht für alle anderen Stoffkreisläufe. Viele Erdsysteme müssen auf unterschiedlichen Ebenen und Zeitskalen betrachtet werden. Die Herausforderung besteht dann darin, sowohl die lokalen Dynamiken mit den globalen, als auch die kurzfristigen Dynamiken mit den langfristigen zu verknüpfen (GLASER et al. 2012a, S. 211). Dies gilt insbesondere für Stickstoffverbindungen (vgl. Abb. 2-3). Man kann hierbei zwischen einer globalen, einer regionalen und einer lokalen Dimension unterscheiden. Offensichtlich ist die globale Dimension bei Lachgas. Lachgas ist ein relevantes Klimagas (UNEP 2013a) und gleichzeitig eine die Ozonschicht schädigende Substanz (BODIRSKY et al. 2014, S. 2). Eine global erhöhte Verfügbarkeit an reaktivem Stickstoff erhöht die Primärproduktion von Biomasse. Dadurch ist der Stickstoffzyklus auch unmittelbar mit dem globalen Kohlenstoffzyklus verbunden (GRUBER und GALLOWAY 2008). Auch hinsichtlich der Verursacherproblematik (vgl. Kap. 4) lassen sich globale Verflechtungen beobachten. So erhöhen sich durch den indirekten Stickstoffimport durch Futtermittel aus dem Ausland die lokalen Überschüsse an Wirtschaftsdünger. Darüber hinaus lässt sich auch argumentieren, dass die Summation lokaler und regionaler Überschreitungen kritischer Werte letztlich auch ein weltweit ubiquitäres Problem darstellt (CORNELL 2012; de VRIES et al. 2013). Stickstoffverbindungen werden weltweit an vielen Orten in die Umwelt eingetragen, können zum Teil dauerhaft in der Umwelt verweilen, dabei verschiedene Verbindungen eingehen und damit unterschiedliche nah- und fernräumliche Wirkungen entfalten (GRUBER und GALLOWAY 2008). Viele Stickstoffverbindungen haben regionale Auswirkungen. Diese überschreiten zumeist die territorialen Grenzen von Staaten oder Bundesländern, sind aber nicht global. Dies gilt insbesondere für die Meere, die über die Wassereinzugsgebiete oder auch über fernräumliche Luftschadstofftransporte belastet werden. Auch die Umwandlungsprodukte von Ammoniak (Ammoniumsalze, Feinstaub) können weiträumig transportiert werden. Ammoniak ist ein Beispiel für eine eher nahräumliche Deposition. Ebenso erfolgt die Oberflächen- oder Grundwasserbelastung primär nahräumlich in der Nähe der Belastungsquelle (vgl. Tz. 107). Gerade bei Stickstoffverbindungen spielen die nahräumlichen Unterschiede von Schadstoffeintrag, Empfindlichkeit und Wirkung eine wichtige Rolle (de VRIES et al. 2013, S. 5; CORNELL 2012). Es gibt „Hotspots“ der Belastung und der Empfindlichkeit, die bei einer nur globalen Betrachtungsweise aus dem Blickfeld geraten (vgl. Tz. 108 f. und 202 f.). Damit wird möglicherweise bei einem Versuch einer ausschließlich globalen oder nationalen Zielsetzung das eigentliche Problem übersehen. Insofern reichen weder eine nur globale, noch eine nur lokale Betrachtungsweise aus.

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Abbildung 2-3 Stickstoff als mehrdimensionales Problem

SRU/SG 2015/Abb. 2-3

36.

Aus Governance-Perspektive lässt sich zudem die kritische Frage stellen, ob ein aus-

schließlich globaler Ansatz für die Problemlösung immer hilfreich ist (SCHMIDT 2013). Globale Gemeinschaftsgüter durch internationale Abkommen zu regeln, ist üblicherweise wesentlich anspruchs- und voraussetzungsvoller als die Lösung nahräumlicher Umweltprobleme (BIERMANN et al. 2012). Aus diesem Grunde wird mittlerweile ein „polyzentrischer Ansatz“ beim Schutz globaler Gemeinschaftsgüter vertreten. Dieser Ansatz betont nicht nur die Bedeutung günstiger lokaler Interessenkonstellationen und die erfolgreiche Verkopplung unterschiedlicher Themen, sondern weist auch auf die Bedeutung nationaler Vorreiterrollen und regionaler Vereinbarungen für die dynamische Weiterentwicklung eines internationalen Konsenses hin (OSTROM 2009; KEOHANE und VICTOR 2010; GALAZ et al. 2012; SCHREURS 2012; GLASER et al. 2012a, S. 212). So dürfte es einfacher sein, ein effektives lokales Regime (etwa zum Trinkwasserschutz) zu entwickeln als ein globales (etwa zum Schutz der Biodiversität vor Stickstoffeinträgen). Dennoch lassen sich auch vorhandene globale Abkommen und Zielbildungsprozesse identifizieren. Dazu gehören insbesondere das Übereinkommen über die biologische Vielfalt, die Klimaschutzrahmenkonvention, das Montreal-Protokoll und die Ziele der Vereinten Nationen für nachhaltige Entwicklung, die einen direkten oder indirekten Bezug zur Stickstoffproblematik haben und entsprechend weiterentwickelt werden können (vgl. Tz. 599; WBGU 2014).

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Unterschiedliche Zeitskalen 37. Eine besondere Herausforderung ist die Synchronisierung der unterschiedlichen Zeit-

skalen sowohl ökosystemarer als auch gesellschaftlicher Veränderungen. Schutzkonzepte für einen „sicheren Handlungsraum“ müssen auf den verschiedenen politischen Handlungsebenen abgestimmt und umgesetzt werden. Der notwendige politische Dialogprozess benötigt in der Regel zehn bis zwanzig Jahre, ehe verbindliche Maßnahmen beschlossen und umgesetzt worden sind (SABATIER 1999). Zudem ist aus verschiedenen Umweltschutzprogrammen bekannt, dass aufgrund natürlicher Gesetzmäßigkeiten in Ökosystemen die gewünschten Effekte zum Teil erst nach Jahrzehnten wirksam werden. Beispiele für einen sehr langen „Bremsweg“ sind die Belastungen des Nahrungsnetzes mit Dioxinen oder Quecksilberverbindungen. Biomasse auf und in den Böden kann vorübergehende Speicherfunktion übernehmen, sodass ein Stickstoffeintrag beispielsweise durch Grünlandumbruch erst mit Zeitverzögerung das Grundwasser oder die Meere belastet (s. Tz. 103). Der Eintrag von reaktivem Stickstoff in die Luft kann schneller durch Maßnahmen gemindert werden als der Nitrateintrag ins Grundwasser. Nitrateinträge können beispielsweise auch noch dann Auswirkungen auf die Biodiversität von Küstengewässern haben, wenn die Einträge sehr deutlich reduziert worden sind. Die übermäßige Bindung von Stickstoff in organischer Masse schädigt lokale Pflanzengemeinschaften und Ökosysteme über Jahrzehnte, zum Beispiel auch die Wälder. Bei wachsender Humusschicht wird die Gemeinschaft der Bodenorganismen instabil und kann den standorttypischen Nährstoffkreislauf nicht stabilisieren (vgl. Tz. 144). Möglich sind auch kumulierende oder Kaskadeneffekte, wenn Jahr für Jahr mehr reaktiver Stickstoff in die natürlichen Systeme eingetragen wird, als durch Denitrifizierung oder langfristige Deposition wieder herausgenommen wird (BODIRSKY et al. 2014). Die zu ergreifenden Maßnahmen müssen gesellschaftlich akzeptiert werden und daher die sozial-ökonomischen Zusammenhänge berücksichtigen, die die Gesellschaft stabilisieren (klassisch: OFFE und BORCHERT 2006). Die Zeithorizonte politischer Entscheidungen und Begründungspflichten sind oft wesentlich kürzer als ökosystemare Zeitskalen. Es fehlt derzeit eine übergreifende Analyse der Akteursebenen und des Zeitbedarfs für die verschiedenen natürlichen und gesellschaftlichen Prozesse, die dennoch miteinander verbunden sind. Auf dem Weg zu einem Gesamtreduktionsziel 38. Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ thematisiert Probleme und den ökolo-

gisch gebotenen Reduktionsbedarf von Stickstoffeinträgen. Es wählt dabei einen hochaggregierten und globalen Ansatz. Dies hat sich, zusammen mit dem bekannten Diagramm, das die Grenzüberschreitungen auf einen Blick erkennen lässt (ROCKSTRÖM et al. 2009b), als ein wirksamer Weg erwiesen, das Thema ökologischer Grenzen und seiner Überschreitungen in die öffentliche Diskussion zu tragen (EEAC 2014). Ein übergeordnetes Gesamtverminderungsziel kann dabei verschiedene Funktionen erfüllen:

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– Es dient der politischen Kommunikation: Ein Gesamtziel als Symbol für den Handlungsbedarf ist leichter zu kommunizieren als differenzierte Indikatoren für einzelne Verbindungen, Quellen oder Umweltmedien (Tz. 618). Das Gesamtziel wird diese jedoch nur ergänzen und nicht ersetzen können. – Es liefert eine Information über die Reichweite und Tiefe notwendiger Veränderungen. Deutlicher wird, dass inkrementelle Maßnahmen oder technische Effizienzverbesserungen nicht ausreichen werden, den Stickstoffeintrag in die natürliche Umwelt auf ein tragfähiges Niveau zu reduzieren (Tz. 52 f.). – Es dient der Erfolgskontrolle politischer Maßnahmen: Übergeordnete umweltpolitische Ziele spielten in der Vergangenheit eine wichtige Rolle bei der Nachsteuerung und Nachbesserung politischer Maßnahmen und trugen damit zur „Politikbeschleunigung“ bei (JÄNICKE 2010; 2012a; 2012b). – Es ist ein Frühwarnindikator dafür, ob ergriffene Einzelmaßnahmen tatsächlich zur gesamthaften Problementschärfung oder nur zur Problemverlagerung geführt haben. Wenn die Summe reaktiven Stickstoffs in der Umwelt durch ein Maßnahmenprogramm nicht signifikant reduziert wird, ist dies ein Hinweis dafür, dass zwar möglicherweise ein „Hotspot“ entschärft worden ist, sich aber an anderer Stelle ein neues Problem entwickelt. 39. Für eine integrierte Betrachtung ist es unerlässlich, die Stickstoffein- und -austräge

über alle Sektoren zu bilanzieren. Eine solche Gesamtbilanz hat das Umweltbundesamt (UBA) für Deutschland erstellt (vgl. Tz. 78 f.). Empfehlenswert ist es, diese Gesamtbilanz mit dem aus Wirkungssicht maximal verträglichen Stickstoffeinsatz zu vergleichen – einem Gesamtbudget. 40. Für die Festlegung eines solchen akzeptablen Gesamtbudgets wäre ein reiner Top-

down-Ansatz nach dem Grundsatz gleicher Pro-Kopf-Nutzungsrechte eines globalen Budgets (so: NYKVIST et al. 2013) kaum ein angemessener Beitrag zur Zielbildung. Die Aussagekraft eines solchen Konzepts wäre gering. So können die tolerierbaren Wirkungsschwellen für empfindlichere Schutzgüter, vor allem Ökosysteme, bereits vor Erreichen der Gesamtgrenze überschritten werden. Spezifische, lokale „Bottom-up-Boundaries“ werden für eine handlungsorientierte nationale Stickstoffstrategie als relevanter angesehen (vgl. auch SCHLESINGER 2009; GLASER et al. 2012a, S. 211). 41. Problemadäquat ist daher ein kombinierter Ansatz, der auf der einen Seite mit natio-

nalen, europäischen oder globalen Budgets jeweils Obergrenzen für den Eintrag an reaktivem Stickstoff formuliert, die wegen der oben beschriebenen systemischen Wechselwirkungen nicht überschritten werden sollten. Auf der anderen Seite sind auch lokal oder regional wirksame Grenzen für einzelne Verbindungen für die unterschiedlichen Medien (Boden, Luft, Wasser) erforderlich, um die Schädigung empfindlicher Schutzgüter zu vermeiden. Für Letzteres gibt es bereits zahlreiche Qualitätsgrenzwerte, die aber hinsichtlich lokal

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besonders empfindlicher Schutzgüter weiterentwickelt werden sollten (vgl. Kap. 6) und zu deren Erreichung Reduktionsvorgaben für den Eintrag erforderlich sind (vgl. Tz. 551 und 618 ff.). Ein methodisch interessanter Ansatz für eine solche Bottom-up-Kalkulation akzeptabler regionalspezifischer Stickstoffbudgets für die Landwirtschaft ist für die Niederlande (ERISMAN et al. 2001; de VRIES et al. 2001) und für die globale Ebene (de VRIES et al. 2013; Tab. 2-2) entwickelt worden. Im Folgenden soll die Methode zunächst am Beispiel der Niederlande vorgestellt werden, weil dies für die hier besonders interessierende nationale Zielbildung von besonderer Relevanz ist. Zu beachten ist allerdings, dass der Ansatz nicht die Umweltfolgen der Verbrennung fossiler oder biogener Energien, sondern ausschließlich diejenigen des Stickstoffeinsatzes in der Landwirtschaft betrachtet. Ausgangspunkt der Gesamtkalkulation sind zunächst die Critical Loads für Luftschadstoffe (Ammoniak), die rechtlich festgelegten Nitratgrenzwerte in Grundwasser und Trinkwasser (50 mg Nitrat pro Liter) und eine akzeptable Stickstoffkonzentration für die gute Wasserqualität in Oberflächengewässern (2,2 mg Stickstoff pro Liter). Zunächst werden alle Stickstoffeinträge in die Böden berechnet, so Mineral- und Wirtschaftsdünger, die Deponierung von Luftschadstoffen und die biologische Fixierung von Stickstoff. Auf der Basis eines integrierten Modells, das unterschiedliche Bodeneigenschaften berücksichtigt, werden die jeweiligen Überschüsse berechnet, die für die Einhaltung dieser Qualitätswerte nicht überschritten werden dürfen. Dies geschieht für jeden einzelnen Parameter durch eine lineare Stoffflussmodellierung mit einer hohen regionalen Auflösung in einem Raster von Beobachtungsflächen. Zunächst werden nur regionalspezifische Stickstofffrachten errechnet, die nicht überschritten werden sollten. In einem weiteren Schritt wird der Gesamteinsatz von Stickstoff – sowohl Mineral- als auch Wirtschaftsdünger – berechnet, der bei einer definierten Nutzungseffizienz mit den akzeptablen Überschüssen vereinbar ist. Auf dieser methodischen Basis lässt sich dann der zulässige Stickstoffeinsatz auf nationaler Ebene hochrechnen und die Reduktionserfordernisse für die einzelnen Problembereiche identifizieren. Für die Bestimmung eines nationalen Budgets wird nach dem Prinzip vorgegangen, dass das Schutzgut maßstabbildend ist, das jeweils die stärkste Reduktion erfordert, um ein vorgeschriebenes Qualitätsziel zu erreichen. Im Falle der Niederlande sind in den meisten Regionen die stärksten Reduktionen für Ammoniak erforderlich, um Ökosysteme angemessen schützen zu können. Wenn die Critical Loads für Ammoniak nicht überschritten werden, hat dies zur Folge, dass in den meisten Regionen die Grenzwerte für andere Schutzgüter automatisch eingehalten werden. Eine solche integrierte, räumlich differenzierte und schutzgutspezifische Betrachtungsweise aus dem Jahre 2001 kommt für die Niederlande zu dem Ergebnis, dass der Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft um 50 bis 70 % reduziert und regional optimiert werden muss (ERISMAN et al. 2001, S. 94). Für Wirtschaftsdünger werden Reduktionen um 70 % berech-

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net. Wird der Export von Wirtschaftsdünger nicht zugelassen, sind die Reduktionserfordernisse noch wesentlich höher. Für Flächen in den Niederlanden, die besonders intensiv von der Landwirtschaft genutzt werden, wären außerdem deutlich weitergehende Reduktionen erforderlich, um Überschreitungen auf den einzelnen Parzellen zu verhindern. Wenn nicht nur die Landwirtschaft, sondern auch noch andere Quellen zum Schadstoffeintrag beitragen, werden die Gesamtreduktionen ebenfalls höher sein müssen, um ein gegebenes Qualitätsziel erreichen zu können. Auch wenn dies nur eine erste Annäherung ist, wie von den Autoren selbst zugestanden (de VRIES et al. 2001, S. 906), so machten sie doch die Mindestgrößenordnungen einer Reduktion und den erheblichen Handlungsbedarf deutlich. 42. Die Ergebnisse sind aufgrund einer anderen Agrarstruktur und anderer natürlicher

Bedingungen nicht einfach auf Deutschland übertragbar. Eine entsprechende Modellierung sollte aber auch für Deutschland erfolgen, um eine klare Orientierungsmarke für den Handlungsbedarf zu erhalten. Auf wichtige Vorarbeiten kann hierbei bereits zurückgegriffen werden (vgl. Tz. 620). Trotz Berücksichtigung aller Unsicherheitsfaktoren des Modells liefert dieses zumindest einen Anhaltspunkt über die Größenordnung einer notwendigen Gesamtreduktion des Stickstoffeintrages. 43. Das für die Niederlande entwickelte Modell erlaubt Betrachtungen, wie sich eine

Politik, die nur auf die Einhaltung bestimmter Grenzwerte ausgerichtet ist (zum Beispiel der Nitratgrenzwerte im Grundwasser), auf andere Parameter auswirken kann (z. B. Ammoniak). Durch diesen integrierten Ansatz können Problemverlagerungen frühzeitig identifiziert werden (de VRIES et al. 2001, S. 904). So sind zum Beispiel im Falle der Niederlande die Reduktionserfordernisse wesentlich geringer, wenn man isoliert nur den Grundwasserschutz betrachtet und nur auf die Einhaltung der Nitrat-Richtlinie 91/676/EWG zielt. Diese Grenzwerte könnten theoretisch auch durch eine Umverteilung des Wirtschaftsdüngers auf weniger belastete Gebiete bzw. weniger belastete Böden vermieden werden. Die Ammoniakemissionen bleiben dann aber immer noch zu hoch. Wenn hierbei Mineraldünger durch Wirtschaftsdünger ersetzt wird, könnten wegen der geringeren Wirkungsgrade von Wirtschaftsdünger lokal die Ammoniakfrachten sogar steigen. Das von de VRIES et al. (2001) angeregte Gesamtbudget hilft, solche Problemverlagerungen zu erkennen und zu vermeiden. Eine Gesamtbudgetierung auf der Basis des Prinzips des strengsten Grenzwertes informiert auch über den Reduktionsbedarf für eine integrierte Maßnahmenplanung. So zeigen integrierte Wirkungsmodelle, dass Maßnahmen, die auf die Einsatzeffizienz von Stickstoff in den Bereichen Ackerbau, Tierhaltung und Wirtschaftsdüngerausbringung zielen, jeweils signifikante Reduktionen für die Gewässerbelastungen, die Luftschadstoffe und die Lachgasemissionen mit sich bringen (OENEMA et al. 2009). Zumeist erfolgen aber Maßnahmenprogramme und Kostenberechnungen parzelliert, Medium für Medium. Das unterschätzt strukturell den Nutzen einer Maßnahme.

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Neben dem Gesamtziel sollten auch Teilziele, insbesondere für die Landwirtschaft und die Verbrennung fossiler und biogener Energiequellen entwickelt werden. Aus einem Gesamtziel können ökonomisch effiziente sektorale Verminderungsziele entwickelt werden, die die unterschiedlichen Vermeidungskosten, zugleich aber auch die unterschiedlichen lokalen und überregionalen Schadpotenziale der verschiedenen Verbindungen berücksichtigen. 44. Um den systemischen Charakter der Stickstoffproblematik besser erfassen zu kön-

nen, haben Vorarbeiten für eine Gesamtbilanzierung auf der internationalen Ebene begonnen. Sowohl auf OECD-Ebene (OECD 2013) als auch auf der Ebene der UNECE (UNECE 2013) finden bereits Debatten um eine Methodenkonvention für eine Gesamtbilanzierung für Stickstoff statt. Weiter gehen Ansätze im Vorschlag der Europäischen Kommission für die NERC-Richtlinie (vgl. Tz. 334). Dort wird ein integrativer Ansatz für nationale Luftreinhalteprogramme vorgeschlagen. Im Rahmen dieses integrativen Ansatzes sollen zum einen die Beiträge des Gewässerschutzes zur Reduktion der Ammoniakfrachten berücksichtigt werden, es werden aber auch nationale Stickstoffbilanzen („national nitrogen budgets“, s. Tz. 334) für Stickstoff vorgeschlagen. Es lohnt sich, solche Ansätze zu einer konsistenten Gesamtstrategie zusammenzufügen, wie sie in Kapitel 7 vorgeschlagen wird. Ein solcher übergreifender Rahmen ist keine Alternative zu lokal-spezifischen, regional differenzierten Belastungsverminderungen, sondern eine wichtige Ergänzung. Die Integration der sozialen Dimension: Reaktiver Stickstoff als notwendiger Einsatzstoff in der Landwirtschaft 45. Das ursprüngliche Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ hat einen Fokus auf die

natürlichen Systemprozesse. Nicht reflektiert sind die denkbaren Zielkonflikte mit sozialen und gesellschaftlichen Mindeststandards. Wenn die Menschheit aus aufgeklärtem Eigeninteresse die Grenzen eines „sicheren Handlungsraumes“ respektieren soll, wäre es schwer vermittelbar, wenn dies nur auf Kosten existenzieller, materieller und sozialer Grundbedürfnisse erreichbar wäre. Im Falle des Stickstoffeinsatzes geht es auch um Ernährungssicherheit, die für voraussichtlich circa neun Milliarden Menschen im Jahre 2050 gewährleistet werden müsste. Es bedarf damit einer integrativen Sichtweise materieller Mindestbedürfnisse und ökologischer Grenzen, ohne das eine gegen das andere aufzurechnen (SCHMIDT 2013; RAWORTH 2012; 2014; de VRIES et al. 2013; GRIGGS et al. 2013). Die Vereinbarkeit ökologischer Grenzen mit sozialen Zielen muss daher systematisch geprüft werden. 46. Konzeptionell wurde mit dem sogenannten Doughnut-Konzept (RAWORTH 2012)

mittlerweile eine Antwort auf diese Anforderung gefunden, die von den Vertretern des „sicheren Handlungsraumes“ in das Konzept integriert wurde (ELMQVIST et al. 2013). Das Doughnut-Konzept zielt darauf ab, einen gleichermaßen ökologisch sicheren und sozial gerechten Handlungskorridor zu identifizieren, in dem beides zusammengeht: die Respektierung „ökologischer Grenzen“ und das Erreichen gesellschaftlicher Mindeststandards von

59

Gerechtigkeit, Partizipation und materieller Bedürfnisbefriedigung (RAWORTH 2012; vgl. Abb. 2-4). Gesellschaften, die den ökologisch „sicheren Handlungsraum“ verlassen haben oder absehbar verlassen werden, müssen umweltpolitische Prioritäten zur Belastungsverminderung setzen. Gesellschaften, in denen elementare Grundbedürfnisse im Bereich Ernährung, Wohnen, Bildung oder Gesundheit verletzt sind, werden ihre Prioritäten auf diese Themen legen müssen, ohne dabei ökologische Grenzziehungen zu verletzen. Hierfür gibt es in einigen Weltregionen, zum Beispiel Teilen Afrikas, in Bezug auf den Stickstoffeinsatz noch erhebliche Spielräume, da hier im Hinblick auf die Ernährungslage von einer Stickstoffund Phosphorknappheit ausgegangen wird (de VRIES et al. 2013, S. 394). Somit ergibt sich ein differenziertes und dynamisches Verständnis politischer Prioritäten je nach Entwicklungsstand eines Landes (RAWORTH 2014). Das Konzept ist damit vereinbar mit den vom SRU immer wieder eingeforderten Grundsätzen einer starken Nachhaltigkeit, wie sie auch die Bundesregierung in ihrer Nachhaltigkeitsstrategie verankert hat (SRU 2012, Kap. 11; Bundesregierung 2012). Zugleich ist es aber auch für Entwicklungsländer anwendbar und damit „globalisierungsfähig“. Abbildung 2-4 Ein sicherer und gerechter Handlungsraum für die Menschheit: eine erste Illustration

Quelle: RAWORTH 2012

60

47.

Interessant wird damit die Fragestellung, ob bei wachsender Weltbevölkerung die

Ernährung innerhalb eines ökologisch sicheren Handlungsraumes gesichert werden kann. 48. Eine differenzierte Antwort entwickeln de VRIES et al. (2013). Zunächst wird der Min-

desteinsatz an industriell erzeugtem Stickstoff für die Ernährung einer Weltbevölkerung von neun Milliarden Menschen ermittelt. Dabei werden allerdings nicht die aktuellen Ernährungsgewohnheiten, sondern der von der Weltgesundheitsorganisation empfohlene Bedarf zugrunde gelegt. Dies bedeutet in vielen Industrieländern eine deutliche Verringerung des Konsums tierischer Proteine, sei es Fleisch oder Milchprodukte (vgl. Tz. 251). Mit einer anderen Berechnungsmethode auf der Basis einer Bruttobilanz des gesamten verfügbaren natürlichen und anthropogenen reaktiven Stickstoffs ermittelt eine Autorengruppe um das Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung, dass der für 2050 prognostizierte globale Stickstoffeintrag von 232 Tg Stickstoff pro Jahr um 138 Tg Stickstoff pro Jahr (oder ca. 60 %) in einer ähnlichen Größenordnung reduziert werden kann (BODIRSKY et al. 2014, S. 2 f.). In der Summe aller Vermeidungsoptionen kann die Stickstoffeffizienz von derzeit circa 22 % auf 69 % erhöht werden (ebd.). Den Mindestbedarf vergleichen de VRIES et al. (2013) mit einer globalen Hochrechnung für kritische Stickstoffbelastungen. Hierfür werden zunächst flächenspezifische kritische Wirkungsschwellen für verschiedene Stickstoffdepositionen in Gewässern, Ökosystemen und der Atmosphäre entwickelt (Tz. 41). Das Vorgehen entspricht in Grundzügen der oben dargestellten Methode für die Niederlande, es werden aber auch kritische Werte für Lachgas angenommen. Der untere Wert der Spannbreite liegt bei 62 Tg Stickstoff pro Jahr und damit noch über dem für die Ernährungssicherheit erforderlichen Wert (vgl. Tab. 2-2). Dieser ergibt sich, wenn man anspruchsvolle Schwellen für die direkte Stickstoffausschwemmung in Gewässern ansetzt. Die noch zulässigen Stickstoffeinträge für die mit dem IPCC-Szenario RCP 2.6 vereinbaren Lachgasemissionen liegen bei 133 Tg Stickstoff pro Jahr. Das IPCCSzenario RCP 2.6 kann als das Referenzszenario angesehen werden, bei dem die Temperaturerhöhungen noch relativ sicher dauerhaft unter dem international vereinbarten 2-GradZiel liegen (IPCC 2013, S. 15). Zu einer Unvereinbarkeit kommt es nur, wenn man das wesentlich anspruchsvollere Klimaschutzziel von ROCKSTRÖM et al. (2009), die Konzentration von Treibhausgasen deutlich unter die heutige Konzentration zu senken, zugrunde legt. Dann müssten proportionale Lachgasreduktionen zu einem Budget von nur 20 Tg pro Jahr führen. Dies würde einen Konflikt mit der Ernährungssicherheit bedeuten. Für diesen Fall schlagen de VRIES et al. (2013) ein Kompensationsmodell vor, durch das die notwendigen höheren Lachgasemissionen durch entsprechend stärkere Verminderungen in anderen Sektoren ausgeglichen werden. Beachtet werden müssen bei dieser Kalkulation methodische Annahmen und Unwägsamkeiten, die das Ergebnis in die eine oder andere Richtung verschieben können. So werden bei der Berechnung nur diejenigen landwirtschaftlichen Nutzflächen, bei denen kritische Werte überschritten werden, berücksichtigt. Wenn man die Möglichkeit akzeptiert, dass in bestimmten Gebieten ein vermehrter Stickstoffeintrag bis zur

61

Erreichung kritischer Werte vertretbar ist, könnte das globale Budget möglicherweise höher liegen. Andere methodische Annahmen könnten hingegen das Budget senken. Tabelle 2-2 Ableitung planetarischer Grenzen für Stickstoff
Kalkulation der planetarischen Grenzen für den Stickstoffüberschuss und die anthropogene Erzeugung von Stickstoff im Lichte verschiedener Indikatoren und kritischer Werte Indikatoren Kritische Werte Planetarische Grenzen für den Stickstoffüberschuss (Tg N/Jahr) 24,9 32,1 0,8 5,3 5,4 7,2 Planetarische Grenzen für die anthropogene Stickstofferzeugung (Tg N/Jahr)3 89 115 20 133 62 82

NH3 in der Luft1 N2O in der Luft (N-)Überschuss in Oberflächengewässer2
1 2

1 µg/m3 3 µg/m3 1 W/m2 2,6 W/m2 1,0 mg/l 2,5 mg/l

Der aktuelle NH3-Überschuss für 2000 wird auf 34 Tg N/Jahr geschätzt. Der aktuelle N-Überschuss, der in die Oberflächengewässer gelangt, wird auf 10,7 Tg N/Jahr geschätzt. 3 Die notwendige Erzeugung von Stickstoffdünger für die menschliche Ernährung wird auf 52 – 80 Tg N/Jahr geschätzt, ja nach Annahmen zur Nutzungseffizienz von Stickstoff. Quelle: de VRIES et al. 2013, S. 399, übersetzt

49.

Insgesamt kann man aber im Hinblick auf die Ernährungssicherheit zumindest einen

plausiblen Korridor (Doughnut) angeben, in dem sowohl die Bedingungen eines „sicheren“ als auch eines „sozial gerechten“ Handlungsraumes grundsätzlich erfüllbar sind. Allerdings ist es dafür erforderlich, sowohl durch eine grundlegende Innovationstrategie die Nutzungseffizienz von Stickstoff erheblich zu erhöhen als auch den Konsum von Fleisch und anderen tierischen Produkten, insbesondere in den Industrienationen, deutlich auf das Niveau einer gesunden Ernährung zu reduzieren, wie sie die World Health Organization (WHO) empfiehlt.

2.4
50.

Effizienz, Konsistenz, Suffizienz – die Pfeiler der Stickstoffminderung
Aus der Umweltpolitikanalyse ist bekannt, dass eine isolierte Problemkommunikation

oftmals umweltpolitisch nicht aufgegriffen wird, solange diese nicht mit plausiblen und grundsätzlich realisierbaren Problemlösungen verknüpft werden kann. Das „Katastrophenparadox“ (von PRITTWITZ 1990; 2011) beschreibt genau solche Konstellationen, in denen diese Verknüpfung nicht gelingt, weil wichtige technische, ökonomische oder auch gesellschaftliche Handlungskapazitäten, also Ressourcen zur Problemlösung, noch nicht entwickelt sind. Selbst drängende Umweltprobleme bleiben dann dauerhaft ungelöst. Erst, wenn Marktverschiebungen oder technische Lösungen ohnehin zu einer Problementschärfung führen, wird das Problem von erfolgsorientierten Politikern aufgegriffen (ebd.). Akteure und politische Prozesse, die politische Probleme aufwerfen, und solche, die Lösungen entwickeln, müssen erst zusammenkommen (KINGDON 2011; ZAHARIADIS 1999). Wenn Problemlösungen

62

nicht plausibel gemacht werden können oder zu kostspielig erscheinen, regt sich umgekehrt oftmals erfolgreicher Widerstand gegen die Bearbeitung eines Problems. So stieß die Anwendung des Critical-Loads-Ansatzes auf verkehrs- und industriebedingte Luftschadstoffe, wie Stickstoffdioxid, auf Widerstand, solange keine bzw. nur sehr kostspielige technische Reduktionsmöglichkeiten zur Verfügung standen (WETTESTAD 2000). In diesem Sinne ist das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ noch nicht systematisch mit anderen eher handlungsorientierten Leitbildern verknüpft, beispielsweise der ökologischen Modernisierung, der „grünen Ökonomie“, der Ressourceneffizienz oder der Transformation (vgl. SRU 2012, Kap. 1 und 11). Erst wenn plausibel nachgewiesen werden kann, dass die notwendigen Reduktionen auch möglich sind, wird das Konzept auch hinreichende politische und gesellschaftliche Akzeptanz gewinnen können. 51. Der SRU schlägt zur Systematisierung im Folgenden die Leitbegriffe Effizienz,

Konsistenz und Suffizienz vor, durch die jeweils unterschiedliche Potenziale einer problemadäquaten Stickstoffreduktionspolitik mobilisiert werden können. Diese Leitbegriffe bilden zentrale übergeordnete Prinzipien der nachhaltigen Entwicklung. Sie ermöglichen die notwendige Reduktion der Stickstoffbelastung zur Einhaltung der kritischen Schwellen für einen „sicheren Handlungsraum“. Effizienz, Konsistenz und Suffizienz werden durch umweltpolitische Instrumente angereizt oder angeordnet (vgl. Kap. 5) und finden sich sowohl in der bereits bestehenden Stickstoffpolitik als auch in Empfehlungen zu ihrer Weiterentwicklung (vgl. Kap. 6). Effizienz 52. Effizienz nimmt eine zentrale Rolle in der Diskussion um die Verringerung der

Umweltbelastung durch den Stickstoffeintrag ein. Im Allgemeinen beschreibt Effizienz die Beziehung zwischen Input und Output. Stickstoffeffizienz wird meist durch das Verhältnis von im Endprodukt enthaltenem Stickstoff zum gesamten eingesetzten Stickstoff ausgedrückt. Diese Definition findet Anwendung, wenn Stickstoff als Produktionsfaktor eingesetzt wird, wie die folgende ökonomische Betrachtung verdeutlicht. Eine erhöhte Stickstoffeffizienz verringert den Stickstoffinput bei konstantem Output, wodurch geringere Kosten für den Zukauf von Stickstoff entstehen. So wird in der landwirtschaftlichen Produktion mineralischer Stickstoff als Düngemittel verwendet. Eine verbesserte Aufnahme durch die Kulturpflanzen lässt einen reduzierten Düngereinsatz bei konstantem Ertrag zu, was sich verringernd auf den Austrag von reaktivem Stickstoff in die Umwelt auswirkt. Ob sich die Gesamtkosten durch Effizienzmaßnahmen verringern oder erhöhen, hängt von den Kosten für die effizientere Technologie und den eingesparten Ausgaben für den Produktionsfaktor Stickstoff ab. Dieses Verständnis von Effizienz kann auch angewandt werden, wenn Stickstoff keinen Produktionsfaktor darstellt, der Stickstoffeintrag in die Umwelt jedoch direkt mit dem Einsatz von Produktionsfaktoren in Verbindung steht, wie bei der Entstehung von Stickstoffoxidemissionen bei der Verbrennung von fossilen Energieträgern.

63

Ökoeffizienz charakterisiert das Verhältnis von erzeugter Leistung zur entstehenden Umweltwirkung (OECD 2008, S. 7). Sie erfasst auch Maßnahmen zur Verringerung des Austrags von Stickstoff, die nicht unter den klassischen Effizienzbegriff fallen, wie beispielsweise die Abluftreinigung in Tierhaltungsanlagen oder Fahrzeugkatalysatoren. 53. Es existieren unterschiedliche Methoden zur Quantifizierung der Stickstoffeffizienz,

wodurch die Ergebnisse einzelner Studien nicht direkt vergleichbar sind. In ihrer Gesamtheit weisen die Resultate jedoch darauf hin, dass besonders in der Landwirtschaft die Stickstoffeffizienz gering ist. Für die gesamte deutsche Landwirtschaft geben SCHWEIGERT und van der PLOEG (2002, S. 197) eine Stickstoffeffizienz von 40 % für das Jahr 2000 an. In der Tierproduktion ist die Stickstoffeffizienz mit 20 % deutlich geringer als in der Pflanzenproduktion mit 80 %. OENEMA et al. (2007, S. 268) errechneten, dass in der EU (EU-27, 2000) 52 % des Stickstoffes im Wirtschaftsdünger als Nährstoff der Pflanzenproduktion zugeführt wird. Ein Großteil entweicht somit bei Lagerung und Ausbringung. Einer Verbesserung der Stickstoffeffizienz in der Landwirtschaft wird in Stickstoffminderungsstrategien eine große Wichtigkeit eingeräumt (z. B. SUTTON et al. 2011). OENEMA et al. (2009) quantifizierten mithilfe eines Modells die Verbesserung der Stickstoffeffizienz aus der EU-Landwirtschaft durch verschiedene Maßnahmen (verbessertes Düngemanagement, geringerer Proteineinsatz in Tierfütterung, Vermeidung von Ammoniakemissionen in der Tierhaltung). Die Autoren errechneten, dass bei der Umsetzung aller Maßnahmen die Stickstoffeffizienz in der EU im Jahr 2020 auf 51 % bis 55 % gegenüber 48 % im Baseline-Szenario steigt (ebd., S. 285). Nach einer exemplarischen Berechnung von de VRIES et al. (2013, S. 399) reduziert sich die im Jahr 2050 zur Ernährung der Menschheit notwendige globale Stickstofffixierung von 80 auf circa 50 Tg Stickstoff pro Jahr, wenn sich die Stickstoffeffizienz der gesamten Produktionskette von Nahrungsmitteln von 17 % auf 25 % erhöht. Die Effizienzsteigerung kann nach den Berechnungen der Autoren somit einen wichtigen Beitrag leisten, um kritische Schwellen für verschiedene Stickstoffbelastungen nicht zu überschreiten (vgl. Tz. 48). 54. Maßnahmen zur Erhöhung der Effizienz können sowohl zu höheren als auch zu

geringeren Produktionskosten und Produktpreisen führen. Es kommt zu einem Preisanstieg, wenn die Kosten für die Einführungen von effizienteren Technologien und Management höher sind als die Einsparungen. Dabei kann Effizienz durch erhöhte Produktpreise zu verändertem Konsumverhalten führen. Wenn eine höhere Effizienz jedoch durch einen geringeren Einsatz von Inputfaktoren zu niedrigeren Produktionskosten und Produktpreisen führt, besteht theoretisch die Gefahr, dass die positive Auswirkung auf die Umwelt durch den Rebound-Effekt verringert wird. Der Effekt wird vor allem in der Diskussion um Energieeffizienz thematisiert. Durch die Effizienzsteigerung realisierte Preissenkungen für eine Leistung führen zu einer erhöhten Nachfrage nach dieser (direkter Rebound-Effekt) und anderen Leistungen (indirekter Rebound-Effekt), deren Erstellung und Nutzung ebenfalls mit

64

negativen Umweltwirkungen einhergeht (GREENING et al. 2000, S. 390 f.). Es ist jedoch im Einzelfall zu überprüfen, inwieweit Maßnahmen zur erhöhten Stickstoffeffizienz überhaupt zu Preissenkungen führen. Konsistenz 55. Konsistenz zielt auf eine naturverträgliche Gestaltung der Produktion ab, das heißt

auf die Anpassung der Art und Weise, wie produziert wird. Es geht nicht darum, bestehende Prozesse effizienter zu gestalten, sondern neue an natürlichen Stoffumsätzen orientierte Technologien zu verwenden. Neben der Nutzung von naturverträglichen Technologien steht dabei das Konzept der Kreislaufwirtschaft im Vordergrund, in der Abfälle die Ausgangsbasis für neue Produktionsprozesse bilden (LINZ 2004, S. 8 f.; HUBER 2001, S. 82 f.). Eine eindeutige Abgrenzung von Effizienz und Konsistenz ist allerdings nicht immer möglich. 56. Wirtschaftsdünger kann im Sinne der Konsistenz mineralischen Stickstoffdünger

substituieren (vgl. Kap. 4.1; Abschn. 6.4.6). Sie zielt dabei auf die Schließung von Stoffkreisläufen und die bessere Ausnutzung des ohnehin anfallenden Wirtschaftsdüngers ab. Allerdings wird bei Wirtschaftsdünger in der Regel ein geringerer Teil des enthaltenen Stickstoffs durch die Pflanze aufgenommen (CHRISTENSEN 2004). Außerdem können die Verluste bei der Ausbringung sehr hoch sein (vgl. Tz. 416), wodurch die Stickstoffemissionen beim Einsatz von Wirtschafsdünger potenziell höher sind. Wenn aber der ohnehin anfallende Wirtschaftsdünger in der pflanzlichen Erzeugung eingesetzt wird, kann die Menge an reaktivem Stickstoff, die dem System neu zugefügt wird, reduziert werden. Darüber hinaus greifen Effizienz und Konsistenz bei der verbesserten Nutzung von Wirtschaftsdünger ineinander. Durch eine Verringerung der Stickstoffverluste bei der Lagerung und Ausbringung von Wirtschaftsdünger gelangt ein größerer Anteil des Stickstoffs als potenzieller Dünger auf landwirtschaftliche Flächen, wo er mineralischen Stickstoffdünger ersetzen kann. Wirtschaftsdünger fällt momentan in bestimmten Regionen in so hohem Maße an, dass eine sinnvolle Verwertung in der pflanzlichen Erzeugung vor Ort nicht mehr möglich ist. Das Schließen von Stoffkreisläufen wird durch Nährstoffimporte bei dem Zukauf von Futtermitteln erschwert. Eine Rückführung der mit dem Futteranbau entzogenen Nährstoffe auf deren Anbaufläche ist folglich nicht ohne weiteres möglich, besonders wenn Futtermittel aus Übersee in die Tierhaltungsbetriebe importiert werden. Anfallender Wirtschaftsdünger kann in Tierhaltungsbetrieben somit häufig nicht vollständig in der pflanzlichen Erzeugung verwendet werden. Auf der anderen Seite kaufen Ackerbaubetriebe, die räumlich getrennt von den Tierhaltungsbetrieben liegen, Stickstoff in Form von mineralischem Dünger zu. Für eine vermehrte Substitution von mineralischem Dünger durch Wirtschaftsdünger kann entweder Wirtschaftsdünger transportiert oder der räumlichen Trennung von landwirtschaftlichen Produktionszweigen entgegengewirkt werden (vgl. Abschn. 6.4.6).

65

Suffizienz 57. Im Gegensatz zu Effizienz und Konsistenz wirkt Suffizienz direkt auf den Konsum. Sie

wird definiert als „Änderungen in Konsummustern, die helfen, innerhalb der ökologischen Tragfähigkeit der Erde zu bleiben, wobei sich Nutzenaspekte des Konsums ändern“ (FISCHER und GRIEßHAMMER 2013, S. 10). Suffizienz wird häufig ausschließlich als Anpassung der Konsummuster aufgrund von Einsicht über ökologische Folgen verstanden (z. B. Enquete-Kommission Wachstum, Wohlstand, Lebensqualität 2013, S. 482). Dieses Verständnis schließt explizit marktwirtschaftliche Instrumente zur Änderung von Konsummustern aus, da diese durch Anpassung der Preise den Konsum beeinflussen. Im Folgenden wird analog zu SCHNEIDEWIND und ZAHRNT (2013) sowie LINZ (2004, S. 16) der Begriff der Suffizienzpolitik weiter gefasst. Dieses breitere Verständnis schließt auch ordnungsrechtliche, ökonomische oder informatorische Instrumente ein. Das Konsumverhalten wird durch Preisänderungen und durch geänderte Präferenzen beeinflusst. Ökonomische Instrumente – wie eine Fleischsteuer oder auch die Abschaffung der Subventionen von umweltschädlichen Produkten – senken die Nachfrage. Das Ausmaß der Konsumänderung durch Preisanstiege hängt dabei von der Preiselastizität der Nachfrage ab. BUSCHMANN und MEYER (2013, S. 8) errechneten beispielsweise, dass sich bei einer Aufhebung des reduzierten Mehrwertsteuersatzes für Fleischprodukte der Konsum um 6 bis 9 % verringert. Präferenzen hängen von Werten und Einstellungen ab und können vor allem durch informatorische Instrumente beeinflusst werden. Eine freiwillige Anpassung des Fleischkonsums oder ein verändertes Mobilitätsverhalten können beispielsweise durch Umweltbildung und Aufklärungskampagnen hervorgerufen werden (vgl. Kap. 6.6). Suffizienz aufgrund von geänderten Präferenzen kann zu einem Rebound-Effekt führen, wenn die verringerte Nachfrage einzelner Konsumenten zu niedrigeren Preisen führt und andere Konsumenten folglich ihren Konsum erhöhen können (ALCOTT 2008, S. 775 ff.). Durch die Veränderung der Konsummuster frei gewordenes Einkommen kann darüber hinaus die Nachfrage nach anderen Leistungen erhöhen, deren Umweltwirkungen ebenfalls bedacht werden müssen. Zwischenfazit 58. Effizienz und Konsistenz setzen primär beim Produzenten an und verringern die

Stickstoffemissionen in die Umwelt ohne den Konsum direkt zu beeinflussen. Suffizienz hingegen wirkt direkt auf das Konsumverhalten. Daher sind Instrumente und Maßnahmen zur Erhöhung von Effizienz und Konsistenz oft leichter umsetzbar. Einzelne Instrumente und Maßnahmen wirken jedoch häufig auf mehrere dieser übergeordneten Prinzipien der nachhaltigen Entwicklung (z. B. FISCHER und GRIEßHAMMER 2013, S. 12). Eine für die Stickstoffpolitik zentrale Frage ist, ob Effizienz und Konsistenz ausreichen, um die angestrebten Umweltqualitätsziele ausreichend schnell zu erreichen oder ob tiefer greifende Veränderungen der Konsummuster notwendig sind. Nach Ansicht des SRU sind mit hoher Wahr-

66

scheinlichkeit alle drei Ansätze im Zusammenspiel notwendig, um die Emissionen von reaktivem Stickstoff auf ein sicheres Maß zurückzuführen.

2.5
59.

Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
Für einzelne Umweltmedien und einzelne Stickstoffverbindungen existieren seit Lan-

gem Grenzwerte primär zum Schutz der menschlichen Gesundheit oder zum Erhalt einer guten Wasserqualität. Das Konzept des „sicheren Handlungsraumes“ kann darüber hinaus der systemischen Dimension der Stickstoffproblematik Rechnung tragen. Es kann insbesondere helfen, ein akzeptables Gesamtreduktionsziel abzuleiten. Dazu bedarf es aber einer Weiterentwicklung. 60. Die Wirkungsanalyse von Nährstoffeinträgen in die Umwelt erfordert einen

Mehrebenenansatz, der die verschiedenen Wirkungs- und Handlungsebenen berücksichtigt. Zu beachten sind die verknüpften lokalen, regionalen, überregionalen und auch globalen Eintragspfade und Wirkungszusammenhänge. Für die Ableitung von angemessenen Schutzzielen müssen verschiedene „sichere Handlungsräume“ auf den unterschiedlichen Ebenen – von lokalen Hotspots bis hin zu Erdsystemen – identifiziert werden. Schädliche Auswirkungen des Stickstoffeintrags müssen auf all diesen Systemebenen vermieden werden. Auch die unterschiedlichen Zeitskalen von Ursache-Wirkungs-Zusammenhängen müssen beachtet werden. Einige der Wirkungen des Nährstoffeintrages manifestieren sich kurzfristig, andere aber erst mit erheblichen Zeitverzögerungen. Damit können Schutzmaßnahmen oft erst mit zeitlicher Verzögerung wirken. Dies muss bei einer integrierten Reduktionsstrategie berücksichtigt werden. Auf all diesen Ebenen gibt es Ansätze der Erforschung sozial-ökologischer Systeme, die die dynamischen systemischen Wechselbeziehungen zwischen Mensch und Natur erfassen. Die Ableitung eines „sicheren Handlungsraumes“ stützt sich hier auf verschiedene Begründungen, wie dem Erhalt der Resilienz von Ökosystemen, der Vermeidung von Kippeffekten und irreversiblen Entwicklungen sowie der gesellschaftlichen und ökonomischen Wertschätzung von Ökosystemleistungen. Manche dieser Konzepte sind jedoch noch eher theoretischer Natur. Die Entwicklung von Frühwarnindikatoren, zum Beispiel für den Verlust an Resilienz, schreitet aber voran. Der Critical-Loads-Ansatz und die Bedeutung der Ökosystemleistungen werden auch bei der detaillierten empirischen Problemdiagnose in Kapitel 3 wieder aufgegriffen. Die Ableitung eines „sicheren Handlungsraumes“ sollte sich daher auf das in internationalen Konventionen, im Vertrag über die Arbeitsweise der Europäischen Union (AEUV) und im Grundgesetz verankerte Vorsorgeprinzip stützen. Aus diesem folgt, dass der Staat bereits vor der Schwelle eines Gefahrenbeweises tätig werden kann, auch wenn noch Unsicherheiten und Wissenslücken bestehen.

67

61.

In diesem Sinne am weitesten operationalisiert und politisch akzeptiert ist der Critical-

Loads-Ansatz, der Schwellen wesentlicher schädlicher Wirkungen auf Pflanzen oder Ökosysteme durch eutrophierende und versauernde Stoffe identifiziert. Auf der Basis des Critical-Loads-Ansatzes kann das Mindestmaß der aus ökologischer Perspektive erforderlichen Verminderungen bestimmt werden. Dieses sollte mit dem Stand der wirtschaftlichtechnisch bestmöglichen Reduktion abgeglichen und entsprechend mit einem sozial-ökonomisch vertretbarem (Stufen)Plan verknüpft werden. 62. Die Festlegung eines Gesamtreduktionszieles ist sinnvoll, um die Größenordnung

des Handlungsbedarfs besser kommunizieren, die Reichweite von Instrumenten und Maßnahmen evaluieren und auch Problemverlagerungen frühzeitig erkennen zu können, ist darüber hinaus auch ein integrierter Ansatz durch Hierbei sollten in einem Bottom-up-Verfahren zunächst die Verminderungen identifiziert werden, die für die Einhaltung von Umweltqualitätszielen und Grenzwerten für die Luft, die Böden und die verschiedenen Gewässertypen erforderlich sind. Beispielhaft für die Einträge aus landwirtschaftlichen Betrieben wurde dies für die Niederlande und für die globale Ebene modelliert. Für die Niederlande wurde ein Reduktionsbedarf des Stickstoffgesamteinsatzes in der Landwirtschaft in der Größenordnung von 50 % bis 70 % abgeleitet. In einer ähnlichen Größenordnung liegt auch der globale Reduktionsbedarf. Um den Reduktionsbedarf zur Einhaltung der gesetzten Umweltziele aber genau ermitteln zu können, sollte auch für Deutschland eine entsprechende integrierte, wirkungsbasierte, alle wichtigen Stickstoffverbindungen und Schutzgüter umfassende, räumlich ausdifferenzierte Modellierung erfolgen. 63. Bei der integrierten sozial-ökologischen Betrachtungsweise ist zu berücksichtigen,

dass Düngemittel für die menschliche Ernährung erforderlich sind. Der Mindesteinsatz von Mineral- oder Wirtschaftsdünger variiert je nach Ernährungsgewohnheiten, Anbauart und Ausbringungseffizienz. Wenn die Ausbringungseffizienz verbessert wird und gleichzeitig der Konsum von Fleisch und anderen tierischen Proteinen auf die von der Weltgesundheitsorganisation empfohlenen Mengen verringert werden kann, gibt es einen Gestaltungskorridor, der die Ernährungssicherheit einer wachsenden Weltbevölkerung weitgehend mit der Einhaltung eines „sicheren Handlungsraumes“ in Einklang bringen kann. Diesen zu erreichen, muss das zentrale Ziel einer integrierten Stickstoffpolitik auf den unterschiedlichen politischen Handlungsebenen, so auch der nationalen Umweltpolitik, sein. 64. Effizienz, Suffizienz und Konsistenz sind verschiedene Optionen, um dieses Ziel zu

erreichen, das auf eine deutliche Minderung der Einträge von reaktivem Stickstoff in die Umwelt hinausläuft. Effizienz zielt darauf ab, das Verhältnis zwischen dem eingesetzten und dem im Endprodukt befindlichen Stickstoff zu verbessern und so Verluste zu verringern. Nach dem Ansatz der Konsistenz ist die Produktionsweise grundsätzlich naturverträglicher umzugestalten und die Idee der Kreislaufwirtschaft steht im Vordergrund. Suffizienz hingegen verringert die Umweltbelastung durch einen veränderten Konsum. Die Untersuchun-

68

gen von de VRIES et al. (2013) weisen darauf hin, dass alle drei Ansätze im Zusammenspiel notwendig sind, um zu einem „sicheren Handlungsraum“ zurückzufinden. Dies bedarf erheblicher Anstrengungen und beinhaltet auch eine Anpassung der heutigen Konsummuster.

69

3
65.

Reaktive Stickstoffverbindungen und ihre Wirkungen in der Umwelt
In Kapitel 2 wurden grundsätzliche normative Überlegungen angestellt, wie man

einen „sicheren Handlungsraum“ bestimmt, in dem die natürlichen Lebensgrundlagen respektiert und ökologische Tragfähigkeitsgrenzen beachtet werden. Voraussetzung für die Identifizierung eines sicheren Handlungsraums ist die Kenntnis der komplexen Stickstoffproblematik, das heißt der vielfältigen Einträge, Entwicklungstrends und feststellbaren Wirkungen der verschiedenen Stickstoffverbindungen. Im Folgenden werden die Einträge und Wirkungen reaktiver Stickstoffverbindungen in Deutschland dargestellt. Zunächst werden in Kapitel 3.1 der natürliche Stickstoffkreislauf und der anthropogene Einfluss darauf beschrieben. Es zeigt sich, dass reaktive Stickstoffverbindungen ineinander umwandelbar sind, von einem Umweltmedium ins andere übergehen können und je nach Umweltmedium auch unterschiedlich wirken. Daher werden in Kapitel 3.2 Eintrag, Verhalten und Verbleib reaktiver Stickstoffverbindungen für Luft, Boden und Wasser separat betrachtet. In Kapitel 3.3 folgen die Wirkungen auf den Menschen und in Kapitel 3.4 die Wirkungen auf die biologische Diversität. Kapitel 3.5 schließlich beschreibt den Beitrag reaktiver Stickstoffverbindungen zum globalen Klimawandel. Die Tatsache, dass ein Stickstoffatom in unterschiedlichen Verbindungen vorkommen kann und außerdem verschiedene Wirkungen in der Atmosphäre, in terrestrischen und aquatischen Ökosystemen und auf die menschliche Gesundheit ausübt, wird auch als Stickstoffkaskade bezeichnet. Der Ursprung eines Stickstoffatoms spielt im Verlauf dieser Kaskade eine untergeordnete Rolle. Zudem führen die unterschiedlichen Verteilungs- und Speicherprozesse zu einer zeitlichen und räumlichen Verlagerung der Wirkung reaktiver Stickstoffverbindungen. Dabei können die Effekte von regional bis kontinental reichen, Lachgas wirkt als Klimagas sogar global. Insgesamt ergibt die Bestandsaufnahme für Deutschland, dass ökologische Grenzen für Stickstoffeinträge an vielen Stellen bereits überschritten sind.

3.1
66.

Der Stickstoffkreislauf und die unterschiedlichen Stickstoffverbindungen
Das Vorhandensein von Stickstoff (N) ist essenziell für die Entstehung von Leben auf

der Erde. In Verbindung mit anderen Elementen wie Sauerstoff (O), Kohlenstoff (C), Wasserstoff (H), Schwefel (S) und Phosphor (P) ist Stickstoff am Aufbau jeglichen Lebens beteiligt. Stickstoff ist zum Beispiel Bestandteil pflanzlicher und tierischer Proteine, Aminosäuren, Vitamine, Enzyme und des Blattfarbstoffs Chlorophyll. Die Luft enthält mehr als 99 % des auf der Erde verfügbaren Stickstoffs, welcher in den elementaren Stickstoff (N2) und in die reaktiven Stickstoffverbindungen (Nr) unterteilt wird (vgl. Tab. 3-1). Den überwiegenden Anteil bildet dabei der elementare Stickstoff mit circa 99 %, die reaktiven Verbindungen haben einen Anteil von 1 %. Der elementare Stickstoff ist chemisch relativ reaktionsträge

70

und in dieser Form für die meisten Lebewesen nicht direkt verfügbar (HOLLEMAN et al. 2007, S. 651 ff.). Pflanzen, Tiere und Menschen sind daher auf reaktive Stickstoffverbindungen als Stickstoffquelle angewiesen (BLUME 2010, S. 404). 67. Zu den wichtigsten reaktiven Stickstoffverbindungen gehören anorganische Ver-

bindungen, wie zum Beispiel Ammoniak (NH3), Ammonium (NH4+), Stickstoffoxide (NOx, bestehend aus Stickstoffmonoxid (NO) und Stickstoffdioxid (NO2)), Nitrat (NO3-), Nitrit (NO2-), Lachgas (N2O) sowie in organischer Materie gebundener Stickstoff in Form von Harnstoff, Aminen, Proteinen und Aminosäuren. Stickstoffverbindungen werden anhand ihres Oxidationsstatus in nicht-reaktive (Oxidationsstatus 0), reduzierte (− 3 bis − 1) und oxidierte (+ 1 bis + 5) Formen eingeteilt (s. Tab.°3-1). Tabelle 3-1 Die wichtigsten Stickstoffverbindungen
Verbindung Elementarer Stickstoff Ammonium Ammoniak Lachgas Stickstoffmonoxid Nitrit Stickstoffdioxid Nitrat Amine, Proteine, Aminosäuren, Harnstoff Formel N2 NH4+ NH3 N2O NO NO2NO2 NO3R-NH2 Hauptvorkommen Luft Luft/Boden Luft Luft Luft Wasser/Boden Luft Wasser/Boden in organische Materie gebunden Oxidationsstufe nicht-reaktive Form +/− 0 reduzierte Form −3 −3 oxidierte Form +1 +2 +3 +4 +5 organische Verbindungen

SRU/SG 2015/Tab. 3-1; Datenquelle: ERISMAN et al. 2011, S. 11

Die Fixierung von elementarem Luftstickstoff in seine reaktiven Verbindungen und deren stetige Umwandlung ineinander bezeichnet man als Stickstoffkreislauf. Die einzelnen Teilprozesse dieses Kreislaufs sind: Stickstofffixierung, Nitrifikation, Assimilation, Ammonifikation, Denitrifikation, Anammox-Reaktion, Verflüchtigung, Versickerung, Verwitterung und Auswaschung (s. Abb. 3-1 und Tab. 3-2).

71

Abbildung 3-1 Der Stickstoffkreislauf

Quelle: ERISMAN et al. 2011, S. 11; Copyright: Anne Christine Le Gall, INERIS

68.

Für die Umwandlung von elementarem Stickstoff aus der Atmosphäre in seine reak-

tiven Formen ist ein hoher Energieaufwand notwendig. Dieser Prozess wird als Stickstofffixierung bezeichnet. Man unterscheidet dabei die natürliche Stickstofffixierung, welche in der Umwelt durch bestimmte Mikroorganismen (s. u.) oder physikochemische Aktivitäten (Tz. 69) stattfindet, von der industriellen (anthropogenen) Stickstofffixierung (Tz. 76). Bestimmte Mikroorganismen (Bakterien, Blaualgen) können aufgrund ihrer Enzymausstattung die benötigte Energie für die Reduktion des elementaren Stickstoffs katalytisch herabsetzen und diesen direkt zu Ammoniak bzw. Ammonium reduzieren. Bakterien, die dazu in der Lage sind, können sowohl frei lebend (z. B. Azobacter und Cyanobakterien) als auch in Symbiose mit Pflanzen (z. B. Knöllchenbakterien (Rhizobien) in Verbindung mit Leguminosen) vorkommen (s. Tz. 94). Der so gewonnene Ammoniak bzw. das Ammonium ist biologisch leicht verfügbar und kann von den Bakterien selbst genutzt oder in Symbiose den Pflanzen als Nährstoff zur Verfügung gestellt werden. Als Gegenleistung wird der Symbiont (Bakterium) vom Wirt (Pflanze) mit Energie und Kohlenstoff versorgt. Die mikrobielle Fixierung von elementarem Stickstoff wird als biologische Stickstofffixierung bezeichnet (HOLLEMAN et al. 2007, S. 654; WINGENDER und MAYER 2011).

72

69.

In der Natur ist die sogenannte abiotische Stickstofffixierung von elementarem

Luftstickstoff zu reaktiven Verbindungen durch Blitzschläge, Verbrennung und Vulkanaktivität möglich, bei denen große Mengen an Energie zur Verfügung stehen (WINGENDER und MAYER 2011). Dabei reagiert der elementare Stickstoff mit Sauerstoff (O2) aus der Luft zu Stickstoffoxiden (NO und NO2). Auch durch natürliche Verwitterungsprozesse von Gesteinen durch Wind und Regen wird reaktiver Stickstoff freigesetzt und gelangt in die Umwelt (HOLLOWAY und DAHLGREN 1999, S. 569; SUTTON et al. 2011b). 70. Als Nitrifikation bezeichnet man eine Reaktion, bei der bestimmte aerobe Bakterien

unter Energiegewinnung Ammoniak über die Zwischenstufe Nitrit zu Nitrat oxidieren. Die so gewonnene Energie kann von den Organismen für Wachstum und andere biologische Vorgänge genutzt werden. Beide Reaktionsschritte finden unter normalen Umständen nebeneinander statt, sodass es zu keiner Anhäufung von Nitrit kommt. Allerdings können als Nebenprodukte bis zu 10 % Lachgas und Stickstoffmonoxid entstehen (ERISMAN und FOWLER 2009; HOLLEMAN et al. 2007, S. 654). 71. Die Aufnahme und Verwertung der Stickstoffverbindungen Ammoniak bzw. Ammo-

nium und Nitrat durch Pflanzen und Mikroorganismen wird als Stickstoffassimilation bezeichnet. Insbesondere Pflanzen können den Stickstoff über die Wurzeln nur aufnehmen, wenn er als Ammonium- oder Nitration im Boden vorliegt. Diese Formen werden daher als pflanzenverfügbare Stickstoffverbindungen bezeichnet und dienen dem Aufbau von eigenen stickstoffhaltigen organischen Verbindungen wie Aminosäuren, Proteinen, Nukleinsäuren und Chlorophyll (BLUME 2010, S. 404 f.). 72. Das Ausgangsprodukt für die Nitrifikation (Tz. 70) wird durch die Ammonifikation

(Stickstoffmineralisation) bereitgestellt. In diesem Schritt des Stickstoffzyklus wird durch mikrobielle Umwandlung aus stickstoffhaltigen organischen Verbindungen Ammoniak freigesetzt. Die organischen Verbindungen können tierischen und pflanzlichen Ursprungs sein und stammen zum Beispiel aus Fäulnisprozessen sowie abgestorbenen Pflanzenteilen und Organismen. Durch Destruenten (Bakterien, Pilze) wird der Stickstoff in Form von Ammoniak oder Ammonium freigesetzt und kann somit erneut von Pflanzen und Mikroorganismen aufgenommen werden (BLUME 2010). 73. Die Denitrifikation von Nitrat durch bestimmte Bakterien (Denitrifikanten) stellt neben

der Anammox-Reaktion (s. u.) die einzige Möglichkeit dar, reaktiven Stickstoff wieder in elementaren Luftstickstoff zurückzuwandeln. Dabei entstehen als Nebenprodukte Lachgas und Stickstoffmonoxid. Die Denitrifikation findet sowohl in aquatischen als auch in terrestrischen Ökosystemen statt. So können zum Beispiel Bakterien der Gattung Pseudomonas durch diesen Schritt auch unter anaeroben Bedingungen atmen (HOLLEMAN et al. 2007, S. 654). Die seit den 1980er-Jahren bekannte Anammox-Reaktion findet im großen Maßstab in den Meeren, Ozeanen und Thermalquellen, aber auch in Abwässern und wahrscheinlich in Böden statt. Die Bakterienart Brocadia anammoxidans oxidiert ebenfalls unter anaeroben

73

Bedingungen Ammonium über die Zwischenstufe Nitrit zu elementarem Stickstoff, welcher für die meisten Lebewesen nicht mehr verfügbar ist und in die Atmosphäre entweicht (ERISMAN et al. 2011). 74. Neben der bereits beschriebenen mikrobiellen Umwandlung kann Stickstoff auch

durch Verflüchtigung aus Dünger und zersetzter Biomasse als Ammoniak, Lachgas und elementarer Stickstoff in die Atmosphäre entweichen. Durch Versickerung und Auswaschung von an Wurzeln und Boden gebundene Stickstoffverbindungen können diese ebenfalls als anorganischer Stickstoff (z. B. Nitrat) oder gelöster organischer und partikulärer Stickstoff (DON und PON) in Gewässer und Grundwasser gelangen (BLUME 2010, S. 410; Tz. 107). Tabelle 3-2 Der Stickstoffkreislauf
Teilprozess Fixierung Kurzbeschreibung Umwandlung von elementarem Stickstoff (N2) aus der Atmosphäre in reaktive Formen. Man unterscheidet dabei die natürliche Fixierung, welche in der Umwelt durch bestimmte Mikroorganismen und physikochemische Aktivitäten stattfindet, von der industriellen (anthropogenen) Stickstofffixierung. Nitrit- und Nitratbakterien oxidieren in einem zweistufigen, aeroben Verfahren unter Energiegewinnung Ammoniak (NH3) über Nitrit (NO2-) zu Nitrat (NO3-). Die anorganischen Stickstoffverbindungen Ammonium (NH4+) und Nitrat (NO3-) werden dem Boden von Mikroorganismen und Pflanzen entzogen und zum Aufbau stickstoffhaltiger organischer Verbindungen verwendet. Organische Rückstände der abgestorbenen Vegetation oder der Bodenorganismen sowie deren Stoffwechselprodukte werden von Bakterien (Destruenten) zersetzt. Der Stickstoff wird dabei als Ammoniak (NH3) bzw. Ammonium (NH4+) frei und steht wieder als anorganischer Stickstoff zur Aufnahme bereit (s. Nitrifikation). Unter anaeroben Bedingungen werden Nitrat (NO3-) und Nitrit (NO2-) über mehrere Zwischenstufen von Bakterien zu elementarem Stickstoff (N2) reduziert, der zum Großteil in die Atmosphäre entweicht. Neben der Denitrifikation die einzige Möglichkeit, reaktiven Stickstoff wieder in elementaren Stickstoff zurückzuführen. Anaerobe Bakterien wandeln in Meeren, Ozeanen und Abwässern Ammonium (NH4+) über Nitrit (NO2-) zu elementarem Stickstoff (N2) um. Gasförmige Stickstofffreisetzung (Stickstoffverlust) als Ammoniak (NH3), Lachgas (N2O), Stickstoffoxide (NOx) und elementarer Stickstoff (N2) aus Dünger und Biomasse in die Atmosphäre. Stickstoffverluste durch Versickerung und Auswaschung von Nitrat (NO3-) in Oberflächengewässer und Grundwasser sowie in Form gelöster organischer Substanz (DON) bzw. als partikulärer Stickstoff (PON). Freisetzung von reaktivem Stickstoff aus Gesteinen durch Wind und Regen.
SRU/SG 2015/Tab. 3-2

Nitrifikation Assimilation

Ammonifikation

Denitrifikation

AnammoxReaktion

Verflüchtigung

Versickerung, Auswaschung Verwitterung

Der anthropogene Eingriff in den Stickstoffkreislauf 75. Stickstoff gehört neben Kalium, Kalzium, Magnesium, Phosphor und Schwefel für

Pflanzen zu den Hauptnährelementen und hat mengenmäßig den größten Anteil der einzel-

74

nen mineralischen Elemente am Trockengewicht der Pflanzen. Stickstoff ist dabei wichtiger Bestandteil pflanzeneigener organischer Verbindungen. Natürlicherweise kommt reaktiver Stickstoff in der Bodensubstanz jedoch nur in sehr geringer Konzentration vor. Daher ist Stickstoff in fast allen terrestrischen und einigen aquatischen Ökosystemen der das Pflanzenwachstum und den Ernteertrag begrenzende Nährstofffaktor (de VRIES 2011; BLUME 2010, S. 401). 76. Während in der vorindustriellen Zeit die Entstehung von reaktiven Stickstoffverbin-

dungen im Wesentlichen auf die zwei natürlichen Fixierungsprozesse – biologische Stickstofffixierung und physikochemische Aktivitäten – zurückzuführen war, griff der Mensch im Zuge des technischen Fortschritts immer mehr in diesen natürlichen Stickstoffkreislauf ein. Durch das um 1910 entwickelte Haber-Bosch-Verfahren wurde es erstmals möglich, elementaren Stickstoff industriell zu verwerten und in Form von Mineraldünger nutzbar zu machen. Bei hohen Temperaturen (zwischen 400 °C und 500 °C) und unter hohem Druck (um 300 bar) wird dabei mit hohem Energieaufwand Ammoniak synthetisch aus elementarem Stickstoff und Wasserstoff hergestellt. Allein durch das Haber-Bosch-Verfahren werden weltweit jährlich über 80 Mio. t elementarer Stickstoff in reaktiven Stickstoff in Form von synthetischem Dünger umgewandelt und somit pflanzenverfügbar gemacht (ROCKSTRÖM et al. 2009). 77. Global führten neben der Herstellung von synthetischem Dünger für die Landwirt-

schaft auch die Verbrennung von fossilen Energieträgern und Biomasse und der Anbau von Leguminosen (biologische Stickstofffixierung durch symbiontische Bakterien im Ackerbau) zu einem dramatischen Anstieg von verfügbaren reaktiven Stickstoffverbindungen. Im Zeitraum von 1860 bis 2000 verzehnfachte sich die Menge des durch anthropogene Aktivitäten fixierten elementaren Stickstoffs von 15 Mio. t pro Jahr auf 165 Mio. t pro Jahr (GALLOWAY et al. 2003). Heute wird mehr elementarer Stickstoff in reaktiven Stickstoff durch den Menschen umgewandelt, als durch die natürlichen terrestrischen Prozesse zusammen. Der Anteil von synthetischen Düngern an der Gesamtmenge des anthropogen fixierten elementaren Stickstoffs beträgt global etwa 53 % und übersteigt damit die Mengen, die durch den Anbau von Leguminosen (ca. 27 %) und durch Verbrennung fossiler Energieträger und nachwachsender Rohstoffe (ca. 20 %) gebildet werden (ROCKSTRÖM et al. 2009).

3.2
3.2.1

Eintrag, Verhalten und Verbleib von reaktivem Stickstoff in der Umwelt
Bilanzierung der Stickstoffflüsse

Nationale Stickstoffbilanz 78. Das Zusammenspiel der Stickstoffflüsse in der Umwelt ist komplex. Um dennoch

einen Überblick über die Gesamtheit der Eintragspfade und die belasteten Umweltmedien zu

75

bekommen, ist es sinnvoll, eine integrierte Gesamtbilanz der Stickstoffflüsse aufzustellen. Die Aufstellung einer nationalen Stickstoffbilanz (im Englischen „national nitrogen budget“) mit allen wesentlichen ein- und ausgehenden Stickstoffströmen sowie den internen Stoffflüssen wird auch von der United Nations Economic Commission for Europe (UNECE 2013) empfohlen. Die Stickstoffbilanzen helfen, das Stickstoffproblem zu visualisieren. Sie liefern zudem Informationen über relevante Einträge in den Stickstoffkreislauf. Außerdem können Ansatzpunkte für Maßnahmen und mögliche Belastungsverlagerungen und Trade-offs identifiziert werden (LEIP 2011). Die Stickstoffbilanzen liefern auch eine wichtige Datengrundlage für die Entwicklung eines Gesamtreduktionszieles, wie es in Kapitel 2 empfohlen wird (s. a. Tx. 618). 79. Eine solche integrierte Gesamtbilanz der Stickstoffflüsse in Deutschland hat das Um-

weltbundesamt (UBA) mit Daten aus den Jahren 2005 bis 2011 erstellt (UBA 2014f; Abb. 32). Um die Mengen der verschiedenen Stickstoffverbindungen miteinander vergleichen und summieren zu können, wurden die Massenströme jeweils in Masse Reinstickstoff angegeben. Die aus der molaren Masse abgeleiteten Umrechnungsfaktoren betragen für Ammoniak (NH3) 0,8235, für Stickstoffdioxid (NO2) 0,3044 und für Lachgas (N2O) 0,6364. Die Umrechnung führt dazu, dass zum Beispiel für 100 kt Ammoniak 82,4 kt Stickstoff anzusetzen sind, für 100 kt Stickstoffdioxid ergeben sich 30 kt Stickstoff und für 100 kt Lachgas werden 64 kt Stickstoff für die Gesamtbilanz berücksichtigt.

76

Abbildung 3-2 Bilanz der wichtigsten Stickstoffflüsse in Deutschland (alle Zahlen in kt N/a)
Anmerkungen:
Alle Werte wurden auf 5 kt N/a gerundet. Die Daten beziehen sich – soweit verfügbar – auf Mittelwerte der Jahre 2008-2010. Waren diese nicht verfügbar, so wurde der Wert des Jahres 2010 bzw. der letzte, aktuell verfügbare Wert verwendet. Die Daten für Gewässer beziehen sich auf den Zeitraum 20062011; für die Im- und Exporte auf den Zeitraum 2003-2005. Die Daten für die atmosphärische Deposition auf das Jahr 2007. Der Import von Wirtschaftsdünger (v. a. Gülle und Geflügeltrockenkot) und der Import von Biomasse als Gärsubstrat (ebenso wie eventuelle Exporte) sind in der Bilanz nicht enthalten. Für den betrachteten Zeitraum dürfte dies eine Nichtberücksichtigung von mindestens 20 kt N/a bedeuten. Ebenso sind landwirtschaftsinterne Ströme pflanzlicher Gärreste derzeit noch nicht berücksichtigt (ca. 100-150 kt N/a). Die Dreiecksymbole zeigen – aus nationaler Sicht – wichtige Ansatzstellen für Maßnahmen auf. 1) Enthält Industriepflanzen (Zuckerrüben, Tabak, Faserpflanzen etc.) sowie eine erste Schätzung für den Stickstofffluss durch geerntetes Holz (70 kt N/a). 2) Nur Ostsee. 3) Enthält alle tierischen und pflanzlichen Produkte mit Ausnahme der Futtermittel und der Industriepflanzen. 4) Der Stickstofffluss in Waren (inkl. Lebensmittel) kann derzeit noch nicht quantifiziert werden. 5) Inkl. Kleinfeuerung in Haushalten. 6) Die Im- und Exporte können derzeit nur ohne Berücksichtigung der gewässerinternen Retention angegeben werden, da die Werte für den Betrachtungszeitraum noch nicht vorliegen. Ältere Auswertungen zeigen, dass die Retention (insb. Denitrifikation) u. a. in Abhängigkeit der Fließstrecke bis zu 50 % betragen kann.

Quelle: UBA 2014f

77

80.

Aus der Abbildung 3-2 lassen sich die für Deutschland wichtigsten Eintragswege

reaktiven Stickstoffs und ihre Mengenströme in den nationalen Stickstoffkreislauf ablesen (s. a. Tab. 3-3): die industrielle Fixierung von Ammoniak aus Luftstickstoff, der Import von Futtermitteln, die Emissionen reaktiven Stickstoffs aus Industrie, Energiewirtschaft und Verkehr, die biologische Stickstofffixierung in der Landwirtschaft und in terrestrischen Ökosystemen sowie der Import von Stickstoff über Flüsse und über die Atmosphäre. Der industriell fixierte Stickstoff wird zur Herstellung von Düngemitteln und anderen stickstoffhaltigen Produkten verwendet. Gut dokumentiert ist, dass jährlich etwa 1.640 kt N, also etwa 60 % des industriell fixierten Stickstoffs, als Düngemittel in Deutschland abgesetzt werden. Die Stickstoffströme in weiteren stickstoffhaltigen Industrieprodukten, zum Beispiel Kunststoffen, Farbstoffen oder Pestiziden, konnten in der aktuellen Bilanz hingegen noch nicht verlässlich quantifiziert werden (UBA 2014f). Austräge reaktiver Stickstoffverbindungen aus dem System erfolgen über die Atmosphäre oder über den Wasserweg in die Nachbarländer (Tab. 3-3). Die mengenmäßig größten Austräge erfolgen aber über die Umwandlung reaktiven Stickstoffs in elementaren Luftstickstoff. Diese Stickstoffflüsse sind in der Bilanzierung reaktiver Stickstoffverbindungen nicht aufgeführt. Ein Teil der reaktiven Stickstoffverbindungen wird in den Abwasserbehandlungsanlagen denitrifiziert (ca. 340 kt N/a; UBA 2014f). Mengenmäßig bedeutender ist die Denitrifikation in Oberflächengewässern, im Boden und in Grundwasserleitern, deren Quantifizierung jedoch mit großen Unsicherheiten behaftet ist. So ergibt sich aus der Differenz zwischen dem Stickstoffüberschuss in der Landwirtschaft (Tz. 214) und in naturnahen terrestrischen Ökosystemen und den ermittelten Emissionen in die Luft und in Oberflächengewässer eine Differenz von 750 kt N/a (UBA 2014f). Diese Menge dürfte größtenteils denitrifiziert werden, wobei eine „mögliche Anreicherung reaktiven Stickstoffs sowie der Zeitverzug bei der Grundwasserpassage […] zu berücksichtigen sind“ (ebd.). 81. Die Umwandlung von reaktiven Stickstoffverbindungen zu Luftstickstoff in Abwasser-

behandlungsanlagen ist aus Umweltsicht zwar vorteilhaft, sie stellt aber eine Verschwendung der Energie dar, die zur Produktion des reaktiven Stickstoffs aufgewendet wurde. Außerdem wird bei der Denitrifikation immer auch eine gewisse Menge Lachgas gebildet (Tz. 73). Grundsätzlich besser, aber technisch noch nicht marktfähig, wäre daher ein Recycling des reaktiven Stickstoffs aus dem Abwasser (SUTTON et al. 2011a).

78

Tabelle 3-3 Die wichtigsten Ein- und Austräge in den Stickstoffkreislauf Deutschlands (in kt N/a*)
Einträge in kt N/a Industrielle Fixierung von Ammoniak aus Luftstickstoff als chemischer Grundbaustein u. a. für die Mineraldüngerproduktion Import von Futtermitteln Emissionen reaktiven Stickstoffs in die Atmosphäre (insbesondere Verbrennungsprozesse aus stationären und mobilen Quellen) biologische N-Fixierung in der Landwirtschaft und in terrestrischen und aquaten Ökosystemen grenzüberschreitender Import von Stickstoff über die Flüsse grenzüberschreitender Import von Stickstoff über die Atmosphäre Austräge in kt N/a Transport über die Flüsse direkt oder über angrenzende Nachbarländer in Meeresund Küstenökosysteme Über die Atmosphäre ins Ausland Denitrifikation bei der Abwasserbehandlung Denitrifikation in Fließ- und Oberflächengewässern, in Agrarökosystemen sowie in natürlichen und naturnahen Landökosystemen ca. 900 ca. 560 ca. 340 nur ungenau quantifizierbar ca. 2.680 ca. 365 ca. 435 ca. 300 ca. 320 ca. 250

*Die Angaben beziehen sich auf unterschiedliche Jahre des Zeitraums 2005 bis 2011 SRU/SG 2015/Tab. 3-3; Datenquelle: UBA 2014f

Ansatzstellen für Maßnahmen 82. Die nationale Gesamtbilanz zeigt deutlich die Eintragspfade und Emissionsquellen,

an denen Handlungsoptionen bestehen („Ansatzstellen für Maßnahmen“, s. Dreiecksymbole in Abb. 3-2). Dazu gehören die in Tabelle 3-3 aufgelisteten Stickstoffeinträge, aber auch die internen Stickstoffströme, beispielsweise in der Landwirtschaft. Bei den Eintragspfaden muss beachtet werden, dass die Einträge in die Atmosphäre, aus der biologischen Stickstofffixierung und aus dem grenzüberschreitenden Import sowohl über die Flüsse als auch über die Atmosphäre unmittelbar den Stickstoffmengen entsprechen, die auch in die Umwelt gelangen. Bei den Futtermittelimporten und dem Düngemittelabsatz erfolgen die Einträge von reaktivem Stickstoff in die Umwelt erst bei oder nach der Anwendung, wenn zum Beispiel nach der Fütterung Ammoniak aus den Ausscheidungen emittiert oder Nitrat aus dem eingesetzten Dünger in das Grundwasser ausgewaschen wird. Diese Emissionen sind in den bilanzinternen Stoffflüssen enthalten, die aus den Landökosystemen in die Hydrosphäre gelangen (vgl. Abb. 3-2). Bei den anthropogenen Einträgen in die Atmosphäre dominiert die Landwirtschaft mit 570 kt, gefolgt von den Emissionen aus der Energiewirtschaft und Industrie (230 kt) und aus dem Verkehr (205 kt). Während die atmosphärischen Emissionen und die weiteren Transportvorgänge in der Luft vergleichsweise gut abgeschätzt werden können, sind Verbleib und Verhalten der Stickstoffverbindungen im Boden und in der Hydrosphäre aufgrund der komplexen Transportprozesse schwieriger vorherzusagen. In Abbildung 3-2 werden die Einträge

79

aus den Landökosystemen in die Hydrosphäre mit 460 kt N/a abgeschätzt. Modellierungen für Stickstoffeinträge in Oberflächengewässer zeigen, dass die Landwirtschaft für etwa 80 % der Einträge verantwortlich ist (Tz. 111). Damit ist die Landwirtschaft auch für die wasserlöslichen Stickstoffverbindungen die wichtigste anthropogene Emissionsquelle. 83. Aufgrund der Datenlücken kann die Differenz zwischen den in der Tabelle 3-3 auf-

gelisteten Stickstoffeinträgen und den Stickstoffausträgen keinen Hinweis auf die Menge an reaktiven Stickstoffverbindungen geben, die im System akkumuliert. Für eine genaue Bestimmung dieser Differenz müssen diese und gegebenenfalls weitere Datenlücken geschlossen werden (UBA 2014f). Dann könnte die Gesamtbilanzierung auch zum Vergleich mit einer wirkungsbezogenen Belastungsgrenze herangezogen und damit Berechnungsgrundlage für ein Gesamtreduktionsziel für die Einträge von Stickstoffverbindungen in die Umwelt werden (Tz. 618 ff.).

3.2.2

Luft

Stickstoffeinträge in die Luft 84. Die Einträge in die Luft erfolgen über die Emissionen an Stickstoffoxiden, Ammoniak

und Lachgas. Bezogen auf Masse Reinstickstoff wurden 2012 in Deutschland 958 kt in die Luft emittiert. Die bedeutendste Emissionsquelle für luftgetragenen Stickstoff ist die Landwirtschaft mit 550 kt (57 %). An zweiter und dritter Stelle stehen die stationären Feuerungsanlagen mit 181 kt (19 %) und der Verkehr mit 173 kt Stickstoff (18 %) (vgl. Tab. 3-4). Tabelle 3-4 Emissionsquellen für NO x , NH 3 und N 2 O in Deutschland für das Jahr 2012 (in kt)
Emissionsquelle NOx NOx-N NH3 NH3-N N2O N2O-N Summe N 181 173 43 550 6 5 958 Anteil bezogen auf N 18,9 % 18,1 % 4,5 % 57,4 % 0,6 % 0,5 % 100 %

Stationäre Feuerungsanlagen Verkehr Industrieprozesse Landwirtschaft Abfall- und Abwasserbehandlung Sonstige* Summe Summe N

549 521 87 107 0,4 5,5 1269

167 159 27 33 0,1 1,7 386

6 14 12 512 0 1,8 545

5 11 10 427 0 1,5 454

14 5 10 141 9 3 182

9 3 6 90 6 2 116

* Summe der Emissionen aus: „Militär und weitere kleine Quellen“, „Diffuse Emissionen aus Brennstoffen“, „Lösemittel und andere Produktverwendung“ und „Landnutzung, Landnutzungsänderung, Forstwirtschaft“ SRU/SG 2015/Tab. 3-4; Datenquelle: UBA 2013g; 2013k

85.

Nach Stickstoffverbindungen differenziert, stammen 94 % der Ammoniakemissionen

aus der Landwirtschaft (Kap. 4.1). Die beiden Hauptquellen für Stickstoffoxide sind die stationären Feuerungsanlagen (Kap. 4.3) mit 43 % bzw. der Verkehr (Kap. 4.2) mit 41 %. Die

80

Emissionen aus dem internationalen Luft- und Schiffsverkehr sind in den oben aufgeführten Stickstoffoxidemissionen des Verkehrs nicht enthalten (vgl. Tz. 253). Wichtigste Emissionsquelle für Lachgas ist die Landwirtschaft (77 %), wobei diese Emissionen zu 94 % aus den landwirtschaftlich genutzten Böden kommen. 86. Die Emissionen an gasförmigen Stickstoffverbindungen konnten in Deutschland

zwischen 1990 und 2012 insgesamt um 41 % verringert werden (UBA 2013g; 2013k). Der Vergleich der Entwicklung der Stickstoffoxidemissionen aus den stationären Feuerungsanlagen des Sektors Energiewirtschaft, aus dem Verkehr und der Ammoniakemissionen aus der Landwirtschaft für diesen Zeitraum zeigt, dass die größten Reduktionen bei den Emissionen aus dem Verkehr erzielt wurden (Abb. 3-3). Die Emissionen aus der Energiewirtschaft gingen zunächst deutlich zurück, zeigten aber in den letzten Jahren einen leichten Aufwärtstrend (vgl. Abb. 4-16). Die bis circa 1995 zu beobachtende Emissionsminderung bei den Ammoniakemissionen aus der Landwirtschaft ist hauptsächlich auf den Rückgang des Tierbestandes zurückzuführen (OSTERBURG und RÖSEMANN 2012). Abbildung 3-3 Zeitlicher Verlauf der NO x -Emissionen aus Energiewirtschaft und Verkehr sow ie der NH 3 -Emissionen aus der Landw irtschaft (in kt N/a)

Quelle: UBA 2014f

87.

Die Lachgasemissionen sind seit 1990 um 34 % zurückgegangen (s. Abb. 3-28), der

Trend ist zuletzt aber nur noch leicht negativ. Als neue Emissionsquellen für Ammoniak soll-

81

ten zukünftig bei den Datenerhebungen auch Gärreste pflanzlicher Herkunft aus der Biogasproduktion berücksichtigt werden (s. a. Tz. 428 und Abschn. 6.5.1.4). Verhalten des reaktiven Stickstoffs in der Luft 88. Die emittierten luftgetragenen Stickstoffverbindungen wirken teils in der Nähe der

Emissionsquelle, teils werden sie über weite Strecken transportiert, bevor sie deponieren und schädlich wirken. Daher setzt sich die Belastung eines Gebietes mit Luftschadstoffen aus einer Hintergrundbelastung und (falls vorhanden) einer lokalen Belastung zusammen. Die Hintergrundbelastung wird von keiner einzelnen Emissionsquelle dominiert und resultiert aus den ferntransportierten Luftschadstoffen, während die lokale Belastung aus lokalen Emissionsquellen stammt. Eine Besonderheit bildet Lachgas, das eine sehr hohe Verweilzeit in der Troposphäre von ungefähr einhundert Jahren hat (GALLOWAY et al. 2003). Es ist ein bedeutendes Klimagas und wird daher in Kapitel 3.5 ausführlicher beschrieben. 89. Der Transport von Ammoniak und Stickstoffoxiden in der Luft ist komplexer (s. für

Ammoniak Abb. 3-4). Die Depositionsgeschwindigkeit – also die Geschwindigkeit, mit der sich eine luftgetragene Verbindung auf der Erdoberfläche ablagert – ist bei Stickstoffoxiden im Mittel siebenfach niedriger als bei Ammoniak (BALLA et al. 2012). Stickstoffoxide legen also weitere Strecken zurück, bevor sie deponieren. Dagegen wird Ammoniak, wenn es keinen Reaktionspartner in der Atmosphäre findet, vergleichsweise rasch von Pflanzenbeständen aufgenommen (trockene Deposition, s. DÄMMGEN et al. 2013). Diese trockene Deposition erfolgt in der Regel in der Nähe der Emissionsquellen. Sowohl Ammoniak als auch Stickstoffoxide können aber mit anderen gasförmigen Bestandteilen der Luft zu Verbindungen reagieren, die Aerosole bilden oder sich an Aerosole anlagern. Diese Aerosole sind so klein, dass sie eine sehr geringe Depositionsgeschwindigkeit haben und daher tausende von Kilometern transportiert werden können, bevor sie hauptsächlich über Niederschlag (nasse Deposition) deponiert werden (HERTEL et al. 2011; vgl. Abb. 3-4). Beispielsweise bildet Ammoniak mit gasförmigen Säuren in der Atmosphäre Ammoniumsalze (NH4+-Salze), die in Mitteleuropa einen beträchtlichen Anteil des Feinstaubs darstellen (DÄMMGEN et al. 2013). Bei der Depositionsgeschwindigkeit spielt außerdem die meteorologische Situation und die Beschaffenheit der Landschaftsoberfläche eine Rolle (vgl. Tz. 93).

82

Abbildung 3-4 Transportwege von Ammoniak in der Atmosphäre

SRU/SG 2015/Abb. 3-4; Datenquelle: LAI 2012

90.

In welchem Umfang und mit welcher Geschwindigkeit Ammoniak zu Ammonium um-

gewandelt wird, hängt insbesondere von der Konzentration möglicher Reaktionspartner in der Luft ab (HERTEL et al. 2011). In Deutschland kann davon ausgegangen werden, dass Ammoniak selbst überwiegend quellennah im Umkreis weniger Kilometer zu erhöhten Ammoniakkonzentrationen führt und dort auch deponiert. Die Ammoniumsalze werden über längere Strecken transportiert und gleichmäßiger in der Atmosphäre verteilt (LAI 2012). Die Deposition der Ammoniakemissionen in der Nähe der Emissionsquelle wird begünstigt, wenn die Austrittshöhe der Emissionsquelle relativ niedrig ist. Dies ist zum Beispiel der Fall bei Tierhaltungsanlagen, die eine der Hauptquellen für Ammoniak sind. Daher ähnelt die räumliche Verteilung der Ammoniakkonzentrationen der Verteilung der Ammoniakemissionen in Deutschland, diese wiederum wird wesentlich durch verschiedene Tierbesatzdichten in Deutschland bestimmt (ebd.). 91. Grundsätzlich sind es jedoch vielmehr die Stickstoffoxidemissionen, die weiträumig

transportiert werden, eine Deposition nah an der Quelle erfolgt eher selten (HERTEL et al. 2011). Dies zeigt sich auch bei einer Untersuchung zu Stickstoffeinträgen in ein Natura 2000-Gebiet in den Niederlanden. Mithilfe von atmosphärischen Transportmodellen konnten die Autoren feststellen, dass von den Ammoniakeinträgen knapp die Hälfte der Emissionsquellen innerhalb einer Reichweite von 10 km lag und damit etwa 50 % der Ammoniakemissionen weiter als 10 km transportiert wurden. Von den Stickstoffoxideinträgen

83

stammten aber nach den Berechnungen 85 % der Emissionen aus weiter entfernten Quellen (KROS et al. 2013). Da die reaktiven Stickstoffverbindungen in der Atmosphäre kein Potenzial zur Bildung von elementarem Stickstoff haben, werden nahezu alle atmosphärischen Emissionen an reaktivem Stickstoff – mit Ausnahme von Lachgas – innerhalb von Stunden bis Tagen auf der Erdoberfläche deponiert und in Ökosysteme eingetragen (GALLOWAY et al. 2003).

3.2.3
92.

Boden
Boden ist „das mit Wasser, Luft und Lebewesen durchsetzte, unter dem Einfluss der

Umweltfaktoren an der Erdoberfläche entstandene und im Ablauf der Zeit sich weiterentwickelnde Umwandlungsprodukt mineralischer und organischer Substanzen mit eigener morphologischer Organisation“ (SCHROEDER 1992, S. 9). Er ist also nicht nur Pflanzenstandort, sondern ein eigenständiges Ökosystem, dessen Resilienz und Regulationsfähigkeit überfordert werden kann, wodurch wertvolle Ökosystemleistungen verloren gehen können (vgl. Kap. 2). Stickstoffeinträge in die Bodenzone 93. Reaktive Stickstoffverbindungen gelangen durch die biologische Stickstofffixierung,

über die atmosphärische Stickstoffdeposition sowie den Direkteintrag von mineralischen Stickstoffdüngern, Wirtschaftsdüngern und Klärschlämmen auf und in den Boden. Höhe und Art der Stickstoffeinträge sind in Deutschland regional sehr unterschiedlich, bedingt durch Geologie, Relief und Klima, Bewuchs, die unterschiedliche landwirtschaftliche Bodennutzung sowie in Folge von unterschiedlich hohen Konzentrationen reaktiver Stickstoffverbindungen in der Luft. Bei landwirtschaftlich genutzten Böden ist insbesondere der Schwerpunkt des landwirtschaftlichen Betriebs, aber auch das individuelle Management relevant. So können beispielsweise auf Betrieben mit hohem Viehbestand oder auf Gemüseanbauflächen sehr große Mengen an Stickstoff in die Böden gelangen (vgl. Abschn. 4.1.1). Die Böden von natürlichen und halbnatürlichen Ökosystemen wie beispielsweise von Wäldern und Heiden sind dagegen eher durch atmosphärische Stickstoffeinträge beeinflusst, die auch aus weiter entfernten Quellen (z. B. Verbrennung fossiler Energieträger in Industrie oder Verkehr) stammen können und eine überregionale Belastung – die sogenannte Hintergrundbelastung – darstellen. 94. Die biologische Stickstofffixierung erfolgt durch verschiedene Bakterienarten im

Boden (vgl. Tz. 68) und war vor der Industrialisierung der Hauptpfad von reaktivem Stickstoff in den Boden. Sie liegt im Grasland zwischen 2,3 und 3,1 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr, im Wald zwischen 6,5 und 26,6 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011a). Zur natürlichen Stickstofffixierung sind vor allem Knöllchenbakterien in Symbiose mit Leguminosen (z. B. Erbse, Ackerbohne, Sojabohne, Luzerne, Kleearten)

84

befähigt. Da Leguminosen, insbesondere Klee, große Mengen an Stickstoff im Boden anreichern (bis ca. 100 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr), werden sie auch in der Landwirtschaft, häufig im ökologischen Landbau, verwendet (BLUME et al. 2010; BUTTERBACHBAHL et al. 2011a). 95. Die Daten zu atmosphärischen Gesamtdepositionsfrachten von Stickstoff über

Deutschland werden modelliert. Der im MAPESI-Datensatz (Modelling of Air Pollutants and EcoSystem Impact) für Deutschland gemittelte Wert beträgt für 2007 22 kg Stickstoff pro Hektar, wobei die Einträge in Waldökosysteme im Mittel bei 24 kg Stickstoff pro Hektar liegen. Die Spannweite zwischen dem höchsten und dem niedrigsten berechneten Rasterquadrat beträgt 5 bis 62 kg Stickstoff pro Hektar (s. Abb. 3-5). Durch Modellvergleiche sowie Experten- und Literaturinformationen wurde von den Autoren eine Gesamtunsicherheit für den modellierten gemittelten Jahreswert der Deposition über Deutschland von ± 30 % abgeschätzt (BUILTJES et al. 2011; BALLA et al. 2012). 96. Aus der Atmosphäre wird reaktiver Stickstoff über nasse Deposition (Regen,

Schnee), feuchte Deposition (Nebel, Raureif) und trockene Deposition (Gase, trockene Partikel) auf der Erdoberfläche abgelagert und in Böden eingetragen. Die Depositionsraten sind abhängig von der Konzentration reaktiver Stickstoffverbindungen in der Luft, aber auch von Bewuchs, Klima und Niederschlag sowie der Topographie. Deutliche überregionale Maxima der atmosphärischen Stickstoffdeposition von bis zu 62 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr finden sich über große Flächen im Nordwesten (westliches Niedersachsen, nordwestliches Nordrhein-Westfalen) sowie im Südosten Deutschlands (östliches Baden-Württemberg, West- und Südostbayern) (BUILTJES et al. 2011). In diesen Regionen treten vor allem durch die hohen Viehbestände die höchsten Ammoniakemissionen auf. Diese werden zu großen Teilen in der Nähe der Emissionsquelle deponiert (LAI 2012; vgl. Abb. 3-5; Tz. 89).

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Abbildung 3-5 Atmosphärische Gesamtdeposition von Gesamtstickstoff 2009

Quelle: SCHAAP et al. 2014

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Bei Offenlandschaften nimmt die nasse Deposition den größten Anteil der atmosphärischen Deposition ein. Die Depositionsraten sind hier im Wesentlichen abhängig von der Stickstoffkonzentration im Niederschlag und der Niederschlagsmenge (BALLA et al. 2012). In Wäldern, insbesondere in Nadelwäldern mit ganzjähriger Benadelung, deponieren aufgrund der höheren Rauigkeit des Rezeptors (Kronendach) zusätzlich große Mengen an atmosphärischem Stickstoff (trockene Deposition). Die Depositionsgeschwindigkeit ist über einer glatten Oberfläche (z. B. einer Wasserfläche) bei der trockenen Deposition deutlich niedriger. Entsprechend ist die trockene Deposition von Stickstoff in Wäldern im Mittel zwei- bis dreimal höher als die des Offenlandes (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011a; UBA 2013b; LAI 2012; zum Wald vgl. Tz. 151). Neben der atmosphärischen Stickstoffdeposition kann auch die Stickstoffzufuhr aus dem Grundwasser in den Wurzelraum von Waldbäumen bei hoch liegender Grundwasseroberfläche von besonderer Bedeutung sein. Dies kann vor allem auf Waldflächen in der Norddeutschen Tiefebene zutreffen (BLUME et al. 2010). 97. Aktiv und direkt eingetragene Mineral- und Wirtschaftsdünger sowie Klärschlämme

sind auf landwirtschaftlich genutzten Flächen die dominierenden Eintragspfade von Stickstoff. Um die Größenordnung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge regionalspezifisch zu quantifizieren, werden neben der Durchführung von Beprobungen auch Stickstoffbilanzen berechnet. Diese Stickstoffbilanz bzw. der Stickstoff-Flächenbilanzüberschuss ergibt sich rechnerisch aus der Differenz von Stickstoffzufuhr und Stickstoffabfuhr durch Ernteentzug je landwirtschaftlich genutzte Fläche über einen möglichst mehrjährigen Zeitraum (vgl. Abb. 3.6). Hierbei handelt es sich um eine vereinfachende Zusammenfassung von räumlich und zeitlich variablen Prozessen. Die Differenz zwischen Ein- und Austrägen gibt sowohl Auskunft über die Effizienz des Nährstoffmanagements als auch über mögliche Gefährdungen der Bodenfruchtbarkeit sowie von Grund- und Oberflächengewässern. Es gibt unterschiedliche Bilanzierungsmethoden für die Stickstoffströme in landwirtschaftlichen Betrieben, was die Vergleichbarkeit und Interpretation der Salden erschwert (BMU und BMELV 2012; BLUME et al. 2010; VDLUFA 2007). Abzugrenzen vom Flächenbilanzüberschuss ist beispielsweise der Gesamtbilanzüberschuss, der als Indikator der Nachhaltigkeitsstrategie Stickstoffzu- und abfuhr in der Landwirtschaft erfasst und nach dem Konzept der Hoftorbilanz ermittelt wird (s. Tz. 214).

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Abbildung 3-6 Stickstoffkreislauf eines landw irtschaftlich genutzten Bodens
Nährstoff-Zufuhr
Mineraldünger Wirtschaftsdünger Sekundärrohstoffdünger Saatgut legume N-Bindung N-Deposition

Nährstoff-Entzug
Erntegut Denitrifikation Gesamtabfluss

N-Flächenbilanz-Saldo BODENKÖRPER Bodenzone 0-90 cm ungesättigte Zone Grundwasserkörper
Umsatzprozesse im Boden: Denitrifikation Mineralisation

Oberflächenabfluss

mineralischer Stickstoff (Herbst-Nmin) N-Fracht (Auswaschung)GrundwasserSickerwassergüte (Konzentration) neubildung Zwischenabfluss

Quelle: OSTERBURG et al. 2007, verändert

98.

Im Nordwesten und Südosten Deutschlands gelangen sehr große Mengen organi-

schen Düngers durch die Konzentration der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung sowie zusätzlich große Mengen an Gärrückständen pflanzlicher Herkunft aus den Biogasanlagen auf die Felder (vgl. Tz. 223 und Tz. 236). Die höchsten Flächenbilanzüberschüsse wurden für das Jahr 2010 entsprechend für die Länder Niedersachsen (81 kg N/ha), Schleswig-Holstein (77 kg N/ha), Nordrhein-Westfalen (75 kg N/ha) und Bayern (73 kg N/ha) berechnet. In Thüringen lag der Flächenbilanzüberschuss dagegen bei 58 kg N/ha. Im bundesweiten Mittel betrug er 70 kg Stickstoff pro Hektar (nach RAUMIS-Berechnungen, schriftliche Mitteilung von Peter Kreins/Johann Heinrich von Thünen-Institut vom 23. Juli 2014). Eine weitere räumliche Differenzierung der Flächenbilanzüberschüsse ist Abbildung 3-7 zu entnehmen, die die Überschüsse auf Landkreisebene darstellt. In einigen sogenannten Hotspot-Regionen Deutschlands, zu denen insbesondere Landkreise im Nordwesten zählen, ist der Flächenbilanzüberschuss größer als 100 kg Stickstoff pro Hektar landwirtschaftlicher Fläche. In den niedersächsischen Landkreisen Ammerland, Cloppenburg, Grafschaft Bentheim und Vechta sowie dem Landkreis Borken in Nordrhein-Westfalen liegt er gar bei über 120 kg Stickstoff pro Hektar landwirtschaftlicher Fläche und erreicht dort damit die höchsten Werte (schriftliche Mitteilung von Peter Kreins/Johann Heinrich von Thünen-Institut vom 14. Mai 2014).

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Abbildung 3-7 Stickstoff-Flächenbilanzüberschuss 2010 in Deutschland

Quelle: schriftliche Mitteilung von Peter Kreins/Johann Heinrich von Thünen-Institut vom 14. Mai 2014

Die starken Unterschiede bei den Flächenbilanzüberschüssen zwischen < 60 bis > 120 kg pro Hektar und Jahr ergeben sich primär aus den regional unterschiedlichen Betriebsschwerpunkten der landwirtschaftlichen Höfe, den unterschiedlichen Kulturen und Bewirtschaftungssystemen. So kann es beispielsweise beim Anbau verschiedener Gemüse im Freiland aufgrund hoher Gaben an Mineraldünger zu hohen lokalen bis regionalen Überschüssen im Boden kommen (ARMBRUSTER et al. 2013; Wissenschaftlicher Beirat für Düngungsfragen beim BMELV 2009; vgl. Tz. 226). Die zum Teil sehr großen lokalen und regionalen Unterschiede werden aufgrund der starken Aggregierung der Daten in bundes- und landesweiten Statistiken je nach Maßstabsebene nicht immer wiedergegeben oder sogar nivelliert (BMU und BMELV 2012; SRU et al. 2013). Ursache unterschiedlich hoher Überschüsse auf lokaler und regionaler Ebene ist zudem auch das individuelle Stickstoffmanagement des Landwirts, zum Beispiel durch ein unterschiedliches Dünge- und Fütterungsmanagement (vgl. Tz. 218). Entscheidend für überregional hohe Überschüsse ist meist die räumliche Konzentration hoher Tierdichten.

89

Verhalten des Stickstoffs in der Bodenzone 99. Böden sind Ökosysteme an der Schnittstelle zwischen Atmosphäre, Lithosphäre,

Hydrosphäre und Biosphäre. Sie leisten einen Großteil der stofflichen Umbau- und Abbauprozesse im Naturhaushalt und haben eine große Bedeutung für den Stickstoffkreislauf. Sie sind unter anderem Filter, Puffer und Speicher für den Wasser- und Stoffhaushalt und damit in der Lage, abrupte Umbrüche abzufedern. Böden sind aber auch empfindliche Systeme, die anfällig sind für viele Formen anthropogener Belastungen. Veränderungen im Boden verlaufen in der Regel langsam und sind meist schwer erkennbar, da insbesondere Funktions- und Nutzungsbeeinträchtigungen erst spät bemerkt werden (BMU 2009; SRU 2008, Tz. 482). 100. Die regionalen Bodenverhältnisse sind in Deutschland sehr unterschiedlich. Sie

unterscheiden sich grob durch das Ausgangsgestein, durch Dauer und Art abgelaufener Prozesse und verschiedene weitere Eigenschaften. Damit unterscheiden sie sich auch bezüglich ihres Verhaltens gegenüber Stickstoffeinträgen sehr stark und zeichnen sich durch eine unterschiedliche Sensitivität aus. Stickstoff ist im Boden zahlreichen Umwandlungsprozessen ausgesetzt. Die Bodenbeschaffenheit bedingt dabei auf komplexe Art und Weise Stickstoffkreisläufe, Poolkapazitäten, Speziesübergänge, Reaktionsgleichgewichte und -geschwindigkeiten sowie Empfindlichkeiten gegenüber Stickstoff. Einen wichtigen Faktor stellt hierbei die Textur, also die Korngrößenzusammensetzung der mineralischen Bestandteile der Böden dar, denn diese haben Auswirkungen auf die Wasserspeicherkapazität. Man unterscheidet in sandige, lehmige, schluffige und tonige Bodenarten: Bei leichten, sandigen Böden ist das Maximum der Wasserspeicherkapazität schneller erreicht als bei schweren, tonigen Böden. Ist der Boden wassergesättigt, wird das bei der Nitrifikation entstehende Nitrat mit dem abwärts gerichteten Wasserstrom in tiefere Bodenschichten verlagert bzw. mit dem Sickerwasser in das Grundwasser ausgetragen (vgl. Tz. 107). Auch der Nährstoffgehalt der Böden ist sehr unterschiedlich, maßgeblich bedingt durch Ausgangsgestein und abgelaufene Prozesse. Die spezifische Pufferkapazität beschreibt die Widerstandsfähigkeit des Bodens gegen pH-Wert-Änderungen, beispielsweise bei Zufuhr von Stickstoffdüngern. Die Pufferkapazität in basischen Kalkböden gegenüber Stickstoff ist sehr hoch. In kalziumarmen, sauren Böden ist sie dagegen sehr gering und das Risiko einer Versauerung damit höher, wenn saure Düngemittel wie zum Beispiel Ammoniumsulfat eingetragen werden. Wird Nitrat aus dem Boden ausgewaschen (Basenauswaschung), beschleunigt sich die Bodenversauerung zusätzlich. Das Risiko von Stickstoffauswaschung und Versauerung ist damit – neben der Abhängigkeit von Klima und Niederschlagsverhältnissen – determiniert durch die regionalen Bodenverhältnisse (LAI 2012; GÖMANN et al. 2011). Böden können auf verschiedene Weise klassifiziert werden. Die Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (BGR) unterscheidet für Deutschland insgesamt 69 Leit-

90

bodenassoziationen im Oberboden, die in Bodenartengruppen und diese wiederum zu Bodenartenhauptgruppen (Sande, Lehme, Schluffe, Tone) zusammengefasst werden (BGR 2007). Dargestellt werden die regionalen Bodenverhältnisse in der Bodenübersichtskarte der Bundesrepublik Deutschland (BÜK 1000) sowie der nutzungsdifferenzierten Bodenübersichtskarte der Bundesrepublik Deutschland (BÜK 1000 N) der BGR, die auch über die unterschiedlichen Hauptnutzungsarten (Wald, Acker- und Grünland) Auskunft gibt. Durch diese Karten wird auch die Bestimmung nutzungsbedingter Bodengefährdungen erleichtert, wie beispielsweise die Verlagerung von Nitrat aus der Bodenzone aufgrund zu hoher Stickstoffgaben auf landwirtschaftlich genutzten Böden (RICHTER et al. 2007). 101. Daneben unterscheiden sich Stickstoffkreislauf und Speichervermögen von Boden

und Vegetation auch ganz entscheidend in Abhängigkeit von Ökosystem und Bewuchs sowie der Form der Landnutzung. Stickstoff gehört zu den Hauptnährelementen von Pflanzen und Mikroorganismen, kommt in der mineralischen Bodensubstanz aber nicht überall für eine landwirtschaftliche Nutzung in ausreichenden Mengen vor. Die Stickstoffquelle des Bodens ist der Humus. Durch mikrobiellen Abbau wird Stickstoff aus dieser organischen Bindung mineralisiert und damit pflanzenverfügbar. Leicht mineralisierbar sind vor allem Verbindungen wie mikrobielle Biomasse und Gründüngung. Schwer mineralisierbar sind beispielsweise Huminstoffe und holzige Pflanzenbestandteile. 102. Auf landwirtschaftlich genutzten Flächen ist der Stickstoffkreislauf durch mineralische

und organische Düngung und den Entzug durch die Pflanze sowie Stickstoffverluste geprägt (vgl. Abb. 3-6). Die Stickstoffausträge bestehen neben dem Erntegut aus gasförmigen Verlusten, zum Beispiel durch Verflüchtigung aus Dünger und zersetzter Biomasse (NH3, N2, N2O, NOx), aus Verlusten durch Versickerung/Auswaschung von Nitrat ins Grundwasser sowie durch Bodenerosion, Abschwemmung und Auswaschung von Nitrat oder gelösten organischen Stickstoffverbindungen (DON) in Oberflächengewässer. Die Hauptverlustwege von Stickstoff aus dem Boden sind Denitrifikation und Auswaschung. Die Denitrifikationsrate, also der Anteil an Stickstoffverbindungen, der wieder aus dem Boden in die Atmosphäre ausgegast wird, ist abhängig von der Bodentemperatur und dem Angebot an Wasser, Nährkationen und Kohlenstoff (BALLA et al. 2012). Zur Auswaschung kommt es unter anderem in den Wintermonaten, wenn Vegetationsruhe herrscht oder aufgrund hoher Niederschläge (zu Modellrechnungen zu Austrägen von reaktivem Stickstoff vgl. GÖMANN et al. 2011; zu den Belastungen der Gewässer durch Nitrat vgl. Abschn. 3.4.2). Böden – und hier insbesondere landwirtschaftlich genutzte Böden – sind die wichtigste Quelle für die Freisetzung des klimawirksamen Lachgases (N2O) in die Atmosphäre (vgl. Kap. 3.5; BUTTERBACH-BAHL et al. 2013; GENSIOR et al. 2012; JARVIS et al. 2011; LAI 2012).

91

Die Bedeutung der Böden und Gesteinsschichten für die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer und das Grundwasser 103. Im Unterschied zu Phosphat wird Nitrat, welches in die Böden (Definition s. Tz. 92)

gelangt, kaum an feste Bodenbestandteile gebunden. Deshalb wird Nitrat, welches nicht von Pflanzen oder Tieren aufgenommen oder durch Denitrifikation in elementaren Stickstoff überführt wird, in Grund- oder Oberflächengewässer ausgewaschen (Tz. 107). Für die Nitratauswaschung ist entscheidend, wann das Nitrat den durchwurzelten Bodenbereich verlässt. Je kürzer die Verweilzeit des Sickerwassers im durchwurzelten Boden, umso weniger Nitrat kann aus diesem von den Pflanzen aufgenommen werden (TETZLAFF et al. 2014). Das Nitratrückhaltevermögen der Böden wird durch verschiedene Faktoren wie zum Beispiel die Bodennutzung und damit die Art der Bodenbedeckung oder Wurzelraumtiefe des Pflanzenbestands, die Vegetationsperiode, die Sickerwasserrate, die Eigenschaften der Böden und das Relief bestimmt (HABERER und BÖTTCHER 1996; BLUME et al. 2010; RENGER 2002). Die Sickerwasserrate (Sickerwassermenge je Flächen- und Zeiteinheit aus dem Wurzelraum in tiefere Bodenbereiche) ist nicht nur für die Grundwasserneubildung, sondern auch für die Verlagerung bzw. Auswaschung von Nitrat im Boden von großer Bedeutung. Beeinflusst wird die Sickerwasserrate vor allem durch den Niederschlag, aber auch durch die Bodennutzung und die Bodeneigenschaften. Die Bodenarten bestimmen das Versickerungsvermögen bzw. den Oberflächenabfluss (KRUG et al. 2004). So ist die Versickerungsrate bei Sandböden erwartungsgemäß sehr hoch, bei schluffig-tonigen Böden dagegen eher gering. Der Wassertransport und damit der Nitrattransport durch die ungesättigte Zone wird insbesondere von der Mächtigkeit bzw. dem Grundwasserflurabstand (Abstand zwischen Geländeoberfläche und Grundwasseroberfläche), der Art des Gesteins und dem Vorkommen von hydraulisch wirksamen Hohlräumen wie Kluft- und Karsthohlräumen beeinflusst (RENGER 2002). Die Bodenübersichtskarte der Bundesanstalt für Geowissenschaften (BÜK 1000) dient als Grundlage für eine flächenhafte Ermittlung der Sickerwasserrate (BGR o. J.). Neben der Auswaschung in das Grundwasser oder direkt über den Oberflächenabfluss ins Oberflächengewässer kann Nitrat auch über den natürlichen Zwischenabfluss in Oberflächengewässer oder Vorfluter gelangen (Abb. 3-6). Zwischenabfluss bezeichnet den Abfluss von Wasser in wasserungesättigten Erdschichten meist parallel zur Hangrichtung und hängt mit dem Auftreten von Stauhorizonten zusammen. Dies sind Bodenschichten mit einer geringeren Leitfähigkeit, die eine weitere Infiltration des Wassers behindern und somit für einen Abfluss sorgen. Die Wasserbewegung ist abhängig von den Eigenschaften der Matrix des Stauwasserleiters. Dabei kann durchaus ein maßgeblicher Teil des Sickerwassers seitwärts abfließen. Folge davon ist zum Beispiel, dass auf Kuppen Nitrat deutlich schneller abfließt, es dagegen in Senken zu einer Akkumulation von Nitrat kommt. Somit haben Morphologie und Relief einen Einfluss auf das Verhalten von Stickstoff bzw. die

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Nitratverlagerung in Boden und Untergrund. Dies wirkt sich ebenfalls auf die Funktion von Gewässerrandstreifen aus, die in Bezug auf den Interflow dazu dienen sollen, möglichst viel Stickstoff herauszufiltern bzw. in Biomasse zu binden, um somit den Eintrag ins Oberflächengewässer zu mindern (KOFALK 1998). Denitrifikation ist der Prozess, über den Nitrat im Boden eliminiert und überwiegend in elementaren Stickstoff umgewandelt wird (s. Tz. 73). Allerdings entstehen dabei auch andere Gase wie zum Beispiel Lachgas. Bevorzugt findet die Denitrifikation bei hoher Wassersättigung und geringer Durchlüftung der Böden statt und dies nicht nur in den Oberböden, sondern auch im Dränwasser (über Drainagen abgeleitete Wasser) und im Grundwasserleiter. Weitere Faktoren, die für den Prozess wichtig sind, betreffen die Aufenthaltszeit des Nitrats im Boden, die Anwesenheit von Reduktionsmitteln wie insbesondere organischer Kohlenstoff (z. B. aus nativen organischen Bodensubstanzen, Ernterückständen oder aus Gründüngung) und Eisen-Schwefel-Verbindungen (z. B. Pyrit) wie auch Temperatur und pHWert. Die Präsenz von Mikroorganismen, die zur Denitrifikation fähig sind, stellt dagegen keinen begrenzenden Faktor dar. Wenn es sich bei den Reduktionsmitteln um fossile Quellen wie Pyrit handelt und diese somit nicht neu gebildet werden, kann langfristiger Nitrateintrag zu einer Erschöpfung der Reduktionsmittel führen, was einen sogenannten Nitratdurchbruch ins Grundwasser zur Folge hat (UBA 2009b). Generell gilt, dass in Böden mit oberflächennahen Grundwasserkörpern wie zum Beispiel in Gleyen (grundwasserbeeinflusster Boden), Humusgleyen und Mooren die Denitrifikation aufgrund der Wassersättigung, des hohen Kohlenstoffangebots und der sauerstofflimitierten Bedingungen besonders hoch ist. Im Unterschied dazu ist die Denitrifikationsrate bzw. die Retention in Bodentypen wie Podsol (saurer, grobporiger und humusarmer Boden), Regosol (meist sandiger, kalkarmer und grobporiger Boden) und Rendzina (carbonat- oder gipshaltiger Boden mit großem Porenvolumen) aufgrund der hohen Wasserdurchlässigkeit und guten Durchlüftung sehr gering (Tab. 3-5).

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Tabelle 3-5 Denitrifikationskapazität im Boden
Denitrifikationskapazität im Boden sehr gering gering Maximale Denitrifikationsraten (kg/ha a) 12 30 Beispiele für Bodentypen

Podsole, Bänderparabraunerden, Lockersyrosem, Regosole, Rendzina Braunerden, Pelosole, Parabraunerden, Pseudogley-Pelosole, Kolluvisole, Pseudogley-Parabraunerden, Tschernosem-Parabraunerden, Tschernosem-Pseudogleye Reine Pseudogleye , Gley-Pseudogleye, Gley-Kolluvisole, Haftnässepseudogleye Anmoorgleye, Gleye, Humusgleye Moore

mittel hoch sehr hoch

60 100 300

Abschätzung für die Bodeneinheiten (Bodentypen) der KBK 25 (Konzeptbodenkarte im Maßstab 1 : 25.000) bzw. der Informationen über • Wassersättigung • Gehalt an organischer Substanz • ausgewiesene Flächenanteile Leitböden / Begleitböden Quelle: KELLER und WENDLAND 2013

Verschiedene Studien haben sich bereits mit einer Quantifizierung des Denitrifikationspotenzials von landwirtschaftlich genutzten Böden beschäftigt (MEHRANFAR 2003; SCHULTE-KELLINGHAUS 1988; BLUME et al. 2010). Ebenso wurde und wird das Nitratrückhaltevermögen der Böden bzw. die Einträge in das Grundwasser und die Oberflächengewässer untersucht (Landesamt für Umwelt und Arbeitsschutz des Saarlandes 2009; TETZLAFF et al. 2014; HLUG 2013). So wurde zum Beispiel mithilfe des Modells Moneris das Denitrifikationspotenzial der Böden und des Grundwassers für ganz Deutschland berechnet. Dabei zeigte sich, dass im Nordwesten teilweise über 90 % des nicht durch Pflanzen und Tiere aufgenommenen Nitrat im Boden durch Denitrifikation abgebaut wird, während im Südwesten der Prozentsatz zum Teil unter 40 % liegt (BEHRENDT et al. 2003). In weitergehenden Studien wurde eine räumliche Quantifizierung der Nährstoffeinträge ins Grundwasser und in die Oberflächengewässer vorgenommen, zum Beispiel vom Forschungszentrum Jülich für das Land Schleswig-Holstein (TETZLAFF et al. 2014). Die genannten Untersuchungen sind wichtig, um das Risiko von Nitratauswaschungen räumlich differenziert darzustellen und somit zum Beispiel Hotspot-Gebiete für den Nitrateintrag ins Grundwasser zu identifizieren. Darüber hinaus wurden die ermittelten Werte genutzt, um den maximal tolerierbaren Stickstoffüberschuss für die Einhaltung des Nitratgrenzwertes im Grundwasser und somit auch den Stickstoffreduktionsbedarf zu ermitteln. Auf der Basis dieser Daten könnten Vorgaben für eine entsprechend regional differenzierte landwirtschaftliche Nutzung auf den Weg gebracht werden (s. Tz. 466 ff.).

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3.2.4
104.

Wasser
Der Stickstoffkreislauf in aquatischen Systemen ist recht komplex. Er wird im Wesent-

lichen bestimmt durch Energiequellen (Licht, organisches Material und reduzierte anorganische Verbindungen), Redoxbedingungen bzw. die Anwesenheit von Sauerstoff und die Nährstofffrachten. Der wichtigste Faktor für die Stickstoffumsetzung ist die Aufenthaltszeit des Wassers in einem Wasserkörper. Diese kann von wenigen Minuten in Bächen und Flüssen bis hin zu tausenden von Jahren in fossilen Grundwasserlagerstätten variieren (DURAND et al. 2011). In den Gewässern finden sich sowohl oxidierte wie reduzierte anorganische Stickstoffverbindungen und auch gelöster organischer und partikulärer Stickstoff (s. Tab. 3-1). Nitrat, Nitrit, Ammonium und gelöster organischer Stickstoff sind für Algen und Pflanzen direkt als Stickstoffquelle verwertbar (s. a. BRONK et al. 2007). Ammonium wird normalerweise relativ schnell über das Zwischenprodukt Nitrit in Nitrat oxidiert. Deshalb sind die Ammonium- und Nitritkonzentrationen in den Gewässern in der Regel sehr gering. 105. In oligotrophen (nährstoffarm und mit geringer organischer Produktion), insbesondere

in höher gelegenen Oberflächengewässern dominiert gelöster organischer Stickstoff als verfügbare Stickstoffverbindung und kann dort bis zu 90 % des Gesamtstickstoffs ausmachen, während in eutrophen (nährstoffreichen und produktiven), meist tiefer gelegenen Oberflächengewässern Nitrat die dominante Form darstellt. Das hängt damit zusammen, dass unter stickstofflimitierten Bedingungen Nitrat sehr schnell von Biota für die Produktion von Biomasse aufgenommen wird (DURAND et al. 2011). 106. Gasförmige Stickstoffverbindungen wie Lachgas in den Gewässern stehen im ständi-

gen Austausch mit der Atmosphäre. Gewässer können durch den Eintrag von Stickstoffverbindungen insbesondere aus der Landwirtschaft und Prozessen wie Nitrifikation und Denitrifikation zu Lachgasquellen werden. Stickstofflimitierte Gewässer dagegen haben unter Umständen eine Senkenfunktion, da dort der vorhandene Stickstoff schnell in Biomasse umgesetzt wird und absedimentieren kann (DURAND et al. 2011). 107. Stickstoff gelangt auf verschiedenen Wegen in die Oberflächen- und Grundwässer.

Die wichtigsten Eintragspfade stellen die Auswaschung aus den Böden, atmosphärische Deposition auf die Einzugsgebiete bzw. die Gewässeroberfläche, Abfluss aus den Flusseinzugsgebieten, Erosion und der direkte Eintrag aus Punktquellen dar. Eine weitere Quelle für reaktiven Stickstoff ist die Stickstofffixierung durch Blaualgen (Cyanobakterien) in den Gewässern. Aus den Böden wird primär Nitrat ausgewaschen und in die aquatischen Systeme bzw. Grundwasserkörper transferiert. Beim Eintrag über den atmosphärischen Transport steht partikulärer Stickstoff im Vordergrund. Gelöste organische Stickstoffverbindungen (DON) wie zum Beispiel Aminosäuren oder Huminstoffe werden an erster Stelle infolge von Starkregenereignissen aus stickstoffreichem

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Bodenwasser in die Oberflächengewässer verfrachtet. Dagegen passieren nur geringe Anteile gelöster organischer Stickstoffverbindungen die Böden und gelangen ins Grundwasser. Ammonium gelangt wiederum primär durch landwirtschaftliche Düngung und über Kläranlagenabflüsse in die Oberflächengewässer. Im Folgenden wird auf die Stickstoffeinträge und -belastungen in den Grundwasserkörpern, Oberflächengewässern und Meeresgebieten in Deutschland näher eingegangen. Dabei wird auf unterschiedliche Daten, die zum Beispiel mithilfe verschiedener Modelle oder über Konzentrationsmessungen erhoben wurden, eingegangen, die nicht immer direkt miteinander vergleichbar sind.

3.2.4.1

Grundwasser

Anthropogene Einträge 108. In Deutschland wurden etwa 980 Grundwasserkörper ausgewiesen. Deren Größe variiert zwischen einigen Quadratkilometern bis hin zu mehr als 1.000 km2 (BANNICK et al. 2008). Das Grundwasser ist zum einen Empfänger für Nitratbelastungen, zum anderen aber auch Vektor für die Belastungen der Oberflächengewässer. Die Einträge in das Grundwasser erfolgen in der Regel durch Auswaschung aus den Böden. Andere Quellen können zum Beispiel undichte Klärgruben sein. Nitrat passiert die ungesättigten wasserführenden Gesteinsschichten in der Regel recht langsam. Die Dauer der Passage kann einige Jahre oder auch Jahrzehnte betragen (DURAND et al. 2011; s. Tz. 103). Bei oberflächennahen Grundwasserkörpern ist die Landwirtschaft der Hauptverursacher von Nitrateinträgen (BMU und BMELV 2012). Dies bestätigen unter anderem Modellierungen auf der Grundlage von landwirtschaftlichen Stickstoffbilanzüberschüssen aus dem Jahr 2007, die zeigen, dass hohe Nitratmengen über das Sickerwasser ins Grundwasser gelangen (s. Abb. 3-8).

96

Abbildung 3-8 Modellierte mittlere Nitratkonzentration im Sickerwasser auf Kreisebene

Quelle: KELLER und WENDLAND 2013

Belastungssituation 109. Die Bewertung der Grundwasserkörper nach Wasserrahmenrichtlinie kommt zu dem

Ergebnis, dass 27 % den guten chemischen Zustand aufgrund eines zu hohen Nitratgehalts nicht erreichen (ARLE et al. 2013; s. a. Abb. 3-9). Für die Ermittlung der Nitratkonzentrationen in Grundwasserkörpern stehen insbesondere zwei länderübergreifende Monitoringnetze zur Verfügung. Zum einen wird auf ein sogenanntes Belastungsmessnetz zurückgegriffen. Dieses dient dem Monitoring in Problemgebieten bzw. an ausgewählten Standorten, bei denen mit anthropogenen Belastungen zu rechnen ist. Es dokumentiert lediglich die Wirksamkeit der Maßnahmen, die im Rahmen des Aktionsprogramms zur Minderung der

97

Nitratbelastung ergriffen wurden. Im Unterschied dazu soll mit dem Messnetz für die Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur (EUA-Messnetz) eine repräsentative bzw. flächendeckende Erfassung der Belastungen möglich sein. Dafür ist die Anzahl der Messstandorte (N = 162)auch deutlich höher als beim ersten Messnetz. Generell verteilen sich die Nitratbelastungen der Grundwasserkörper auf die gesamte Fläche der Bundesrepublik Deutschland, allerdings sind durchaus Regionen mit hoher Belastung, zum Beispiel im Nordwesten erkennbar (Abb. 3-9). Abbildung 3-9 Grundwasserkörper in Deutschland, die den guten chemischen Zustand aufgrund zu hoher Nitratkonzentrationen (> 50 mg/l) verfehlen

SRU/SG 2015/Abb. 3-9; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 22. März 2010

98

110.

Die Hintergrundkonzentrationen für Nitrat im Grundwasser sind natürlicherweise sehr

gering. Deshalb sind die Nitratkonzentrationen, die in den Grundwasserkörpern nachgewiesen werden, in der Regel auf anthropogene Aktivitäten und insbesondere auf die Landwirtschaft zurückzuführen (GRIZZETTI et al. 2011). Die erhobenen Daten der Messstellen des Belastungsmessnetzes weisen eine deutliche Beeinflussung durch die Landwirtschaft auf. Insgesamt zeigt sich bei der Auswertung der Messdaten, dass die Belastung in den letzten Jahren zurückgegangen ist. So hat der Anteil hochbelasteter Standorte (Werte > 50 mg/l) zwischen dem Berichtszeitraum der Jahre 1992 bis 1994 und dem Berichtszeitraum 2008 bis 2010 von 64,2 % auf 49,4 % abgenommen (Abb. 3-10). Gleichzeitig hat sich der Anteil der niedrig belasteten Standorte (Werte < 25 mg/l) von 4,3 % auf 8 % erhöht. Immer noch 42,6 % der Standorte weisen für 2008 bis 2010 Werte zwischen 25 mg/l und 50 mg/l auf, was auf eine signifikante anthropogene Belastung hinweist. Allerdings zeigt sich ebenfalls eine Abnahme dieses positiven Trends in jüngerer Zeit. So hat der Anteil der Messstellen, an denen die Nitratkonzentration anstieg, zwischen dem vorletzten (von 2004 bis 2006) und dem letzten Berichtszeitraum (von 2008 bis 2010) zugenommen und lag bei 40 %. Bei fast 10 % der Messstellen kam es dabei sogar zu einer sehr deutlichen Zunahme von mehr als 20 mg/l (BMU und BMELV 2012; ARLE et al. 2013). Abbildung 3-10 Häufigkeitsverteilung der Nitratgehalte im Grundw asser an den 162 Messstellen des Belastungsmessnetzes im Überwachungszeitraum 1992 bis 1994, 2004 bis 2006, 2008 bis 2010

Quelle: BMU und BMELV 2012

99

Die Betrachtung der Nitratgehalte der Grundwasserkörper in Deutschland, ermittelt über das EUA-Messnetz, weist wie die Daten aus dem Belastungsmessnetz auf eine – allerdings schwache – positive Tendenz hin. So war im aktuellen Berichtszeitraum (2008 – 2010) bei 14,3 % der Messstellen eine Überschreitung der Qualitätsnorm für Nitrat aus der Grundwasserrichtlinie 2006/118/EG (Tochterrichtlinie der Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG) erkennbar, was einer Abnahme um 0,6 % im Vergleich zum vorletzten Berichtszeitraum (2004 – 2006) entspricht. Anzumerken ist dabei, dass das Wasser aus diesen Grundwasserkörpern nicht ohne weitere Behandlung zur Trinkwassergewinnung nutzbar ist, da der Grenzwert für Nitrat in der Trinkwasserverordnung ebenfalls bei 50 mg/l liegt (UBA 2011a; s. a. Tz. 134). Auch die Auswertung der Ergebnisse dieses Messstellenkollektivs bestätigt den bedeutenden Anteil der Landwirtschaft an der Nitratbelastung der oberflächennahen Grundwasserkörper. Dies zeigt sich zum Beispiel darin, dass – wenn Ackerflächen das Umfeld der Messstellen dominieren – die Grundwasserkörper im Vergleich zum Durchschnitt deutlich häufiger hoch belastet sind (ARLE et al. 2013). Aufgrund der oben erwähnten zum Teil sehr langsamen Passage des Nitrats durch die Gesteins- und Bodenschichten stellen sich Veränderungen der Nitratkonzentrationen im Grundwasser infolge von reduzierten Einträgen nur langsam ein (BMU und BMELV 2012).

3.2.4.2

Oberflächengewässer

Anthropogene Einträge 111. Die Stickstoffeinträge in die deutschen Oberflächengewässer haben zwischen den

Berichtszeiträumen 1983 bis 1987 und 2006 bis 2011 von 1.030 kt/a auf 578 kt/a und somit um etwa 44 % abgenommen (ARLE et al. 2013). Allerdings ist der Wert zwischen dem vorletzten (2003 – 2005) und dem letzten Berichtszeitraum (2006 – 2011) leicht angestiegen (s. Abb. 3-11). Heute gelangen etwa 80 % (467 kt Gesamtstickstoff) der Belastungen über hauptsächlich durch die Landwirtschaft gespeiste Pfade (Grundwasser, Dränwasser, Abschwemmung und Erosion) in die Oberflächengewässer. Alleine etwa 55 % des Gesamtstickstoffs werden über das Grundwasser in die Oberflächengewässer eingetragen.

100

Abbildung 3-11 Stickstoffeinträge* (Jahresmittelwerte) aus Punkt- und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in Deutschland für die Jahre 1983 bis 2011

* Mit dem Modellinstrument MoRE (Modelling Regionalized Emissions) bilanzierte Stickstoffeinträge. Die Länge der sechs Berichtszeiträume variiert zwischen 3 und 6 Jahren. Quelle: schriftliche Mittteilung des UBA vom 09. Oktober 2014, verändert

Der Hauptanteil der Eintragsminderungen der Vergangenheit ist auf Maßnahmen an den Punktquellen, wie zum Beispiel kommunalen Kläranlagen und industriellen Direkteinleitern (um ca. 77 %) zurückzuführen. Der Eintrag aus diffusen Quellen, der über Dränagen, das Grundwasser, die Erosion, den Oberflächenabfluss, urbane Gebiete oder atmosphärische Deposition in die Oberflächengewässer gelangt, hat sich dagegen nur unwesentlich verändert (ARLE et al. 2013; Abb. 3-11). Dies hängt neben den weiterhin hohen Einträgen auch mit den langen Fließzeiten des Stickstoffs im Grundwasser zusammen, bevor dieser die Oberflächengewässer erreicht. So wird angenommen, dass sich die Verringerung der Stickstoffkonzentrationen infolge von landwirtschaftlichen Maßnahmen in manchen deutschen Flussgebieten um dreißig Jahre und mehr verzögern kann (BANNICK et al. 2008). Die Einträge weisen regional sehr unterschiedliche Intensitäten auf (Abb. 3-12). So sind die höchsten Einträge in die Oberflächengewässer insbesondere in Nordwest- und Südwestdeutschland zu verzeichnen, was zum einen mit einer hohen Tierhaltungsdichte, zum anderen mit der Bodenbeschaffenheit (z. B. Sandböden) und dem hohen Abfluss in Zusammenhang steht (ARLE et al. 2013).

101

Abbildung 3-12 Gesamtstickstoffeinträge in die deutschen Oberflächengew ässer

Quelle: schriftliche Mittteilung des UBA vom 09. Oktober 2014, im Auftrag des UBA vom Karlsruher Institut für Technologie – Institut für Wasser und Gewässerentwicklung erstellt

Belastungssituation 112. Die positive Tendenz hinsichtlich der Reduktion der Stickstoffemissionen spiegelt sich

auch in den Belastungsentwicklungen der Oberflächengewässer wider. Auswertungen der Ergebnisse aus dem Messnetz der Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) zeigen, dass die Nitratkonzentrationen in den Fließgewässern zwischen den Berichtszeiträumen 1991 bis 1994 und 2007 bis 2010 an 89 % der Messstellen zurückgegangen sind. Nur an 6 % der Messstellen ist eine Zunahme zu verzeichnen. Besonders deutlich zeigt sich ein Rückgang des Anteils an Messstellen, an denen sehr hohe bis erhöhte Belastungen gemessen wurden. Die Anzahl von Messstellen mit deutlicher Belastung hat demzufolge zugenommen, die mit mäßiger bis sehr geringer Belastung ist gleichbleibend. Die positiven Entwicklungen werden primär auf die bereits erwähnten Minderungen der Einträge aus Punktquellen (Abb. 3-11) bzw. mit Maßnahmen zur Umsetzung der Kommunalen Abwasserrichtlinie 91/271/EWG in Zusammenhang gebracht (BMU und BMELV 2012). Die Umweltqualitätsnorm aus der Nitratrichtlinie 91/676/EWG von 50 mg Nitrat pro Liter wurde 2011 an fast jeder Messstelle des LAWA-Messnetzes eingehalten. Zusätzlich haben LAWA und UBA einen Zielwert von 2,5 mg Nitrat-Stickstoff pro Liter Wasser für den guten

102

chemischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie festgelegt (LAWA 1998; ARLE et al. 2013), der alle Schutzgüter einschließlich des Schutzes der aquatischen Lebensgemeinschaften einbezieht. Dieser Zielwert wurde nur an 15 % der Messstellen der Fließgewässer unterschritten.

3.2.4.3
113.

Meere

Reaktive Stickstoffverbindungen (insb. Nitrat, Ammonium und gelöste organische

Stickstoffverbindungen) gelangen in die küstennahen Meeresgebiete durch den Abbau organischen Materials, über die Flüsse, über die atmosphärische Deposition, durch direkte Einträge (z. B. Abwasser von Schiffen) und durch Meeresströmungen sowie zu einem geringen Anteil durch den Prozess der Stickstofffixierung durch Blaualgen (VOSS et al. 2012). Die beiden wesentlichen anthropogenen Eintragspfade, auf die im Folgenden eingegangen wird, sind der über die Flüsse und der über die Luft. Anthropogene Einträge 114. In die Nordsee werden die höchsten Stickstoffmengen aus den deutschen Zuflüssen

über Elbe und Weser eingetragen, was mit der Größe der Flusseinzugsgebiete und den Abflussmengen zusammenhängt (s. Abb. 3-13). Für die einzelnen Flussgebiete ist, mit Ausnahme der Elbe, abflussbereinigt kaum ein Rückgang der Stickstofffrachten zwischen den Jahren 1980 und 2011 erkennbar. Bei der Elbe zeigt sich dagegen trotz des Einflusses unterschiedlicher Abflussraten eine mittlere Reduzierung der Stickstofffrachten für den Zeitraum 1990 bis 2011 um 60 %. Insgesamt haben die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer des deutschen Nordseeeinzugsgebietes zwischen den Zeiträumen 1983 bis 1987 und 2006 bis 2008 um 44 % abgenommen (ARLE et al. 2013). Hauptverursacher für die Stickstoffeinträge in die Nordsee ist die Landwirtschaft. So werden 77 % (für die Jahre 2006 – 2008) der Stickstoffeinträge in die Fließgewässer des Nordseeeinzugsgebiets diesem Verursacher zugeschrieben (ARLE et al. 2013). Der Rückgang der Gesamteinträge wird insbesondere – wie in Abschnitt 3.2.4.2 zu den Oberflächengewässern bereits erwähnt – auf Eintragsminderungen bei den Punktquellen zurückgeführt.

103

Abbildung 3-13 Gesamtstickstoffeinträge* über die wichtigsten deutschen Zuflüsse in die Nordsee im Vergleich zum Abfluss

*Daten ermittelt nach Angaben der Bundesländer für die OSPAR-Berichterstattung Quelle: schriftliche Mitteilung des UBA vom 16. Juli 2014

115.

In die Ostsee wurden im Jahr 2010 insgesamt 758.337 t Stickstoff über die Flüsse

und Direkteinleiter eingetragen (SVENDSEN et al. 2013). Der deutsche Anteil an den Gesamteinträgen in die Ostsee ist sehr gering und liegt gerade mal bei 24.145 t bzw. 3,2 % der Gesamteinträge, was unter anderem damit zusammenhängt, dass keine großen deutschen Flüsse in die Ostsee münden. Die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer des deutschen Einzugsgebiets der Ostsee sind zwischen den Zeiträumen 1983 bis 1987 und 2006 bis 2008 sehr deutlich um 58 % zurückgegangen. Schaut man dagegen nur auf die Einträge aus deutschen Flüssen in die Ostsee der letzten 15 Jahre, so ist abflussbereinigt kein abnehmender Trend erkennbar. Hauptverantwortlich für die Einträge ist mit 82 % die Landwirtschaft (ARLE et al. 2013). Der Stickstoffeintrag in die Meere über die atmosphärische Deposition ist deutlich geringer als der über die Flüsse. So stammen etwa 33 % der Gesamtstickstoffeinträge in die Nordsee aus der Atmosphäre. In dem Zeitraum 1996 bis 2006 haben die Gesamtstickstoffdepositionen in die Nordsee nur um etwa 10 % abgenommen (UBA 2013d). Die höchste Deposition von mehr als 500 mg/m2 pro Jahr findet sich in der südlichen Nordsee. Hauptquelle für die Stickstoffdeposition in die Nordsee ist die Landwirtschaft, gefolgt vom Verkehr und der Energieversorgung. Der deutsche Anteil an der Gesamtstickstoffdeposition in die Nordsee beträgt 12 % (OSPAR Commission 2009b).

104

Für die Ostsee lag im Jahr 2010 der Anteil der atmosphärischen Stickstoffeinträge an den Gesamteinträgen bei 22 %. Der deutsche Anteil am deponierten Gesamtstickstoff, ohne Schiffsemissionen, lag bei 18 % (SVENDSEN et al. 2013). Stickstoffverbindungen gelangen über den Luftpfad in dieses Randmeer primär in Form von Stickstoffoxiden oder Ammonium. Wichtigste Quellen für ersteres sind die Schifffahrt, der Straßenverkehr und die Energieerzeugung, letzteres stammt zu etwa 90 % aus der Landwirtschaft (BARTNICKI und LOON 2010). Belastungssituation 116. Die Konzentration reaktiven Stickstoffs in den Meeren wird sehr stark durch den

Jahresgang bzw. mit diesem verbundene Prozesse wie Aufnahme, Zehrung, Abbau und Denitrifizierung aber auch Sedimentation und Remobilisierung bestimmt. Wichtige abiotische Faktoren sind der Abfluss und die Strömungsverhältnisse. Im Vordergrund bei den biologischen Prozessen steht die Primär- bzw. Algenproduktion, die im Frühjahr und Sommer am ausgeprägtesten ist und zum Stickstoffabbau bis hin zur -zehrung führt. Im Winter dagegen sind aufgrund sehr geringer biologischer Produktion die höchsten Nitratkonzentrationen zu erwarten. Die Nitratbelastungen in den deutschen Küstenwasserkörpern haben seit der ersten Berichterstattung im Zeitraum 1991 bis 1994 bis heute abgenommen. Allerdings zeigen viele küstennahe Messstationen in der Nordsee, insbesondere solche, die deutlich durch den Abfluss aus den Flussmündungen beeinflusst werden, für den letzten Berichtszeitraum 2007 bis 2010 wieder eine Zunahme der Nitratkonzentrationen (BMU und BMELV 2012). Diese Konzentrationsanstiege stehen mit den gestiegenen Abflussmengen aufgrund hoher Niederschläge im Zusammenhang. Durch hohe Niederschläge werden auch mehr Nährstoffe in die Flüsse verfrachtet. Bei den küstennahen Ostseestationen sind sowohl Abnahmen wie Zunahmen der Nitratwerte zwischen dem vorletzten (2003 – 2006) und letzten (2007 – 2010) Berichtszeitraum dokumentiert. Für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie haben Bund und Länder Orientierungswerte für die Küstengewässer festgelegt, die im Prinzip dem modellierten Hintergrundwert plus 50 % entsprechen (BLMP AG WRRL 2007). Diese Orientierungswerte wurden im Berichtszeitraum 2007 bis 2010 an den meisten Nordseestationen – zum Teil sehr deutlich – überschritten. Für die Ostseestationen lagen die ermittelten Konzentrationen ebenfalls an allen Stationen um das bis zu 8-fache höher als die Nährstofforientierungswerte für die Küstenund Meeresgewässer (NAUSCH et al. 2011). Die Orientierungswerte wurden gerade einer wissenschaftlichen Revision unterzogen und die neuen Werte befinden sich in der nationalen Abstimmung. Auch im Vergleich zu diesen ergeben sich erhebliche Abweichungen vom guten Zustand (persönliche Mitteilung des UBA vom 18. September 2014).

105

3.3
117.

Menschliche Gesundheit
Die Belastung mit reaktiven Stickstoffverbindungen kann zu gesundheitlich relevanten

Folgen beim Menschen führen. In diesem Kapitel sollen die für die Belastungspfade Luft und Trinkwasser relevanten reaktiven Stickstoffverbindungen und ihre Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit sowie die aktuellen Belastungssituationen für Deutschland und der sich daraus ergebende Handlungsbedarf dargestellt werden. Über die Luft ist der Mensch direkt den Schadstoffen Stickstoffoxid und Ammoniak ausgesetzt. Stickstoffoxide fördern außerdem die Bildung von bodennahem Ozon und tragen zusammen mit Ammoniak zur Bildung von Feinstaub (Particulate Matter – PM) bei und wirken über diese Pfade indirekt schädigend. Lachgas zerstört Ozon in den hohen Luftschichten der Stratosphäre und mindert damit den Schutz vor ultravioletter Strahlung durch die Ozonschicht. Eine weitere gesundheitliche Belastungsquelle stellt die Aufnahme von Nitrat über Trinkwasser und Lebensmittel dar.

3.3.1
118.

Luftbelastungen
Wie bereits in Abschnitt 3.2.2 erwähnt, konnten in den letzten zwei Jahrzehnten in

Deutschland und der EU zum Teil große Erfolge in der Luftreinhaltung erzielt werden. So sind zum Beispiel die Emissionen an Stickstoffoxiden von 1990 bis 2012 um insgesamt 56 % gemindert worden (UBA 2013g). Trotz des bisher Erreichten sind jedoch die Stickstoffoxid-, Ozon- und Feinstaubbelastungen für den Menschen weiterhin zu hoch und damit eine Herausforderung für den Gesundheitsschutz (SRU 2012; 2008; EUA 2013). Stickstoffoxide 119. Etwa 84 % der anthropogenen Stickstoffoxidemissionen in die Luft stammen aus Ver-

brennungsprozessen in Motoren und Feuerungsanlagen (s. Tab. 3-4). Durch den Verkehrssektor als einen der größten Stickstoffoxidemittenten sind die Belastungen in urbanen und verkehrsreichen Gebieten am höchsten. Es wird mit bis zu 80 bis 95 % überwiegend Stickstoffmonoxid emittiert, das jedoch anschließend sehr schnell in der Atmosphäre durch den Luftsauerstoff und Ozon zu Stickstoffdioxid weiter oxidiert wird. Immissionsdaten zeigen, dass in den letzten Jahren die Konzentrationen an Stickstoffmonoxid im städtischen Bereich stetig gesunken sind, die Konzentrationen an Stickstoffdioxid dagegen kaum (FISCHER et al. 2006; UBA 2010a; 2012b). Dies ist auf den wachsenden Anteil an Kraftfahrzeugen mit Dieselmotoren im Straßenverkehr zurückzuführen. Im Vergleich zu Ottomotoren emittieren Dieselmotoren mehr Stickstoffoxide und weisen gleichzeitig einen höheren Anteil an Stickstoffdioxid auf (MAYER et al. 2007; s. Tz. 256). Aufgrund der stärkeren schädlichen Wirkung steht Stickstoffdioxid im Mittelpunkt der Bemühungen zur Luftreinhaltung. Es ist außerdem eine Vorläufersubstanz für die Bildung von Ozon (s. Tz. 124) und Feinstaub (s. Tz. 128).

106

120.

Zum Schutz der Gesundheit wurden für Stickstoffdioxidimmissionen Grenzwerte von

40 µg/m3 im Jahresmittel bzw. ein 1-Stundenwert von 200 µg/m3 abgeleitet (Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG). Seit 2010 darf in der EU der Langzeitwert gar nicht bzw. der 1-Stundenwert nicht mehr als 18-mal im Kalenderjahr überschritten werden (s. Abb. 3-14). Die Luftqualitätsrichtlinie wurde durch die Novellierung der 39. BImSchV in deutsches Recht überführt. Die aktuell durch das UBA veröffentlichten vorläufigen Daten zur Luftbelastung in Deutschland für das Jahr 2013 zeigen, dass die Belastung mit Stickstoffdioxiden sowohl im städtischen als auch im ländlichen Raum über den Zeitraum von 2000 bis 2013 nahezu unverändert blieb (UBA 2014d). In der vorläufigen Hochrechnung für das Jahr 2013 wurden an insgesamt 70 % der innerstädtischen stark durch den Verkehr beeinflussten Messstationen Stickstoffdioxidjahresmittelwerte über 40 µg/m3 gemessen. In innerstädtischen Bereichen in weniger verkehrsreichen Zonen lagen im Jahr 2013 die Jahresmittelwerte zumeist unter 40 µg/m3. Im Vergleich dazu wurden in ländlichen und damit verkehrs- und industrieärmeren Gegenden Jahresmittelwerte für Stickstoffdioxid um 10 µg/m3 gemessen. Vereinzelt (an ca. 3% der verkehrsnahen innerstädtischen
3

Messstationen)

wurde

der

Stickstoff-

dioxid-1-Stundenwert von 200 µg/m überschritten (UBA 2014d). Mehrere Studien kommen zu dem Schluss, dass selbst unter günstigen Bedingungen der vorgeschriebene Jahresmittelwert nicht an allen Messstationen in Deutschland bis zum Jahr 2020 (IFEU 2010; DIEGMANN et al. 2009) bzw. sogar bis zum Jahr 2030 einzuhalten sein wird (JÖRß et al. 2014). 121. Stickstoffdioxid ist ein starkes Oxidationsmittel, das in hohen Konzentrationen als

akute Wirkung die Schleimhäute des gesamten Atemtraktes und der Augen reizt (KEHE und EYER 2013). Bei einer chronischen Exposition schädigt Stickstoffdioxid die Atemwege (Atemnot, Husten, Bronchitis, Lungenödem, Lungeninfekte) und das Herz-Kreislauf-System (EEA 2013). Untersuchungen belegen einen Zusammenhang zwischen hohen Stickstoffdioxidkonzentrationen 2005). 122. Es gibt einige Hinweise, dass Stickstoffdioxid bereits in Konzentrationen unterhalb und der Zunahme von Krankenhauseinweisungen wegen atemwegsbedingter Erkrankungen sowie einer erhöhten Gesamtmortalität (KRAFT et al.

des derzeitigen Grenzwertes gesundheitsschädlich wirkt. Neue durch die World Health Organization (WHO) bewertete Studien legen nahe, dass sowohl die kurzfristige als auch die langfristige Exposition mit Stickstoffdioxidkonzentrationen am oder unterhalb der derzeit gültigen EU-Grenzwerte mit einer erhöhten Krankheitsanfälligkeit (Morbidität) und Sterberate (Mortalität) assoziiert sind. Die WHO empfiehlt daher aufgrund dieser neueren Erkenntnisse die derzeitigen Grenzwerte für Stickstoffdioxid (WHO 2013b) zu überarbeiten und herabzusetzen. Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) hat bereits in seinem

107

Umweltgutachten 2004 aus Vorsorgegründen die Einführung eines niedrigeren Jahresmittelgrenzwertes von 20 µg/m3 empfohlen (SRU 2004). Ozon 123. Das für den Menschen gesundheitsschädliche bodennahe Ozon stellt nur einen klei-

nen Teil der Gesamtmenge dar. Etwa 90 % des Gesamtvorrats lagert sich in der Atmosphäre oberhalb einer Höhe von 10 km – in der Stratosphäre – an und bildet dort die Ozonschicht. Die reaktive Stickstoffverbindung Lachgas ist durch photochemische Reaktionen mit anderen Stoffen an deren Zerstörung beteiligt (s. Tz. 186). Durch den Abbau der Ozonschicht gelangt mehr ungefilterte ultraviolette Strahlung auf die Erde, was für die menschliche Gesundheit ein erhöhtes Hautkrebsrisiko darstellt (UBA 2009b). 124. Bodennahes Ozon wird in der Atmosphäre durch Sonneneinstrahlung (photo-

chemische Reaktionen) aus Sauerstoff und anderen Vorläufersubstanzen wie den Stickstoffoxiden und flüchtigen organischen Verbindungen (VOC – volatile organic compounds) gebildet. Auch wenn der größte Anteil der Ozonvorläuferstoffe in urbanen und industriereichen Gebieten freigesetzt wird, findet man die höchsten Ozonkonzentrationen an Stadträndern und in weiter entfernten ländlichen Gegenden. Dies liegt zum einen daran, dass die Vorläuferstoffe über die Luft weit von der Quelle weg transportiert werden und zum anderen daran, dass Ozon in Städten und Ballungsräumen sehr schnell mit dem aus den Autoabgasen stammenden Stickstoffmonoxid reagiert und zerfällt (UBA 2014a). Besonders während intensiver Schönwetterlagen führten hohe Konzentrationen an bodennahem Ozon in Verbindung mit anderen Luftschadstoffen (wie Peroxiden, Aldehyden und organischen Stickstoffverbindungen) bis Mitte der 1990er-Jahre zum sogenannten Sommersmog. Durch erfolgreiche Emissionsminderungen einiger Ozonvorläuferstoffe (NOx, VOC) treten solche Extremsituationen heute in Deutschland nicht mehr auf (KEHE und EYER 2013; UBA 2014d). 125. In der EU wurde zum Schutz der menschlichen Gesundheit ein seit 2010 gültiger

Ozonzielwert von 120 µg/m3 als 8-Stundenmittel vorgegeben, der an höchstens 25 Tagen pro Kalenderjahr gemittelt über drei Jahre überschritten werden darf. Langfristig soll der Ozonzielwert von 120 µg/m3 ohne Überschreitungen eingehalten werden (s. Abb. 3-14). Aktuell ist jedoch noch nicht entschieden, ab wann die Verschärfung erfolgen soll. Bei den in Deutschland gemessenen Ozonwerten kann seit 1990 ein Rückgang bezogen auf auftretende Höchst- bzw. Spitzenwerte beobachtet werden. Jedoch stiegen im selben Zeitraum die gemessenen Jahresmittelwerte schwach an und liegen heute im ländlichen Raum bei etwa 60 µg/m3 und in verkehrsnahen Bereichen bei etwa 37 µg/m3 (UBA 2014b). In den Jahren 2011 bis 2013, die die am wenigsten mit Ozon belasteten Jahre der letzten zwei Jahrzehnte sind, wurde in Deutschland noch an etwa 8 % der Messstationen der Zielwert

108

überschritten. Derzeit ist es fraglich, ob das Ziel für 2020 – keine Überschreitung des Zielwertes – an allen Messstandorten eingehalten werden kann (UBA 2014d; 2012b). 126. Bodennah entstandenes Ozon ist ein starkes Reizgas und schädigt lokal vor allem

die oberen Atemwege und die Augen, führt zu Störungen der Lungenfunktion und erzeugt Schwindel, Kopfschmerzen, Koordinationsschwierigkeiten und vermindert die Leistungsfähigkeit. Bei tiefer bzw. gesteigerter Atmung (z. B. bei körperlicher Aktivität) gelangt Ozon auch in tiefere Lungenabschnitte und kann dort zu Entzündungen und Gewebsschädigungen führen. Infolge der Gewebsreizung werden die Sensibilisierung durch Allergene und die Auslösung von Allergien begünstigt (KEHE und EYER 2013). Auswertungen von epidemiologischen Studien durch die WHO zeigen einen klaren Zusammenhang zwischen steigenden Ozonkonzentrationen und der Zunahme von Lungenerkrankungen, atemwegsbedingten Krankenhausaufenthalten und der Gesamtmortalitätsrate (AMANN et al. 2008). Bodennahes Ozon ist bereits in niedrigen Konzentrationen biologisch wirksam, darüber hinaus reagiert ein relativ großer Teil der Bevölkerung (etwa 10 – 15 %) im Vergleich zum Durchschnitt sensitiver auf Ozonbelastungen (UBA 2014e). 127. Für Ozon liegen deutliche Hinweise vor, dass gesundheitsschädliche Wirkungen be-

reits bei Konzentrationen unterhalb des gültigen Zielwertes von 120 µg/m3 vorliegen können. Die WHO empfiehlt daher eine Herabsetzung des Ozonzielwertes auf 100 µg/m3 (WHO 2013b; Abb. 3-14). In diesem Zusammenhang ist außerdem anzumerken, dass im EU-Recht und nationalen Recht für Ozon bisher nur Ziel- und keine verbindlich einzuhaltenden Grenzwerte vorgesehen sind. Feinstaub 128. Als Feinstaub (PM) bezeichnet man Stäube in der Luft, die aus mehreren Partikeln

unterschiedlicher Durchmesser bestehen und die nicht sofort zu Boden sinken, sondern eine gewisse Zeit in der Atmosphäre verbleiben können. Anhand der Partikelgröße wird Feinstaub in verschiedene Fraktionen eingeteilt und ist definitionsgemäß kleiner als 10 µm (PM10) oder 2,5 µm (PM2,5). Die Hauptquellen für anthropogen verursachten primären Feinstaub sind Verbrennungsprozesse in der Industrie und Kraftfahrzeugen sowie Emissionen aus der Landwirtschaft. Im Straßenverkehr werden die Partikel aus Motoren, vorrangig aus Dieselmotoren, durch Reifenabrieb sowie durch die Aufwirbelung des Staubes auf der Straßenoberfläche in die Luft freigesetzt (WHO 2013a). Feinstaub kann außerdem aus gasförmigen Vorläufersubstanzen entstehen. So werden etwa 25 % der sekundären Feinstaubpartikel aus stickstoffhaltigen Vorläuferverbindungen wie Ammoniak und Stickstoffoxiden gebildet (UBA 2009b). 129. In Deutschland wurde im Jahr 2013 an circa 3 % der Messstellen der in der

Luftqualitätsrichtlinie (Abb. 3-14) vorgeschriebene PM10-Tagesmittel-Grenzwert von 50 µg/m3 an mehr als den erlaubten 35 Tagen überschritten. Die Überschreitungen traten fast alle an

109

verkehrsnah gelegenen Messstationen auf. Die Belastung mit Feinstaub (PM10-Tagesmittelwerte) hat sich in Deutschland in den letzten zehn Jahren nicht wesentlich verringert. Allerdings treten witterungsbedingt von Jahr zu Jahr zum Teil große Schwankungen auf. So wurde zum Beispiel im Jahr 2011 aufgrund des häufigen Auftretens kalter, stabiler Hochdruckwetterlagen an circa 20 % der Messstationen der gesetzliche Grenzwert nicht eingehalten (UBA 2012b; 2014d; 2013j). Der gesetzlich vorgeschriebene PM10-Jahresmittelwert von 40 µg/m3 wurde in Deutschland im Jahr 2013 an allen Messstationen eingehalten. In den letzten Jahren kam es vereinzelt zu Grenzwertüberschreitungen, insbesondere in verkehrsbelasteten Messstationen (UBA 2014d). Die Jahre 2012 und 2013 zählen zu den am wenigsten mit Feinstaub belasteten. Dies wird unter anderem auch auf das Ausbleiben von extremen Wetterlagen wie in den Jahren davor zurückgeführt (s. o.). Allerdings wurden an 51 % der Messstationen Werte oberhalb des von der WHO vorgeschlagenen Luftgüteleitwertes von 20 µg/m3 im Jahresmittel gemessen (UBA 2014d; 2013j). Für die kleineren PM2,5-Feinstäube gibt es bisher nur einen Zielwert von 25 µg/m3 als Jahresmittel, welcher ab dem 1. Januar 2015 verbindlich einzuhalten ist. Eine Absenkung des Grenzwertes auf 20 µg/m3 ist für das Jahr 2020 geplant (Abb. 3-14). Für das Jahr 2012 wurde der Jahresmittelgrenzwert von 25 µg/m3 für PM2,5 in keinem der insgesamt 73 Beurteilungsgebiete überschritten. In zwei Ballungsräumen lagen die Werte jedoch oberhalb des für das Jahr 2020 geplanten niedrigeren Grenzwertes von 20 µg/m3 (UBA 2013a). 130. Aufgrund ihrer geringen Größe gelangen Feinstaubpartikel nach dem Einatmen weit

in den Körper und können dort zu Entzündungen im Atemtrakt führen und verstärkend auf allergische Atemwegserkrankungen wirken. Des Weiteren werden sie in einen engen Zusammenhang mit der Entstehung von Herz-Kreislauf-Erkrankungen gebracht (ANDERSON et al. 2012). Das Mortalitätsrisiko für Herz-Kreislauf-Erkrankungen sowie Atemwegserkrankungen steigt bei kurzfristig sowie langfristig erhöhten Feinstaubkonzentrationen (KRdL 2011). Die Partikel können darüber hinaus Träger für anhaftende Substanzen sein, von denen eigenständige Gesundheitsrisiken ausgehen. Beispiele für solche giftigen Umweltstoffe sind Schwermetalle und krebserzeugende polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK). Für Feinstaub kann kein Konzentrationsschwellenwert angegeben werden, unterhalb dessen eine Exposition wahrscheinlich keine gesundheitsschädliche Wirkung hat. Aus diesem Grund sollte die Feinstaubbelastung so niedrig wie möglich gehalten werden (UBA 2009a). 131. Die aktuelle Feinstaubbelastung in Deutschland verkürzt die durchschnittliche

Lebenserwartung um etwa 7,5 Monate (UBA 2014c) bzw. führt laut Berechnungen des UBA (2014d) zu etwa 47.000 vorzeitigen Todesfällen. Die Europäische Umweltagentur (EEA) führt für die 27 EU-Staaten insgesamt 455.000 frühzeitige Todesfälle pro Jahr auf die Umweltverschmutzung mit Feinstaub zurück (EEA 2009).

110

Des Weiteren entsprechen die EU-Feinstaubgrenzwerte zum Teil nicht mehr den strengeren Empfehlungen der WHO (2013b; Abb. 3-14). Abbildung 3-14 Gültige Grenz- und Zielwerte zum Schutz der Gesundheit (Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EC) im Vergleich zu den Luftgüteleitwerten der Weltgesundheitsorganisation

SRU/SG 2015/Abb. 3-14; Datenquelle: Luftqualitätsrichtlinie; WHO 2013b

3.3.2
132.

Trinkwasserbelastung
Die in den Abschnitten 3.2.4.1 und 3.2.9.2 beschriebene Belastung des Grund- und

Oberflächenwassers mit reaktivem Stickstoff in Form von Nitrat beeinträchtigt die Nutzung zur Trinkwasserversorgung des Menschen. Die natürliche Hintergrundkonzentration von Nitrat im Grundwasser ist sehr niedrig und liegt in der Regel unterhalb von 10 mg/l. Der größte Anteil der Belastungen ist anthropogenen Ursprungs. Insbesondere durch landwirtschaftliche Aktivitäten gelangt Nitrat aus Düngemitteln in die für die Trinkwassergewinnung vorgesehenen Wasserkörper und zählt zu den häufigsten Grundwasserverunreinigungen (GRIZZETTI et al. 2011; UBA 2010b) 133. Etwa 99 % der Bevölkerung in Deutschland beziehen ihr Trinkwasser aus öffentlichen

Trinkwasserversorgungsanstalten. Die großen zentralen Wasserwerke (mit mehr als 5.000 Versorgten bzw. mit einer Abgabe von 1 Mio. l Trinkwasser pro Tag) haben daran mit 86 % den größten Anteil. Das für die Trinkwassergewinnung genutzte Rohwasser stammt zu etwa 74 % aus Grund- und Quellwasser, zu 14,5 % aus Oberflächengewässern und zu 11,5 % aus sonstigen Ressourcen wie zum Beispiel Uferfiltrat (BMG und UBA 2011). Nur etwa 1 % der deutschen Bevölkerung, vor allem in ländlichen Gegenden, bezieht sein Trinkwasser aus privaten Hausbrunnen und Quellfassungen (UBA 2013h).

111

Aktuelle Belastungssituation mit Nitrat 134. Trinkwasser ist unser wichtigstes Lebensmittel und unterliegt daher strengen

Qualitätsanforderungen. Der Grenzwert für Nitrat im Trinkwasser ist in der Trinkwasserverordnung auf 50 mg/l festgelegt und entspricht auch dem Grenzwert für Nitrat im Grundwasser. Wie die Ausführungen in den Textziffern 109 und 110 gezeigt haben, sind in Deutschland die Grundwasserkörper bezogen auf den Schadstoff Nitrat teilweise in einem besorgniserregenden Zustand. Bei etwa 14 % der Messstellen (EUA-Grundwassermessnetz) lag der Nitratgehalt zum Teil deutlich oberhalb des zulässigen Wertes. Bei weiteren 35,1 % lagen die Werte zwischen 10 und 50 mg/l. Diese Zahlen verdeutlichen, dass in einigen Regionen ein Teil des Grundwassers nicht ohne weiteres zur Trinkwassergewinnung herangezogen werden kann. 135. Die Trinkwasserrichtlinie 98/83/EC verpflichtet die Mitgliedstaaten der EU alle drei

Jahre über die Trinkwasserqualität an die Kommission zu berichten. Für den Berichtszeitraum von 2008 bis 2010 konnten in Deutschland in den zentralen Wasserversorgungsanstalten nahezu keine Überschreitungen des Grenzwertes festgestellt werden. Damit setzte sich der positive Trend der vergangenen Jahre weiter fort – von 1,1 % im Jahr 1999, 0,13 % im Jahr 2004 und 0,08 % im Jahr 2007 (BMG und UBA 2011). Diese an sich positiven Zahlen sollten jedoch keinen Anlass zur Entwarnung geben. Der Grenzwert von 50 mg/l Nitrat laut Trinkwasserverordnung kann von den zentralen Wasserversorgungsanstalten zum Teil nur noch durch aufwendige und kostenintensive Maßnahmen bei der Gewinnung und Aufbereitung von Trinkwasser aus Grundwasser eingehalten werden. Zu diesen Maßnahmen zählen zum Beispiel das Mischen mit unbelastetem Wasser, die Stilllegung hoch belasteter und Bohrung neuer tieferer Brunnen oder die (Teil-)Aufbereitung und Entfernung von Nitrat aus dem Rohwasser (UBA 2010b; BDEW 2014). Im Gegensatz zu dem aus der öffentlichen Wasserversorgung stammenden Trinkwasser entspricht die chemische und mikrobielle Beschaffenheit von Brunnenwasser (oft Hauswasserbrunnen) oftmals nicht der Trinkwasserverordnung (UBA 2013h). In Deutschland gibt es etwa 180.000 (< 1 % Versorgungsanteil) solcher Kleinanlagen, welche nicht im Rahmen der Trinkwasserrichtlinie meldepflichtig sind. In der Regel wird der Parameter Nitrat/Nitrit durch die zuständigen Landesgesundheitsämter im Abstand von drei Jahren überprüft (UBA 2013h). Nach Schätzungen von van GRINSVEN et al. (2010) sind in Deutschland etwa 3,1 % der Bevölkerung über die öffentliche Trinkwasserversorgung Nitratkonzentrationen zwar unterhalb des gültigen Grenzwertes von 50 mg/l aber oberhalb von 25 mg/l exponiert. Bei der Trinkwasserversorgung über private Brunnen liegt dieser Anteil bei 5,8 %. Daher sollte insbesondere mit Blick auf die zukünftige Sicherstellung der Trinkwasserversorgung der weitere Eintrag von Nitrat aus der Landwirtschaft in das Grundwasser soweit wie möglich minimiert werden. Ein konsequentes Gegensteuern ist auch aufgrund begrenz-

112

ter Grundwassermengen sowie der langen Verweildauer von Nitrat im Boden von einigen Jahren bis zu Jahrzehnten bis zum Durchsickern in die Grundwasserkörper erforderlich. Die Auswirkungen veränderter Nitrateinträge werden erst mit zeitlicher Verzögerung sichtbar (KUHR et al. 2012). Eine nachträgliche Trinkwasseraufbereitung ist darüber hinaus deutlich kostenintensiver als ein vorbeugender Grundwasserschutz (JEKEL et al. 2014). Nitrat 136. Die durchschnittliche Gesamtbelastung des Menschen mit Nitrat erfolgt zu etwa 15

bis 20 % über das Trinkwasser. Der weitaus größere Anteil wird mit der Nahrung aufgenommen und stammt mit 60 bis 80 % vor allem aus pflanzlichen Lebensmitteln. Der in den Pflanzen gespeicherte Nitratgehalt ist insbesondere durch das Nitratangebot des Bodens und damit von der Düngung, aber auch von genetischen, geografischen und klimatischen Faktoren sowie dem Erntezeitpunkt abhängig (EFSA 2008). In tierischen Produkten reichert sich Nitrat durch den Einsatz als Konservierungsmittel und Aromastoff an und trägt mit etwa 10 bis 15 % zur Gesamtbelastung des Menschen bei (SKIBSTED 2011). Des Weiteren wird Nitrat in mehreren Reaktionen auch endogen im Körper aus der Aminosäure L-Arginin gebildet, wobei die Biosynthese unabhängig von der Aufnahme von Nitrat über das Trinkwasser oder die Ernährung scheint. Die Menge, die der Körper selbst synthetisiert, ist in etwa mit der, die über Nahrung und Trinkwasser aufgenommen wird, vergleichbar (FAN 2011). Nitrat ist der Ausgangspunkt für das durch Reduktion entstehende sekundäre Nitrit, welches die eigentliche toxische Verbindung ist. Diese „endogene Nitritbildung“ erfolgt durch die natürliche mikrobielle Flora in der Mundhöhle, dem Magen-Darm-Trakt und der Harnblase. Etwa 5 % des über das Trinkwasser oder die Nahrung aufgenommenen Nitrats wird auf diesem Weg zu Nitrit reduziert und stellt mit etwa 80 bis 85 % die Hauptbelastungsquelle beim Menschen mit Nitrit dar (CANTOR et al. 2006). Eine weitere Nitritquelle ist das mit Pökelsalz konservierte Fleisch (FAN 2011). 137. Die Aufnahme von Nitrat durch das Trinkwasser wird für den Menschen überwiegend

mit zwei Gesundheitsgefahren – der akuten Säuglingsblausucht (Methämoglobinämie) sowie mit der Bildung von kanzerogenen N-Nitrosoverbindungen und der Entstehung von Tumoren – in Verbindung gebracht. Neben diesen negativen Auswirkungen auf die Gesundheit wird jedoch auch zunehmend über eine protektive Wirkung von Stickstoffmonoxid, einem endogen im Körper aus Nitrat gebildeten Signalstoff auf das Herz-Kreislauf-System, berichtet (IGNARRO 2002; MONCADA und HIGGS 1993; KEHE und EYER 2013; WEITZBERG und LUNDBERG 2013). Methämoglobinämie 138. Bei der Methämoglobinämie („Blausucht“) reagiert das im Körper entstandene Nitrit

mit dem für den Sauerstofftransport zuständigen Protein Hämoglobin. Das dabei gebildete

113

Methämoglobin (MetHb) kann den gebundenen Sauerstoff nicht mehr abgeben, was zu einer Störung der Atmung (Zyanose) führt. Ab einem Anteil von 10 % Methämoglobin im Blut spricht man von einer Methämoglobinämie. Säuglinge bis zu einem Alter von sechs Monaten sind bei der Ausbildung der Erkrankung die empfindlichste Bevölkerungsgruppe (FAN 2011; WHO 2011). Die Symptome der Erkrankung (u. a. Abnahme der körperlichen Leistungsfähigkeit, Kopfschmerzen, Bewusstseinsstörungen, Verwirrtheit und Atemnot) sind auf die Sauerstoffarmut in den Geweben, insbesondere dem Gehirn, zurückzuführen. Sehr hohe Methämoglobinwerte zwischen 60 bis 80 % sind lebensbedrohlich und können zu innerem Ersticken führen (MISCHKE und EYER 2013; FAN 2011; WHO 2011). 139. Der Beitrag des über das Trinkwasser aufgenommenen Nitrats an der Entstehung der

Methämoglobinämie wird dabei jedoch durchaus kontrovers diskutiert (WARD et al. 2005; FEWTRELL 2005; POWLSON et al. 2008; WHO 2011; FAN 2011). Studien haben gezeigt, dass neben hohen Nitratgehalten vor allem das gleichzeitige Vorhandensein von pathogenen Keimen im Trinkwasser, zum Beispiel infolge mangelnder Trinkwasserhygiene, für die Ausbildung der Erkrankung entscheidend sind (van GRINSVEN et al. 2006; ADDISCOTT 2005; WARD et al. 2005; WHO 2011). Aus Sicherheitsgründen darf Trinkwasser mit Nitratkonzentrationen oberhalb von 100 mg/l nicht mehr zur Zubereitung von Säuglingsnahrung genutzt werden (WHO 2011). In Europa sind Methämoglobinämien infolge einer Nitratvergiftung sehr selten. Für Deutschland wurden seit Jahrzehnten keine Erkrankungen bzw. Todesfälle gemeldet (UBA 2011b). Potenziell gefährdet sind allerdings weiterhin Regionen in weniger entwickelten Ländern, in der die Trinkwasserversorgung zu einem größeren Anteil über private Hausbrunnen erfolgt (GUPTA et al. 2000; WHO 2011). Kanzerogene Wirkung 140. Über das Trinkwasser oder die Nahrung aufgenommenes Nitrat kann, wie bereits

beschrieben, endogen durch Mikroorganismen in Nitrit umgewandelt werden (Tz. 136). Im Körper ist Nitrit an der Bildung von N-Nitrosoverbindungen (N-nitroso compounds – NOC) aus eiweißhaltigen Vorläuferstoffen (Amine und Amide) beteiligt. Die endogene Nitritbildung trägt geschätzt zu etwa 40 bis 75 % zu der Gesamtbelastung an diesen N-Nitrosoverbindungen bei. Weitere Belastungsquellen für NOC finden sich in fast allen Lebensmitteln, zum Beispiel in konserviertem Fleisch und Fisch (durch den Einsatz von Pökelsalz) sowie in Tabakerzeugnissen (TRICKER 1998). N-Nitrosoverbindungen (Nitrosamine) sind als gentoxisch eingestuft und wirken in Langzeitstudien an Tieren kanzerogen (IARC 2006). Es ist bis heute keine Tierspezies bekannt, bei der N-Nitrosoverbindungen keine Tumore induzieren (WHO 2011; MIRVISH 1977; 1995). Auch beim Menschen stehen diese Verbindungen in Verdacht kanzerogen zu sein (MIRVISH et al. 1992; MØLLER et al. 1989; ROWLAND et al. 1991; WEITZBERG und LUNDBERG

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2013). NOC werden dabei mit Tumoren verschiedener Organsysteme, vor allem des Magens, aber auch der Harnblase, des Dickdarms und der Bauchspeicheldrüse in Verbindung gebracht (CANTOR et al. 2006). Auch wenn die kanzerogene Wirkung von N-Nitrosoverbindungen in Tierversuchen definitiv belegt ist, bringen Untersuchungen beim Menschen, mit Ausnahme der tabakspezifischen N-Nitrosamine, keine klaren Ergebnisse (POWLSON et al. 2008). Neuere Bewertungen durch internationale Institutionen wie zum Beispiel IARC (2006), EFSA (2008) und SPEIJERS und van den BRANDT (2003) kommen zu dem Schluss, dass die epidemiologischen Daten beim Menschen bisher inkonsistent sind und kein abschließender Beweis für ein erhöhtes Krebsrisiko durch die Aufnahme von Nitrat über das Trinkwasser und die Nahrung vorliegt. 141. Da der Zusammenhang zwischen Nitrat und den oben beschriebenen Gesundheits-

gefahren noch nicht ausreichend geklärt ist, sollte die Nitrat- und Nitritzufuhr so weit wie möglich reduziert werden. Der abgeleitete Grenzwert von 50 mg/l Nitrat im Trinkwasser orientiert sich an der empfindlichsten Bevölkerungsgruppe bei der Ausbildung einer Methämoglobinämie und stellt insofern nur einen Kompromiss dar, da er nicht die mögliche Rolle von Nitrat als Vorläufer von kanzerogenen N-Nitrosoverbindungen einbezieht. Auch wenn das Trinkwasser im Vergleich zu anderen Lebensmitteln, wie vor allem Gemüse, nur einen kleinen Teil an der Gesamtaufnahmemenge von Nitrat ausmacht, ist der derzeitige Grenzwert gut begründet und sollte nicht, wie von einigen Autoren diskutiert, angehoben werden (Diskussion s. L'HIRONDEL et al. 2006; ADDISCOTT 2005; GRIZZETTI et al. 2011).

3.4
142.

Wirkungen auf die biologische Diversität
Belastungen durch reaktive Stickstoffverbindungen sind relevante stoffliche Treiber

für den Verlust der Biodiversität, sowohl in terrestrischen (McCLEAN et al. 2011; SUTTON et al. 2011b; SALA et al. 2000) als auch in Süß- und Meerwasser-Ökosystemen (HELCOM 2010; OSPAR Commission 2010; BMU 2010). Der Begriff „Biodiversität“ (oder biologische Diversität) steht für die Vielfältigkeit und Verschiedenheit des Lebens auf unserer Erde. Der SRU spricht sich für die Verwendung des Begriffs biologische „Diversität“ anstelle des Begriffs biologische „Vielfalt“ aus, da „Vielfalt“ oft auf die Anzahl zum Beispiel von Arten bezogen wird statt auf die Verschiedenheit. Biodiversität umfasst drei Ebenen, nämlich die Diversität von Ökosystemen, von Arten und innerhalb der einzelnen Arten (genetische Diversität) (Art. 2 CBD – Convention on biological diversity). Die Arten und die genetische Diversität bilden die Grundlage für Ökosystemfunktionen, also die physikalischen, chemischen und biologischen Prozesse und Wechselwirkungen in verschiedenen Ökosystemen. Demgegenüber bezeichnet der Begriff Ökosystemleistungen „[…] direkte und indirekte Beiträge von Ökosystemen zum menschlichen Wohlergehen, das heißt Leistungen und Güter, die dem Menschen einen direkten oder indirekten wirtschaftlichen, materiellen, gesundheitlichen oder psychischen Nutzen bringen“ (Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2012, S. 80).

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In den folgenden Abschnitten wird dargestellt, wie reaktive Stickstoffeinträge durch Eutrophierung und Versauerung zum Verlust von Arten und Ökosystemtypen in terrestrischen Ökosystemen führen (Abschn. 3.4.1) und in aquatischen Ökosystemen den ökologischen und chemischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie maßgeblich bestimmen (Abschn. 3.4.2). Durch zusätzliche stoffliche Belastung oder den Klimawandel kann es zu einer Wirkungsverstärkung und Wechselwirkungen innerhalb von Ökosystemen kommen (Abschn. 3.4.3). Nationale und internationale Naturschutzziele können ohne eine Reduzierung der Belastung durch reaktive Stickstoffverbindungen nicht erreicht werden (Abschn. 3.4.4). Der Verlust der biologischen Diversität führt schließlich auch dazu, dass bestimmte Ökosystemfunktionen verloren gehen (Abschn. 3.4.5). Grundlage für umweltpolitisches Handeln sollte ein aussagekräftiges Monitoring sein (Abschn. 3.4.6).

3.4.1
143.

Terrestrische Ökosysteme
Einträge von reaktiven Stickstoffverbindungen belasten die terrestrischen Öko-

systeme auf vielfältige und komplexe Weise. DISE et al. (2011) fassen folgende Schäden durch direkte und indirekte Wirkungen zusammen: – Direkte Schädigungen der Blätter: Diese Schädigungen betreffen vor allem Moose und Flechten. Direkte Wirkungen auf die Blätter höherer Pflanzen wie zu Zeiten des Waldsterbens in den 1980er-Jahren werden in Europa aufgrund der Erfolge der Luftreinhaltepolitik nicht mehr beobachtet. – Eutrophierung: Die verfügbare Stickstoffkonzentration wird erhöht und führt zu Verschiebungen in der Artenzusammensetzung in Ökosystemen. Langfristig kommt es zu einem Nährstoffungleichgewicht. Die Sensitivität gegenüber Pathogenen (Krankheitserregern) kann zunehmen. – Versauerung: Der Stickstoffeintrag führt zur Versauerung von Böden (je nach Ausgangsboden verschieden schnell) und langfristig dadurch auch zu Verschiebungen in der Artenzusammensetzung in Richtung derjenigen Arten, die einen geringen pH-Wert vertragen. – Empfindlichkeit gegenüber Stress und Störungen: Mit zunehmenden Stickstoffdepositionen nimmt die Empfindlichkeit von Pflanzen gegenüber Pilz- und Insektenbefall zu. Stickstoffbasierte Änderungen in der Pflanzenphysiologie, veränderte Verteilung der Biomasse im Wurzel/Spross-Verhältnis und MycorrhizaInfektionen erhöhen die Anfälligkeit gegenüber Trocken- und Froststress. Langfristig ändert sich dadurch die Artenzusammensetzung.

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– Empfindlichkeit gegenüber bestimmten Stickstoffverbindungen: Langfristig ändert sich die Artenzusammensetzung auch durch eine Verschiebung im Verhältnis der Verfügbarkeit von reduzierten zu oxidierten Stickstoffverbindungen infolge von Deposition: Manche Pflanzenarten sind gegenüber erhöhten Konzentrationen reduzierter Stickstoffverbindungen (Ammonium; NH4+) bzw. hohen Raten von Ammonium im Verhältnis zu Nitrat (NO3-) intolerant. Das betrifft viele Grünlandarten wie zum Beispiel den Kriechenden Hahnenfuß (Ranunculus repens)(STEVENS et al. 2011). Daneben sind auch Änderungen der innerartlichen Diversität durch Einträge reaktiver Stickstoffverbindungen möglich, über die jedoch kein ausreichendes Wissen vorliegt (MEYER et al. 2014). Ökosysteme entstehen aus einem Zusammenspiel von geologischen Gegebenheiten, Bodenarten und -zustand, Wasserhaushalt, Luft, lokalem Klima und für die Besiedelung verfügbaren Arten. Im Folgenden wird zunächst auf die Wirkung von reaktiven Stickstoffverbindungen auf Böden, dann auf deren Wirkung auf Arten und anschließend in einer Zusammenschau auf gesamte Ökosysteme eingegangen.

3.4.1.1
144.

Boden

Böden sind Teil terrestrischer Ökosysteme und wichtige Filter, Puffer, Speicher und

Transformatoren für Stickstoffverbindungen. Ihr Speicher- und Akkumulationspotenzial und damit die Resilienz werden jedoch häufig durch zu hohe Stickstoffeinträge überschritten. Dadurch kann es teilweise zu irreversiblen Veränderungen im Boden kommen, die die Leistungen des Bodens für Naturhaushalt und Gesellschaft sowie die Bodenbiodiversität beeinträchtigen können. Abhängig von Bodentyp und Sensitivität des Ökosystems einerseits und Bewirtschaftungstyp und -intensität andererseits verändern Eingriffe in den Boden Kreisläufe, Prozesse und Eigenschaften. Die direkte Erhöhung des Stickstoffgehalts durch Düngergaben steigert beispielsweise die Abbaurate der organischen Substanz. Die organische Substanz beeinflusst viele chemische, physikalische und biologische Eigenschaften des Bodens (z. B. Struktur, Wasserhaltekapazität, Kationenaustauschkapazität). Eine Abnahme organischer Substanz hat negative Auswirkungen auf die Bodenfruchtbarkeit, die Stickstoffumsetzung (Mineralisation, Denitrifikation) sowie die Artenzusammensetzung im Boden. Dies kann zu einem reduzierten Pflanzenwachstum sowie zu einer Reduzierung der Puffer- und Filterfunktion und damit wertvoller Ökosystemleistungen führen (SUTTON et al. 2011b; BLUME et al. 2010). Die Folgen von Stickstoffeinträgen in den Boden sind insbesondere Eutrophierung (vgl. Tz. 146) und Versauerung (vgl. Tz. 153), wobei die Auswirkungen der Eutrophierung heutzutage für den Schutz der Biodiversität bedeutsamer sind als die der Versauerung (LAI 2012). Beide Prozesse beeinflussen die Artenzusammensetzung im Boden (z. B. Regenwürmer, Pilze, Mikroorganismengemeinschaften), was wiederum zu Veränderungen des Stickstoffkreislaufs führt. Ein niedriger pH-Wert beispielsweise erhöht die Entstehung von

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Lachgas während der Nitrifikation und Denitrifikation (GRANLI und BØCKMAN 1994; GARDI et al. 2013). Stickstoffoxide (NOx), die in den Boden eingetragen werden, führen – vor allem auf Waldstandorten – zu Versauerung und irreversibler Degradierung der Böden, indem Tonminerale und andere Silicate gelöst werden (BLUME et al. 2010). Eingetragene reduzierte Stickstoffverbindungen (NHx) können ebenfalls zur Bodenversauerung führen. Die Säurewirksamkeit ist unter anderem abhängig von weiteren Reaktionen im Ökosystem, (MOHR et al. 2005), zum Beispiel von der spezifischen Säureneutralisationskapazität des Bodens. Kommt es in einem Ökosystem zur Eutrophierung, verändert sich auch das Gleichgewicht zwischen Stickstoff und anderen Nährstoffen wie Magnesium, Phosphor und Kalium im Boden. Dies kann die Ernährungssituation der Pflanzen beeinträchtigen: Trotz des Mangels an verschiedenen Nährstoffen wirkt der Stickstoff anregend auf das Triebwachstum, was zu einer geringeren Toleranz des gesamten Ökosystems gegenüber Störungen wie Trockenheit oder Schädlingsbefall führen kann. Darüber hinaus steigt die Gefahr von Nitratauswaschungen (BLUME et al. 2010; BALLA et al. 2012; MOHR et al. 2005; vgl. Abschn. 3.4.1.3). Die erhöhten atmosphärischen Einträge von Stickstoff und Schwefeldioxid der letzten vier Jahrzehnte haben zu einer starken Versauerung der obersten Bodenhorizonte geführt. In vielen Regionen Deutschlands sind in dieser Zeit pH-Abnahmen um mehr als eine pH-Einheit – zum Beispiel von pH (CaCl2) 4,5 auf 3,3 – in den Oberböden von Waldstandorten festgestellt worden. Besonders in wenig puffernden Böden aus basenarmen, sandigen Ausgangsgesteinen ist die Versauerung stark fortgeschritten (BLUME et al. 2010). In Niedersachsen wurde beispielsweise die für ein vitales Wachstum und eine ausreichende Verjüngungsfähigkeit der wichtigsten Baumarten erforderliche Basensättigung an der überwiegenden Anzahl der Stichprobenpunkte im Rahmen der Bodenzustandserhebung (BZE II) im Hauptwurzelraum bis 60 cm Bodentiefe unterschritten. Die Basensättigung charakterisiert als Summengröße die Säureneutralisationskapazität der Böden. Dabei ist nicht nur die Auswaschung von Nährstoffen, sondern auch die starke Zunahme von Aluminium in der Bodenlösung für die Wurzeln der Bäume als kritisch anzusehen (Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz 2011). Die atmosphärischen Gesamtdepositionen und Stickstoff-Flächenbilanzüberschüsse aus der Landwirtschaft (vgl. Abb. 3-5 und Abb. 3-7) deuten darauf hin, dass es regionalspezifisch in Abhängigkeit von natürlichen Standortfaktoren und dem bereits vorhandenen Grad der Stickstoffsättigung zur Überschreitung der Puffer- und Speicherkapazität des Bodens gegenüber reaktiven Stickstoffverbindungen kommen kann. Dies findet zum Beispiel auf Standorten im Nordwesten Deutschlands (Sandböden) und in einigen Gebieten des Alpenvorlandes (hohe Abflüsse) statt, wo es gleichzeitig zu hohen Stickstoffeinträgen kommt (zur Überschreitung der Critical Loads für Eutrophierung s. Abb. 3-18 und Tz. 150).

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Unabhängig vom Niveau verändert eine gewisse Stickstoffzufuhr die Zusammensetzung der Biozönosen. Ein großes Angebot an Stickstoff benachteiligt den Teil der Mikroorganismengemeinschaft, der sich mit Nährstoff aus schwer verdaulichen holzigen Pflanzenabfällen versorgt (JANSSENS et al. 2010). Während Pflanzen und Bodenmikroorganismen direkt auf verfügbaren Stickstoff reagieren, sind die Effekte auf die Bodenfauna größtenteils indirekt über Pflanzenwachstum und mikrobielle Aktivität (BARDGETT 2009). Eine wenig artenreiche Pflanzendecke beeinflusst auch die Dichte und die Diversität der unterirdischen Biozönosen. Dabei reagieren die Bodenorganismen stärker auf die Veränderungen der Pflanzenvielfalt als auf die steigenden Kohlendioxid- und Stickstoffkonzentrationen (EISENHAUER et al. 2013). Im Bereich niedriger pH-Werte steigt die Mobilität toxischer Metalle. Durch Versauerung kann es zu einer Freisetzung von Aluminium aus dem Boden ins Wasser kommen, mit toxischen Effekten auf Flora und Fauna. Außerdem nimmt mit sinkendem pH-Wert die Verfügbarkeit von Nährstoffen wie Calcium und Magnesium ab und die Aktivität von Mikroorganismen verringert sich. Der Mangel an basischen Nährelementen wirkt sich auch negativ auf das Pflanzenwachstum aus (BLUME et al. 2010; BALLA et al. 2012).

3.4.1.2

Zusammenhang zwischen Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen und Artenvorkommen

Flechten und Moose 145. Eine direkte Empfindlichkeit gegenüber reaktiven Stickstoffverbindungen aus Luft-

einträgen weisen epiphytische (borkenbewohnende) Flechten und Moose auf, die ihre Nährstoffe nicht über Wurzeln, sondern aus der Luft aufnehmen und die deshalb auch zur Bioindikation von atmosphärischen Stickstoffeinträgen genutzt werden (STAPPER et al. 2013; FRANZARING und FANGMEIER 2006; FRANZEN-REUTER 2004). In einer Untersuchung über Critical Loads (vgl. Tz. 150) auf Flächen des ICP Forests (International Cooperative Programme on Assessment and Monitoring of Air Pollution Effects on Forests) erwies sich die vorhandene Anzahl von Großflechten als der beste Indikator für Schadstoffdepositionen, insbesondere für Stickstoffeinträge (GIORDANI et al. 2014). Durch Flechtenkartierungen konnte zum Beispiel in den Städten Wetzlar und Gießen im Zeitraum zwischen 1970 und 2005 ein deutlicher Anstieg des Anteils Eutrophierung anzeigender Flechtenarten nachgewiesen werden (KIRSCHBAUM et al. 2006). In einer vergleichenden Kartierung epiphytischer Flechten der Jahre 1989 und 2007 in einem landwirtschaftlich intensiv genutzten Raum Nordwestdeutschlands wurde eine sehr starke Abnahme säuretoleranter Arten und eine deutliche Zunahme basen- und nährstofffordernder Flechtenarten festgestellt (de BRUYN et al. 2009). Diese Änderung der Artenzusammensetzung wird im Wesentlichen auf die veränderte Immissionssituation zurückgeführt, gekennzeichnet durch

119

eine Abnahme der atmosphärischen SO2-Belastung und Zunahme der Ammoniakbelastung aus der Landwirtschaft. Gefäßpflanzen 146. Das Vorkommen der meisten höheren Pflanzenarten wird durch komplexe Wechsel-

wirkungen mit anderen Arten, den abiotischen Faktoren der Biotope und dem lokalen und regionalen Klima bestimmt. Eutrophierung beeinflusst die Konkurrenz zwischen Pflanzenarten im ober- und unterirdischen Bereich durch veränderte Wachstumsraten. Dies wirkt sich auf die Artenzusammensetzung von höheren Pflanzen und Moosen aus. Beispielsweise werden an nährstoffarme Bedingungen angepasste Pflanzen von nitrophilen (Stickstoff liebenden) Arten verdrängt, was über vielfältige Wechselwirkungen Einfluss auf das gesamte Ökosystem hat. Langfristig kommt es zu Verschiebungen in der Artenzusammensetzung von Ökosystemen (van DOBBEN et al. 1999; SOCHER et al. 2013; WESCHE et al. 2012; FRIEDRICH et al. 2012; 2011; SEIDLING 2005). Durch Stickstoffdepositionen gehen vor allem krautige Pflanzenarten in Anzahl und Häufigkeit zurück, Grasarten werden gefördert (PAYNE et al. 2013; STEVENS et al. 2006). In Deutschland gehören mehr als 70 % der Rote-Liste-Arten zu den Stickstoffmangelzeigern (LAI 2012). Nitrophile Arten können Nährstoffe besser in Biomasse umsetzen. In einem Gewächshausexperiment zur Konkurrenz zwischen der Besenheide (Calluna vulgaris) und dem Blauen Pfeifengras (Molinia caerulea) unter Stickstoffdüngung (48 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr verteilt über zwölf Applikationstermine) konnte das Pfeifengras den verfügbaren Stickstoff besser in Biomasse umsetzen als die Besenheide. In Monokulturen unter Stickstoffdüngung nahm die Gesamtbiomasse der Besenheide um den Faktor 1,2 und die des Pfeifengrases um Faktor 4,8 zu. In Mischpflanzungen beider Arten steigerte sich die Biomasse des Pfeifengrases sogar auf den Faktor 8,6 (im Vergleich zur ungedüngten Mischpflanzung; HÄRDTLE et al. 2013). In einem Langzeitversuch in Schweden, der die Wirkungen von Stickstoff, Phosphor, Kalium, Kalk und Schwefelsäure auf die Bodenvegetation eines Kiefernforstes über einen Zeitraum von 15 Jahren untersuchte, konnte gezeigt werden, dass Stickstoff als Faktor die stärkste verändernde Wirkung hat. Die Bodenvegetation veränderte sich von einer mosaikartigen Struktur, dominiert von Heidekraut, akrokarpen (gipfelfrüchtigen) Moosen und Flechten zu einer dichten Matte überwiegend einer Grasart (Drahtschmiele – Deschampsia flexuosa) und pleurokarpen (seitenfrüchtige) Moosen, die auf der Grasstreu wuchsen, mit einzelnen ruderalen Arten wie dem Schmalblättrigen Weidenröschen (Chamerion angustifolium) und der Brombeere (Rubus idaeus). Die experimentelle Stickstoffgabe von 60 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr änderte zudem die Häufigkeit fast aller Arten (van DOBBEN et al. 1999). Aber auch geringere „chronische“ Einträge von 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr führen in Langzeitversuchen (über zwanzig Jahre) zu einem nachweisbaren Verlust von Arten. In nordamerikanischen Prärien führte diese Eintragsrate zu einem Verlust von 17 % der Arten,

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insbesondere der seltenen Arten (relative Häufigkeit weniger als 1 % in der Kontrolle) (CLARK und TILMAN 2008). 13 Jahre nach Ende des Experiments konnten die seltenen Arten zahlenmäßig wieder nachgewiesen werden, jedoch nicht zu denselben Anteilen wie ursprünglich. Besorgniserregend sind die Arten- und damit die Qualitätsverluste des Grünlands, das gleichzeitig auch anteilmäßig in der landwirtschaftlichen Fläche zurückgeht (ESSL 2013). SCHLUP et al. (2013) konnten anhand der Daten des Biodiversitäts-Monitoring Schweiz (BDM) für Dauergrünland der Schweiz zeigen, dass spezialisierte Grünlandarten besonders in Glatthaferwiesen und Halbtrockenrasen zunehmend von „Generalisten“ verdrängt werden. Dies führt zu einer Vereinheitlichung von Wiesen und Weiden und letztendlich der Landschaft. Als Hauptfaktor dafür konnte das Nährstoffangebot und damit indirekt die Bewirtschaftungsmethode identifiziert werden (ebd.). Eine Untersuchung auf über 1.500 Grünlandstandorten in Nordost-, Zentral- und Südwestdeutschland zum Einfluss von Bewirtschaftungsformen auf die Artenzusammensetzung konnte zeigen, dass gedüngte Grünlandflächen eine klar reduzierte Artendiversität von − 15 % (auf 16 m2 Flächen) und eine veränderte Artenzusammensetzung gekennzeichnet durch − 3 % Anteil an Kräutern an der Gesamtartenzahl hatten (SOCHER et al. 2013). Der Anteil der Grasarten an der Gesamtartenzahl erhöhte sich dagegen um durchschnittlich 6 %. Demgegenüber waren die Effekte der Beweidung am zweitgrößten und die der Mahd am kleinsten. Auswertungen des flächendeckenden Biodiversitäts-Monitoring Schweiz (Koordinationsstelle Biodiversitäts-Monitoring Schweiz 2009) konnten zeigen, dass die (modellierte) Menge an Stickstoff, die aus der Luft eingetragen wird, auffällig gut mit der mittleren Nährstoffzahl der Vegetation nach Ellenberg übereinstimmt (KOHLI 2012). Dabei wird jeder Pflanzenart ein Stickstoffzeigerwert zwischen eins (stickstoffarm) und neun (übermäßiger Stickstoffzeiger) zugeordnet. Die Stickstoffzeigerwerte stehen in Relation sowohl zur Produktivität (relative Wachstumsrate in Milligramm pro Gramm und Tag) als auch zum Blattstickstoffgehalt (in Prozent der Trockenmasse) und spiegeln die Nährstoffverfügbarkeit wider (FRANZARING und FANGMEIER 2006). Es konnte auch gezeigt werden, dass mit hoher Stickstoffdeposition aus der Luft der Artenreichtum bei Gefäßpflanzen und Schnecken im Grünland und im Gebirge oft geringer ist. In Wäldern tieferer Lagen der Schweiz sind umso weniger Moosarten zu finden je mehr Stickstoff über die Luft eingetragen wird (KOHLI 2012). Allgemein sinkt mit zunehmendem Stickstoffeintrag die Artenzahl von Pflanzen (BOBBINK und HETTELINGH 2011). Im Rahmen der Datenauswertung für die UNECELuftreinhaltekonvention konnte zum Beispiel europaweit für Grünland und Hochstaudengesellschaften (nach Klassifikation des European Nature Information System (EUNIS) für natürliche und halbnatürliche Ökosysteme) eine statistisch signifikante negative Beziehung zwischen Artenreichtum und Überschreitung der Critical Loads festgestellt werden (ebd.).

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Blütenpracht in der Kulturlandschaft? Artenreiches Grünland der mittelintensiv bewirtschafteten Standorte – sogenannte „blumenreiche Wiesen und Weiden“ – war noch bis in die zweite Hälfte des vorigen Jahrhunderts optisch wiedererkennbarer Bestandteil der Kulturlandschaften (RIECKEN et al. 2006, Kap. 5.5). „Durch die großen Meliorationen (Bodenverbesserungsmaßnahmen), den flächendeckenden Einsatz von Handelsdünger auch im Grünland, das umfangreiche Ausbringen von Gülle oder aber durch Umbruch und Neueinsaat sind diese einstmals typischen Grünlandbiotope vor allem im Flachland vollständig verloren gegangen“ (BfN 2007). Aber auch im Alpenvorland sind heute kaum noch blütenreiche Wiesen anzutreffen (RIECKEN et al. 2006), sondern es dominieren arten- und strukturarme Wiesen unter einem intensiven Schnittregime, denen die Tierstimmen (von Insekten und Vögeln) verloren gegangen sind (von SURY 2014). Dadurch riskiert beispielweise Bayern den Wert der Landschaft in ihrer biologischen, ästhetischen und geschichtlichen Einmaligkeit als Identität und Heimat zu verlieren (ebd.). Kennarten für artenreiches Grünland in Bayern, aber auch für eine Reihe anderer Bundesländer wären zum Beispiel die gelbe Sumpfdotterblume (Caltha palustris), blaue Witwenblumen (Knautia spp.), weiße Margeriten (Leucanthemum vulgare agg.) oder rosa Nelken (Dianthus spp., Silene spp.) (Abb. 3-15). Artenreiches Grünland sollte definitionsgemäß mehr als 25 Arten pro 25 m2 aufweisen bzw. mindestens 5 Kennarten pro Fläche (HEINZ et al. 2013). Abbildung 3-15 Beispiele für Kennarten artenreichen Grünlands in Bayern: Sumpf-Dotterblume (Caltha palustris), Raue Nelke (Dianthus armeria) und Acker-Witwenblume (Knautia arvensis)

Fotos: Robert Flogaus-Faust

Tiergruppen 147. Stickstoffdepositionen wirken auf Tierarten indirekt (z. B. über das Vorhandensein

oder Fehlen von Futterpflanzen oder Habitatstrukturen) und ihre Wirkungen sind damit kom-

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plexer und schwieriger zu erfassen. So wirkt die Eutrophierung durch landwirtschaftliche Düngung indirekt auf die Großtrappe, die eine gefährdete Vogelart ist (SUDFELDT et al. 2010, S. 23). Veränderungen der Struktur und des Artenreichtums der Vegetation haben über vielschichtige Wechselwirkungen zur Einschränkung der Reproduktion dieser Art geführt (Abb. 3-16). Durch Düngungseinschränkungen und langjährige Aushagerung, also die Verminderung des Stickstoffgehalts im Boden durch Abernte des Bewuchses, konnten die Prozesse abgemildert werden (ebd.). Abbildung 3-16 Zusammenhang zwischen landwirtschaftlicher Düngung und Reproduktionserfolg der Großtrappe in Brandenburg

Quelle: SUDFELDT et al. 2010, S. 23

148.

Der Rückgang der Artenanzahl von Zikaden auf Trockenrasen in Ostdeutschland, die

die letzten fünfzig Jahre als Naturschutzgebiete ausgewiesen waren, wird vor allem auf Stickstoffdepositionen, die Intensivierung der Landwirtschaft und die damit verbundenen Änderungen der Vegetationszusammensetzung zurückgeführt (SCHUCH et al. 2012). Sowohl die Häufigkeit der Arten als auch ihre Anzahl verringerte sich. Lediglich 27 % der Artenanzahl, die zwischen 1964 und 1966 auf den Flächen gefunden wurde, konnten zwischen 2008 und 2010 wieder nachgewiesen werden. Der substanzielle Rückgang Nektar produzierender Kräuter im Grünland im Norden Deutschlands zwischen 1950/1960 und 2008 wird höchstwahrscheinlich zum Rückgang bestäubender Insektenarten führen mit Konsequenzen für die darauf angewiesene Fauna (WESCHE et al. 2012; vgl. Tz. 176).

123

3.4.1.3
149.

Einfluss der reaktiven Stickstoffeinträge auf terrestrische Ökosysteme

In natürlichen und halbnatürlichen terrestrischen Ökosystemen wie Wäldern, Mooren

und Heiden wird der Stickstoffkreislauf beeinflusst durch das lokale Klima, die Geomorphologie und die Landschaft sowie die Summe der Stickstoffdeposition durch atmosphärische Einträge und die biologische Stickstofffixierung aus der Luft durch Knöllchenbakterien in Pflanzen, beispielsweise in Leguminosen (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011a). Der Critical-Loads-Ansatz 150. Die Empfindlichkeiten von natürlichen und naturnahen Ökosystemen gegenüber den

Einträgen von Luftschadstoffen werden durch Critical Loads charakterisiert. Diese sind definiert als „Quantitative Schätzung der Exposition gegenüber einem oder mehreren Schadstoffen, unterhalb der nach Stand des Wissens signifikante Schadwirkungen auf definierte empfindliche Umweltbestandteile nicht vorkommen“ (UBA 2014c; SPRANGER et al. 2004, Kap. 5.1). „Das Ziel des Critical-Load-Ansatzes ist ein räumlich differenzierter Vergleich von effekt-, ökosystem- und elementspezifischen Critical Loads mit den aktuellen Depositionen als einer wissenschaftlich begründeten Basis für internationale Luftreinhaltemaßnahmen“ (NAGEL und BECKER 2002; vgl. Tz. 27 – 32, 173). Die nationale Critical-Loads-Berechnung beruht auf dem 1 x 1 km2 Rasternetz von CORINE (Coordination of Information on the Environment) (KEIL et al. 2011). In die Berechnung für eutrophierende Stickstoffeinträge gehen der Stickstoffentzug durch Ernte, die Stickstoffimmobilisierungsrate, die tolerierbare Austragsrate von Stickstoff mit dem Sickerwasser und die Denitrifikationsrate ein (GAUGER et al. 2008, Kap. 3.4). Die Berechnung der Critical Loads für Säureeinträge (Schwefel- und Stickstoffverbindungen) berücksichtigt verschiedene Senken und Quellen für Protonen in Anwendung der Massenbilanzmethode (ebd., Kap. 3.3). Auf etwa 30 % der Fläche Deutschlands konnten für Wälder und naturnahe waldfreie Ökosysteme die Critical Loads dargestellt werden. Die regionale Verteilung dieser Belastungsgrenzen für die angegebenen terrestrischen Ökosysteme gegenüber eutrophierendem Stickstoff ist in Abbildung 3-17 dargestellt.

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Abbildung 3-17 Regionale Verteilung der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge

Quelle: SCHAAP et al. 2014

125

Empfindlichkeiten naturnaher terrestrischer Ökosysteme gegenüber Eutrophierung 151. Für waldfreie naturnahe Rezeptorflächen lassen sich gegenüber eutrophierendem

Stickstoff folgende Empfindlichkeiten ableiten (BUILTJES et al. 2011; GAUGER et al. 2008, Kap. 3.4.3, Landnutzungstypen nach Legendeneinheiten der CORINE-Karte): – Natürliches Grünland (extensiv genutztes Dauergrünland spontaner Entstehung): Die Erntemasse von Grasbeständen hat grundsätzlich einen höheren Stickstoffgehalt in der Trockenmasse als Holz. Daraus resultiert bei annähernd gleichen Erträgen an Phytomasse-Trockensubstanz ein fast doppelt so hoher Stickstoffentzug. Gleichzeitig schwanken die Grünmasseerträge auf Grünland stärker als die Holzerträge (jeweils in Trockenmasse) auf gleichem Standort. Die Critical Loads liegen zwischen 5 und 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr auf grundwasserfernen armen Sand- und Eisenpodsolböden und nährstoffarmen, aber grundwasserbeeinflussten Sand-Grundgleyen. Die Grünlandstandorte in den Gebirgen mit basenreichen Böden weisen Critical Loads zwischen 15 und 20 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr auf. Die höchsten Critical Loads (> 20 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) wurden für Auen berechnet. – Heiden und Moorheiden (extensiv genutzte niedrige Strauch-/Gras-/Krautvegetation): Diese Vegetationsgesellschaften kommen nur auf sauren bis subneutralen und nährstoffarm bis mäßig nährstoffversorgten Böden vor. Sie sind deshalb alle empfindlich gegenüber Stickstoffeinträgen. Die Critical Loads für Heiden und Moorheiden sind also generell auf allen Böden relativ niedrig mit Werten zwischen 5 und 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. – Sümpfe (extensiv genutzte Seggenwiesen, zeitweilig überflutet): Sümpfe werden nur relativ selten abgeerntet (z. B. maximal alle drei Jahre zu Streuzwecken und zur Reetgewinnung) und weisen damit einen geringen Stickstoffentzug auf. Sie haben aber eine höhere Denitrifikationsrate in den nassen Sümpfen als auf Böden ohne Grundwassereinfluss. Die regionale Differenzierung der Critical Loads kommt der für Grünlandökosysteme gleich, ist aber generell etwa um 5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr tiefer anzusetzen. – Torfmoore (nass-feuchte Böden mit Torfauflage, überwiegend mit Torfmoosen bewachsen): Torfmoore sind immer die empfindlichsten Ökosystemtypen gegenüber Stickstoffeinträgen, denn sie entstehen nur in sehr saurem, sehr nährstoffarmem Milieu. In der Regel findet Biomasseentzug fast nicht oder nur sehr selten statt.

126

Critical Loads liegen bei maximal 3 bis 5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Wälder haben einen Flächenanteil von über 96 % der Rezeptorflächen der Critical Loads (BUILTJES et al. 2011, S. 63). Für sie sind der Entzug von Stickstoffverbindungen aus dem Boden bei der Holzernte, die Lage (z. B. verringerte Empfindlichkeit auf den Kammlagen aufgrund der klimabedingten hohen Immobilisierungsrate oder das Pflanzenwachstum begünstigende maritime Klimaeinflüsse) und der Bodentyp für die Belastbarkeitsgrenzen entscheidend. Die Empfindlichkeiten gegenüber Einträgen reaktiven Stickstoffs unterscheiden sich außerdem sehr stark zwischen den verschiedenen Waldgesellschaften/Lebensraumtypen (vgl. Tab. 3-7). Moor- und Auenwälder, die auch natürlicherweise regelmäßig überschwemmt und mit Nährstoffen versorgt werden, weisen die weitesten Spannen von Critical Loads auf mit maximalen Werten um fast 30 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Die meisten Buchenwaldtypen vertragen dagegen maximal circa 20 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Ursprünglich waren stickstoffliebende Arten in Wäldern auf wenige Habitate mit natürlicher Stickstoffzufuhr beschränkt (z. B. Auen, Wildläger oder kurzlebige Entwicklungsstadien nach Vegetationszerstörung etwa durch Feuer, Windwurf oder Kahlhieb). Auch waren Waldstandorte durch traditionelle Wirtschaftsweisen wie Brennholzentnahme im Kurzumtrieb, Waldweide und Streunutzung weithin verarmt (BERNHARDT-RÖMERMANN und EWALD 2006). Aufgrund der Filtereffekte von Baumkronen, insbesondere von Nadelbäumen, nehmen Wälder größere Stickstoffmengen aus der Atmosphäre auf als das umgebende Offenland (ebd.). Wälder können je nach Nutzungsgeschichte und Bodentyp über hohe Stickstoffspeicherkapazitäten in der Biomasse und der organischen Bodenauflage verfügen. Nach dauerhaftem Eintrag von Überschüssen ist aber eine „Sättigung“ erreicht und Nitrat wird ins Grundwasser ausgewaschen (HÄRDTLE et al. 2013; BERNHARDT-RÖMERMANN und EWALD 2006; MELLERT und KÖLLING 2006). Die Folgen der Stickstoffdepositionen in Wäldern sind vielfältig (vgl. Tz. 143). Gute Indikatoren für Stickstoffdepositionen sind die Stickstoff-Konzentrationen in den Nadeln bzw. Blättern (z. B. MOHR 2012). Es ist davon auszugehen, dass Stickstoffdepositionen zunächst durch düngende Wirkung ein stärkeres Wachstum verursachen (PREGITZER et al. 2008). In der Folge wirken sie auf die Vitalität der Bäume eher einschränkend (LAI 2012, S. 21). Diese Wirkungszusammenhänge sollten im Rahmen der Waldzustandserhebung berücksichtigt werden, was im aktuellen Bericht nicht der Fall ist (BMEL 2014). Die dargestellten berechneten Critical Loads können sich von den empirischen unterscheiden (vgl. Tz. 349). Unter dem Gesichtspunkt der naturschutzfachlichen Gefährdungspotenziale wird in Textziffer 174 auf die Critical Loads für die Lebensraumtypen der FFHRichtlinie eingegangen.

127

Überschreitungen der Critical Loads 152. Die Critical Loads für eutrophierenden Stickstoff sind nur auf rund 52 % der Fläche

empfindlicher Ökosysteme in Deutschland nicht überschritten. Auffallend sind die Überschreitungen in Teilen Nordwestdeutschlands in den Gebieten intensiver Tierhaltung (Abb. 318; vgl. auch Tz. 98). Abbildung 3-18 Überschreitung der Critical Loads für Eutrophierung im Jahr 2009

Quelle: SCHAAP et al. 2014

128

153.

Die Überschreitung der Critical Loads für Säure (Versauerung) setzt sich zusammen

aus versauernden Schwefelverbindungen, die seit 1990 deutlich abgenommen haben, und ebenso wirkenden Stickstoffeinträgen, deren Eintrag heute überwiegend für die Versauerung verantwortlich ist. Etwa 92 % der sensitiven Ökosysteme sind nicht von Versauerung betroffen (s. Abb. 3-19). Abbildung 3-19 Überschreitung der Critical Loads durch Säureeinträge im Jahr 2009

Quelle: SCHAAP et al. 2014

129

Die Stickstoffemissionen in Deutschland sind von 1990 bis 2007 um circa 15 % (Ammoniak) bzw. 50 % (Stickstoffoxid) zurückgegangen (BUILTJES et al. 2011). Dennoch sind weiterhin 48 % der Fläche natürlicher und naturnaher Ökosysteme in Deutschland nicht vor der Überschreitung der Werte für Eutrophierung und 8 % der Fläche nicht vor der Überschreitung der Werte für Bodenversauerung geschützt (SCHAAP et al. 2014). Wirkungen straßenverkehrsbedingter Nährstoffeinträge 154. Eine erhebliche lokale Quelle für Stickstoffemissionen ist auch der Straßenverkehr

(BALLA et al. 2012). BALLA et al. (2013; 2012) geben an, dass juristisch relevante Stickstoffeinträge aus dem Straßenverkehr (> 0,3 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) über trockene Depositionen bis maximal etwa 800 m Entfernung vom Straßenrand auftreten. Veränderungen von Boden und Vegetation werden in den meisten Untersuchungen bis zu einer Entfernung von 100 m zu stärker befahrenen Straßen festgestellt. An sehr stark befahrenen Autobahnen wurden Artenverschiebungen in natürlichen Vegetationsbeständen bis zu einer Entfernung von 200 bis 230 m nachgewiesen. Physiologische Veränderungen besonders empfindlicher Pflanzen können auch über 230 m hinaus auftreten. Eine Zusammenstellung relevanter Veröffentlichungen findet sich in BALLA et al. (2012, Kap. 5.4). Abstandsklassen zur Abgrenzung des maximalen Betrachtungsraums und von Tabuzonen für empfindliche Gebiete im Bereich Straßenbau sind in BALLA et al. (ebd., S. 32 f.) dargestellt. Wiedererholung der biologischen Diversität nach Belastungen mit reaktivem Stickstoff 155. Die biologischen Antworten von Ökosystemen auf Belastungen und Reduzierung der

Belastungen mit reaktivem Stickstoff treten erst mit einer gewissen Reaktionszeit ein. Für das Ziel, den Schutz und die Erhaltung der biologischen Diversität zu erreichen, ist neben der notwendigen Reduktion der Deposition daher auch die unterschiedliche Reaktionszeit von Ökosystemen wichtig. Zum einen ist der Zeitabschnitt bis zum Eintreten der Stickstoffsättigung relevant. In Heideökosystemen zum Beispiel haben Podsole (saurer und an Nährstoffen armer bzw. verarmter Bodentyp) die Fähigkeit, luftbürtigen Stickstoff zu immobilisieren, bis eine Auswaschung mit dem Sickerwasser als Reaktion des Ökosystems gegenüber der Stickstoffsättigung eintritt. Dadurch können Heideökosysteme noch mehrere Jahrzehnte stickstofflimitiert sein, obwohl die Stickstoffeinträge oberhalb der Critical Loads liegen. Ein Teil der Einträge ist jedoch pflanzenverfügbar und führt zu einer Verschiebung der Artenspektren zugunsten von Gräsern in der Vegetationsschicht (HÄRDTLE et al. 2013). Geht die luftgetragene Stickstoffbelastung zurück, stellt sich die Frage, ob und in welcher Zeit auch die Wirkungen der Deposition zurückgehen werden und eine Erholung eintritt. Darunter wird die Wiederherstellung der Artenzusammensetzung in den Zustand vor der Belastung durch reaktive Stickstoffeinträge verstanden (DISE et al. 2011, S. 478). Allerdings

130

ist die für die Erholung notwendige Zeitspanne auch vom gleichzeitigen Rückgang der Versauerung sowie davon abhängig, ob zusätzliche Belastungen bestehen (z. B. Pflanzenschutzmitteleintrag, Flächenzerschneidung usw.). Eine Rolle spielen auch das naturschutzfachliche oder landwirtschaftliche Management und auch der Bodentyp. Gleichzeitig wird die Regenerationsrate durch die Nähe artenreicher „Geberflächen“ positiv beeinflusst bzw. ist davon abhängig (CLARK und TILMAN 2008; MOUNTFORD et al. 1996). Die meisten Daten liegen für die Wiedererholung von Grünland vor (Tab. 3-6). Die benötigte Zeitspanne erhöht sich auch naturgemäß mit dem durchschnittlichen Lebensalter der bestandsbildenden Arten, etwa Sträuchern in Heidebeständen oder Bäumen in Wäldern. Zusammenfassend dargestellt, ist insgesamt mit mehreren Jahrzehnten für die Wiederherstellung von Grünland und zwischen fünfzig bis einhundert Jahren (wenn überhaupt) für die Wiederherstellung von Heidebeständen und Wäldern zu rechnen. Besonders für Grünland kann dieser Prozess durch entsprechende Managementmaßnahmen unterstützt werden (Abschn. 6.2.4). Tabelle 3-6 Beispiel für die Dauer der Wiedererholung (gemessen an der Artenanzahl) nach Belastungen mit reaktivem Stickstoff für verschiedene Ökosystemtypen
Belastung und Dauer [kg N pro Hektar und Jahr] Grünland 150 – 250 10 – 95 23 Jahre lang 40 25, 50, 100, 200 jeweils 5 Jahre lang 115 – 170 8 Jahre lang > 14 Jahre > 13 Jahre > 40 Jahre (alpines Grünland) 3, 5, 7, 9 Jahre (Versuch eingebettet in nie gedüngtes Grünland) 10 bis 25 Jahre (Grünland auf kalkhaltigem Boden) > 25 Jahre, wenn mit Phosphor-Düngung kombiniert > mehrere Dekaden OLFF und BAKKER 1991 CLARK und TILMAN 2008 HEGG et al. 1992 MOUNTFORD et al. 1996 SMITS et al. 2008 Benötigte Zeitspanne Literaturzitat

Heide 15,4 7 Jahre lang Wald 34 – 108 18 Jahre lang Aufforstung auf ehemaliger Ackerfläche > 47 Jahre (Borealer Wald) > 110 Jahre (Eichenwälder; Bezug: Artenanzahl der Mikroorganismen) STRENGBOM et al. 2001 FICHTNER et al. 2014 POWER et al. 2006

SRU/SG 2015/Tab. 3-6; Datenquelle: zusammengestellt und ergänzt nach DISE et al. 2011, Kap. 20.3.8

131

3.4.2
156.

Aquatische Ökosysteme
Stickstoff ist neben Kohlenstoff, Phosphat und Silizium einer der wichtigsten Nähr-

stoffe in den Gewässern und damit essenziell für das Wachstum von Algen und höheren Wasserpflanzen. Darüber hinaus haben der verfügbare Stickstoff und sein Verhältnis zu den anderen Nährstoffen wie Phosphat und Kohlenstoff einen Einfluss auf die Produktivität der Ökosysteme sowie die Struktur und Balance des aquatischen Nahrungsnetzes. Die Phytoplanktonproduktion im Süßwasser wird in der Regel durch Phosphat limitiert, im Meer dagegen eher durch Stickstoff, wobei die Bedeutung von Stickstoff in den Systemen nicht für alle Arten gleich ist (GRIZZETTI et al. 2011). Makrophyten beziehen teilweise Nährstoffe aus dem Sediment und Stickstoff wird in einem höheren Verhältnis zu Phosphat benötigt. Somit stellt Stickstoff für höhere Wasserpflanzen eher den limitierenden Nährstoff dar (DURAND et al. 2011). Die Bedeutung als limitierender Nährstoff kann zwischen Stickstoff und Phosphat nicht nur in Bezug auf die Arten, sondern auch auf den Jahresverlauf und Lebensraum variieren. In einigen küstenfernen Gebieten der Ozeane wiederum gilt Eisen als der limitierende Nährstoff (SMETACEK et al. 2012). Neben der Eutrophierung trägt der Stickstoffeintrag in die Gewässer und Grundwasserkörper zu deren Versauerung bei. Dabei gelangt Stickstoff primär durch feuchte Deposition bzw. in Form von Salpetersäure (saurer Regen) in die Oberflächengewässer. Insbesondere mit dem Rückgang der Schwefeldioxidemissionen hat die Bedeutung der Stickstoffoxidemissionen für den pH-Wert und die Pufferkapazität der Gewässer zugenommen (DURAND et al. 2011). Besonders betroffen sind hiervon Gewässer, die durch sehr basenhaltige bzw. kalkhaltige Gesteine und sie umgebende Wälder charakterisiert sind. Die Säureeinträge in das Grundwasser erfolgen über die Böden und betreffen insbesondere Aquifere, die dicht unter der Oberfläche liegen und bei denen basenarme Substrate vorherrschen. Die Versauerung führt unter anderem auch zur Mobilisierung von Aluminium und Schwermetallen sowie zur Auswaschung von Nährstoffen (Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz 2011). Nicht nur die gelösten Schwermetalle sondern auch Aluminium ist ab bestimmten Konzentrationen toxisch für aquatische Organismen. Im Folgenden werden die ökologischen Probleme der deutschen Grundwasserkörper, Fließgewässer, Seen, Küstengewässer und Meeresgebiete durch die Stickstoffeinträge zusammengefasst.

3.4.2.1
157.

Grundwasserkörper

Die Belastung des Grundwassers mit Stickstoff hat zum einen Einfluss auf seine

Nutzung als Trinkwasserressource sowie die Qualität des Trinkwassers und somit die menschliche Gesundheit (s. Tz. 132 ff.), zum anderen aber auch auf die Lebensgemeinschaft des Grundwasserkörpers.

132

Wie bereits erwähnt, verfehlen 27 % der Grundwasserkörper in Deutschland aufgrund zu hoher Nitratkonzentrationen den guten chemischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie (Tz. 109). Die Lebensgemeinschaft im Grundwasser gilt als artenarm und beschränkt sich insbesondere auf Mikroorganismen (Bakterien, Pilze und Protozoen) und kleine faunistische Vertreter (z. B. Krebstiere, Weichtiere und Würmer). Es handelt sich zum Teil um endemische (nur dort vorkommende) Arten, die an diesen sehr speziellen Lebensraum angepasst sind. Gerade über die Veränderung der Ökologie von Grundwasserkörpern aufgrund von anthropogenen Belastungen gibt es bisher noch sehr wenige Untersuchungen. Auch sind anthropogene Einflüsse viel weniger offensichtlich als bei Oberflächengewässern. Erhöhte Nitratkonzentrationen im Grundwasser sind positiv korreliert mit der Anzahl nicht endemischer bzw. nicht-stygobiontischer (stygobiotische Arten = Organismen, die mit ihrem gesamten Lebenszyklus nur im Grundwasser vorkommen) sowie der Bakterienabundanz und -biomasse. Letzteres hängt aber vermutlich primär mit einer größeren Verfügbarkeit an organischen Kohlenstoffen zusammen, die wiederum mit höheren Nährstoffkonzentrationen einhergehen (STEIN et al. 2010). Andere Autoren wiederum wiesen eine Verschiebung der relativen Häufigkeit von makroskopischen Krebsarten in den Aquiferen aufgrund von Einflüssen aus der Landwirtschaft nach (DUMAS et al. 2001). Insgesamt ist das Wissen über Veränderungen der Grundwasserökosysteme aufgrund von Stickstoffeinträgen noch sehr gering.

3.4.2.2
158.

Binnenoberflächengewässer

Das Hauptproblem der Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer stellt die Eutro-

phierung dar. Die Anreicherung von Stickstoff in den Gewässern fördert das Wachstum von Algen und Wasserpflanzen, welches unter eutrophierten Bedingungen zu einem Ungleichgewicht zwischen Algenwachstum und Algenverzehr führt. Folge davon ist die Sedimentation von Biomasse, intensivierter mikrobieller Abbau und vermehrter Sauerstoffverbrauch in bodennahen Wasserschichten (Tz. 156). Wesentliche Effekte der Eutrophierung sind zum Beispiel: Zunahme der Phytoplankton-, Epiphyten- und Makrophytenbiomasse (Makrophyten = mit bloßem Auge erkennbare Wasserpflanzen), Zunahme der Konsumentenbiomasse, häufigeres Auftreten von (toxischen) Algenblüten, Veränderungen in der Artenzusammensetzung und Makrophytenvegetation, Abnahme der Artenvielfalt, Zunahme der Wassertrübung und Zunahme der Fischsterblichkeit (GRIZZETTI et al. 2011; s. a. Abb. 3-20).

133

Abbildung 3-20 Schematische Darstellung der Eutrophierung in einem stehenden Gewässer

SRU/SG 2015/Abb. 3-20

Abbildung 3-21 Prozentuale Verteilung der Einstufung der Oberflächengew ässer in Deutschland im Jahr 2009 nach den fünf ökologischen Zustandsklassen

SRU/SG 2015/Abb. 3-21; Datenquelle: BMU und UBA 2010

134

159.

Von den Fließgewässern in Deutschland erreichen derzeit nur knapp 8 % gemäß Ein-

stufung nach Wasserrahmenrichtlinie einen guten oder sehr guten ökologischen Zustand (s. Abb. 3-21). Verantwortlich hierfür ist an erster Stelle die veränderte Morphologie der Gewässer, an zweiter Stelle die Eutrophierung (BMU und UBA 2010). Wie man anhand der Abbildung 3-22 sehen kann, werden die Fließgewässer nicht selten aufgrund eines hohen Nitratgehalts als mäßig bis schlecht eingestuft. Im Jahr 2011 lagen nur an 15 % der LAWA-Messstellen die Nitrat-Stickstoff-Konzentrationen unter dem Zielwert von 2,5 mg/l (ARLE et al. 2013; Abb. 3-22). Abbildung 3-22 Güteklassifikation Nitrat-Stickstoff 1982 bis 2012 des LAWA-Messnetzes

Quelle: persönliche Mitteilung des UBA vom 26. September 2014

160.

Für das Algenwachstum in den Flüssen ist das Element Phosphor häufiger der limitieauf hohe Stickstoffeinträge wie beispielsweise die Flussperlmuschel

rende Nährstoff als das Element Stickstoff. Allerdings reagieren einige Organismen sehr empfindlich (Margaritifera margaritifera) und die Bachmuschel (Unio crassus) (UBA 2009b), deren sehr deutlicher Rückgang in Deutschland unter anderem auf den Eintrag von Nährstoffen zurückgeführt wird (BfN 2011). Die Folgen hoher Nährstoffgehalte zeigen sich in besonderer Weise am Zustand der Makrophyten und des Phytobenthos (Pflanzenbewuchs der Gewässerböden). So sind auf der

135

Basis dieser beiden Qualitätskriterien 71 % der natürlichen Fließgewässer in Deutschland als eutrophiert eingestuft (BMU und UBA 2010). 161. Für Seen stellen hohe Nährstoffeinträge ein besonderes Problem dar, da in diesen im

Gegensatz zu fließenden Gewässern der Wasseraustausch deutlich langsamer erfolgt. Dabei gilt bei Seen in der Regel ebenfalls Phosphor und nicht Stickstoff als der limitierende Nährstoff für das Algenwachstum (BMU und UBA 2010). Dies trifft aber nicht für die Binnenseen des norddeutschen Tieflands zu, die temporär oder ganzjährig stickstofflimitiert sind (ARLE et al. 2013; UBA 2009b). Bei diesen Seen handelt es sich um seltene und schützenswerte Ökosysteme. Zwar werden Nährstoffe im Sediment abgelagert, können aber unter bestimmten Bedingungen auch wieder remobilisiert werden. Eine Reduzierung der Nährstoffeinträge zeigt sich somit erst sehr verzögert in einer Minderung des Algenwachstums bzw. der Eutrophierung (ARLE et al. 2013). Dies trifft insbesondere für flache Gewässer zu (NIXDORF et al. 2009). 61 % der natürlichen Seen in Deutschland erreichen nicht den guten oder sehr guten ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie. Hierfür sind hauptsächlich die zu hohen Nährstoffeinträge verantwortlich (BMU und UBA 2010). Bei 35 ausgewählten Seen in Deutschland wurde in regelmäßigen Abständen eine Trophiebewertung vorgenommen. Dabei wiesen 21 der Seen eine höhere Trophieebene auf als die Referenzeinstufung bzw. waren im stärkeren Maße eutrophiert als natürlicherweise zu erwarten wäre. Auch zeigte sich von 1995 bis 2010 in den meisten Fällen keine Verbesserung im Grad der Eutrophierung (UBA 2013f). 162. Nitrit ist ein Zwischenprodukt bei der Umwandlung von Ammonium in Nitrat. Es gilt

als toxisch für einige aquatische Organismen, insbesondere für Fische (LEWIS und MORRIS 1986; KROUPOVA et al. 2005). Normalerweise tritt Nitrit nur in geringen Konzentrationen in den Gewässern auf. Eine Ausnahme davon sind hohe Ammoniumbelastungen bei gleichzeitiger Störung des Denitrifizierungsprozesses. In Deutschland wird der Zielwert für Nitrit von 100 µg/l nur noch an wenigen Messstellen überschritten (GRIMM et al. 2013). Ammonium steht in einem Gleichgewicht mit Ammoniak. Bei steigendem pH-Wert, beispielsweise in Folge der Versauerung, nimmt die Ammoniakkonzentration im Wasser zu. Ammoniak wirkt ebenfalls toxisch auf Fische und andere Organismen. 163. Von der Versauerung sind insbesondere die Oberflächengewässer der Mittelgebirge

betroffen (POTTGIESSER und SOMMERHÄUSER 2008). Eine Trennung zwischen der Versauerung durch Schwefeleinträge oder Stickstoffeinträge ist hierbei allerdings nicht möglich. Das im Rahmen der UNECE durchgeführte Monitoringprogramm zur Versauerung sensibler Gewässer in Deutschland kommt zu dem Ergebnis, dass in den letzten Jahren in den meisten Fällen positive Entwicklungen wie eine Zunahme im pH-Wert und in der Pufferkapazität zu verzeichnen sind, was oftmals auch in einer Artenzunahme sichtbar war. In einigen Fällen werden Versauerungseffekte durch Eutrophierungseffekte überlagert. Die posi-

136

tiven Entwicklungen werden aber insbesondere mit dem Rückgang der Schwefelemissionen in Verbindung gebracht. Eine Entwarnung kann für die untersuchten Gewässer aber nicht gegeben werden, da Veränderungen im pH-Wert und ein damit verbundener Rückgang der Biodiversität im Vergleich zu natürlichen Bedingungen immer noch dokumentierbar sind. Von den zehn überwachten Regionen werden am ehesten für den Schwarzwald und für Teile des ostbayerischen Grundgebirges die Chance auf die Erreichung naturnaher Verhältnisse prognostiziert (Bayerisches Landesamt für Umwelt o. J.-b). Im Harz dagegen hat sich der Versauerungszustand des überwachten Gewässers trotz eines deutlichen Rückgangs der Säureeinträge kaum verbessert, was aber primär mit Schwefelauswaschungen aus dem Boden in Zusammenhang gebracht wird (Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz 2011).

3.4.2.3
164.

Küstengewässer und Meere

Die Anreicherung von Nährstoffen in den küstennahen Lebensräumen ist für eine

Vielzahl von Effekten verantwortlich. Hohe Stickstoffkonzentrationen führen zu einer gesteigerten Primärproduktion von Phytoplankton und Wachstum von kurzlebigen Makroalgen sowie einer Störung des Gleichgewichts zwischen den Organismen. Insbesondere das Algenwachstum nimmt überproportional im Verhältnis zum Algenverzehr zu. Folge davon ist eine Zunahme der Sedimentation von Algenbiomasse und deren mikrobiellem Abbau. Dies führt wiederum zu Sauerstoffzehrung in den grundnahen Wasserschichten und zur Beeinträchtigung der Wasserqualität. Sauerstoffzehrung in tiefen Wasserschichten kann unter Bedingungen geringen Wasseraustausches zu hypoxischen (sauerstoffarmen) bzw. anoxischen (sauerstofffreien) Bedingungen führen, die mit einem erheblichen Verlust an Arten und Habitaten einhergehen (GRIZZETTI et al. 2011; HELCOM 2009; OSPAR Commission 2010). Die Ausbildung von sauerstofffreien Zonen nahe dem Meeresgrund kann als Überschreitung eines Umkipppunktes bezeichnet werden, die zu weitreichenden, irreversiblen Veränderungen mariner Ökosysteme führt (vgl. Tz. 17; SRU 2012, Tz. 55). Aber nicht nur am Grund, sondern in der gesamten Wassersäule kommt es zu einer Verschiebung der Artenzusammensetzung. Beispielsweise kann der Anteil schnell wachsender Phytoplanktonarten, die nicht auf Silikat angewiesen sind, an der Gesamtphytoplanktonbiomasse erheblich zunehmen (HELCOM 2009). Die Eutrophierung, insbesondere die Zunahme an Stickstoff in den Meeren, wird auch mit einer Zunahme von Algenblüten in Zusammenhang gebracht (DAVIDSON et al. 2012). Ein Beispiel hierfür sind die immer wieder auftretenden Schaumalgenblüten (Phaeocystis globosa) im Wattenmeer (WOLFF et al. 2010). Die Häufigkeit dieser Phänomene ist im Wattenmeer trotz der beschriebenen Abnahme der Nährstoffkonzentration (Tz. 114) in den letzten Jahren nicht zurückgegangen, scheinbar aber die Dauer der Blüte. Eine hohe Dichte an Phytoplankton geht einher mit der Trübung des Wassers und damit der Einschränkung der Lichtpenetration, was wiederum die Tiefe der Besiedlung mit Makro-

137

phyten und Seegräsern herabsetzt (in Nord- und Ostsee Zostera marina und Nanozostera noltii). Der Rückgang von Seegraswiesen in Nord- und Ostsee wird im hohen Maße auf die Eutrophierung zurückgeführt (WOLFF et al. 2010; NARBERHAUS et al. 2012). Allerdings konnte in der Nordsee in jüngeren Jahren mindestens partiell wieder eine Ausbreitung der Bestände beobachtet werden (ARLE et al. 2013). Die Beeinträchtigung der Seegrasbestände hängt neben den verschlechterten Lichtbedingungen auch mit direkten Schäden durch zu hohe Nährstoffkonzentrationen zusammen. Nitratanreicherungen im Wasser führen zum Absterben von Seegras-Sprossen. Bei den Makrophyten wirkt sich darüber hinaus ein übermäßiges Epiphytenwachstum, welches durch das hohe Nährstoffangebot stimuliert wird, negativ aus (NARBERHAUS et al. 2012). 165. Die im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie im Jahr 2008 bewerteten

Übergangs- und Küstengewässerkörper der deutschen Nordsee verfehlen alle aufgrund von Eutrophierungseffekten den guten ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie (BMU und BMELV 2012). Dies entspricht auch den Ergebnissen aus den Berichten, die im Rahmen der Umsetzung der regionalen Meeresschutzkonventionen erstellt wurden. Diese weisen die gesamte Deutsche Bucht und das Wattenmeer sowie den Kattegat als Eutrophierungsproblemgebiet aus (OSPAR Commission 2010; WOLFF et al. 2010; ARLE et al. 2013; s. Abb. 3-23).

138

Abbildung 3-23 Eutrophierungsstatus der Nordsee einschließlich Kanal, Skagerrak und Kattegat

Quelle: OSPAR Commission 2009a

Die Bewertungen der Küstenwasserkörper der Ostsee fallen ähnlich aus. Nur einer erreicht den guten ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie (BMU und BMELV 2012). So sind von 44 Wasserkörpern der deutschen Ostseeküstengewässer 43 als mäßig bis schlecht eingestuft. Verantwortlich hierfür ist der Zustand der Qualitätskomponenten Phytoplankton und Makrophyten, welche, wie bereits erwähnt, im besonderen Maße sensibel auf hohe Nährstoffkonzentrationen reagieren (VOß et al. 2010). Die Eutrophierung ist weiterhin für fast die gesamte Ostsee ein Problem (Abb. 3-24). Am deutlichsten sind die Effekte in den flachen, weitgehend von der offenen See abgetrennten Gebieten wie der Schlei, der Peene, dem kleinen Haff und im Bodden, wo die Effekte besonders ausgeprägt sind. Deshalb wurde der Zustand dieser Gebiete gemäß den Bewertungskriterien der Wasserrahmenrichtlinie als schlecht bewertet. Dies zeigt sich zum Beispiel an

139

deutlich

erhöhten

Chlorophyll-a-Konzentrationen

(Photosynthesefarbstoff)

im

Wasser

(WASMUND et al. 2011; NAUSCH et al. 2011).

Abbildung 3-24 Eutrophierungsstatus der Ostsee für die Jahre 2007 bis 2011

Quelle: HELCOM 2014

140

166.

Einer der auffälligsten Effekte der Überdüngung ist die Ausbildung von hypoxischen

bis anoxischen Zonen in tiefen Wasserschichten, die insbesondere in der zentralen Ostsee und im Gotlandbecken großflächig und permanent zu beobachten sind. Die Ausdehnung dieser Flächen in der Ostsee hat sich einer aktuellen Studie zufolge in den letzten 115 Jahren mehr als verzehnfacht (CARSTENSEN et al. 2014). In sauerstofffreien Gebieten gibt es in der Nähe des Grundes keine höheren Organismen, da diese bei fehlendem Sauerstoff und dem unter anoxischen Bedingungen gebildeten Schwefelwasserstoff nicht überleben können. Die zunehmende Sauerstoffzehrung führt in Grundnähe zu einer Verschiebung von großen, langsam wachsenden Arten hin zu kleinen, schnell wachsenden Arten. Bei Sauerstoffgehalten unterhalb von 4 mg/l kommt es zu Fluchtreaktionen bei Fischen. Konzentrationen geringer als 2 mg/l sind für die meisten am Grund lebenden höheren Organismen nicht tolerabel. Solch niedrige Sauerstoffkonzentrationen traten im Jahr 2009 an vielen Messstationen im westlichen Teil der deutschen Ostsee, insbesondere an Stellen mit großer Wassertiefe, auf (UBA 2013e; s. a. Tz. 186). Die Ausbreitung sauerstofffreier Zonen ist neben den Nährstoffkonzentrationen noch von anderen Faktoren wie zum Beispiel der Temperatur, den Einstromverhältnissen und dem Jahresgang abhängig. Die größte Ausbreitung hypoxischer Bedingungen in der Ostsee wurde im Jahr 2002 beobachtet. Im deutschen Teil der Ostsee waren hiervon insbesondere die Mecklenburger und die Lübecker Bucht betroffen. In den letzten Jahren war wieder eine leichte Zunahme sauerstofffreier Zonen zu beobachten. Insgesamt deutet wenig auf eine grundlegende Verbesserung der Eutrophierungssituation in der Ostsee hin (HELCOM 2013; UBA 2013e; ARLE et al. 2013).

3.4.3
167.

Wirkungsverstärkung und Wechselwirkungen innerhalb von Ökosystemen
Auch wenn die unterschiedlichen Einflussfaktoren auf die Biodiversität – wie zum Bei-

spiel Habitatwandel und -verlust, Flächenzerschneidung, Stoffeinträge, invasive gebietsfremde Arten, Übernutzung oder der Klimawandel – oft in ihren Wirkungen einzeln betrachtet werden, hängen diese doch miteinander zusammen. Die theoretische Ökologie spricht deshalb auch davon, dass Ökosysteme nicht nur einen Kipppunkt haben, „sondern jeweils einen für eine Vielzahl systemrelevanter Eigenschaften“ (RABITSCH und ESSL 2013). Die Wirkung reaktiver Stickstoffverbindungen auf die Artenzusammensetzung und auf Ökosysteme kann durch den Eintrag weiterer Stoffe oder durch den Klimawandel bedingte Temperaturoder Wasserhaushaltsänderungen in Synergie verstärkt werden. Für alle Ökosysteme in Deutschland wurde im Jahr 2007 ein „sehr stark zunehmender Einfluss der Stoffeinträge von Phosphor und Stickstoff und des Klimawandels erwartet“, also eine Zunahme der einflussreichsten Faktoren für den Wandel der biologischen Diversität (vgl. u. a. BMU 2007, S. 108). Kälteliebende Arten alpiner Gebiete, die wahrscheinlich durch die Auswirkungen des Klimawandels überaus beeinflusst werden, sind meist auch Arten, die

141

in stickstoffarmer Umgebung vorkommen und deshalb gleichzeitig auch besonders empfindlich gegenüber Stickstoffeinträgen sind (z. B. Zackenmützenmoos (Racomitrium); PEARCE und VAN DER WAL 2008). Stickstoffgedüngte Pflanzen reagieren gegenüber Trockenereignissen zum Beispiel infolge des Klimawandels deutlich sensibler (FICHTNER et al. 2014; HÄRDTLE et al. 2013). Andererseits wird ein wärmeres Klima sowieso zu einer erhöhten Stickstoffmineralisation im Boden führen und so auch ohne zusätzliche Einträge zu einer höheren Stickstoffverfügbarkeit für diese Arten führen (NAGY et al. 2010). Abschätzungen zur Entwicklung von Waldökosystemen für bestimmte Klimaszenarien im Zusammenwirken mit atmosphärischen Stickstoffeinträgen zeigen, dass manche Waldtypen sich zukünftig stark verändern werden (Zeitspanne 2011 – 2040 im Vergleich zu 2041 – 2070) (JENSSEN et al. 2013). Weitere Veränderungen können durch zusätzliche basische Einträge (Kalkung) verursacht werden. Betroffen ist bei mäßigen Stickstoffeinträgen vorrangig die Krautschicht. Bei weiterer Ausprägung der Nährstoffdisharmonien infolge massiver Stickstoffeinträge ist in der Baumschicht ein Vitalitätsverlust der Fichte zu erwarten (ebd., S. 95). Ein weiteres Beispiel dafür, wie Stickstoffeinträge andere Einflüsse auf die Ökosysteme verstärken können, stellen die Invasionen durch gebietsfremde Arten in Gewässern dar. Invasionen werden durch eine degradierte Gewässerökologie erleichtert. Eine Untersuchung von fast 400 Flussgebieten in Deutschland zeigte, dass in Flüssen besonders die Variablen Minimumtemperatur, Sauerstoffgehalt, Orthophosphat und Ammonium zu einer Degradation beitragen. In invadierten Abschnitten von Fließgewässern war auch die Nitratkonzentration erhöht. Erfolgreiche invasive Arten in Gewässern sind durch die Art ihrer Verschleppung in Tanks, die zur Stabilisierung von Schiffen mit Wasser gefüllt werden, an diese extremen Umweltmilieus – zum Beispiel fehlende Sauerstoffsättigung und erhöhte Temperatur – bereits gewöhnt (FRÜH et al. 2012). Die marine Lachgasproduktion könnte sich im Zusammenspiel von Eutrophierung, Versauerung und Erwärmung der Meere relevant steigern. Somit würde in einem Rückkoppelungseffekt die Klimaerwärmung wiederum durch die zusätzliche Lachgasproduktion verstärkt (CODISPOTI 2010).

3.4.4
168.

Naturschutzfachliche Gefährdungspotenziale
Die vorhandenen Belastungen mit reaktiven Stickstoffverbindungen erschweren es

die Ziele des Naturschutzes in terrestrischen und aquatischen Lebensräumen einzuhalten, denn die Verfügbarkeit von Stickstoff ist ein Schlüsselparameter für die Artenzusammensetzung in Ökosystemen (Abschn. 3.4.1.2 und 3.4.1.3). Die Empfindlichkeiten der verschiedenen Arten gegenüber reaktivem Stickstoff sind sehr unterschiedlich und gehen kontinuierlich ineinander über. Jeder zusätzliche Eintrag von reaktivem Stickstoff hat deshalb Wirkungen auf die Ausprägung der biologischen Diversität. Je mehr Stickstoff in der Umwelt

142

zirkuliert, desto weniger Arten sind nachweisbar (vgl. Abschn. 3.4.1.2). Besonders schutzbedürftige und durch Eutrophierung gefährdete Landnutzungstypen (Critical Loads unter 7,5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) befinden sich auf 28 % der Landesfläche, darunter sind etwa 3 % Fläche mit Belastbarkeitsgrenzen für Stickstoffeinträge unter 5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr (z. B. trockene nährstoffarme Sande der Sanderflächen am Rande des Spreeurstromtals, des Baruther Urstromtals, der Dahmeseenkette und in der Prignitz mit Belastbarkeitsgrenzen von 2,5 bis 5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) (GAUGER et al. 2008, S. 42). Untersuchungen an 83 Dauerbeobachtungsflächen (Level II) des European ICP Forests konnten zeigen, dass für Großflechten in Wäldern sogar bereits Critical Loads von 2,4 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr wirksam werden (GIORDANI et al. 2014). Diese Großflechten sind also besonders durch Einträge reaktiver Stickstoffverbindungen gefährdet (vgl. Tz. 145). Schätzungen für die natürliche Hintergrundbelastung durch reaktive reduzierte und oxidierte Stickstoffverbindungen liegen für Waldökosysteme aufgrund des Filtereffekts von Baumkronen bei 2 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr (BERNHARDT-RÖMERMANN und EWALD 2006). Aktuell werden in Deutschland 6 bis 62 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr über Deposition eingetragen mit einem Durchschnitt von 22 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr bzw. 24 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr speziell für Waldökosysteme (BUILTJES et al. 2011, S. 89). Lokal kann es auch bei Einhaltung der Critical Loads zu Verlusten von Arten kommen (PAYNE et al. 2013; vgl. Tz. 349). Die Vegetations- und Gewässertypen, die wir momentan vorfinden, sind diejenigen, die sich nach fast einhundert Jahren Stickstoffeintrag gebildet haben. Selbst Ökosysteme, die in der heutigen Zeit chronisch niedrige Stickstoffdepositionen (d. h. um 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) aufnehmen – dennoch Werte, die über den vorindustriellen von 3 bis 5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr (SCHÄRER 1990) liegen, erleben wahrscheinlich einen langsamen aber chronischen Verlust von Arten (am Beispiel Prärien in Minnesota dargestellt von CLARK und TILMAN 2008). Gefährdung von Artenvorkommen 169. Als Gefährdungsursache „Standortveränderung“ gefährden Nährstoffe (hauptsächlich

Stickstoff, aber auch Phosphor) fast die Hälfte der Flora von Farn- und Blütenpflanzen in Deutschland (404 Arten) (BfN 2004, S. 1113). Flechtenvorkommen sind besonders gefährdet. Die Bewertung von Arten der FFH-Richtlinie ergab, dass sich in Thüringen sämtliche Flechtenarten des Anhangs V in der kontinentalen Region Deutschlands in einem unzureichenden Erhaltungszustand befinden. „Ihr Bestandstrend ist meistens negativ und etliche von ihnen sind in Thüringen gefährdet. Ursachen für ihren Rückgang sind in erster Linie Nährstoffeinträge, unter anderem über die Niederschläge“ (FRITZLAR et al. 2009). Der kontinuierliche Nährstoffeintrag in die Wasserläufe ist – neben Bau- und Unterhaltungsmaßnahmen – höchstwahrscheinlich die Ursache für den starken Rückgang der höheren Wasserpflanzen einschließlich der Armleuchteralgen in Flüssen Nordwestdeutschlands

143

(STEFFEN et al. 2013; 2014). Zwischen den 1950er-Jahren und 2010/2011 fiel die durchschnittliche Artenanzahl um 28 % von 51 auf 37 Arten (bezogen auf 676 Erhebungspunkte). Der mittlere Wert der sogenannten Stickstoffzahl der Ellenberg’schen Zeigerwerte (vgl. Tz. 146) nahm zwischen den 1950er- und 1980er-Jahren stark zu (von 6,1 auf 6,4) und fiel bis 2010/2011 wieder auf 6,3. Zum Beispiel gingen die Vorkommen der oligotrophen (an nährstoffarme Standorte angepassten) Arten Flutender Sellerie (Helosciadium inundatum), Zwiebel-Binse (Juncus bulbosus), Schwimmendes Froschkraut (Luronium natans), FadenLaichkraut (Potamogeton filiformis), Knöterich-Laichkraut (Potamogeton polygonifolius), Zwerg-Igelkolben (Sparganium natans) und Südlicher Wasserschlauch (Utricularia australis) verloren. Das Schwimmende Froschkraut ist eine nach Anhang II der FFH-Richtlinie besonders geschützte Art. In aquatischen Ökosystemen wird zum Beispiel auch eine Besiedelung mit dem Edelkrebs (Astacus astacus) „in stark eutrophierten und verschlammten Gewässern nahezu ausgeschlossen“ (TROSCHEL 2006). Der Edelkrebs gehört zu den besonders geschützten Tierund Pflanzenarten des Anhangs V der FFH-Richtlinie. Ihre Nutzung muss mit der Aufrechterhaltung eines günstigen Erhaltungszustandes vereinbar sein und ist daher gegebenenfalls nur im Rahmen von entsprechenden Managementmaßnahmen möglich. Die Ergebnisse des FFH-Berichtes von 2013 zum Erhaltungszustand der Arten zeigen, dass insgesamt bei 25 % der Arten der von der EU geforderte günstige Erhaltungszustand erreicht wurde, 29 % zeigen aber einen schlechten und 31 % einen unzureichenden Erhaltungszustand (BfN 2014a). Die Ursachen für die Erhaltungszustände wurden analysiert und liegen hauptsächlich in tatsächlichen Veränderungen, daneben aber auch im Vorliegen verbesserter Kenntnisse bzw. genauerer Daten sowie auch in der Anwendung einer anderen Erhebungsmethode (BfN 2014b). Gefährdung von Biotoptypen 170. Insbesondere für ursprünglich nährstoffarme Biotoptypen wie Sandtrockenrasen oder

Niedermoore sind in überwiegend landwirtschaftlich genutzten Regionen Nährstoffeinträge eine wesentliche Belastung (RIECKEN et al. 2010). Aber auch in Gebieten ohne landwirtschaftliche Nutzung spielt die Eutrophierung durch meist angrenzende landwirtschaftlich genutzte Gebiete eine verändernde Rolle zum Beispiel für Hoch-, Zwischen- und Übergangsmoore sowie Säume des Offenlands oder Röhrichte. Sogar für alpine Lebensräume bildet die Eutrophierung außerhalb von Nutzflächen einen Gefährdungsfaktor (ebd.). In die Gruppe der Binnengewässer werden von RIECKEN et al. (2010) unter- und oberirdische Süßgewässer zusammengefasst. Unterirdische Gewässer werden vor allem durch stoffliche Einträge, die in diese Biotope einsickern, gefährdet. Darunter fallen sowohl Schadstoffe unterschiedlicher Herkunft als auch Nährstoffe, die die ursprünglich oligotrophen Lebensgemeinschaften dieser Biotope gefährden (ebd.). Daneben spielt auch die Entnahme

144

von Grundwasser eine Rolle. Die gleichen Gefährdungsursachen gelten für die oberirdischen Gewässertypen. Hauptquellen sind die Landwirtschaft und Nährstoffeinträge aus der Luft. Insbesondere für Fließgewässer stellt aber auch die ordnungsgemäße Gewässerunterhaltung gemäß Wasserhaushaltsgesetz und den Landeswassergesetzen eine Gefährdungsursache dar (ebd.). Natürlicherweise nährstoffarme Biotoptypen wie Klarwasserseen oder Moore sind durch luftbürtige oder über oberflächlich abfließendes Wasser eingetragene Nährstoffe stark belastet und gehören zu den am stärksten gefährdeten Biotopen (BfN 2007). Auch für Meere und Küsten sind die Schadstoffbelastungen und die Eutrophierung bedeutsame Gefährdungen. Schad- und Stickstoffe werden vor allem über die großen Flüsse, aber auch durch Schifffahrt und Rohstoffgewinnung eingebracht (RIECKEN et al. 2010). Gefährdung der Lebensraumtypen des terrestrischen Schutzgebietssystems Natura 2000 171. Um den Rückgang der biologischen Diversität aufzuhalten, wurde als eine Maß-

nahme in der EU unter anderem das Schutzgebietsnetzwerk Natura 2000 etabliert. Ziel dieses Netzwerkes ist es, dass alle Lebensraumtypen (Anhang I der FFH-Richtlinie) und Arten (Anhang II, IV und V der FFH-Richtlinie und Anhang I der Vogelschutz-Richtlinie 2009/147/EG) in einen günstigen Erhaltungszustand gelangen. Weiterhin gilt das Verschlechterungsverbot (Art. 6 Abs. 2 FFH-Richtlinie), nach dem die Mitgliedstaaten geeignete Maßnahmen treffen, „um in den besonderen Schutzgebieten die Verschlechterung der natürlichen Lebensräume“ zu vermeiden. Critical Loads für eutrophierenden und versauernden Stickstoff wurden im Rahmen eines FuE-Vorhabens im Auftrag der Bundesanstalt für Straßenwesen als ein geeigneter Beurteilungsmaßstab für die FFH-Verträglichkeitsprüfung gemäß § 34 Bundesnaturschutzgesetz (BNatSchG) bewertet (BALLA et al. 2013). Für die Ermittlung der Empfindlichkeiten der Lebensraumtypen (LRT) nach Anhang I der FFH-Richtlinie wurden im Nahbereich eines Vorhabens ausschließlich trockene Stickstoffdepositionen als relevant angesehen. Zur Ermittlung der Werte wurde eine Modellkombination aus dem weitgehend standardisierten SMB-Modell (Simple Mass Balance) gemäß Handbuch des ICP Modelling & Mapping (SPRANGER et al. 2004) und dem vegetationskundlichen BERN-Modell (BERN – Bioindikative Ermittlung von Regenerationspotenzialen Natürlicher Ökosysteme) der Firma ÖKODATA genommen und ein Abgleich der Modellergebnisse mit empirischen Critical Loads durchgeführt. Das Ergebnis zeigt Tabelle 3-7. Da die Critical Loads nur auf rund 52 % der Fläche empfindlicher Ökosysteme in Deutschland nicht überschritten sind (vgl. Tz. 150), sind auch für die Gefährdungen der Lebensraumtypen ähnliche Beeinträchtigungen anzunehmen, denn die FFH-Lebensraumtypen zeichnen sich durch eine ähnliche statistische Verteilung der Sensitivitätsstufen aus wie die Rezeptorflächen für die gesamte Fläche

145

Deutschlands (NAGEL et al. 2014). Diese Einschätzung stellt jedoch keine wissenschaftlich fundierte Bewertung dar und muss für jedes einzelne Gebiet überprüft werden. Tabelle 3-7 Critical-Load-Spannen für FFH-Lebensraumtypen als Ergebnis einer standort-/vegetationstypspezifischen Modellierung mit SMB/BERN
LRT 2120 2130 2140 2150 2160 2170 2180 2310 2320 2330 4010 4030 4060 4070 5110 5130 6110 6120 6212 LRT-Beschreibung Weißdünen mit Strandhafer (Ammophilia arenaria) Festliegende Küstendünen mit krautiger Vegetation (Graudünen) Entkalkte Dünen mit Empetrum nigrum Festliegende entkalkte Dünen der atlantischen Zone (Calluno-Ulicetea) Dünen mit Hippophaë rhamnoides Dünen mit Salix repens ssp. argentea (Salicion arenariae) Bewaldete Dünen der atlantischen, kontinentalen und borealen Region Trockene Sandheiden mit Calluna und Genista Trockene Sandheiden mit Calluna und Empetrum nigrum Dünen mit offenen Grasflächen mit Corynephorus und Agrostis Feuchte Heiden des nordatlantischen Raumes mit Erica tetralix Trockene europäische Heiden Alpine und boreale Heiden Buschvegetation mit Pinus mugo und Rhododendron hirsutum (Mugo-Rhododendretum hirsuti) Stabile xerothermophile Formationen von Buxus sempervirens an Felsabhängen (Berberidion p.p.) Formationen von Juniperus communis auf Kalkheiden und -rasen Lückige basophile oder Kalk-Pionierrasen (Alysso-Sedion albi) Trockene, kalkreiche Sandrasen Naturnahe Kalk-Trockenrasen und deren Verbuschungsstadien (Festuco-Brometalia) (* besondere Bestände mit bemerkenswerten Orchideen) Naturnahe Kalk-Trockenrasen und deren Verbuschungsstadien (Festuco-Brometalia) (* besondere Bestände mit bemerkenswerten Orchideen) Naturnahe Kalk-Trockenrasen und deren Verbuschungsstadien (Festuco-Brometalia) (* besondere Bestände mit bemerkenswerten Orchideen) Artenreiche montane Borstgrasrasen (und submontan auf dem europäischen Festland) auf Silikatböden Subpannonische Steppen-Trockenrasen Pfeifengraswiesen auf kalkreichem Boden, torfigen und tonig-schluffigen Böden (Molinion caeruleae) Feuchte Hochstaudenfluren der planaren und montanen bis alpinen Stufe; Subtyp: feucht, planar bis montan Feuchte Hochstaudenfluren der planaren und montanen bis alpinen Stufe; Subtyp: subalpin und alpin CL(N) CL(N) von bis [kg N/ [kg N/ ha*a] ha*a] 10 12 7 7 10 9 5 4 8 12 5 6 8 7 18 11 8 7 11 13 12 7 11 19 11 19 26 13 24 16 21 19 18 14 30 33 21 28

6213

12

30

6214 6230 6240 6410 6431 6432

13 10 14 12 15 11

35 24 33 36 77 28

146

6440 6510 6520 7110 7120 7140 7150 8110 8120 8150 8160 8210 8220 8230 9110 9120 9130 9140 9150 9160 9170 9180 9190 91D0 91E0 91F0 91G0 91T0 91U0 9410 9420 9430

Brenndolden-Auenwiesen (Cnidion dubii) Magere Flachland-Mähwiesen (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis) Berg-Mähwiesen Lebende Hochmoore Noch renaturierungsfähige degradierte Hochmoore Übergangs- und Schwingrasenmoore Torfmoor-Schlenken (Rhynchosporion) Silikatschutthalden der montanen bis nivalen Stufe (Androsacetalia alpinae und Galeopsietalia ladani) Kalk- und Kalkschieferschutthalden der montanen bis alpinen Stufe (Thlaspietea rotundifolii) Kieselhaltige Schutthalden der Berglagen Mitteleuropas Kalkhaltige Schutthalden der collinen bis montanen Stufe Mitteleuropas Kalkfelsen mit Felsspaltenvegetation Silikatfelsen mit Felsspaltenvegetation Silikatfelsen mit Pioniervegetation des Sedo-Scleranthion oder des Sedo albi-Veronicion dillenii Hainsimsen-Buchenwald (Luzulo-Fagetum) Atlantischer, saurer Buchenwald mit Unterholz aus Stechpalme und gelegentlich Eibe (Quercion robori-petraeae oder Ilici-Fagenion) Waldmeister-Buchenwald (Asperulo-Fagetum) Mitteleuropäischer subalpiner Buchenwald mit Ahorn und Rumex arifolius Mitteleuropäischer Orchideen-Kalk-Buchenwald (Cephalanthero-Fagion) Subatlantischer oder mitteleuropäischer Stieleichenwald oder EichenHainbuchenwald (Carpinion betuli) Labkraut-Eichen-Hainbuchenwald Galio-Carpinetum Schlucht- und Hangmischwälder Tilio-Acerion Alte bodensaure Eichenwälder auf Sandebenen mit Quercus robur Moorwälder Auenwälder mit Alnus glutinosa und Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae, Salicion albae) Hartholzauenwälder mit Quercus robur, Ulmus laevis, Ulmus minor, Fraxinus excelsior oder Fraxinus angustifolia (Ulmenion minoris) Pannonische Wälder mit Quercus petraea und Carpinus betulus Mitteleuropäische Flechten-Kiefernwälder Kiefernwälder der sarmatischen Steppe Montane bis alpine bodensaure Fichtenwälder (Vaccinio-Piceetea) Alpiner Lärchen- und/oder Arvenwald Bergkiefern-(oder Spirken-)Wälder (*auf Gips- oder Kalksubstrat)

16 12 17 5 5 6 7 11 10 5 5 7 4 6 10 8 9 15 13 14 11 8 8 7 6 11 15 4 6 11 11 12

58 43 26 23 23 26 17 23 23 22 15 23 25 17 21 17 22 27 23 21 23 30 14 28 28 31 24 13 18 27 36 29

SMB = Simple Mass Balance-Modell; BERN = Bioindikative Ermittlung von Regenerationspotenzialen Natürlicher Ökosysteme-Modell Quelle: BALLA et al. 2013

172.

Der aktuelle Bericht zur FFH-Richtlinie von 2013 zeigt, dass 28 % der Lebensraum-

typen in einem günstigen, 39 % in einen unzureichenden und 31 % in einem schlechten Zustand sind. „Dabei ist der Status in den Alpen überwiegend günstig, in Nordwestdeutschland mit seiner dichten Besiedlung und seinen landwirtschaftlich oft gut nutzbaren ebenen

147

Flächen (Börden) ist die Situation am ungünstigsten“ (BfN 2007; Abb. 3-25). Nordwestdeutschland (westliches Schleswig-Holstein, Hamburg, Bremen, der größte Teil Niedersachsens, nördliches Nordrhein-Westfalen) gehört nach der Einteilung der europäischen biogeografischen Regionen, die Grundlage für die Zuordnung der Lebensraumtypen ist, zur atlantischen Region. Eine Einschätzung einzelner LRT-Gruppen zeigt, dass Grünland (LRTGruppe 6xxx, inkl. 2330) in der ganzen atlantischen und in der kontinentalen biogeografischen Region keine günstigen Bewertungen erlangt. Dies gilt auch für die Binnengewässer (LRT-Gruppe 3xxx) in der atlantischen Region. Durchweg ungünstig ist auch der Erhaltungszustand für die Moore, Sümpfe und Quellen (LRT-Gruppe 7xxx inkl. 1340) in der atlantischen und der kontinentalen Region (Feuchtlebensräume des Offenlandes). Abbildung 3-25 Bew ertung des Erhaltungszustandes der Lebensraumtypen im deutschen FFH-Bericht 2013

Prozentualer Anteil der bewerteten Lebensräume in Deutschland und den biogeografischen Regionen: atlantische Region (Nordwestdeutsches Tiefland): 65, kontinentale Region (Ost- u. Süddeutschland): 83, alpine Region (Alpen): 44, insgesamt: 192 LRT. Quelle: BfN 2014a, S. 3

Die Analyse für den schlechten Zustand der Lebensräume weist für die LRT-Gruppe Grünland auf Eutrophierung als eine der Ursachen hin: „Die Nährstoffanreicherung in Böden und Gewässern (Eutrophierung) verändert deren Artenzusammensetzung und ökologische Funktion. Eutrophierung (Eintrag reaktiver Stickstoffverbindungen über die Luft, Düngung), Nutzungsintensivierung und Nutzungsaufgabe sowie zunehmende Fragmentierung spielen eine wichtige Rolle bei extensivem Grünland, Heiden und Sandtrockenrasen“ (BfN 2014a, S. 11; vgl. auch HICKS et al. 2011). Besonders landwirtschaftlich genutzte Lebensräume der Agrarlandschaft befinden sich überwiegend in einem schlechten Erhaltungszustand und haben sich teilweise sogar in den letzten sechs Jahren (seit dem letzten Bericht zur FFHRichtlinie) verschlechtert (BfN 2014a, S. 13).

148

Überschreitungen der Critical Loads für Eutrophierung für die deutschen Buchenwaldflächen des UNESCO-Weltnaturerbes 173. Die Critical Loads für die fünf Buchenwaldflächen, die auf Initiative Deutschlands in

die Liste des UNESCO-Weltnaturerbes aufgenommen wurden, liegen zwar unterhalb der Belastbarkeitsgrenze für Säureeinträge, jedoch oberhalb der Belastbarkeitsgrenze für Eutrophierung. Eine Verminderung der Stickstoffbelastung für diese Gebiete wäre daher erforderlich, um sie keinem langfristigen Eutrophierungsrisiko auszusetzen und ihre biologische Diversität zu schützen (NAGEL et al. 2014). Für diese Buchenwälder trägt Deutschland eine besondere Verantwortung (BfN 2008), da ein hoher Anteil der weltweiten Bestände in Deutschland vorkommt (zur Ermittlung der Verantwortlichkeit für die Erhaltung mitteleuropäischer Arten siehe auch LEHMANN 2007; GRUTTKE 2004). Ziele zum Schutz der biologischen Diversität nicht erreichbar 174. Wie gezeigt, können infolge der genannten Gefährdungen der biologischen Diversität

auch die Ziele der Regelungen, die den Schutz von bestimmten Arten bzw. Habitaten zum Inhalt haben, nicht eingehalten werden (s. Tab. 3-8). Dies gilt auch und insbesondere für den Gebietsschutz nach nationalem und europäischem Recht. In allen Schutzgebietstypen sind erhebliche Störungen oder Verschlechterungen von Lebensräumen verboten (Art. 6 Abs. 2 FFH-Richtlinie, Art. 4 Vogelschutzrichtlinie bzw. § 33 Abs. 1 S. 1 BNatSchG). Zusätzlich sind im Einzelfall europäische und nationale Vorgaben zum Arten- und Biotopschutz zu beachten (u. a. Art. 12 FFH-Richtlinie, Kapitel 5 BNatSchG; relevante Landesregelungen). Bereits heute werden auf 40 % der Agrarfläche Vertragsnaturschutzmaßnahmen bzw. Agrarumweltprogramme durch EU-Mittel oder Bundes- und Ländermittel finanziert (BfN 2014a, S. 13). Um den Wirkungen eutrophierender und versauernder Stickstoffeinträge entgegenzuwirken, sind jedoch die Möglichkeiten des Naturschutzes allein nicht ausreichend.

149

Tabelle 3-8 Wesentliche Regulierungen zum Schutz der biologischen Diversität
Schutzgut Biodiversität Schutzziel Erhaltung der biologischen Vielfalt, die nachhaltige Nutzung ihrer Bestandteile und die ausgewogene und gerechte Aufteilung der sich aus der Nutzung der genetischen Ressourcen ergebenden Vorteile günstiger Erhaltungszustand der natürlichen Lebensräume und wild lebenden Tierund Pflanzenarten von gemeinschaftlichem Interesse Regulierungsansatz europäische und nationale Biodiversitätsstrategie Rechtsakt Übereinkommen über die biologischen Vielfalt (Convention on Biological Diversity – CBD)

Sicherung der Artendiversität durch die Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wild lebenden Tiere und Pflanzen sämtliche wild lebende heimische Vogelarten

kohärentes europäisches ökologisches Netz besonderer Schutzgebiete mit der Bezeichnung „Natura 2000“; Artenschutz

FFHRichtlinie 92/43/EWG Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG Anhang IV

Schutz, Bewirtschaftung und Regulierung dieser Arten

Einrichtung von Schutzgebieten; Pflege und ökologisch richtige Gestaltung der Lebensräume in und außerhalb von Schutzgebieten; Wiederherstellung zerstörter Lebensstätten; Neuschaffung von Lebensstätten Landschaftsplanung, allgemeiner Schutz von Natur und Landschaft, Schutz bestimmter Teile von Natur und Landschaft, Schutz der wild lebenden Tier- und Pflanzenarten, ihrer Lebensstätten und Biotope

Vogelschutz-Richtlinie 2009/147/EG

Natur und Landschaft

1. die biologische Vielfalt, 2. die Leistungs- und Funktionsfähigkeit des Naturhaushalts einschließlich der Regenerationsfähigkeit und nachhaltigen Nutzungsfähigkeit der Naturgüter sowie 3. die Vielfalt, Eigenart und Schönheit sowie der Erholungswert von Natur und Landschaft auf Dauer sichern

Bundesnaturschutzgesetz und Landesnaturschutzgesetze

SRU/SG 2015/Tab. 3-8

Handlungsansätze zur Reduktion der Einträge von reaktiven Stickstoffverbindungen 175. Die Einträge von reaktiven Stickstoffverbindungen in die Umwelt müssen als ein

systemisches Problem betrachtet werden. Eine ausschließlich medienorientierte und punktuelle Herangehensweise wird dem Problem nicht gerecht (vgl. Kap. 2). Stickstoffemissionen müssen einerseits flächendeckend reduziert werden, um die Hintergrundbelastung zu min-

150

dern. Damit können die Belastungen von terrestrischen und aquatischen Ökosystemen durch reaktive Stickstoffverbindungen reduziert werden. Andererseits fallen in bestimmten Regionen Deutschlands sehr hohe Stickstoffüberschüsse aus der Landwirtschaft an. Solche Belastungs-Hotspots und auch empfindliche Gebiete wie zum Beispiel Hochmoore müssen durch regional und lokal wirksame Instrumente entlastet werden. Regionalisierte Ansätze gibt es beispielsweise bei der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie (Abschn. 6.3.1.2.4 und 6.3.1.2.3) und bei den Luftreinhalteplänen (Abschn. 6.1.2). Wo die Maßnahmen zum Schutz empfindlicher Gebiete nicht ausreichen, sollten ergänzend naturschutzfachliche Managementmaßnahmen ergriffen werden, um die Beeinträchtigungen zu begrenzen (Abschn. 6.2.4 bis 6.2.6). Beispielsweise kann im Rahmen des lokalen Schutzgebietsmanagements die landwirtschaftliche Düngung eingeschränkt oder Biomasse durch Ernte oder Nutzung entnommen werden. Um Wasser- und Naturschutzgebiete herum können Pufferzonen eingerichtet werden, in denen das Land nur unter bestimmten Auflagen bewirtschaftet werden kann. Auch Maßnahmen des Vertragsnaturschutzes und Agrarumweltmaßnahmen können Stickstoffeinträge in empfindliche Gebiete reduzieren und die Auswirkungen von nicht vermeidbaren Stickstoffeinträgen auf Ökosysteme mindern. In bislang wenig belasteten Gebieten haben sich Arten und Ökosysteme erhalten, die durch eine zunehmende Belastung durch reaktive Stickstoffverbindungen gefährdet wären. Um diese zu schützen, müssen bislang wenig belastete Gebiete erhalten werden. Es sollte also auf verschiedenen Handlungsebenen gleichzeitig vorgegangen werden (vgl. Kap. 2). So muss sowohl der Gesamteintrag von reaktiven Stickstoffverbindungen reduziert werden, als auch die lokalen und regionalen Umweltwirkungen berücksichtigt werden. Folgende sich ergänzende Handlungsansätze für eine medienübergreifende Stickstoffpolitik sind insgesamt notwendig (Abb. 3-26): – flächendeckende Minderung der Emissionen von reaktiven Stickstoffverbindungen, insbesondere um die Hintergrundbelastung zu reduzieren, – gezielte regionale und lokale Minderung der Stickstoffeinträge in Hotspots und empfindlichen Gebieten, – Verstärkung des Schutzes von Ökosystemen durch naturschutzfachliche Maßnahmen, – keine zusätzlichen Stickstoffeinträge in bislang wenig belastete Gebiete und Gewässer. Die Handlungsansätze müssen durch Emissionsminderungs- und naturschutzfachliche Maßnahmen umgesetzt werden (vgl. Kap. 6). Diese Ansätze für eine Strategie sind zwar von den Zielen des Natur- und Umweltschutzes abgeleitet, ergeben sich aber auch aus dem Gesundheitsschutz, da die notwendigen Grenzwerte von Stickstoffeinträgen für Umweltkompartimente im Allgemeinen ambitionierter sind als diejenigen für die menschliche Gesundheit. Zudem tragen diese vier Handlungsansätze dazu bei, die klimarelevanten Lachgasemissionen zu reduzieren.

151

Abbildung 3-26 Vier sich ergänzende Handlungsansätze zur Reduktion der Schäden von reaktiven Stickstoffverbindungen

SRU/SG 2015/Abb. 3-26

Der Verlust einzelner Arten und deren Funktionen im Ökosystem vergrößert zudem die Unsicherheit darüber, wann ein Ökosystem seine Funktionen für den Menschen nicht mehr zur Verfügung stellt (Ökosystemleistungen, Abschn. 3.4.5).

3.4.5
176.

Verlust von Ökosystemleistungen durch Stickstoffeinträge
Im Folgenden wird der Einfluss von Stickstoffeinträgen auf terrestrische und aqua-

tische Ökosysteme und deren Ökosystemleistungen dargestellt. Diese werden verursacht durch Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen, insbesondere der Landwirtschaft, des Verkehrs, der Energieerzeugung und der Abwasserbehandlung aber auch der Fischerei (vgl. Kap. 4; Tab. 3-9). In mehreren Bereichen ist mit einem Verlust von Ökosystemleistungen zu rechnen, die, wie in Kapitel 2 dargestellt, einen essenziellen Beitrag für das menschliche Wohlergehen erbringen. Der Rückgang der Artenvielfalt führt zu einer Verminderung der potenziellen Ressourcen für die Pflanzen- und Tierzüchtung. Auch die Ökosystemleistung Bestäubung wird gefährdet. Eine ausreichende Bestäubung ist Voraussetzung für ein Drittel der weltweiten Nahrungsmittelproduktion für den Menschen (TSCHARNTKE et al. 2012). Zum Beispiel sorgen Honigund Wildbienen sowie andere Insektenarten für die Bestäubung der landwirtschaftlich angebauten Kulturpflanzen. Steht eine möglichst hohe Diversität an Bestäuberarten zur Verfügung, erhöht sich sowohl die Anzahl der Früchte pro Blüte als auch die Anzahl der Samen pro Frucht (Beispiel Garten-Rettich (Raphanus sativus): ALBRECHT et al. 2012). Auch die Qualität und damit der Marktwert konnte durch eine Bienenbestäubung mit Honig- und

152

Solitärbienen beträchtlich erhöht werden (Beispiel Erdbeerproduktion in Deutschland: KLATT et al. 2014). Ähnliches haben weltweite Untersuchungen gezeigt: Honigbienen allein können eine optimale Bestäubung von Kulturpflanzen nicht gewährleisten. Erst die zusätzliche Anwesenheit von wild lebenden Insekten erhöht den Fruchtansatz (KENNEDY et al. 2013; BRITTAIN et al. 2013). Gleichzeitig werden Fluktuationen in den Ernteerträgen abgemildert (GARIBALDI et al. 2011; 2013). Grund für diese zusätzlichen Ertragssteigerungen sind die unterschiedlichen Bestäubungszeiten der bestäubenden Arten und auch die unterschiedliche Pflanzenhöhe, in der sie Blüten besuchen. Doch eine Vielfalt von Bestäubern setzt auch eine Vielfalt von Nist- und Futterpflanzenarten voraus, die über die gesamte Vegetationsperiode zur Verfügung stehen müssen. In der heutigen Agrarlandschaft hat jedoch der Anteil der entsprechenden Artenvielfalt in den Feldrainen stark abgenommen. Wie in Abschnitt 3.4.1.2 gezeigt wurde, sinkt mit einer Erhöhung des Stickstoffeintrags die Anzahl der Pflanzenarten. Somit wird gleichzeitig auch die Bestäuberdiversität reduziert, denn Insekten sind an die Habitatstrukturen der angrenzenden 2013). Die Ackerflächen eines gebunden (Nachwuchsgruppe Bestandes von Ökosystemleistungen Sicherung ausreichenden

Bestäuberarten hängt daher vom Vorhandensein entsprechender Habitate in der Nähe landwirtschaftlicher Flächen ab (ROLLIN et al. 2013). Wildbienen und Hummeln sind zusätzlich durch Krankheitsübertragungen von den domestizierten Honigbienen (FURST et al. 2014) und durch Pestizideinsatz (DI PRISCO et al. 2013; HENRY et al. 2012; WHITEHORN et al. 2012) gefährdet. Gleichzeitig sinkt mit abnehmender Insektenzahl und abnehmender Diversität der ackerbegleitenden Vegetation und ihrer Früchte auch die Anzahl der auf diese als Futter angewiesenen Vögel (WAHL et al. 2012, S. 61 f.). Dadurch wird wiederum die natürliche Bekämpfung von Pflanzenschädlingen abgeschwächt, die ebenfalls eine wertvolle Ökosystemleistung darstellt (DELBAERE et al. 2014; TSCHARNTKE et al. 2012). Weiterhin führen Stickstoffdepositionen direkt zu Veränderungen der Bodenfunktionen (Abschn. 3.4.1.1). Die Bodenfunktionen können aber auch indirekt reduziert werden, indem Stickstoffeinträge zu einer Reduktion der Pflanzendiversität und deren Abnahme wiederum zu abnehmender Diversität der Bodenlebewesen führt (DELBAERE et al. 2014; EISENHAUER et al. 2013). Dadurch werden die Regulierung der Nährstoffkreisläufe und des Wasserhaushaltes im Boden sowie der Erosionsschutz negativ beeinflusst. Die wichtige Funktion von Wäldern, das Grundwasser rein zu halten, geht mit der Stickstoffsättigung der Waldböden verloren und Nitrat wird mit dem Sickerwasser ausgetragen (MELLERT und KÖLLING 2006; MELLERT 2010; MEIWES 2012). Die Eutrophierung von Süß- und Meeresgewässern mindert deren Qualität und führt auch zu einer veränderten Artenzusammensetzung der Flora und Fauna der Gewässer. Die Verschiebung im Artenspektrum hat auch Folgen für die Fischereiwirtschaft.

153

177.

Kulturelle Ökosystemleistungen werden entscheidend durch menschliche Wahr-

nehmungs- und Bewertungsmuster bestimmt (Nachwuchsgruppe Ökosystemleistungen 2013). Bei den kulturellen Leistungen sind durch Stickstoffbelastungen insbesondere der Tourismus sowie die Erholungsfunktion von Natur betroffen. Eine Vielzahl von Studien belegt die positive psychologische Wirkung der Natur und ihrer Funktion als Raum für das Ausüben von Sport (MUES 2012; GEBHARD 2010). Die Landschaft kann durch Stickstoffbelastungen jedoch homogener werden. Das Pflücken von „bunten Sommerblumensträußen“ am Wegesrand von Äckern fällt als Folge der Überdüngung der Wegränder durch unpräzise Ausbringung weg. Auch die Qualität der Badegewässer sinkt durch Veralgung infolge von Eutrophierung. Das Badeerlebnis in natürlichen Gewässern und die Naturerfahrung vielfältiger Lebensräume und Arten als wichtiger Teil der menschlichen Gesundheit können dadurch seltener werden (MUES 2012; MARTENS und BAUER 2011). Für naturorientierte Menschen, die einen Urlaub in den Alpen planen, ist zum Beispiel das Vorhandensein eines Schutzgebietes wichtig, um ihre Ansprüche an einen Urlaub zu erfüllen (PRÖBSTL-HAIDER et al. 2014).

154

Tabelle 3-9 Reduzierung der Ökosystemleistungen durch Stickstoffeinträge
Sek- Indirekte Triebkräfte toren Intensivierung der Landwirtschaft durch Gemeinsame Agrarpolitk (GAP), Erneuerbare-EnergienGesetz (EEG), Biokraftstoffquotengesetz global steigende Nachfrage nach Proteinen Landwirtschaft Direkte Triebkräfte Nährstoffbelastung terrestrischer und aquatischer Ökosysteme Möglicher Verlust von Ökosystemleistungen Terrestrisch: Ressourcen für Pflanzen- und Tierzüchtung, Bestäubung, biologische Schädlingsbekämpfung, Aufrechterhaltung/Regulierung der Nährstoff-Kreisläufe im Boden, Aufrechterhaltung/Regulierung des Wasserhaushalts Wasserreinigung Erosionsschutz Ökotourismus (Artendiversität und -seltenheit, regionale Produkte, Landschaftsästhetik) Süßwasser: Trinkwasserqualität, Grundwasserqualität, Fischerei (Veränderung der Artenspektren), Tourismus (Qualität der Badegewässer, Angeltourismus, regionale Produkte, Landschaftsästhetik) Meere: Fischerei (Veränderung der Artenspektren), Tourismus (Qualität der Badegewässer, Angeltourismus, regionale Produkte) Fischerei (Veränderung der Artenspektren)

Intensivierung der Fischerei/Aquakultur durch EU-Fischereipolitik, global steigende Nachfrage nach Proteinen Ausweitung der Infrastruktur (Straßen, Schienen, Wasserwege) Bundesverkehrswegeplan, Transeuropäische Netze Emissionen von Verbrennungen für Strom, Wärme, Mobilität Bioenergieanlagen

Fischerei

Negative Auswirkungen der Aquakultur z. B. Eutrophierung durch Futtermittelüberschüsse Belastung durch Stickstoffoxide der Verbrennungsmotoren

Mobilität

Landschaftsästhetik weitere mögliche Verluste s. a. Sektor Landwirtschaft

Nährstoffbelastung

Energie

weitere mögliche Verluste s. a. Sektor Landwirtschaft

SRU/SG 2015/Tab. 3-9

155

3.4.6
178.

Monitoring und Indikatoren
Das Zusammenspiel von abiotischen und biotischen Faktoren in einem Ökosystem

sollte in einem medienübergreifenden und interdisziplinären Monitoring erfasst werden (SRU 2012, Kap. 10). Im Verbund mit der Biodiversitätsforschung können so die Zusammenhänge und Wechselwirkungen innerhalb ökologischer Systeme sowie zwischen anthropogenen Faktoren und Umweltveränderungen verdeutlicht werden (MARQUARD et al. 2012). In Bezug auf die Einträge reaktiver Stickstoffverbindungen und deren Wirkungen erfolgt ein Monitoring jedoch – durch die im Zeitverlauf getrennte Entwicklung der rechtlichen Grundlagen (SRU 2012, Kap. 10) – überwiegend nach Kompartimenten getrennt. Dies gilt insbesondere für den terrestrischen und den aquatischen Naturschutz, der erst in den letzten Jahren Synergien im Monitoring im Rahmen der Wasserrahmenrichtlinie wahrnimmt. Monitoring der Luft 179. Die Monitoringdaten für die Luftqualität stammen aus den Luftmessnetzen der Länder

und des Bundes. Alle Daten der Messprogramme der derzeitigen und auch der historischen Stationen sind in der Datenbank der bundesweiten Luftmessstationen recherchierbar (UBA 2014g). Die Luftmessnetze der Bundesländer mit ihren circa 640 Messcontainern erfüllen die Überwachungspflichten aus dem EU-Recht und ihre Umsetzung in deutsches Recht. Ziel dieser Luftmessnetze ist die lokale und regionale gesetzliche Überwachung der Luftqualität sowie anlagenbezogene Messungen (UBA 2013i). Die durch die Länder erhobenen Depositionsdaten für das ICP Forests (unter dem Dach des Genfer Luftreinhalteabkommens der UNECE) werden vom Thünen-Institut in einer Datenbank für Deutschland zusammengeführt (BMEL 2014). Das Luftmessnetz des Umweltbundesamtes, das sieben Messstationen in Reinluftgebieten umfasst, erfüllt Messaufträge im Rahmen internationaler Protokolle und Abkommen. Dazu zählen das EMEP- und das Integrated-Monitoring-Messprogramm (vgl. Tz. 181) der Genfer Luftreinhaltekonvention, das Global Atmosphere Watch (GAW – Globale Überwachung der Atmosphäre) der UN-Weltmeteorologieorganisation und die Erfassung der Stoffeinträge in Nord- und Ostsee aus der Luft im Rahmen der Übereinkommen zum Schutz der Ostsee und zum Schutz des Nordostatlantiks. Dazu kommen die Hintergrundmessverpflichtungen aus der EU-Gesetzgebung und deren Umsetzung in deutsches Recht sowie die wissenschaftliche Unterstützung bei der Vorbereitung und Erfolgskontrolle von Luftreinhaltemaßnahmen (UBA 2013i). Monitoring des Bodens 180. Zur Datenerhebung des allgemeinen Bodenzustands und des Stickstoffhaushalts im

Boden bestehen in Deutschland dauerhaft eingerichtete Monitoringprogramme mit repräsentativ ausgewählten Standorten (s. Tab. 3-10). Daneben werden in unregelmäßigen

156

Abständen rasterbasierte Erhebungen des Bodenzustands durchgeführt. Die Programme arbeiten jedoch nach in unterschiedlichem Maß zwischen den Beteiligten abgestimmten Grundsätzen (Ressorts Umwelt, Forst, Landwirtschaft und Wirtschaft sowie Forschungseinrichtungen und Universitäten). Informationen über Bodendaten und zum Bodenzustand sind daher uneinheitlich und liegen verteilt an vielen Stellen vor. Darüber hinaus werden in den Programmen jeweils unterschiedliche nutzungs- und umweltbezogene Ziele verfolgt. Sie orientieren sich überwiegend an den Zielen der Luftreinhaltung, der Waldbewirtschaftung oder des Bodenschutzes. Für den Betrieb der Messflächen der Boden-Dauerbeobachtung und der forstlichen Monitoring- und Erhebungsprogramme inklusive ICP Forests sind die Länder zuständig. Die landwirtschaftlichen Dauerfeldversuche sind an landwirtschaftlichen Forschungseinrichtungen des Bundes und der Länder sowie an Universitäten angesiedelt (KAUFMANN-BOLL et al. 2011). Tabelle 3-10 Monitoring und laufende bodenbezogene Messaktivitäten in Deutschland
Anzahl der Standorte in Deutschland International ICP Forests, Large Scale-Untersuchungen (Level I) ICP Forests, Intensiv-Untersuchungen (Level II) Bund/ Länder Bodenzustandserhebung Wald (BZE Wald) Bodenzustandserhebung Landwirtschaft (BZE Landwirtschaft) Basis-Boden-Dauerbeobachtung (Basis-BDF) Intensiv-Boden-Dauerbeobachtung (Intensiv-BDF) Agrarmeteorologische Daten des Deutschen Wetterdienstes (DWD) Umweltprobenbank des Bundes – Probenart Boden Forschung Landwirtschaftliche Dauerfeldversuche Feldlysimeter ca. 420 88 1.950 ca. 4.000 699 92 ca. 500 11 ca. 30 45

Grau hinterlegt = Intensiv-Erhebung; alle übrigen = Basis-Erhebungen SRU/SG 2015/Tab. 3-10; Datenquelle: KAUFMANN-BOLL et al. 2011

Neben den in Tabelle 3-10 aufgeführten Programmen werden in den Bundesländern weitere Erhebungen des Bodenzustands durchgeführt, zum Beispiel zur Ermittlung landesweiter Hintergrundwerte für Schadstoffe in Böden. Zusätzlich werden zum Teil auf europäischer Ebene sowie in einzelnen Bundesländern in unterschiedlichen Projekten Daten zum Zustand des Bodens erhoben (z. B. Humusmonitoring NRW: KAUFMANN-BOLL et al. 2011). Zur Erfassung und Bewertung des stofflichen Bodenzustandes sowie um Trendaussagen treffen und eine Erfolgskontrolle von Boden- und Umweltschutzmaßnahmen leisten zu können, werden in Deutschland das Bodendauerbeobachtungsprogramm der Bundesländer

157

sowie die Bodenzustandserhebungen Wald und Landwirtschaft (BZE Wald und BZE Landwirtschaft) betrieben. Damit die beobachtete Belastung von der natürlichen Stoffbelastung unterschieden werden kann, gibt es die sogenannten Hintergrundwerte, auf deren Basis der Stoffzustand von Böden bewertet werden kann (LABO 2003) Aufgrund der unterschiedlichen Erhebungsmethoden und der zum Teil unzureichenden Datenmengen sind die vorhandenen Daten zu Boden und Bodenbiodiversität unzureichend und die Wissensbasis sollte verbreitert werden (vgl. SRU 2008, Tz. 534; RÖMBKE et al. 2013). Darüber hinaus sollten die Daten zentral koordiniert werden (vgl. KAUFMANN-BOLL et al. 2011). Daten zur Beurteilung des Einflusses von stofflichen und nicht-stofflichen Belastungen auf Bodenorganismen und zur Festlegung von Schwellenwerten für die Beurteilung solcher Zustände fehlen. RÖMBKE et al. (2012) empfehlen die Weiterentwicklung eines bundesweiten nachhaltigen Monitorings für Bodenorganismen, das auch biologische Zielstellungen wie den Stickstoffgehalt, das Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis und die maximale Wasserhaltekapazität enthält. Dabei sollte die Erhebung einer repräsentativen Datengrundlage zur Referenzwertentwicklung für die relevanten Biotoptypen weiterverfolgt werden. Die Autoren kommen zu dem Schluss, dass die Bodendauerbeobachtungsflächen (BDF) dazu ein geeignetes Grundraster darstellen. Monitoring der terrestrischen biologischen Diversität 181. Es gibt in Deutschland derzeit kein umfassendes Biodiversitätsmonitoring, welches

den Zustand der Biodiversität in ihren wichtigsten Kompartimenten abbildet (SRU 2012), obwohl die Biodiversität als „existenzielle Grundlage für das menschliche Leben“ anerkannt wird (BMU 2007, S. 9). Die unzureichende Datenlage erlaubt es der Politik nicht, die Entwicklung der Vorkommen und Populationen von stickstoffliebenden und stickstoffmeidenden Arten fundiert zu bewerten. Die vorhandenen Monitoringprogramme sind bisher für eine angemessene Politikberatung und eine wissenschaftlich fundierte Darstellung des Zustandes der Biodiversität nicht ausreichend. Besonders relevant für die Beurteilung der Belastungen mit reaktiven Stickstoffverbindungen ist das medienübergreifende Monitoring, wie es im Rahmen des ICP Integrated Monitoring (International Cooperative Programme on Integrated Monitoring of Air Pollution Effects on Ecosystems) der UNECE zum Beispiel im Bayerischen Wald und der Messstelle Neuglobsow-Stechlinsee stattfindet (BEUDERT et al. 2007; BEUDERT und BREIT 2014; 2013; 2012; 2011; 2010; SCHULTE-BISPING und BEESE 2014; 2013; 2012; 2011). Im bestehenden FFH-Monitoring fehlen bislang die stofflichen Aspekte, die eine dezidierte Ursachenanalyse der Trends in der Qualitätsentwicklung von Lebensraumtypen und von Populationsentwicklungen möglich machen würden (vgl. Abschn. 3.4.4).

158

In Zusammenarbeit zwischen dem Bundesamt für Naturschutz (BfN) und dem Umweltbundesamt (UBA) wurde durch Korrelationsanalyse geprüft, die Daten aus dem Monitoring zum HNV-Farmland-Indikator („High Nature Value“-Farmland-Indikator) mit den Daten zur Stickstoffdeposition des UBA zu verschneiden, um ein integrierendes Stickstoffmonitoring zu erreichen. Die Analyse gab Hinweise darauf, dass hohe Werte an deponiertem Stickstoff mit niedrigen Anteilen an HNV-Farmlandflächen korreliert sind. „Diese Hinweise sind aber weder in ihrer Stärke noch in ihrer räumlichen Verteilung so zwingend, dass ein einfacher kausaler Zusammenhang zwischen den beiden Eingangsgrößen damit postuliert werden kann“ (FUCHS 2012). Vegetationskundliche Untersuchungen für HNV-Grünlandflächen zeigen jedoch eindeutig eine Abnahme der Ellenberg‘schen Zeigerwerte für Stickstoff (vgl. Tz. 146) auf höherwertigen Flächen (GOLDBERG 2013). Die Datenbasis des öffentlichen Fachinformationssystems FloraWeb des BfN über die wild wachsenden Pflanzenarten wurde im Februar 2014 durch das Onlineportal VegetWeb mit Informationen über Pflanzengesellschaften und die natürliche Vegetation Deutschlands ergänzt und aktualisiert (www.floraweb.de). In einer übergreifenden Auswertung soll dann aus den Vegetationsdaten ein räumlicher Gradient auf der Grundlage der Stickstoffzahl der Ellenberg’schen Zeigerwerte mit der räumlichen Verteilung der Stickstoffdeposition korreliert werden. Die Korrelation könnte dann eventuell Hinweise auf den Einfluss der Stickstoffdeposition auf die Gefäßpflanzen bzw. die Vegetation geben (FROMMER et al. 2012). Monitoring der aquatischen Lebensräume 182. Die beiden wichtigsten Monitoringprogramme, um die Belastungen der aquatischen

Umwelt mit Stickstoff zu dokumentieren und die Wirksamkeit ergriffener Maßnahmen zur Belastungsminderung zu überwachen, sind die Monitoringprogramme zur Umsetzung der Nitratrichtlinie und zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. Nach Artikel 5 Nitratrichtlinie müssen die Mitgliedstaaten, die wie Deutschland die Ziele der Richtlinie auf das gesamte Gebiet anwenden, den Nitratgehalt der Gewässer (Oberflächengewässer und Grundwasser) an ausgewählten Messstellen, an denen der Grad der Nitratverunreinigung der Gewässer aus landwirtschaftlichen Quellen festgestellt werden kann, überwachen (Art. 5 Abs. 6 Nitratrichtlinie). Dieses Messprogramm dient der Beurteilung der Wirksamkeit der in Artikel 5 vorgesehenen Aktionsprogramme. Außerdem müssen alle vier Jahre die Nitratkonzentrationen an Messstellen, die für die Oberflächengewässer und die Grundwasservorkommen der Mitgliedstaaten repräsentativ sind, gemessen werden (Art. 6 Nitratrichtlinie). Somit wird in Deutschland zwischen einem sogenannten Belastungsmessnetz und einem repräsentativen Messnetz, welches auch der Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur (EUAMessnetz) dient, unterschieden. Ersteres bildet primär die Hotspots der Nitratbelastungen durch die Landwirtschaft ab und dient der Überwachung der Wirksamkeit der Aktionsprogramme. Letzteres gibt einen Überblick über die Gesamtsituation der Oberflächengewässer und der oberflächennahen Grundwasserkörper in Deutschland (BANNICK et al.

159

2008). Alle vier Jahre sind die Mitgliedstaaten verpflichtet, neben anderen Informationen die Ergebnisse dieser Monitoringprogramme an die Europäische Kommission zu senden (Art. 10 Nitratrichtlinie). 183. Die Wasserrahmenrichtlinie sieht die Erstellung von Überwachungsprogrammen vor,

die das Ziel haben, einen umfassenden und zusammenhängenden Überblick über den Zustand der Oberflächengewässer, der Grundwasserkörper sowie der wasserabhängigen Ökosysteme zu erhalten (Art. 8 WRRL). Hierfür sind folgende Überwachungsarten vorgesehen: – Überblicksüberwachung zur Bewertung des Gesamtzustands in jedem

(Teil-)Einzugsgebiet; weitmaschig; alle Qualitätskomponenten werden gemessen, – operative Überwachung zur Zustandsbewertung der Wasserkörper, die die Umweltziele möglicherweise nicht erreichen; engmaschig; nur Auswahl von Qualitätskomponenten werden gemessen und – Überwachung zu Ermittlungszwecken; wenn Gründe für Belastung unbekannt sind oder zur Erfassung unbeabsichtigter Verschmutzungen. In Deutschland wurden auf der Grundlage eines Konzepts, dass von der LAWA entwickelt wurde, von den Bundesländern bzw. Flussgebietsgemeinschaften Überwachungsprogramme erarbeitet (BMU 2010b; LAWA 2003). Hierfür wurden bestehende Messprogramme an die Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie angepasst bzw. zusammengeführt und zum Teil neue Probenahme- und Bewertungsmethoden entwickelt (z. B. Bayerisches Landesamt für Umwelt o. J.-a; FGG Weser 2007). Besonderer Aufwand war unter anderem für die Standardisierung des ökologischen Monitorings beispielsweise zur Fischfauna erforderlich. Wie man in Tabelle 3-11 sehen kann, liegt der Schwerpunkt bei den Oberflächengewässern in der operativen Überwachung, bei den Grundwasserkörpern in der mengenmäßigen Überwachung. Die operative Überwachung erfolgt einmal jährlich, die Überblicksüberwachung dagegen mindestens einmal pro Bewirtschaftungszyklus (sechs Jahre) (BMU 2010b). Die Überwachung der Grundwassermenge hat zum Ziel, sowohl lang- als auch kurzfristige Veränderungen abzubilden.

160

Tabelle 3-11 Zahl der Monitoringmessstellen in Deutschland zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie
Überwachungsart Überblicksüberwachung operative Überwachung Überwachung zu Ermittlungszwecken1/ Ermittlung des mengenmäßigen Zustands2
1 2

Flüsse 290 7.252 375

Seen 67 449 0

Übergangsgewässer 5 20 0

Küstengewässer 32 100 0

Grundwasser 5.500 3.900 9.000

= nur für Oberflächengewässer = nur für Grundwasserkörper Quelle: BMU 2010b, verändert

Im

Rahmen

dieses

Gutachtens

wird

auf

die

Ausgestaltung

der

genannten

Monitoringprogramme nicht im Detail eingegangen und diese werden nicht bewertet. Exemplarisch soll nur auf die folgenden Aspekte hingewiesen werden, die bei den bestehenden Programmen überprüft werden sollten. Es gibt Anhaltspunkte dafür, dass mit den genannten Programmen zwar eine Gesamtschau möglich ist, diese aber für die Ermittlung und Kontrolle von Maßnahmen vor Ort nicht immer feinskalig genug sind. Ein Problem scheint auch zu sein, dass Kleinstgewässer oft nicht ausreichend mit überwacht werden (Tz. 365). Außerdem werden organische Stickstoffverbindungen in den meisten Fällen nicht routinemäßig überwacht. Darüber hinaus fehlt ein standardisiertes Monitoringprogramm für die Biologie von Grundwasserkörpern. Dafür wäre es erforderlich, geeignete Indikatoren für die Beurteilung des Zustands des Grundwasserökosystems zu identifizieren und Referenzwerte festzulegen (BANNICK et al. 2008; NWANKWOALA 2012). Für die Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie 2008/56/EG wurde bereits ein Entwurf eines Rahmenkonzepts für ein Überwachungsprogramm der nationalen Meeresgewässer erarbeitet (Bund/Länder-Messprogramm Meeresumwelt 2013). Bestehende Monitoringverpflichtungen, die sich zum Beispiel auf den Entscheidungen und Empfehlungen der regionalen Meereschutz-Übereinkommen – dem OSPAR- und Helsinki-Übereinkommen – oder der FFH-Richtlinie ergeben, fließen in dieses Monitoringkonzept mit ein. Bestandteil dieses Monitoringprogramms ist auch die Überwachung der Eutrophierung anhand von Nährstoffkonzentrationen und Nährstoffeinträgen sowie Eutrophierungseffekten. Indikatoren bzw. Indikatorengruppen für letzteres stellen beispielweise die Entwicklung des Phytoplanktons oder der Sauerstoffgehalt im Wasser dar. Wichtig für die Realisierung dieses Monitoringprogramms ist die langfristige Bereitstellung der dafür erforderlichen Ressourcen.

161

Indikatoren 184. Um Veränderungen der biologischen Diversität durch reaktive Stickstoffeinträge er-

fassen zu können, gibt es verschiedene Indikatoren auf internationaler, europäischer und nationaler Ebene (Abschn. 7.4.3). In Umsetzung und Konkretisierung des Übereinkommen über die biologische Vielfalt wurden unter der Federführung der Europäischen Umweltagentur (EEA) 26 spezifische Indikatoren im Rahmen des Programms SEBI 2010 (Streamlining European 2010 Biodiversity Indicators) entwickelt (EEA 2007). Status und Trends der Komponenten der biologischen Diversität werden in den ersten sechs Indikatoren abgedeckt (ohne die zwei Gebietsschutz betreffenden Indikatoren). Als Stickstoffindikator wird hier die Überschreitung der Critical Loads für Stickstoffdepositionen in semi-natürlichen Lebensräumen berichtet (Critical load exceedance for nitrogen (SEBI 009); EEA 2010b). Er zeigt, dass im Jahr 2004 für die EU-25 etwa 47 % der natürlichen und naturnahen Ökosysteme durch Stickstoffdeposition eutrophiert waren. Weiterhin sind die Indikatoren SEBI 015 „Nutrients in transitional, coastal and marine waters“ und SEBI 019 „Agriculture: nitrogen balance“ relevant für die Einschätzung der eingetragenen Mengen reaktiven Stickstoffs aus der Landwirtschaft in Europa (EEA 2012). Der Indikator SEBI 015 zeigt, dass 85 % der Messstationen keine Änderungen der Gehalte von oxidiertem Gesamtstickstoff zeigten. Bei Änderungen waren Abnahmen häufiger als Zunahmen, so auch in Deutschland (EEA 2010c). Der Indikator SEBI 019 zeigt zum Beispiel, dass zwischen 1995 und 2004 die Gesamtmenge Stickstoff, die auf die landwirtschaftliche Fläche Deutschlands aufgetragen wurde, von fünf auf vier Millionen Tonnen gesunken ist (EEA 2010a). Eine zusammenschauende Betrachtung zwischen Erhaltungszustand der biologischen Diversität in den verschiedenen Ökosystemen und Belastungen mit reaktiven Stickstoffverbindungen ist durch das Indikatorensystem nicht möglich. Für die Nationale Strategie zur biologischen Vielfalt wurde ein Indikatorenset entwickelt (BMU 2010a). Im Bereich der Zustandsindikatoren sind fünf Indikatoren für die Komponenten der biologischen Diversität relevant. Der Indikator „Artenvielfalt und Landschaftsqualität“, der auch im Rahmen der Nachhaltigkeitsstrategie berichtet wird, beschränkt sich auf die Zielerreichung im Bereich von Arten (bisher nur Brutvögel) in sechs Hauptlebensraumtypen. Der Indikator „Gefährdete Arten“ ist ein Index zur vorgenommenen Einstufung ausgewählter Arten in die Kategorien bundesweiter Roter Listen. Der Indikator „Erhaltungszustand der FFH-Lebensräume und FFH-Arten“ basiert auf den Daten des Monitorings nach der FFHRichtlinie über den Erhaltungszustand der Schutzgüter. Die Indikatoren „Zustand der Flussauen“ (Index über die Bewertungen des Auenzustandes von 79 im Auenzustandsbericht erfassten Flussauen) und „Ökologischer Gewässerzustand“ (Anteil der Wasserkörper in einem guten oder sehr guten Zustand) decken den aquatischen Bereich ab (ACKERMANN et al. 2013; SUKOPP et al. 2010; BMU 2010a). Die ersten vier Indikatoren liegen im Zielerreichungsgrad von 50 % bis < 80 % und damit noch weit vom Zielbereich (100 %) entfernt.

162

Der Indikator „Zustand der Flussauen“ steht nicht in unmittelbarem Zusammenhang mit den Wirkungen von Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen. Der Indikator „Ökologischer Gewässerzustand“ zeigt einen Zielerreichungsgrad unter 50 % und liegt somit noch sehr weit vom Zielbereich (100 %) entfernt (ACKERMANN et al. 2013, Tab. 30) Für den Aspekt der wirtschaftlichen Nutzungen gibt der Indikator „Landwirtschaftsflächen mit hohem Naturwert“ Hinweise auf extensiv genutzte also nährstoffarme Landwirtschaftsflächen (Zielerreichung zwischen 50 % und < 80 %). Daneben umfasst das Set auch zwei direkte Stickstoffindikatoren: „Stickstoffüberschuss der Landwirtschaft“ (Zielerreichung zwischen 50 % und < 80 %) sowie „Eutrophierende Stickstoffeinträge“. Letzterer gibt Auskunft über den Anteil der bewerteten Flächen empfindlicher Ökosysteme ohne Überschreitungen der Critical Loads für eutrophierende Stickstoffeinträge und liegt im Zielerreichungsgrad von 50 % bis < 80 % (ACKERMANN et al. 2013, Tab. 30). Die Indikatoren der nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt mit Bezug zur Stickstoffproblematik, deren Zielwerte und die Kernaussagen sind in Tabelle 7-2 dargestellt. Eine zusammenschauende Betrachtung des Erhaltungszustands der biologischen Diversität in den verschiedenen Ökosystemen und der Belastungen mit reaktiven Stickstoffverbindungen ist durch das nationale Indikatorenset nicht möglich.

3.5
185.

Klimawandel
Der Stickstoffkreislauf ist eng mit dem globalen Klima verbunden. Durch biologische

und chemische Prozesse in terrestrischen und aquatischen Ökosystemen sowie der Atmosphäre verändern reaktive Stickstoffverbindungen die Klimabilanz. Lachgas ist eines der Haupttreibhausgase und an der Zerstörung der Ozonschicht beteiligt. Darüber hinaus haben reaktive Stickstoffverbindungen indirekte Effekte auf die Treibhausgase Kohlendioxid, Methan und Ozon sowie auf die Bildung klimawirksamer Aerosole. Die Effekte können dabei sowohl erwärmend als auch abkühlend sein (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b; vgl. Abb. 3-27). In Bewertungen zur Klimawirksamkeit von anthropogenen Stickstoffemissionen wird der Fokus auf Lachgas gelegt, das für 6,2 % des anthropogenen Treibhauseffekts verantwortlich ist. Die weiteren indirekten Effekte von reaktiven Stickstoffverbindungen sind bisher nur mit gewissen Unsicherheiten anzugeben (ZAEHLE et al. 2011; GALLOWAY et al. 2008; SHINDELL et al. 2009; BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b; IPCC 2014). Sie sind zum Teil, insbesondere aufgrund des kurzfristigen und eher lokalen Einflusses auf das Klima, wissenschaftlich umstritten (IPCC 2014).

163

Abbildung 3-27 Wichtige Einflüsse reaktiver Stickstoffverbindungen auf die Klimabilanz

SRU/SG 2015/Abb. 3-27; Datenquelle: BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b

Lachgas als Treibhausgas 186. Der anthropogene Klimawandel wird durch einen bisher ungebremsten Anstieg der

Treibhausgasemissionen angetrieben. Gründe hierfür sind der anhaltende Ausbau fossiler Energiesysteme, Landnutzungen und Landnutzungsänderungen. Der Anteil der wesentlichen Treibhausgase an den Emissionen betrug in Deutschland im Jahr 2011 für Kohlendioxid 87,05 %, für Lachgas 6,23 %, für Methan 5,33 % und für Schwefelhexafluorid (SF6) 0,38 % (UBA 2013l). Ein Abschwächen des Klimawandels setzt daher eine veränderte Energieversorgung und veränderte Landnutzungssysteme voraus, also auch eine aktive Gegensteuerung in Bezug auf die Stickstoffemissionen. Lachgas ist im Vergleich zu Kohlendioxid 265-mal klimawirksamer (UBA 2014f). Die Lachgaskonzentration in der Atmosphäre ist um 20 % von circa 270 ppb (parts per billion) in vorindustrieller Zeit auf 322 bis 323 ppb im Jahre 2010 gestiegen (Deutscher Wetterdienst 2013). Im Jahre 2005 waren etwa 10 % des anthropogenen Strahlungsantriebes (Maß für die Klimawirksamkeit) auf Lachgas zurückzuführen (IPCC 2007a). Nach erfolgreichen Minderungsmaßnahmen für ozonabbauende Stoffe, wie zum Beispiel Fluorkohlenwasserstoffe und Halone, ist Lachgas inzwischen die hauptverantwortliche Verbindung für die Zerstörung der Ozonschicht (BAFU 2014; vgl. Tz. 123).

164

Abbildung 3-28 Trend der Emissionen von Kohlendioxid, Methan und Lachgas in Deutschland (Veränderung gegenüber 1990)

Quelle: UBA 2013l

Der Trend der Emissionen von Lachgas ist leicht negativ (Abb. 3-28; vgl. Abschn. 3.2.2). Nach Angaben des Deutschen Wetterdienstes (2013) gehen etwa 40 % des in die Atmosphäre emittierten Lachgases auf anthropogene Quellen zurück, der Rest stammt aus natürlichen Quellen. Von diesen vom Menschen verursachten Emissionen entstehen rund 60 % in der Landwirtschaft (WOLF et al. 2010). Durch den größeren Anteil von Landflächen auf der Nordhalbkugel und die Anwendung von Mineraldünger in den mittleren Breiten entsteht ein Nord-Süd-Gradient der Konzentrationen in der Atmosphäre (Deutscher Wetterdienst 2013). Trotz der bisher erreichten Emissionsminderungen (s. Abb. 3-28) ist aufgrund der langen Verweildauer von Lachgas in der Atmosphäre eine Umkehr des ansteigenden Konzentrationstrends bislang nicht erkennbar (Abb. 3-29). Wahrscheinlich stammen mindestens 10 % der globalen Lachgasemissionen aus Flusssystemen. Diese Emissionen können direkt auf städtische Abwässer und die verstärkte Nutzung von Stickstoffdüngern zurückgeführt werden, die über den Boden in die Gewässer gelangen und dort zu Lachgas umgewandelt werden (BEAULIEU et al. 2011). Auch die so-

165

genannten Todeszonen der Ozeane spielen bei der Lachgasfreisetzung eine Rolle. Die Lachgasproduktion kann hier 10.000-mal mehr als normalerweise für Meerwasser betragen. Weltweit betrifft dies circa 10 % des Wasservolumens (s. Tz. 164). Sollte sich der Bereich der Todeszonen weiter ausdehnen, werden auch die Lachgasemissionen aus den Meeren ansteigen (CODISPOTI 2010). In der Ostsee wuchsen die Todeszonen beispielsweise in den letzten 110 Jahren von 5.000 auf 60.000 km2 an (CARSTENSEN et al. 2014). Abbildung 3-29 Lachgaskonzentrationen in situ für Deutschland, Irland und gemittelter globaler Trend

Daten für Deutschland: Schauinsland und Zugspitze (Messungen des UBA), für Irland: Mace Head (Advanced Global Atmospheric Gases Experiment – AGAGE), gemittelter globaler Trend: Weltdatenzentrum für Treibhausgase (WDCGG) der World Meteorological Organization (WMO), Tokyo) Quelle: Mitteilung des UBA vom 17. November 2014

187.

Weltweit trägt die Landwirtschaft nach Einschätzung der FAO (Food and Agriculture

Organization of the United Nations) circa 18 % zu den Treibhausgasemissionen bei, in Deutschland sind es circa 13 % (BMELV 2011, Tz. 139). Die Herstellung und Bereitstellung von Vorleistungen für die deutsche Landwirtschaft verursachten im Jahr 2005 Treibhausgasemissionen in Höhe von etwa 45 Mt CO2-Äquivalenten. Hierzu zählen Dünge- und Futtermittel als wichtigste Einzelpositionen, inklusive Emissionen durch Vorleistungen wie Stickstoffmineraldünger und proteinreiche Futtermittel, die importiert werden (Tab. 3-12). Die eigentliche Landwirtschaft sowie die landwirtschaftliche Flächennutzung verursachten Treibhausgasemissionen in Höhe von rund 111 Mt CO2-Äquivalenten, darunter etwa 37 Mt

166

CO2-Äquivalente Lachgasemissionen aus der Düngung landwirtschaftlicher Böden und aus landwirtschaftlichen Stickstoffüberschüssen (BMELV 2008; Tab. 3-12; vgl. Abschn. 3.2.2). 2012 stammten 77 % der Lachgasemissionen in Deutschland aus der Landwirtschaft (Tab. 3-4). Lachgasemissionen entstehen hauptsächlich in der Bodenbewirtschaftung. Dabei spielt die Verfügbarkeit von Stickstoff, zum Beispiel von Nitrat oder Ammonium über die Stickstoffdüngung, eine entscheidende Rolle (GENSIOR et al. 2012). Circa 12 % des Lachgases entstehen bei der landwirtschaftlichen Nutzung von Moorböden (BLAG 2012). Die indirekten Lachgasemissionen, die durch Auswaschung und Oberflächenfluss infolge von Landnutzungsänderungen entstehen, werden erst ab 2015 mit der Einführung neuer Berichterstattungsregeln erfasst werden (GENSIOR et al. 2012). Im Vergleich der Treibhausgasemissionen der konventionellen Landwirtschaft zu biologischem Anbau sind insbesondere die Lachgasemissionen in der biologischen Landwirtschaft geringer (Rodale Institute 2013; HÜLSBERGEN und SCHMID 2010). Tabelle 3-12 Treibhausgasemissionen in der deutschen Agrarwirtschaft (in Mt CO 2 -Äquivalenten; in 2005)
Emissionsquellen Vorleistungen aus der Landwirtschaft Strom Dünger Futtermittel Maschinen, Gebäude, andere Vorleistungen Landwirtschaft Direkter Energieverbrauch (Land- und Forstwirtschaft, Fischerei) Verdauung Wirtschaftsdüngermanagement Landwirtschaftliche Böden Landnutzung/Landnutzungswandel: Ackerland Landnutzung/Landnutzungswandel: Grünland
CO2=Kohlendioxid, CH4=Methan, N2O=Lachgas Quelle: BMELV 2008

CO2 3,0 8,4 13,0

CH4

N2O

insgesamt 45,3 3,0

7,9 -

16,3 13,0 13,0 111,6

6,4

0,03 18,3 5,0 − 0,6

0,03

6,5 18,3

3,0 37,8

8,0 37,2 25,0 16,6

25,0 16,6

Weitere Effekte reaktiver Stickstoffverbindungen auf die Klimabilanz 188. Neben dem direkten Treibhauseffekt von Lachgas können reaktive Stickstoff-

verbindungen auch indirekt auf das Klima wirken (vgl. Abb. 3-27). Im Folgenden sollen die wichtigsten indirekten Effekte auf das Klima kurz dargestellt werden:

167

– Durch den intensivierten Stickstoffkreislauf werden große Mengen an Ammoniak- und Nitratemissionen aus der Landwirtschaft über die Luft und den Wasser-Bodenpfad verfrachtet und können so in terrestrischen Ökosystemen einen positiven Einfluss auf das Wachstum haben. Durch diesen Düngeeffekt wachsen beispielsweise europäische Wälder etwa 5 bis 10 % schneller als vor fünfzig Jahren. Dies führt zu einem höheren Einbau von Kohlendioxid in die Biomasse und damit zu einer verminderten Kohlendioxidkonzentration in der Atmosphäre (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b). So trägt der anthropogene Stickstoffeintrag nach ZAEHLE et al. (2011) zu etwa 20 % zur Netto-Kohlendioxidaufnahme zwischen 1996 und 2005 in Landökosystemen bei. – Hohe Ammoniumeinträge über die Luft (z. B. aus der Landwirtschaft) in terrestrische Ökosysteme reduzieren erheblich die Methanaufnahme in Waldböden und können somit sekundär zu einem stärkeren Konzentrationsanstieg dieses Klimagases in der Erdatmosphäre beitragen. STEUDLER et al. (1989) und BUTTERBACH-BAHL und KIESE (2005) gehen durch diesen Effekt von einer verminderten Methanaufnahme in Waldböden von etwa 33 bis 40 % aus. Das Treibhauspotenzial von Methan ist im Vergleich zu Kohlenstoffdioxid 21-mal größer (UBA 2011b). – Stickstoffoxidemissionen (NOx) aus Verbrennungsprozessen sind eine Vorläufersubstanz für troposphärisches Ozon (O3) (vgl. Tz. 124) – eines der wichtigsten Treibhausgase – und wirken über diesen Pfad erwärmend auf das Klima (UBA 2009b; IPCC 2007b). Die Lebensdauer der Ozonmoleküle ist mit Tagen bis wenigen Wochen im Vergleich zu den anderen direkt emittierten Treibhausgasen relativ gering. – Troposphärisches Ozon reagiert jedoch auch in der Atmosphäre mit dem Treibhausgas Methan, vermindert somit dessen Lebensdauer und hat damit auch abkühlende Effekte (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b). – Ammoniak- und Stickstoffoxide sind Vorläuferstoffe für Feinstaubaerosole und haben, indem sie das Sonnenlicht in Richtung Weltraum reflektieren, einen kühlenden Effekt. Die Aerosole wirken außerdem durch ihre Beteiligung an der Entstehung von Wolken auch indirekt kühlend auf das Klima (sog. Albedo-Effekt) (EUA 2013; BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b). Die Bildung von Feinstaubaerosolen ist stark von lokalen Stickstoffemissionen (vgl. Tz. 128) abhängig. Die Aerosole haben eine sehr geringe Lebenszeit von wenigen Stunden bis Tagen und der Transport erfolgt nicht so weiträumig wie bei den Treibhausgasen. Die Klimawirkung ist daher räumlich eng mit den Quellen der Emissionen verbunden. Neben Teilen der USA und China ist Europa einer der Belastungs-Hotspots. BUTTERBACH-BAHL et al. (2011b) haben gezeigt, dass die Feinstaubaerosolbildung über Europa direkt auf die europäischen Stickstoffemissionen zurückzuführen ist.

168

Beurteilung der Klimawirksamkeit reaktiver Stickstoffverbindungen 189. Die Autoren des „European Nitrogen Assessment“ haben erstmals eine umfassende

Klimabilanz reaktiver Stickstoffverbindungen für Europa erstellt und kommen zu dem Schluss, dass die gesamten europäischen Stickstoffemissionen derzeit einen leicht kühlenden Effekt auf das Klima haben. Die Angaben sind allerdings mit einer großen Unsicherheit angegeben und schwanken von einem deutlich kühlenden bis zu einem leicht erwärmenden Einfluss. Den größten wärmenden Effekt haben demnach die Lachgasemissionen sowie die Bildung von troposphärischem Ozon aus Stickstoffvorläufersubstanzen, während der leichte Düngeeffekt und die Bildung von Feinstaubaerosolen durch Stickstoffverbindungen dem entgegen wirken (BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b). Der Bericht sollte jedoch nur als ein erstes Zwischenergebnis angesehen und noch bestehende Unsicherheiten und Wissenslücken geklärt werden (Europäische Kommission – Generaldirektion Umwelt 2013, S. 17). Insbesondere der exakte Beitrag der Feinstaubaerosole für die Klimabilanz ist noch mit großen Wissenslücken behaftet (IPCC 2014). Dies liegt zum einem daran, dass Feinstäube in Abhängigkeit von ihrer Zusammensetzung einen kühlenden oder wärmenden Effekt auf das lokale und globale Klima haben (IPCC 2013b). Schwarzer Kohlenstoff (Ruß, Carbon Black) aus der unvollständigen Verbrennung von fossilen Energieträgern absorbiert zum Beispiel die Sonnenstrahlung und hat damit einen wärmenden Einfluss. Andere Feinstäube wie Schwefel- oder Stickstoffverbindungen werfen jedoch das Sonnenlicht zurück und führen damit zu einer Temperaturabkühlung (EUA 2013; BUTTERBACH-BAHL et al. 2011b). Zum anderen ist die Lebensdauer von Feinstaubaerosolen, verglichen mit Kohlendioxid und Lachgas, gering. Die Vergleichbarkeit der jeweiligen Treibhauspotenziale (i. d. R. über einen Zeitraum von 100 Jahren) ist für solch kurzlebige Stoffe daher nicht sinnvoll (WBGU 2014). Gerade langfristig könnte der intensivierte Stickstoffkreislauf zu einer Erwärmung beitragen, während die kühlenden Effekte im Vergleich dazu nur einen deutlich kürzeren Zeitraum betreffen (SUTTON et al. 2013). 190. Ein Entgegensteuern hinsichtlich der Klimaveränderungen erfordert einen integrierten

Ansatz, der alle Stickstoffverbindungen einbezieht. Dabei ist es von Bedeutung, welche Treibhausgase oder klimawirksamen Stoffe reduziert werden. Während die kurzfristige Temperaturentwicklung entscheidend von kurzlebigen Stoffen wie Feinstaubaerosolen und troposphärischen Ozon bestimmt wird, ist die langfristige Temperaturentwicklung durch die Emissionen langlebiger Treibhausgase (z. B. Kohlendioxid und Lachgas) bestimmt (WBGU 2014). Die Reduktion von Lachgasemissionen hat einen direkten positiven Einfluss auf die Klimabilanz, der allerdings erst langfristig bemerkbar ist. Stickstoffoxide wirken hingegen auf mehreren Wegen auf die Klimabilanz. Eine Reduktion der Stickstoffoxidemissionen hätte beispielsweise durch die Verminderung der Konzentration troposphärischen Ozons auf der einen Seite kühlende Effekte, während auf der anderen Seite die Bedeutung der Stickstoff-

169

oxide für die Aerosolbildung und Lebensdauer von Methan den Klimaeffekt kurzfristig verstärken könnte (IPCC 2013a, S. 684). 191. Klimawirksame Stickstoffverbindungen und andere wichtige Treibhausgase haben oft

dieselben Emissionsquellen, beispielsweise Ammoniak- und Methanemissionen aus der Tierhaltung sowie Stickstoffoxid- und Kohlendioxidemissionen aus der Verbrennung fossiler und biogener Energieträger (Tz. 269 f.). Eine Reduktion der anthropogenen Stickstoffemissionen würde daher auch gleichzeitig diese Klimagase betreffen und ebenfalls wirkungsvoll mindern. 192. Eine Minimierung der Belastung der Umwelt mit reaktiven Stickstoffverbindungen ist

jedoch nicht nur aus Klimasicht geboten. Viele dieser Verbindungen, die das Klima verändern, haben auch als potente Luftschadstoffe Auswirkungen auf die Gesundheit und unsere Umwelt. In Kapitel 3.3 wurde gezeigt, dass in Deutschland Grenz- und Zielwerte zum Schutz der menschlichen Gesundheit für Stickstoffdioxid, Ozon und Feinstaubaerosole nicht flächendeckend eingehalten werden. Bemühungen zur Verbesserung der Luftqualität aus Klimaschutzgründen können damit auch einen Synergieeffekt zum Gesundheits- und Umweltschutz leisten (EUA 2013, S. 37). Bei Ozon und Feinstaubaerosolen hätte eine Minimierung einen direkten Nutzen für die menschliche Gesundheit, während der Einfluss auf die Temperatur zumindest kurzfristig ambivalent sein kann (s. Tz. 190).

3.6
193.

Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
Mit Beginn der Ausbringung von industriell hergestellten, stickstoffhaltigen Düngern,

zusätzlich zum gezielten Anbau von stickstoffbindenden Feldfrüchten, sowie durch die stark gestiegene Verbrennung fossiler Energieträger gelangten ab Anfang des 20. Jahrhunderts immer größere Mengen an reaktiven Stickstoffverbindungen in die Umwelt. Dadurch wurde und wird der natürliche Stickstoffkreislauf massiv beeinflusst. Charakteristisch für den Stickstoffkreislauf ist, dass die verschiedenen Stickstoffverbindungen sich sowohl ineinander umwandeln als auch zwischen den Kompartimenten Luft, Boden und Wasser migrieren können. Emissionen: Landwirtschaft als größter Emittent 194. Die bedeutendste Quelle für die Stickstoffemissionen in Luft, Boden und Wasser ist

die Landwirtschaft. 2012 verantwortete sie in Deutschland 57 % der Emissionen an reaktivem Stickstoff in die Luft. 37 % wurden durch Verbrennungsprozesse emittiert, dabei kamen 18 % der Emissionen aus dem Verkehr und 19 % aus stationären Feuerungsanlagen. Auch aus Klimasicht sind die Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft relevant, weil rund 77 % der Lachgasemissionen in Deutschland aus der Landwirtschaft emittiert werden. Für die Stickstoffeinträge in die Gewässer ist die Landwirtschaft ebenfalls der Hauptverursacher. So werden die Nitratbelastungen des Grundwassers zum Großteil landwirtschaftlichen Aktivitäten zugeschrieben. Etwa 80 % der Stickstofffrachten in die deutschen Ober-

170

flächengewässer stammen aus diffusen Quellen bzw. der Landwirtschaft. Der Hauptanteil der Einträge erfolgt dabei über die Auswaschung aus den Böden und die Verfrachtung über das Grundwasser bzw. den Interflow in die Oberflächengewässer. Auffällig hohe Einträge sind zum Beispiel in Nordwestdeutschland zu verzeichnen. Das hängt zum einen mit der hohen Tierhaltungsdichte und der damit verbundenen Ausbringung von Wirtschaftsdünger, zum anderen mit der Bodenbeschaffenheit (z. B. Sandböden) und den daraus folgenden hohen Auswaschungen zusammen. Die Stickstoffeinträge in Nord- und Ostsee, die sowohl über den Luftpfad als auch über die Flüsse erfolgen, werden ebenfalls hauptsächlich durch die Landwirtschaft verursacht. Beispielsweise stammen 77 % der Stickstoffeinträge in die Fließgewässer des Nordseeeinzugsgebiets von diesem Verursacher. Die Emissionen aus Verbrennungsprozessen, sowohl aus dem Verkehrs- als auch aus dem Energiesektor, konnten in den letzten zehn Jahren deutlich reduziert werden. Dagegen gingen die Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft trotz Effizienzsteigerungen nur geringfügig zurück. Wirkungen: Gesundheitsbelastungen, Biodiversitätsverlust und Klimawandel 195. Reaktive Stickstoffverbindungen belasten auf vielfältige und komplexe Weise die

menschliche Gesundheit und die Ökosysteme. Sie sind eine der Hauptursachen für den Verlust an Biodiversität und sie wirken als Treibhausgase. Die Gesundheit des Menschen wird durch erhöhte Konzentrationen an Stickstoffdioxid und bodennahem Ozon, für welches Stickstoffoxide Vorläufersubstanzen sind, gefährdet. Ammoniak ist gemeinsam mit Stickstoffdioxid eine Vorläufersubstanz für Feinstaub und trägt damit ebenfalls zur Gesundheitsbelastung bei. 2013 wurde noch an 70 % der innerstädtischen, stark vom Verkehr beeinflussten, Messstationen der Jahresmittelwert für Stickstoffdioxid zum Schutz der Gesundheit überschritten. Auch bei Feinstaub und Ozon treten weiterhin Überschreitungen der Ziel- und Grenzwerte auf. Außerdem erschweren die immer noch zu hohen Nitratgehalte im Grundwasser die Trinkwassergewinnung und können die menschliche Gesundheit belasten. In einigen Regionen Deutschlands kann der Nitratgrenzwert im Trinkwasser von den Wasserbetreibern nur unter großem Aufwand eingehalten werden. Bei der Trinkwassergewinnung aus Hausbrunnen kann es zum Teil zu erheblichen Überschreitungen des Grenzwertes kommen. 196. In terrestrischen Ökosystemen führen die erhöhten Einträge von Stickstoffoxiden und

Ammoniak zur Anreicherung von Nährstoffen (Eutrophierung) und zur Bodenversauerung. Durch die Nährstoffanreicherung werden die Artenspektren von höheren Pflanzen und Moosen verändert und die Artenanzahl reduziert, weil an geringe Stickstoffkonzentrationen angepasste Arten verdrängt werden. Dadurch wird indirekt auch die Artenzahl und -zusammensetzung der ober- und unterirdischen Fauna verändert. Diese Veränderungen führen zu einer geringeren Anpassungsfähigkeit des gesamten Ökosystems gegenüber

171

Störungen, wie zum Beispiel Trockenheit oder Schädlingsbefall. Die Versauerung des Bodens kann die Freisetzung von toxisch wirkenden Metallen zur Folge haben. 2009 waren in Deutschland rund 48 % der Fläche natürlicher und halbnatürlicher terrestrischer Ökosysteme von Eutrophierung betroffen, 8 % der Fläche waren durch Versauerung belastet. 197. Bei den aquatischen Lebensräumen stehen als Probleme die Eutrophierung und die

Beeinträchtigung der Grundwasserqualität aufgrund hoher Nitratwerte im Vordergrund. Von der Eutrophierung sind in besonderem Maße die Binnenseen des norddeutschen Tieflands, küstennahe Bereiche der Nordsee sowie die gesamte Ostsee betroffen. Daher verfehlen fast alle Übergangs- und Küstengewässer der deutschen Nord- und Ostsee den guten ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie. Mit der zunehmenden Eutrophierung hat auch die Häufigkeit von toxischen Algenblüten im Wattenmeer zugenommen. Für die Ostsee gilt der hohe Eintrag von Nährstoffen als die gravierendste Belastung dieses Randmeeres. Besonders auffällig ist dabei die großflächige Ausbildung von sauerstofffreien Zonen in tiefen Wasserschichten, in denen keine höheren Lebewesen mehr existieren können. Etwa 92 % der Oberflächengewässer in Deutschland verfehlen den guten oder sehr guten ökologischen Zustand nach der Wasserrahmenrichtlinie. Ursachen dafür sind an erster Stelle die morphologische Veränderung der Gewässer, an zweiter Stelle die Eutrophierung. In den Oberflächengewässern führt der übermäßige Stickstoffeintrag unter anderem zur Zunahme der Phytoplankton- und Wasserpflanzenbiomasse, zu häufigerem Auftreten von Algenblüten, Veränderungen in der Artenzusammensetzung sowie Abnahme der Artenvielfalt. Von der Versauerung sind in besonderem Maße die Oberflächengewässer der Mittelgebirge betroffen. Trotz Rückgängen bei den versauernden Einträgen sind Veränderungen im pHWert und ein damit verbundener Rückgang der Biodiversität im Vergleich zu natürlichen Bedingungen immer noch offensichtlich. Circa 27 % aller Grundwasserkörper in Deutschland verfehlen den guten chemischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie aufgrund hoher Nitratgehalte. Dies hat Auswirkungen auf die Trinkwassergewinnung und auf die Lebensgemeinschaften in diesen bisher kaum untersuchten Ökosystemen. 198. Infolge der genannten Gefährdungen der biologischen Diversität in terrestrischen und

aquatischen Ökosystemen können auch die Ziele der Regelungen, die den Schutz von bestimmten Arten bzw. Habitaten zum Inhalt haben, nicht eingehalten werden. Dies gilt auch und insbesondere für den Gebietsschutz. Dazu zählen in Deutschland FFH-Gebiete, europäische Vogelschutzgebiete bzw. Schutzgebiete nach Kapitel 4 BNatSchG (Schutz bestimmter Teile von Natur und Landschaft) sowie die entsprechenden, nach Landesrecht ausgewiesenen Schutzgebiete. Um den Rückgang der biologischen Diversität aufzuhalten, wurde auf der europäischen Ebene das Schutzgebietsnetzwerk der Natura 2000-Gebiete etabliert. Ziel dieses Netzwerkes ist es, dass alle genannten Lebensraumtypen und Arten der FFH-Richtlinie und der Vogelschutzrichtlinie in einen günstigen Erhaltungszustand gelangen.

172

Weiterhin gilt das Verschlechterungsverbot, nach dem die Mitgliedstaaten geeignete Maßnahmen treffen, „um in den besonderen Schutzgebieten die Verschlechterung der natürlichen Lebensräume“ zu vermeiden (Art. 6 Abs. 2 FFH-Richtlinie). Der aktuelle Bericht zur FFH-Richtlinie von 2013 zeigt, dass 28 % der Lebensraumtypen in einem günstigen, 39 % in einem unzureichenden und 31 % in einem schlechten Zustand sind. Die Analyse für den schlechten Zustand der Lebensraumtypen ist nicht vollständig, weist aber insbesondere für Grünland auf Eutrophierung als eine der Ursachen hin. Besonders landwirtschaftlich genutzte Lebensräume der Agrarlandschaft befinden sich überwiegend in einem schlechten Erhaltungszustand und haben sich teilweise sogar in den letzten sechs Jahren verschlechtert. 199. Die Wirkung reaktiver Stickstoffverbindungen auf die Artenzusammensetzung von

Ökosystemen kann durch weitere Stoffe oder die Folgen des Klimawandels verstärkt werden. Die Auswirkungen der Stickstoffeinträge treten zum Teil erst mit erheblicher zeitlicher Verzögerung von bis zu mehreren Jahrzehnten ein, zum Beispiel bei Waldböden und Oberflächengewässern. 200. Darüber hinaus wird Stickstoff auch in Form von Lachgas freigesetzt, welches ein

265-mal wirksameres Klimagas ist als Kohlendioxid. Lachgas ist für 6,2 % des anthropogenen Treibhauseffekts verantwortlich. In Deutschland haben die Lachgasemissionen einen Anteil von 6 % an den gesamten klimarelevanten Emissionen. Keine Entwarnung bei den Umweltbelastungen 201. Die Umweltbelastungen durch Stickstoffverbindungen konnten in den letzten Jahr-

zehnten gemindert werden. Dieser Trend setzt sich aber teilweise nur geschwächt fort, was angesichts der erheblichen Belastungen nicht ausreichend ist. So konnte zum Beispiel der Anteil der Flächen natürlicher und halbnatürlicher terrestrischer Ökosysteme, die von Eutrophierung oder Versauerung betroffenen sind, deutlich reduziert werden. Weitere Reduktionen sind aber erforderlich. Auch die Entwicklung der Nitratbelastung des Grundwassers weist in den letzten zwei Jahrzehnten eine leicht positive Entwicklung auf. Dieser Trend hat sich aber in den letzten Jahren abgeschwächt. Hinzu kommt, dass regional, zum Beispiel in hochbelasteten Gebieten, die Nitratkonzentrationen zum Teil wieder angestiegen sind. Die Grundwasserkörper im Umfeld von Ackerflächen sind deutlich häufiger hoch belastet. Die Immissionssituation der Oberflächengewässer hat sich in den letzen zwei Jahrzehnten ebenfalls stetig leicht verbessert. So ist insbesondere der Anteil der Messstellen mit besonders hohen Belastungen zurückgegangen. Insgesamt war an 89 % der Messstellen im Vergleich zu den Werten aus dem Jahr 1994 ein Rückgang der Nitratkonzentrationen feststell-

173

bar. Trotzdem sind die Konzentrationen in vielen Fällen zu hoch, sodass weiterhin erhebliche Eutrophierungseffekte insbesondere in den Küstengewässern zu beobachten sind. Die Depositionen von Stickstoffverbindungen aus der Luft in Nord- und Ostsee haben in den letzten Jahren nur geringfügig abgenommen. Auch die Stickstoffkonzentrationen und die Eutrophierungssituationen in den deutschen Teilen von Nord- und Ostsee deuten insgesamt nicht auf eine grundlegende Verbesserung hin. Dazu trägt unter anderem der lange Transfer von Stickstoff über die Böden und das Grundwasser in die Oberflächengewässer bei. Daher schlagen sich positive Emissionsentwicklungen erst mit erheblichen zeitlichen Verzögerungen in den Belastungsminderungen nieder. Bei den für den Gesundheitsschutz relevanten Stickstoffkonzentrationen in der Luft (Feinstaub und Stickstoffdioxid), kommt es insbesondere an stark vom Straßenverkehr geprägten Standorten weiterhin zu deutlichen Überschreitungen der Grenzwerte. Es ist nicht absehbar, dass in naher Zukunft an diesen Standorten der Stickstoffdioxidgrenzwert zum Schutz der menschlichen Gesundheit eingehalten wird. Die Emissionen von Lachgas sind in den letzten Jahren leicht gesunken. Aufgrund der langen Verweildauer in der Atmosphäre hat dies jedoch noch nicht zu einer Umkehr der ansteigenden Konzentration von Lachgas geführt. Regionale Unterschiede bei den Einträgen und Wirkungen 202. Die Stickstoffeinträge und ihre Wirkungen sind in Deutschland regional unterschied-

lich. Das hat verschiedene Ursachen: zum einen ist die Höhe und die Art der Einträge regional verschieden, zum anderen sind die Ökosysteme unterschiedlich empfindlich. Die regionalen Unterschiede bei den Einträgen von reaktiven Stickstoffverbindungen über den Luftpfad sind stark von den Entfernungen der Emissionsquellen zum Wirkungsort abhängig. Während Stickstoffoxide über weite Strecken transportiert und weiträumig verteilt werden, deponiert Ammoniak überwiegend in der Nähe der Emissionsquelle. Dies gilt allerdings nicht für den Teil des Ammoniaks, der in der Luft zu Ammoniumsalzen reagiert, die ebenfalls weit transportiert werden. Ammoniakemissionen entstehen vor allem bei der Tierhaltung und beim Management von Wirtschaftsdünger. Daher sind in Deutschland insbesondere dort hohe Ammoniakeinträge vorzufinden, wo es zu einer hohen Konzentration von Tierhaltungsanlagen kommt. Deutliche regionale Unterschiede zeigen sich auch bei den Stickstoff-Flächenbilanzüberschüssen der Landwirtschaft. Diese sind ein wichtiger Indikator für die Nitrateinträge in die Böden und in die Gewässer. Die Überschüsse variieren in Deutschland zwischen < 50 und > 110 kg pro Hektar und Jahr (Stand: 2007). Die Flächen mit sehr hohen Einträgen (> 90 kg pro Hektar und Jahr) umfassen etwa 10 % der Fläche Deutschlands.

174

Die Nitrateinträge in das Grundwasser werden aber nicht nur durch die Aktivitäten der Landwirtschaft, sondern auch durch die Niederschläge und die Eigenschaften der Böden, die Vegetationsperiode und Unterböden (wasserungesättigte Zone unterhalb der durchwurzelten Zone) bestimmt. Wichtig dabei ist die Zeit, die das Sickerwasser und damit das darin gelöste Nitrat benötigt, um die Bodenschichten zu passieren und beim Grundwasserkörper anzukommen. Je schneller dies geschieht, desto weniger Nitrat wird in der Wurzelzone von den Pflanzen aufgenommen oder aber durch Denitrifikation abgebaut. Handlungsbedarf: sich ergänzende Ansätze verfolgen 203. Die Belastungssituation zeigt, dass eine substanzielle Reduktion der Einträge von

reaktiven Stickstoffverbindungen dringend notwendig ist. Aus Sicht des Umwelt- und Naturschutzes sowie des Gesundheitsschutzes muss eine Strategie zur Minderung der Einträge von Stickstoffverbindungen vier Handlungsansätze verfolgen. Erstens müssen die Stickstoffemissionen flächendeckend reduziert werden. Damit soll die Hintergrundbelastung gemindert werden, um so die Belastungen von terrestrischen und aquatischen Ökosystemen durch reaktive Stickstoffverbindungen zu reduzieren. Flächendeckende Minderungen sind auch wichtig, um die Meere, die Senken für die Nährstoffeinträge sind, zu schützen. Die Reduzierung der Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen dient zudem dem Schutz der menschlichen Gesundheit vor Feinstaub-, Ozon- und Stickstoffdioxidbelastungen, und es können die klimawirksamen Lachgasemissionen reduziert werden. Zweitens müssen Einträge in Hotspots und empfindliche Gebiete verringert werden. In bestimmten Regionen Deutschlands fallen sehr hohe Stickstoffüberschüsse aus der Landwirtschaft an. In verkehrsreichen Ballungsräumen ist die Luft teilweise stark durch Stickstoffdioxid belastet. Sowohl solche Hotspot-Regionen als auch empfindliche Gebiete wie zum Beispiel Hochmoore müssen durch regional und lokal wirksame Instrumente entlastet werden. Beispiele für regionale Ansätze gibt es bei der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und bei den Luftreinhalteplänen. Drittens muss der Schutz von Ökosystemen durch naturschutzfachliche Maßnahmen verstärkt werden. Wo die vorhergehenden Maßnahmen zum Schutz empfindlicher Gebiete nicht ausreichen, sollten ergänzend naturschutzfachliche Managementmaßnahmen ergriffen werden, um die Beeinträchtigungen zu begrenzen. Viertens müssen bislang wenig belastete Gebiete als solche erhalten bleiben und vor eventuellen Belastungen geschützt werden. Um die durch reaktive Stickstoffverbindungen hervorgerufenen Umweltveränderungen sowie den Fluss der verschiedenen Stickstoffverbindungen in ihrem Wirkungszusammenhang aufzuzeigen, zu analysieren und zu bewerten, bedarf es nicht nur einer medienbezogenen Erfassung des Zustands der Kompartimente Boden, Wasser und Luft und der biologischen Diversität, sondern vor allem auch der medienübergreifenden Umweltbeobachtung.

175

4
204.

Verursacher und sozioökonomische Treiber der Stickstoffbelastung
Auslöser für die in Kapitel 3 beschriebenen Stickstoffbelastungen sind die Einträge

reaktiver Stickstoffverbindungen in Luft, Wasser und Boden. Die Einträge in Oberflächengewässer (Tz. 111) und die Emissionen in die Luft (Tab. 3-4) stammen zu einem Anteil von 79 bzw. 58 % aus der Landwirtschaft, die damit der wichtigste Verursacher ist. Für die Emissionen in die Luft sind darüber hinaus die Energiewirtschaft (19 %) und der Verkehr (18 %) von Bedeutung (Abb. 4-1). Bei den Stickstoffeinträgen in Oberflächengewässer sind die kommunalen Abwasserbehandlungsanlagen mit 82 kt Stickstoff (14 %) die zweitgrößte Emissionsquelle. Abwasserbehandlungsanlagen haben aber bereits eine erhebliche Leistung zur Minderung der Stickstoffeinträge erbracht (s. Tz. 391), sodass der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) die größeren Minderungspotenziale in den anderen Verursacherbereichen sieht. Abbildung 4-1 Die wichtigsten Verursacher der Einträge reaktiven Stickstoffs in Oberflächengewässer und Luft in Deutschland

SRU/SG 2015/Abb. 4-1; Datenquelle: a) schriftliche Mitteilung des UBA vom 09. Oktober 2014, im Auftrag des UBA vom Karlsruher Institut für Technologie, Institut für Wasser und Gewässerentwicklung erstellt; b) UBA 2013a; 2013b

205.

Im Folgenden werden die drei Verursacher Landwirtschaft, Verkehr und Energiewirt-

schaft (stationäre Feuerungsanlagen) näher beschrieben und in Bezug zu den sozioökonomischen Treibern gesetzt, die ihre Aktivitäten beeinflussen. Treiber – manchmal auch Triebkräfte genannt (vgl. Nachwuchsgruppe Ökosystemleistungen 2013) – können auf verschiedenen Ebenen wirken bzw. betrachtet werden. Im Rahmen der internationalen Biodiversitätskonvention sowie der nationalen Biodiversitätsstrategie (Abschn. 7.4.3) wird der

176

Begriff Treiber für direkte oder indirekte Verursachungsfaktoren verwendet, die zum Verlust von Biodiversität führen, etwa Stickstoffeinträge (TEEB 2010; BMU 2007; SCBD 2010). Der SRU betrachtet im Folgenden jedoch die sozioökonomischen Treiber und orientiert sich damit an den „driving forces“ des DPSIR-Konzeptes der Europäischen Umweltagentur (EEA 1999). Sozioökonomische Treiber für die Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen können politische Entscheidungen, Marktentwicklungen und der Konsum sein (OENEMA et al. 2011). Beispielsweise hat die Entscheidung zur Förderung des Biomasseanbaus für die Energieerzeugung Einfluss auf die Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft. Der Stromund Wärmeverbrauch der Haushalte wiederum steuert die Energieerzeugung. Neben Instrumenten und Maßnahmen, die die Verursacher unmittelbar adressieren, müssen für eine wirksame Stickstoffminderungsstrategie auch die sozioökonomischen Treiber in den Blick genommen werden. Dabei ist zu antizipieren, wie sich die Treiber voraussichtlich entwickeln. 206. Insgesamt ergibt sich das in Abbildung 4-2 skizzierte Bild für die Zusammenhänge

zwischen den Treibern und Verursachern der Stickstoffbelastung und ihren Wirkungen. Abbildung 4-2 Treiber und Verursacher der Stickstoffbelastung und ihre Wirkungen

Zur Erläuterung der einzelnen Stickstoffformen siehe Tab. 3-1. Quelle: BLW 2004, S. 83, verändert

177

4.1
207.

Landwirtschaft
Stickstoff ist ein wichtiger Pflanzennährstoff und häufig der begrenzende Faktor für

das Pflanzenwachstum sowie insbesondere für den Ernteertrag auf landwirtschaftlich genutzten Böden. Für einen gleichbleibenden Ertrag muss der durch die Ernte entzogene sowie durch Ausgasung, Versickerung oder Auswaschung aus dem System ausgetragene biologisch verfügbare Stickstoff daher regelmäßig wieder zugeführt werden. Die Düngung erfolgt entweder über biologische Stickstofffixierung durch Leguminosen oder durch Ausbringung von Wirtschaftsdünger oder synthetisch hergestelltem Mineraldünger. In den folgenden Abschnitten wird zunächst der Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft dargestellt (Abschn. 4.1.1). Anschließend werden die Einflüsse ökonomischer Faktoren (Abschn. 4.1.2) und der Agrarpolitik (Abschn. 4.1.3) auf die Stickstoffflüsse in der Landwirtschaft erörtert, bevor die Rolle der Bioenergiepoitik (Abschn. 4.1.4) sowie der Lebensmittelproduktion (Abschn. 4.1.5) aufgezeigt wird. Abschließend werden die erwarteten Entwicklungen im gesamten Landwirtschaftssektor dargestellt (Abschnitt 4.1.6).

4.1.1

Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft

Steigerung der Produktivität 208. Seit Beginn des vergangenen Jahrhunderts kann durch synthetischen Stickstoff-

dünger (Tz. 75 ff.) ein entscheidender Pflanzennährstoff als Mineral in gewünschter Menge gezielt den Böden zugeführt werden. In Verbindung mit der Pflanzenzüchtung und dem Pflanzenschutz ist dadurch die landwirtschaftliche Produktion enorm gesteigert worden. Ohne diese Steigerung wäre das starke Wachstum der Weltbevölkerung seit 1900 nicht möglich gewesen. Während im globalen Durchschnitt die Erträge aus einem Hektar Ackerland 1908 noch etwa 1,9 Personen versorgt haben, waren es im Jahr 2008 durch die starke Produktionssteigerung in der Landwirtschaft bereits 4,3 Personen (ERISMAN et al. 2008, S. 637). Schätzungen zufolge basiert gegenwärtig die Ernährungsgrundlage etwa der Hälfte der Weltbevölkerung auf der industriellen Produktion von Stickstoffdüngern (ebd.; Abb. 4-3).

178

Abbildung 4-3 Entwicklung der Weltbevölkerung und des Einsatzes von synthetischem Stickstoffdünger sowie der Fleischproduktion im 20. Jahrhundert

Quelle: ERISMAN et al. 2008, S. 637, verändert

209.

Wurden beispielsweise in Deutschland im Durchschnitt der Jahre 1935 bis 1938 im

Mittel 24,6 dt pro Hektar Winterweizen geerntet, so waren es im Jahr 2013 durchschnittlich 80,1 dt pro Hektar (BMELV 2013, S. 99 und 101). Ähnliche Ertragssteigerungen lassen sich auch für die meisten anderen Nutzpflanzen beobachten. Stickstoff spielt auch als Inputfaktor für die Produktion von proteinhaltigen Futtermitteln, wie Getreide, sowie stärke- und ölhaltigen Pflanzen, wie Mais, Raps, Zuckerrüben und Sonnenblumen, eine wichtige Rolle. Letztere erlangten in den letzten Jahrzehnten eine zunehmende Bedeutung als Biomasse zur Energiegewinnung (Abschn. 4.1.4). Düngereinsatz 210. Bis zum Beginn des 20. Jahrhunderts betrug die jährliche Stickstoffzufuhr durch

Düngung mit Handelsdünger und Stalldung in Deutschland durchschnittlich weniger als 25 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr landwirtschaftlicher Nutzfläche (BMELF 1956, S. 46). Die Gesamtmenge der Stickstoffzufuhr ist bis Anfang der 1990er-Jahre auf mehr als 200 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr angestiegen (BMU und BMELV 2012, S. 42). Im Durchschnitt der Jahre 2008 bis 2010 wurden in Deutschland jährlich 1.640 kt Stickstoff in Form von Mineraldünger, 890 kt in Form von Wirtschaftsdünger und 60 kt in Form von organischen

179

Düngestoffen (Kompost und Klärschlamm) in der landwirtschaftlichen Produktion eingesetzt (UBA 2014b). 211. Pflanzen sind auf anorganische Verbindungen wie zum Beispiel Ammonium (NH4+)

und Nitrat (NO3-) angewiesen, denn nur Stickstoff in ionisierter Form kann direkt von den Pflanzenwurzeln aus dem Boden aufgenommen werden (BLUME 2010, S. 404). Bei synthetischen Düngern ist die Pflanzenverfügbarkeit des Stickstoffs mit etwa 85 – 95 % bei optimalem Einsatz sehr hoch (GUTSER et al. 2010, S. 32). Sie können aufgrund ihrer klar definierten chemischen Zusammensetzung mit anderen Nährstoffen und Spurenelementen gezielt den lokalen Gegebenheiten (z. B. Art der Kulturpflanze, Bodenart, Vegetationsphase und Klima) angepasst und damit bedarfsgerecht auf die landwirtschaftliche Fläche ausgebracht werden (GUTSER et al. 2010). 212. Wirtschaftsdünger, zu denen der SRU auch Gärreste pflanzlicher und tierischer

Herkunft zählt, unterscheiden sich vom synthetischen Dünger aber auch untereinander hinsichtlich Zusammensetzung, Verwertbarkeit und Wirkung des reaktiven Stickstoffs erheblich. Der im Wirtschaftsdünger enthaltene Stickstoff ist unter anderem abhängig von Tierart, Produktionsverfahren und Fütterung. Der Anteil des für die Pflanzen verfügbaren Stickstoffs liegt bei etwa 50 – 80 % (GUTSER et al. 2010, S. 32). Abhängig unter anderem von Ausbringungszeitpunkt und -technik kann es beim Einsatz von Wirtschaftsdünger zu höheren Stickstoffemissionen kommen als bei synthetischen Düngern (CHRISTENSEN 2004). Während beispielsweise bei Jauche bereits kurzfristig der enthaltene Stickstoff fast vollständig verfügbar ist und eine schnelle Düngewirkung hat, ist es bei Festmist nur ein geringer Teil (GUTSER und EBERTSEDER 2006). Der organisch gebundene Stickstoff aus diesen Quellen geht zu einem großen Teil zunächst in den Stickstoffpool des Bodens über und wird erst langfristig über mehrere Jahre durch Bodenorganismen oder chemische Reaktionen in pflanzenverfügbaren Stickstoff umgewandelt (GUTSER et al. 2010). Wirtschaftsdünger tragen mit der organischen Substanz auch zur Humusbildung bei und leisten einen wichtigen Beitrag zur Porenbildung und Regulierung des Luft- und Wärmehaushaltes im Boden. 213. Wird neben der kurzfristigen Düngewirkung auch die langfristige Stickstoffnach-

lieferung aus der organischen Substanz des Bodens bei der Düngeplanung berücksichtigt, kann der Einsatz synthetischen Düngers weiter reduziert werden (NLWKN 2011). So kann knapp die Hälfte des Stickstoffdüngerbedarfs in Niedersachsen rechnerisch durch den düngetechnisch wirksamen Anteil des Stickstoffs aus Wirtschaftsdünger, Gärresten und Klärschlamm gedeckt werden (Landwirtschaftskammer Niedersachsen 2013). Im Sinne der Kreislaufführung von Ressourcen und der Konsistenz (Kap. 2.4) sollte daher der im Wirtschaftsdünger enthaltene Stickstoff möglichst weitgehend im landwirtschaftlichen Kreislauf geführt werden und soweit wie möglich synthetisch hergestellten Dünger substituieren.

180

Stickstoffflüsse in der Landwirtschaft 214. Im Vergleich zur Stickstoffzufuhr ist seit den 1990er-Jahren durch Produktivitäts-

steigerung die Stickstoffabfuhr durch Ernte von der Fläche gestiegen, das heißt die Stickstoffeffizienz hat sich verbessert (BLAG 2012). In der Summe hat dies zu einem Rückgang des Gesamtbilanzüberschusses in Deutschland geführt, allerdings mit starken Schwankungen in einzelnen Jahre und in den letzten Jahren immer wieder auch mit Anstiegen (Statistisches Bundesamt 2014e; Abb. 4-4). Der Gesamtbilanzüberschuss erfasst als Indikator der Nachhaltigkeitsstrategie Stickstoffzu- und -abfuhr in der Landwirtschaft. Der Saldo für Deutschland wird nach dem Konzept der Hoftorbilanz ermittelt und gibt die Stickstoffüberschüsse in Kilogramm je Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche pro Jahr an. Das Ziel, den Stickstoffüberschuss pro Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche bis 2010 auf 80 kg pro Jahr zu reduzieren, wurde mit einem Überschuss von 96 kg Stickstoff pro Hektar (gleitendes Dreijahresmittel) verfehlt. Abbildung 4-4 Stickstoffüberschüsse der Gesamtbilanz Deutschlands in Kilogramm pro Hektar landw irtschaftlich genutzter Fläche

Quelle: Statistisches Bundesamt 2014e, S. 20; Datenquelle: Institut für Pflanzenbau und Bodenkunde des Julius Kühn Instituts (JKI) und Institut für Landschaftsökologie und Ressourcenmanagement der Universität Gießen

215.

In Abhängigkeit von verschiedenen Rahmenbedingungen, wie Standortfaktoren und

Produktionsverfahren, kommt es entlang der landwirtschaftlichen Produktionskette zu Verlusten von reaktivem Stickstoff in die Umwelt und damit zu einer Belastung von Böden, Wasser und Luft mit vielfältigen Auswirkungen auf die verschiedenen Ökosysteme (Kap. 3). An verschiedenen Stellen der landwirtschaftlichen Produktionskette und auf unterschied-

181

lichen Wegen werden Ammoniak (NH3) und Lachgas (N2O) in die Atmosphäre freigesetzt oder als Nitrat (NO3-) in Gewässer ausgewaschen bzw. abgeschwemmt (Abb. 4-5). Abbildung 4-5 Stickstoffflüsse in der Landwirtschaft

Quelle: OENEMA et al. 2007, S. 11

216.

Der Großteil der ungewollten Emissionen von reaktivem Stickstoff in die Umwelt hat

seinen Ursprung in der Landwirtschaft (Abb. 4-1). Insgesamt stammten in Deutschland im Jahr 2012 94 % aller Ammoniakemissionen aus der Landwirtschaft. Von diesen wurden 85 % durch Wirtschaftsdünger verursacht (UBA 2014a). Davon wiederum wurde mehr als die Hälfte (62 %) durch die Rinderhaltung verursacht und knapp ein Viertel (24 %) durch die Schweinehaltung. Abhängig von der Tierart entsteht der Großteil der durch die Nutztierhaltung verursachten Ammoniakemissionen im Stall (2012: Milchkühe: 33 %; Mastschweine: 68 %) sowie bei der Ausbringung von Wirtschaftsdünger (2012: Milchkühe: 54 %; Mastschweine: 19 %). Eine weitere wichtige Quelle ist die Lagerung von Wirtschaftsdünger (2012: Milchkühe: 11 %; Mastschweine: 13 %) (HAENEL et al. 2014, S. 12). Die Landwirtschaft ist außerdem die größte Quelle für Stickstoffeinträge in Oberflächengewässer. Etwa 80 % des Stickstoffs werden über Pfade eingetragen, die überwiegend durch die Landwirtschaft gespeist werden (ARLE et al. 2013). Dabei handelt es sich im Wesentlichen um Nitrat- und Ammoniumauswaschungen aus dem Boden.

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Landwirtschaftlich genutzte Böden sind außerdem die wichtigste Emissionsquelle für Lachgas, das durch Bodenorganismen zum Beispiel aus Nitrat oder Ammonium aus Stickstoffdüngung gebildet wird (GENSIOR et al. 2012; vgl. Kap 3.1). In Deutschland entstehen etwa 77 % der anthropogen verursachten Lachgasemissionen in der Landwirtschaft (Tab. 3.4). 217. Für die Stickstoffemissionen in die Umwelt ist auch das jeweilige Bewirtschaftungs-

system relevant. Im ökologischen Landbau sind die Stickstoffverluste sowie auch der Stickstoffinput pro Fläche tendenziell niedriger. Bezogen auf eine Produkteinheit sind die Stickstoffverluste allerdings tendenziell höher als in der konventionellen Produktion, weil in die Berechnung die geringeren Erträge pro Fläche und der höhere Flächenbedarf eingehen (TUOMISTO et al. 2012; FLESSA et al. 2012). Stickstoffeffizienz 218. In der landwirtschaftlichen Produktion entweicht potenziell ein relativ hoher Anteil des

eingesetzten Stickstoffs potenziell in die Umwelt. Die landwirtschaftliche Produktion ist daher insgesamt durch eine geringe Stickstoffeffizienz gekennzeichnet. Das heißt, der Anteil des in der Produktion, zum Beispiel in Form von Dünge- und Futtermitteln, eingesetzten Stickstoffs, der schließlich im Produkt enthalten ist, ist relativ niedrig. Er beträgt im Mittel aller Betriebe in Deutschland etwa 40 bis 50 % (SCHWEIGERT und van der PLOEG 2002, S. 97 ff.; UBA 2014b), womit etwa 50 bis 60 % des eingesetzten reaktiven Stickstoffs potenziell emittiert werden können. Es gibt aber erhebliche Unterschiede zwischen der Pflanzenproduktion, bei der circa 80 % des eingesetzten Stickstoffs in Ernteerzeugnisse umgesetzt werden, und der tierischen Produktion, bei der nur 20 % des Stickstoffs in tierische Erzeugnisse umgesetzt werden (SCHWEIGERT und van der PLOEG 2002, S. 97 ff.). Die hohen Verlustraten summieren sich aus den Verlusten beim Anbau von Futtermitteln und bei der Umwandlung von pflanzlichem Protein in tierische Erzeugnisse. Zudem wird ein erheblicher Teil des in der landwirtschaftlichen Produktion eingesetzten Stickstoffs dem Nährstoffkreislauf kurzfristig nicht als tierisches Produkt oder Erntegut wieder entzogen, sondern verbleibt als Bestandteil tierischer Ausscheidungen oder Gärsubstrate aus der Biogasproduktion im Nährstoffkreislauf der Betriebe und wird in dieser Form als Wirtschaftsdünger bezeichnet. Hinzu kommt Stickstoff, der in Ernteresten auf dem Feld verbleibt. Stickstoffeffizienz ist aber auch steuerbar durch das individuelle landwirtschaftliche Management. Darauf weisen die Analysen der Bund-Länder-Arbeitsgruppe zur Evaluierung der Düngeverordnung (BLAG 2012, S. 187) hin, die zeigen, dass auch zwischen Betrieben mit gleichem Betriebsschwerpunkt erhebliche Unterschiede in den Bilanzüberschüssen vorliegen. Bilanzüberschüsse geben wieder, wie viel mehr Stickstoff in Betrieben eingesetzt als verwertet wird und wie hoch damit die Stickstoffeffizienz ist (s. a. Tz. 52 ff.). Die Spannbreite der Stickstoffsalden lag im Durchschnitt der Jahre 2006 bis 2010 in den fünf Bundesländern, für die Daten zur Auswertung zur Verfügung standen, bei allen Betriebsformen zwischen unter 20 und über 100 kg Stickstoff pro Hektar. Circa 15 % der Futterbaubetriebe, circa

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45 % der Veredlungsbetriebe und circa 25 % der Marktfruchtbetriebe wiesen einen Stickstoff-Nettosaldo von mehr als den nach der Düngeverordnung seit 2011 zulässigen 60 kg Stickstoff pro Hektar im Dreijahresdurchschnitt auf. Das individuelle Dünge- und
Fütterungsmanagement ist somit ein maßgeblicher Faktor für die Höhe der Überschüsse des eingesetzten Stickstoffs und damit ein weiterer wichtiger Ansatzpunkt zur Effizienzsteigerung in der Landwirtschaft (vgl. Kap. 2.4, Kap. 6.4). Unabhängig vom Bewirtschaftungssystem haben außerdem die jeweiligen Standorteigenschaften, insbesondere der Bodentyp und die Niederschlagsverhältnisse, einen erheblichen Einfluss auf die Stickstoffverluste (Kap. 3.2). Einen Überblick über die Stickstoffeffizienz verschiedener Lebensmittel kann auch der virtuelle Stickstofffaktor (virtual N factor – VNF, nach LEACH et al. 2012) geben. Dieser gibt das Verhältnis des insgesamt während der Produktion in die Umwelt freigesetzten Stickstoffs zum im konsumierten Produkt noch enthaltenden Stickstoff an. Der VNF berücksichtigt beispielsweise alle Stickstoffemissionen, die aus Dünge- und Futtermitteln sowie Ernterückständen und tierischen Ausscheidungen in die Umwelt gelangen. Ein hoher VNF ist also gleichbedeutend mit einer geringen Stickstoffeffizienz. Der VNF kann allgemein nur mit gewissen Unsicherheiten angegeben werden und kann bei gleichen Lebensmitteln zum Beispiel je nach Produktionsart und Produktionsstandort variieren (STEVENS et al. 2014). Die in der Tabelle 4-1 angegebenen Werte für die USA verdeutlichen, dass die Stickstoffverluste in der tierischen Produktion am höchsten sind. Rindfleisch und Milch weisen mit 8,5 und 5,7 den größten VNF auf. Aber auch bei der pflanzlichen Produktion können die Stickstoffverluste pro Einheit Stickstoff im fertigen Produkt erheblich sein (z. B. Gemüse im konventionellen Anbau mit einem VNF von 10,6). 219. Neben der Steigerung der Effizienz ist die Konsistenz ein weiterer wichtiger Ansatz-

punkt zur Minderung der Stickstoffbelastungen. Sie zielt auf eine naturverträgliche Anpassung der Produktion ab. Neben der Nutzung von naturverträglichen, an natürlichen Stoffumsätzen orientierten Technologien steht dabei das Konzept der Kreislaufwirtschaft im Vordergrund, das heißt Abfälle bilden die Ausgangsbasis für neue Produktionsprozesse (Kap. 2.4). Hier ist die Substituierbarkeit von synthetischen Düngern durch Wirtschaftsdünger von besonderer Bedeutung. Je nach Betrachtungsweise, das heißt nach betrieblicher Verwertbarkeit des Stickstoffs im Wirtschaftsdünger, wird dieser als Düngemittelressource im gesamtbetrieblichen Produktionsprozess sinnvoll wieder eingesetzt. Hat der Betrieb jedoch – zum Beispiel aufgrund einer geringen Flächenausstattung oder eingeschränkter Lagermöglichkeiten – keine Aufnahmekapazität für die im Wirtschaftsdünger enthaltenen Nährstoffe, dann steigt die Wahrscheinlichkeit, dass der Wirtschaftsdünger im Sinne der Düngung nicht so eingesetzt wird, dass er Mineraldünger ersetzt. Dies ist mit hohen Stickstoffverlusten in die Umwelt verbunden.

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Fleischproduktion 220. Für die Produktion einer Kalorie bzw. eines Kilos tierischen Lebensmittels muss

generell mehr Stickstoff eingesetzt werden als für die Erzeugung der gleichen Menge pflanzlicher Produkte (XUE und LANDIS 2010). Wird Mais als Nahrungsmittel direkt verzehrt, wird knapp die Hälfte des eingesetzten Stickstoffs vom Menschen konsumiert. Wird hingegen Rindfleisch konsumiert, kommt nur etwa ein Zehntel des entlang der Produktionskette eingesetzten Stickstoffs beim Menschen an (LEACH et al. 2012, S. 46). Mit einer Verschiebung unseres Lebensmittelkonsums von tierischen hin zu pflanzlichen Proteinen würde die Effizienz des Stickstoffeinsatzes erheblich gestärkt. Durch die damit mögliche Verschiebung der Agrarproduktion zu pflanzlichen Produkten würden die Verluste in die Umwelt gemindert werden. Die heutigen Lebensmittelkonsummuster werden in Abschnitt 4.1.5 dargestellt und Möglichkeiten zur Veränderung des Konsumverhaltens im Sinne der Suffizienz in Kapitel 6.6 diskutiert. 221. Für die Stickstoffbilanz der deutschen Landwirtschaft sind die hiesigen Tierhaltungs-

zahlen von großer Relevanz. Die Entwicklungen der verschiedenen Tierarten unterscheiden sich deutlich (Abb. 4-6). Während die Rinderbestände seit Beginn der 1990er-Jahre abgenommen haben, sind die Geflügelbestände kontinuierlich angestiegen. Auch die Schweinebestände haben nach einer deutlichen Abnahme bis zum Ende der 1990er-Jahre langsam wieder zugenommen. Die Produktion von Rindfleisch ist mit deutlich höheren Stickstoffverlusten in die Umwelt verbunden als die von Schweinefleisch. Die geringsten Verluste treten bei der Produktion von Geflügelfleisch auf (Tab. 4.1). Tabelle 4-1 Virtueller Stickstofffaktor tierischer und pflanzlicher Produkte Tierische Produkte Rindfleisch (8,5) Milch (5,7) Schweinefleisch (4,7) Geflügelfleisch (3,4) Fisch und Meeresfrüchte (3,0)
Quelle: Daten für USA, abgeändert nach LEACH et al. 2012

Pflanzliche Produkte Gemüse (10,6) Stärkehaltige Wurzeln (1,5) Getreide (1,4) Leguminosen (0,7)

Innerhalb der EU zählt Deutschland mengenmäßig zu den wichtigsten Produzenten von Fleisch, insbesondere von Schweinefleisch. Der Selbstversorgungsgrad mit Fleisch ist von 94 % im Jahr 2001 auf 120 % im Jahr 2013 gestiegen. Damit ist Deutschland, wie die EU insgesamt, Nettoexporteur von Fleisch (Deutscher Bundestag 2012b; BMEL 2014a). Die Ausfuhr von Fleisch, Fleischwaren und Konserven betrug 2013 4,1 Mio. t, davon 3,2 Mio. t in andere EU-Staaten. Dem stehen Einfuhren von 2,4 Mio. t gegenüber (BMEL 2014a).

185

Abbildung 4-6 Prozentuale Veränderung der Tierbestände (1990 = 100 %) und absolute Zahlen für 1990 und 2010 bzw. 2013

SRU/SG 2015/Abb. 4-6; Datenquelle: BMELV 2013, S. 127

222.

Die Gründe für die Wettbewerbsfähigkeit der deutschen Fleischproduktion sind viel-

schichtig. Im internationalen Vergleich haben deutsche Produzenten von Schweinefleisch Nachteile durch geringere biologische Leistungen (z. B. Ferkelzahlen je Sau, Tageszunahmen in der Mast) und höhere Fixkosten (z. B. Gebäudekosten) (BMELV 2011, S. 46). Innerhalb der EU haben Dänemark und die Niederlande die niedrigsten Kosten. Dennoch sind die Erlöse je Kilogramm Schlachtgewicht in Deutschland größer. Hier leistet die hohe Wettbewerbsfähigkeit der deutschen Schlacht- und Fleischverarbeitungsindustrie mit niedrigen Lohnkosten einen wesentlichen Beitrag. Auch in der Mast bestehen Vorteile. So werden etwa 20 % der Ferkel werden aus Dänemark und den Niederlanden importiert. Der Rindfleischmarkt in der EU genießt Außenschutz und ist nicht in vollem Umfang geöffnet. Die Produktionskosten sind im europäischen Vergleich eher gering, liegen aber global weit über den Kosten anderer Länder wie der Ukraine, Argentinien, Brasilien (BMELV 2011). Räumliche Trennung von Ackerbau und Tierhaltung: Konzentration der tierischen Produktion 223. Insgesamt haben preisliche und politische Entwicklungen (z. B. die Gemeinsame

Agrarpolitik, das Erneuerbare-Energien-Gesetz) sowie das Konsumverhalten in den vergan-

186

genen Jahrzehnten zu einer Intensivierung der landwirtschaftlichen Produktion mit steigenden Tierleistungen und Bestandsgrößen (DAFA 2012) und einer räumlichen Konzentration der tierischen Produktion geführt. Dieser Prozess ging mit Landnutzungsänderungen, wie einer Abnahme des Grünlands, einher (Tz. 236). Insbesondere im Nordwesten und auch im Süden Deutschlands werden sehr hohe Viehdichten erreicht (Abb. 4-7, Karte 1). Zwischen 1999 und 2007 war in vielen dieser Regionen eine Zunahme der Vieheinheiten zu verzeichnen, wohingegen in vielen anderen Gebieten abnehmende Tierzahlen zu beobachten waren. Es ist zu erwarten, dass sich diese Konzentrationswirkung für Milchvieh mit der Deregulierung des Milchmarktes, namentlich dem Auslaufen der Milchquote im Jahr 2015, noch einmal verstärken wird (OFFERMANN et al. 2014, S. 27 f.). Abbildung 4-7 Zunehmende Konzentration der Vieheinheiten je 100 Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche zwischen 1999 und 2007

Quelle: DAFA 2012, S. 16; Datenquelle: „Regionaldatenbank Deutschland“ der Statistischen Ämter des Bundes und der Länder; Statistische Landesämter (Daten aus 2007)

187

224.

Um die Leistungsfähigkeit von Nutztieren zu gewährleisten, ist eine bestimmte Menge

an Rohprotein im Futter nötig (STOCKINGER und SCHÄTZL 2012). Die Versorgung mit importierten, eiweißreichen Futtermitteln ermöglicht auf der lokalen Ebene flächenunabhängig die Intensivierung der tierischen Produktion. Der höhere Eiweißgehalt dieser Futtermittel, beispielsweise gegenüber einer Weidehaltung, hat die Intensität und Produktivität in der Fleisch- und Milcherzeugung erheblich gesteigert. Die in der Tierhaltung in Deutschland eingesetzten Futtermittel stammen nur zum Teil aus heimischer Produktion und ohne die Futtermittelimporte könnte Deutschland die hohe Produktion tierischer Lebensmittel nicht aufrechterhalten. Etwa ein Drittel des in Deutschland verbrauchten Futtermittels (gemessen in verdaulichem Eiweiß) wurde in den vergangenen Jahren importiert (BMELV 2013, S. 124). Im Jahr 2011 wurden etwa 3,2 Mio. t Sojabohnen und 3,4 Mio. t Sojaschrot für die Futtermittel- und Tierproduktion nach Deutschland eingeführt (Deutscher Bundestag 2012a). Über die Flächenerträge der Ursprungsländer lässt sich für die Importe von Sojabohnen und Sojaextraktionsschrot ein jährlicher Flächenbedarf von etwa 2,5 Mio. ha ermitteln, was rund 20 % der Ackerfläche Deutschlands entspricht (BMELV 2012). Mit den Futtermitteln werden jährlich aber auch etwa 365 kt Stickstoff importiert (UBA 2014b). Dieser wird dann in Deutschland zu einem erheblichen Teil als Nebenprodukt bei der Tiermast ausgeschieden und fällt als Wirtschaftsdünger an. Durch die Fixierung von Luftstickstoff und den Einsatz von mineralischem Dünger wird beim Anbau von Futtermitteln dem Gesamtsystem Stickstoff neu zugefügt. Dem Nährstoffkreislauf in den Anbauländern wurde der Stickstoff hingegen als Erntegut den landwirtschaftlichen Flächen entzogen. Auch andernorts produzierte und nach Deutschland importierte tierische Erzeugnisse tragen zu den globalen Gesamtemissionen reaktiven Stickstoffs bei. Tiere, die nach Deutschland transportiert und hier geschlachtet und verarbeitet werden, haben in ihrem Ursprungsland die Stickstoffbilanz beeinflusst. Auch auf globaler Ebene sind daher die Kreisläufe zunehmend entkoppelt. 225. Durch die beschriebene Konzentration der Tierhaltung innerhalb Deutschlands

kumulieren in bestimmten Regionen auch räumlich der kontinuierlich anfallende Wirtschaftsdünger und die Biogasproduktion, bei der neben Energiepflanzen auch Wirtschaftsdünger eingesetzt wird. In diesen Regionen ist die Tierhaltung von der pflanzlichen Erzeugung der Futtermittel weitgehend räumlich entkoppelt und es gibt keine ausreichende Verwendung für Wirtschaftsdünger. Die Menge an Nährstoffen, die von den Pflanzen benötigt wird und aufgenommen werden kann, ist jedoch begrenzt und unterscheidet sich zudem im Jahresverlauf deutlich. Eine Düngung, die sich am Bedarf der Pflanzen orientiert, ist daher nur zu bestimmten Zeitpunkten der Vegetationsperiode möglich. Der Wirtschaftsdünger muss über längere Zeiträume möglichst verlustarm gelagert werden, um die Stickstoffverluste in die Umwelt gering zu halten.

188

Ein Transport des Wirtschaftsdüngers findet zwar heute bereits über kurze und mittlere Distanzen statt (Landwirtschaftskammer Niedersachsen 2013), ist über weite Strecken aber bislang häufig unrentabel. Die Lagerung und der Transport des Wirtschaftsdüngers sind nicht unerhebliche Kostenfaktoren. Steigende Preise für synthetische Dünger (z. B. infolge steigender Energiepreise) und technische Entwicklungen zur Aufbereitung des Wirtschaftsdüngers sowie strengere Auflagen in der Düngeverordnung könnten die Transportwürdigkeit jedoch zukünftig verbessern, potenziell die kurzfristige Nährstoffwirkung erhöhen sowie die Verluste bei der Anwendung reduzieren (Abschn. 6.4.6). Gemüsebau 226. Neben der tierischen Produktion ist insbesondere beim Anbau von Sonderkulturen

wie Gemüse eine teilweise sehr geringe Stickstoffeffizienz bei den heute üblichen Produktionsverfahren festzustellen, die erhebliche Stickstoffemissionen in die Umwelt bedingen (ARMBRUSTER et al. 2013; Wissenschaftlicher Beirat für Düngungsfragen beim BMELV 2009). Ursachen dafür sind unter anderem eine nicht bedarfsgerechte Düngung (Tz. 248, Tz. 521), enge Fruchtfolgen und hohe Stickstoffgehalte in den Ernterückständen. Bei einigen Kulturen ist eine hohe Stickstoffversorgung zum Zeitpunkt der Ernte auch nötig, um bestimmte äußere Qualitätsmerkmale zu erreichen (z. B. grüne Farbe bei Brokkoli) (ARMBRUSTER et al. 2013). Viele Gemüsekulturen haben beispielsweise nur kurze Wachstumsphasen und können auch eine temporäre Unterversorgung nicht kompensieren, weshalb zur Risikominderung teilweise weit über den eigentlichen Bedarf gedüngt wird. Eine nicht ausreichende Stickstoffversorgung kann bei bestimmten Kulturen sogar einen kompletten Ernteausfall zur Folge haben. Da der Anteil der Düngerkosten an den variablen Kosten im Gemüsebau nur wenige Prozent beträgt, sind die Anreize Dünger einzusparen sehr gering.

4.1.2
227.

Ökonomische Einflussfaktoren
Die Entwicklung des Stickstoffeinsatzes in der Landwirtschaft und damit der Emissio-

nen in die Umwelt ist von verschiedenen Faktoren abhängig, die sich grob in ökonomische Einflussfaktoren (agrarstrukturelle Entwicklungen, Preisrelationen zwischen Stickstoff als Inputfaktor und den Absatzpreisen für landwirtschaftliche Erzeugnisse), politische Rahmensetzung auf europäischer und nationaler Ebene sowie Konsum- und Lebensstile einteilen lassen. Diese Punkte werden in diesem und den folgenden Abschnitten dargestellt. Erzeugerseitig ist die Relation zwischen den Kosten für den Einsatz von Stickstoff als Dünger bzw. als proteinhaltiges Futter einerseits und den Preisen für landwirtschaftliche Verkaufsprodukte andererseits entscheidend für die Menge des eingesetzten Stickstoffs. So begründet die Bund-Länder-Arbeitsgruppe zur Evaluierung der Düngeverordnung den besonders hohen Absatz von Stickstoffmineraldünger in den Jahren 1999 und 2000 auch mit besonders niedrigen Düngerpreisen (BLAG 2012, S. 81). Insgesamt ist in den vergangenen

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zwanzig Jahren jedoch eine Entwicklung hin zu einer Verteuerung der Düngemittel in Relation zu den erzielten Erzeugerpreisen zu verzeichnen (Abb. 4-8). Das heißt, die Preise für Düngemittel sind tendenziell stärker gestiegen als die für die landwirtschaftlichen Produkte erzielten Erzeugerpreise. Beispielsweise näherten sich die Indizes der Preise für Düngemittel und Getreide bzw. Rinder im Laufe der letzten beiden Jahrzehnte tendenziell an. Dagegen sind die Preise für Futtermittel und für Rinder beide ähnlich stark gestiegen. Abbildung 4-8 Index der Erzeugerpreise landw irtschaftlicher Produkte (Getreide, Rinder) und Index der Einkaufspreise landwirtschaftlicher Betriebsmittel (Dünge- und Futtermittel) (inkl. Umsatzsteuer; 2010 = 100)

SRU/SG 2015/Abb. 4-8; Datenquelle: Statistisches Bundesamt 2014a; 2014b

Die Bund-Länder-Arbeitsgruppe zur Evaluierung der Düngeverordnung betont aber, dass die Preisrelationen immer wieder schwanken und kurzzeitig auch wieder zu einem steigenden Einsatz von Mineraldünger führen können (BLAG 2012, S. 82). Im Wirtschaftsjahr 2010/2011 hatte sich zum Beispiel die Preisrelation zugunsten des Weizens verändert, was prompt zu einem höheren Stickstoffmineraldüngerabsatz führte (ebd.). Die Relevanz der Preisrelationen für den Düngemitteleinsatz ist jedoch auch abhängig davon, welchen Anteil die Kosten für synthetischen Dünger an den gesamten Produktionskosten ausmachen. Je nach Nutzpflanze kann dies von wenigen Prozent (z. B. im Gemüsebau) bis zu einem Drittel der variablen Produktionskosten (z. B. bei Getreide) betragen (JENSEN et al. 2011, S. 43). Daraus lässt sich ableiten, dass die Beeinflussbarkeit des Einsatzes von synthetischen Düngern und auch die Bereitschaft der Landwirtschaft im Sinne der Effizienz und Konsistenz

190

(vgl. Kap. 2.4) solchen durch Wirtschaftsdünger zu substituieren, über die Düngerpreise je nach Produktionszweig stark variieren. Der vermehrte Einsatz von synthetischen Düngemitteln zur Steigerung der Pflanzenproduktion resultiert zum Teil auch aus der höheren Nachfrage nach Futtermitteln als Vorleistung für die tierische Erzeugung. Die Nutztierhaltung ist heute von großer ökonomischer Relevanz für den landwirtschaftlichen Sektor. Durch sie werden rund 60 % der gesamten landwirtschaftlichen Erlöse generiert (BMELV 2010, S. 14). Wie in Textziffer 223 ff. ausgeführt, ist neben der durch die Tierhaltung induzierten Intensivierung beim Anbau von Futtermitteln die zunehmende räumliche Konzentration der tierischen Produktion das maßgebliche Problem. Die Ursachen für diesen Trend sind vielfältig. Die Ansiedlung der Tierhaltung in bestimmten Regionen ist zum einen auf für den Ackerbau ungünstigere hydrologische und geologische Gegebenheiten zurückzuführen (schlechte Böden, ungünstiges Klima, hoher Wasserstand, steile Hanglagen). Aus Produktivitätsgründen haben sich die Betriebsstrukturen in der Nutztierhaltung in den vergangenen Jahrzehnten hin zu einer Vergrößerung der Bestände entwickelt (DAFA 2012, S. 15). Zur räumlichen Konzentration trägt außerdem bei, dass in ländlichen Gebieten alternative Einkommensmöglichkeiten außerhalb der Landwirtschaft oft begrenzt sind. All diese Faktoren haben auch dazu geführt, dass sich die entsprechenden Infrastrukturen wie Schlachthöfe und die Fleisch verarbeitende Industrie ebenfalls in diesen Gebieten angesiedelt haben (BÄURLE und TAMÁSY 2012). Die entstandenen, hoch konzentrierten Agrarstrukturen werden neben den in Deutschland für die Fleisch verarbeitende Industrie vergleichsweise günstigen rechtlichen Rahmenbedingungen als Ursache für eine gestiegene Produktivität und damit sinkende Produktionskosten im Sektor Fleischerzeugung genannt. Die Aussicht auf hohe Gewinne führen auf der Ebene der landwirtschaftlichen Produktion zu Markteintritten und Mehrproduktion, was zu einer problematischen Verschärfung der Stickstoffbelastung führt. Aufgrund der Marktverhältnisse (der Landwirt ist Preisnehmer und stellt nur ein Glied in der gesamten Kette dar) profitiert der individuelle landwirtschaftliche Betrieb in der Regel aber nur kurzzeitig von der Produktivitätssteigerung (DAFA 2012, S. 15).

4.1.3
228.

Agrarpolitik
Historisch gesehen war die europäische Gemeinsame Agrarpolitik (GAP) wesentlich

für die Entwicklung hin zu dem heutigen hohen Niveau der landwirtschaftlichen Produktion in Deutschland. Bei ihrer Einführung im Jahr 1962 war die Agrarförderung über Preisstützungen und Marktinterventionen an die Produktionsmenge gebunden, was zu einer drastischen Produktionssteigerung und schließlich zu einer Überproduktion führte (Europäische Kommission 2012, S. 3; FEARNE 1997). Seitdem gab es vielfältige Reformschritte, die die Überproduktion mindern sollten und auch Elemente zur Entlastung der Umwelt beinhalteten. Meilensteine waren die Einführung der zweiten Säule der GAP (1999) sowie die Einführung der Cross Compliance (2005). Auch die Entkopplung der Direktzahlungen

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(2005) spielte eine wichtige Rolle. Seitdem werden die Direktzahlungen je Hektar unabhängig von der tatsächlichen Produktion gezahlt (OPPERMANN et al. 2013; MÖCKEL 2006). Agrarumweltmaßnahmen wurden in die europäische Agrarpolitik 1992/1993 erstmals eingeführt und 1999/2000 fest in der zweiten Säule verankert. Politische Entscheidungen, wie die schrittweise Aufhebung der obligatorischen Flächenstilllegung, die Deregulierung des Milchmarktes (Auslaufen der Milchquote) oder die Ausgestaltung von Agrarumweltmaßnahmen, können erhebliche Auswirkungen auf die Stickstoffüberschüsse der Landwirtschaft haben (HEIDECKE und KREINS 2010). Die jüngsten Reformen, die ab 2015 umgesetzt werden müssen, sollen zu einer Verringerung der Stickstoffüberschüsse beitragen. Nach dem heutigen Stand der politischen Reformen ist jedoch eher von einer Stagnation auszugehen (SRU 2013). Auf diesen Problemkomplex sowie mögliche politische Nachbesserungen der aktuellen Reform wird in Abschnitt 6.4.4 näher eingegangen.

4.1.4
229.

Bioenergiepolitik
Der Anbau energetisch nutzbarer Biomasse hat in den letzten Jahren erheblich zuge-

nommen. Aus Biomasse wird Bioenergie zur Stromerzeugung, für die Wärmebereitstellung sowie Kraftstoff hergestellt. Hinzu kommt, dass Biomasse als Rohstoff in der Industrie eingesetzt werden kann. Aufgrund der vielfältigen Nutzungsmöglichkeiten besteht eine erhebliche Nachfrage nach Anbaubiomasse. Diese trägt aus Sicht des Umweltschutzes zu bedenklichen Entwicklungen in der Landwirtschaft bei und verschärft bestehende Tendenzen, wie beispielsweise Intensivierung und starke Zunahme von bestimmten Anbaukulturen. Der Anteil der erneuerbaren Energien am gesamten Bruttoendenergieverbrauch, das heißt Strom, Wärme und Kraftstoffe, lag im Jahr 2013 bei 12 %, ihr Anteil am Bruttostromverbrauch betrug 25,3 %, am Endenergieverbrauch zur Bereitstellung von Wärme und Kälte 9,1 % und am Endenergieverbrauch Verkehr 5,5 %. Biogas hatte mit 27.180 GWh den zweitgrößten Anteil an den erneuerbaren Energien am Bruttostromverbrauch, dies entspricht 4,6 % des deutschen Stromverbrauchs. Im Bereich Wärme/Kälte lag der gesamte Biomasseanteil (biogene Festbrennstoffe, Biogase und flüssige Bioenergieträger) bei 7,3 % des Gesamtverbrauchs. Der direkte Holzeinsatz in Haushalten lag bei 4,5 %. Kraftstoffe aus erneuerbaren Energien basieren vollständig auf Biomasse (BMWi 2014). Der zunehmende Einsatz von Biomasse zur Energieerzeugung ist vor allem auf politisch gesetzte Rahmenbedingungen zurückzuführen. Dabei spielt die Annahme, durch den Einsatz von Biomasse weniger klimaschädlich Energie und Wärme erzeugen zu können, eine tragende Rolle. 230. Die Nutzung von Biomasse zur Energieerzeugung wird vom Erneuerbare-Energien-

Gesetz (EEG), dem Erneuerbare-Energien-Wärme-Gesetz (EEWärmeG) sowie dem Biokraftstoffquotengesetz (BioKraftQuG), das zu Änderungen des Bundes-Immissions-

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schutzgesetzes (BImSchG) und zur Änderung energie- und stromsteuerrechtlicher Vorschriften geführt hat, geregelt. Kraftstoffe 231. Das Biokraftstoffquotengesetz verpflichtet über § 37a BImSchG die Kraftstoff-

hersteller, einen festen, im Zeitverlauf steigenden Mindestanteil ihrer Produkte auf Basis nachwachsender Rohstoffe auf den Markt zu bringen. Dabei ist unerheblich, ob dieser Anteil durch reine Biokraftstoffe oder durch Beimischung erreicht wird. 2014 müssen mindestens 2,8 % der verkauften Otto- und mindestens 4,4 % der Dieselkraftstoffe Biokraftstoffe sein. Insgesamt müssen im Jahr 2014 mindestens 6,25 % der Gesamtmenge verkaufter Kraftstoffe auf Basis von Biokraftstoffen erzeugt werden. Gemäß § 37a Absatz 3a BImSchG stehen ab 2015 nicht mehr die Biokraftstoffanteile im Vordergrund, sondern die Treibhausgaseinsparung der verkauften Gesamtkraftstoffmenge. Der Treibhausgasanteil der verkauften Kraftstoffe soll ab 2015 gegenüber rein fossilen Kraftstoffen um 3 % sinken, ab 2017 um 4,5 % und ab 2020 um 7 %. Wärme 232. Das Erneuerbare-Energien-Wärme-Gesetz schreibt seit 2009 die anteilige Nutzung

erneuerbarer Energien für die Wärme- und Kälteerzeugung in Neubauten sowie in von der öffentlichen Hand genutzten Altbauten nach Sanierung vor. Ziel ist es, 2020 einen Anteil erneuerbarer Energien am Endenergieverbrauch für Wärme und Kälte von 14 % zu erreichen (§ 1 Abs. 2 EEWärmeG). Hierdurch sollen Potenziale zur Vermeidung von Treibhausgasen im Gebäudebereich gehoben werden (WUSTLICH 2008). Eingesetzt werden können Solarenergie, Geothermie und Biomasse. Für den Einsatz flüssiger oder fester Biomasse ist eine anteilige Versorgung von mindestens 50 %, für Biogas von mindestens 30 % festgelegt (§ 5 Abs. 2 EEWärmeG). Wärme aus Biogas muss jedoch in einer hocheffizienten KWK-Anlage (KWK – Kraft-Wärme-Kopplung) erzeugt werden, um Nutzungskonkurrenzen zu vermeiden (WUSTLICH 2008). Das Erneuerbare-Energien-Wärme-Gesetz stellt somit eine Verbindung zum EEG her, in das 2009 ein KWK-Bonus integriert wurde. Offen bleibt, ob die Regelungen des Erneuerbare-Energien-Wärme-Gesetzes für den Gebäudebestand ausreichen, um Artikel 13 Absatz 4 der Erneuerbare-Energien-Richtlinie 2009/28/EG umzusetzen, oder ob das Gesetz weitreichender auch auf privat oder gewerblich genutzte Altbauten erstreckt werden muss (LEHNERT und VOLLPRECHT 2009). Strom 233. Das EEG fördert den Einsatz erneuerbarer Energien zur Stromerzeugung durch

gesetzlich festgelegte Vergütungssätze je erzeugter Einheit Strom über eine Dauer von zwanzig Jahren. Die Förderkosten werden durch die EEG-Umlage von privaten und gewerblichen Letztverbrauchern getragen, wobei jedoch ein Teil der Verbraucher (bestimmte energieintensive Unternehmen und Eigenstromerzeuger) eine reduzierte oder gar keine Umlage

193

zahlen. Das EEG legt Ziele für den Gesamtanteil erneuerbarer Energien an der Stromversorgung fest. Mit dem EEG 2014 werden erstmals Obergrenzen des vergütungsfähigen Zubaus der einzelnen Technologien benannt, lediglich für Photovoltaik ist dies schon länger der Fall. Für Biomasse wird im EEG 2014 ein maximaler Zubau von 100 MW brutto vorgegeben. Diese Obergrenzen schränken den Zubau von Anlagen ein, die nach dem EEG vergütet werden. Das EEG legt jedoch keine absoluten Grenzen für den Anteil einzelner Technologien an der Stromversorgung fest, sodass in der Praxis die zugebauten Kapazitäten auch deutlich über 100 MW liegen könnten. Realistisch ist dies jedoch nicht, da bislang davon ausgegangen werden kann, dass sich Anlagen ohne Anspruch auf die EEG-Vergütung nicht am Markt behaupten können. So wird auch davon ausgegangen, dass die mit dem EEG 2014 verringerte Vergütung einen weitaus größeren Effekt haben wird als die Beschränkung des vergütungsfähigen Zubaus (Fachverband Biogas 2014). Auswirkungen der gesetzlichen Regelung 234. Die Bioenergiepolitik hat zu einem vermehrten Anbau von Energiepflanzen in

Deutschland geführt. Die Anbaufläche für nachwachsende Rohstoffe (Energie- und Industriepflanzen) ist von 0,7 Mio. ha im Jahr 1999 auf 2,4 Mio. ha im Jahr 2013 gestiegen. Im Hinblick auf die Anbaufläche waren 2013 Energiepflanzen für die Biogaserzeugung (1,2 Mio. ha), Raps für Biodiesel und Pflanzenöl (0,7 Mio. ha) sowie Pflanzen für die Bioethanolproduktion (0,2 Mio. ha), wie vor allem Zuckerrüben und Weizen, die bedeutendsten nachwachsenden Rohstoffe (Abb. 4-9). Die Anbaufläche für Festbrennstoffe macht mit 11.000 ha den weitaus geringsten Anteil aus, jedoch verdeutlicht dies, dass die bisher eingesetzte feste Biomasse nicht ausschließlich aus Restholz oder Reststoffen aus holzbasierten Produktionsprozessen, sondern aus der Forstwirtschaft stammt. Sie wird in Form von Scheitholz eingesetzt. Der Holzanteil der Wärmeerzeugung aus erneuerbaren Energien liegt bei 80 % (HOFMANN et al. 2013, S. 3). Die Anbaufläche von Silomais, der als Tierfutter sowie als Substrat zur Biogaserzeugung verwendet werden kann, ist von 1,2 Mio. ha 2003 auf 2,0 Mio. ha 2013 angestiegen (Abb. 4-10). Vor dem Hintergrund leicht abnehmender Rinderbestände (vgl. Tz. 221) ist die Zunahme vor allem auf den deutlichen Anstieg der Nutzung von Anbaubiomasse zur Biogaserzeugung zurückzuführen. Nach Schätzungen der Fachagentur für Nachwachsende Rohstoffe (FNR) wurden im Jahr 2013 32 % (0,8 Mio. ha) der gesamten Maisanbaufläche von 2,5 Mio. ha (Silo- und Körnermais) in Deutschland zur Gewinnung von Substrat zur Biogaserzeugung eingesetzt (FNR 2013b). Der übrige Anteil wurde primär als Futtermittel verwendet. Im Jahr 2012 war Silomais mit einem Anteil von 75 % am energiebezogenen Substrateinsatz der bedeutendste nachwachsende Rohstoff in der Biogaserzeugung. Hinzu kam vor allem Grassilage mit einem Anteil von 10 % und Getreide-Ganzpflanzensilage mit einem Anteil von 7 % (DANIEL-GROMKE et al. 2013, S. 55).

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Abbildung 4-9 Anbau nachwachsender Rohstoffe in Deutschland (2013)

Quelle: FNR 2013a

Abbildung 4-10 Entwicklung der Anbaufläche von Silomais, der Rinderbestände und der installierten elektrischen Leistung von Biogasanlagen (2003 bis 2013)

SRU/SG 2015/Abb. 4-10; Datenquelle: Fachverband Biogas 2013; BMEL 2014b; Statistisches Bundesamt 2006; 2009; 2013a; 2014c; 2014d

195

235.

Silomais und Raps, die dominierenden nachwachsenden Rohstoffe in Deutschland,

weisen ein hohes Potenzial für Stickstoffverluste auf. Grundsätzlich besteht bei der Anbaupraxis von Kulturen als Energiepflanzen und zur Gewinnung von Lebens- und Futtermitteln kein Unterschied (NITSCH et al. 2008). Nach der Ernte von Silomais liegen häufig hohe Mengen Stickstoff in Form von Nitrat im Boden vor, die nicht mehr von Pflanzen aufgenommen und daher ausgewaschen werden. Flächen mit Rapsanbau weisen ebenfalls ein großes Potenzial zur Nitratauswaschung nach der Ernte auf (LICKFETT 2000). Sowohl beim Anbau von Mais als auch von Raps hängt die Nitratauswaschung jedoch stark vom Standort und Betriebsmanagement ab. Beim Maisanbau ist insbesondere die Höhe der organischen Stickstoffdüngung, aber auch beispielsweise deren zeitliche Abstimmung mit dem Pflanzenbedarf, entscheidend. In Regionen mit hoher Dichte an Tierhaltung und Biogaserzeugung kommt es zu Nährstoffüberschüssen, die nicht mehr sinnvoll im Pflanzenbau vor Ort eingesetzt werden können. Teilweise sehr hohe Transportkosten für Wirtschaftsdünger lassen es ökonomisch sinnvoll erscheinen, der möglichst kostengünstigen Entsorgung bei der Ausbringung von Wirtschaftsdünger den Vorrang vor der optimalen Verwertung zu geben. Dies kann eine hohe Nitratauswaschung in Maisbeständen befördern (s. a. Tz. 238). 236. Der zunehmende Anbau von nachwachsenden Rohstoffen hat zu Landnutzungs-

änderungen beigetragen. Insbesondere der Umbruch von Grünland ist im Hinblick auf die Stickstoffproblematik kritisch zu beurteilen, da er zur Mineralisierung von organisch gebundenem Stickstoff führt. Die landwirtschaftliche Nutzung von Grünland weist darüber hinaus im Vergleich zu den meisten einjährigen Kulturen geringere negative Umwelt- und Naturschutzwirkungen auf. OSTERBURG et al. (2011) stellten für den Nordwesten Deutschlands einen vermehrten Grünlandumbruch in Betrieben mit Substratanbau für Biogasanlagen fest. Der größte Teil des in der Untersuchung ermittelten gesamten Grünlandverlustes fand jedoch in Milchviehbetrieben ohne Substratanbau statt (ebd., S. 352). Dies verdeutlicht, dass die Bioenergienutzung einen Beitrag zum Grünlandverlust leistet, jedoch nicht den alleinigen Treiber darstellt. Darüber hinaus kann die Nachfrage nach nachwachsenden Rohstoffen zur energetischen Verwendung eine intensivere Nutzung (z. B. eine höhere Düngung) von bisher extensiv bewirtschafteten Flächen und den Anbau von Kulturen auf für diese nicht geeigneten Standorten anreizen. Auch kann die Teilnahme an freiwilligen Extensivierungsprogrammen weniger attraktiv werden (NITSCH et al. 2008, S. 20 ff.). Diese Entwicklungen sind jedoch nicht alleine auf die verstärkte Nachfrage nach nachwachsenden Rohstoffen zur Gewinnung von Bioenergie zurückzuführen, sondern auch auf grundsätzliche Tendenzen im landwirtschaftlichen Sektor, wie beispielsweise Preissteigerungen von Agrarrohstoffen. 237. Tierhaltung und Biogaserzeugung fallen räumlich häufig zusammen, da die anfallen-

den Exkremente als Substrat für Biogasanlagen verwendet werden können und ihr Einsatz durch den Güllebonus gefördert wurde (s. a. Tz. 242). In Regionen mit hohen Tierhaltungs-

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dichten sind Nährstoffkreisläufe meist nicht mehr geschlossen, da große Mengen Stickstoff in Form von Futtermitteln importiert werden. Die Biogaserzeugung trägt zu regional bereits bestehenden Stickstoffüberschüssen bei, die primär auf die konzentrierte Tierhaltung zurückzuführen sind. Berechnungen von HEIDECKE et al. (2012) liefern beispielsweise für Schleswig-Holstein Hinweise, dass der Anfall von Gärresten für den Anstieg von regionalen Stickstoffüberschüssen mitverantwortlich ist. 238. Mit dem Einsatz von tierischen Exkrementen als Substrat in Biogasanlagen ist in der

Summe kein erhöhter Anfall an organischem Stickstoff verbunden. Wirtschaftsdünger fällt auch unabhängig von der Biogaserzeugung an, vor der Ausbringung steht nur die energetische Nutzung im Zuge der Fermentation. Zusätzlicher organischer, stickstoffhaltiger Dünger entsteht jedoch durch die Vergärung von nachwachsenden Rohstoffen. Der in der Anbaubiomasse enthaltene Stickstoff wird nicht dem landwirtschaftlichen Stickstoffkreislauf entzogen, sondern in Form von Gärresten auf die Flächen zurückgeführt. Regionale Nährstoffkreisläufe werden zusätzlich angereichert, wenn die Gärreste nicht auf die Anbauflächen der Substrate und an die Betriebe, die Wirtschaftsdünger abgegeben haben, zurückgeführt werden, sondern aus Kostengründen in der Nähe der Biogasanlage ausgebracht werden. Im Rahmen eines Pilotprojektes zeigen WÜSTHOLZ und BAHRS (2013, S. 212 f.), dass untersuchte Betriebe deutlich mehr Stickstoff an Biogasanlagen in Form von Substraten liefern, als sie in Form von Gärresten aufnehmen. Dies deutet auf einen Beitrag zur Nährstoffakkumulation durch die Biogaserzeugung hin. Umweltbelastungen durch Gärreste sind jedoch auch stark auf Defizite bei den Vorgaben zur Düngung zurückzuführen (vgl. Abschn. 6.4.2; Abschn. 6.5.1.4). 239. Im Zuge der Biogaserzeugung entstehen neue Quellen für Ammoniak- und Lachgas-

emissionen, da durch die Vergärung von pflanzlicher Biomasse zusätzlicher Wirtschaftsdünger anfällt, der bei Lagerung und Ausbringung zu Emissionen führt (JÖRß et al. 2014, S. 94 ff.). Wie auch bei Wirtschaftsdünger ohne vorherige energetische Nutzung beeinflusst die bei der Lagerung und Ausbringung eingesetzte Technologie stark das Emissionsniveau. So wurden nach Schätzungen 2011 nur circa 50 % der Gärreste in gasdicht abgedeckten Lagerstätten aufbewahrt (KTBL 2012; s. a. RÖSEMANN et al. 2013, S. 93). Biogasanlagen können potenziell jedoch auch einen Beitrag zur Reduktion von Lachgas- und Methanemissionen leisten, da bei der Verstromung von Wirtschaftsdünger die Emissionen aus dessen Lagerung verringert werden können (AMON et al. 2006; de VRIES et al. 2010). 240. Die Biogasproduktion ist durch die beschriebene Erhöhung von regionalen Stickstoff-

überschüssen als besonders problematisch einzustufen. Es ist jedoch festzuhalten, dass auch die Politik zur Nutzung von Biokraftstoffen im Hinblick auf die Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen bedenklich ist. Landnutzungsänderungen, veränderte Flächennutzung und Intensivierungstendenzen können sowohl mit der Biogasproduktion, als auch mit der Biokraftstoffproduktion in Verbindung gebracht werden.

197

Der SRU hat sich im Rahmen seines Sondergutachtens „Klimaschutz durch Biomasse“ kritisch zum Biokraftstoffquotengesetz geäußert und sich dafür ausgesprochen, Biomasse prioritär stofflich zu nutzen sowie in Kaskadennutzung zur Erzeugung von Strom und Wärme einzusetzen. Die energetische Nutzung von Biomasse zur Erzeugung von Strom und Wärme weist ein größeres Potenzial zur Reduktion von Treibhausgasen auf und auch der Energieertrag pro Fläche ist höher als bei der Erzeugung von Biokraftstoffen (SRU 2007, Tz. 109 und 140). Bei der energetischen Nutzung von Biomasse sollten Umwelt- und Naturschutzgefährdungen umfassend abgeschätzt und unterbunden werden (SRU 2007, Tz. 168) Im Folgenden beschränken sich die Problemanalyse und die darauf aufbauenden Handlungsempfehlungen in Kapitel 6.5 auf den Einsatz von nachwachsenden Rohstoffen zur Biogasproduktion. Entwicklung der Vergütung von Bioenergie zur Stromerzeugung 241. Maßgeblich für den oben beschriebenen Problemdruck ist das EEG und hier vor

allem die Vergütungsstruktur, die zu einer verstärkten Nachfrage nach Anbaubiomasse geführt hat. Im Verlauf mehrerer Reformen wurden die EEG-Vergütungssätze nachjustiert und technologiespezifisch um weitere Faktoren (vor allem Boni) ergänzt. Die Vergütungssätze und die Vergütungshöhe sind für das Jahr der Inbetriebnahme und weitere zwanzig Kalenderjahre festgeschrieben, um Investitionssicherheit zu gewährleisten. 242. Durch die Novelle des Stromeinspeisungsgesetzes im Jahr 1994 erhielt aus Bio-

masse erzeugter Strom eine Einspeisevergütung. Diese war an den durchschnittlichen Strompreis der Vergangenheit gekoppelt; es wurde bei der Vergütungshöhe nicht zwischen Strom aus Windkraft, Sonnenenergie und Biomasse unterschieden (PRALL und EWER 2014). Eine Ausdifferenzierung der Vergütungssätze erfolgte erst mit dem EEG, das im Jahr 2000 das Stromeinspeisungsgesetz ablöste. Mit dem EEG wurde die Vergütung auf eine absolute Zahlung je erzeugter Kilowattstunde umgestellt, sodass die Erlöse von der allgemeinen Strompreisentwicklung abgekoppelt wurden. Das EEG wurde 2004, 2009 und 2012 novelliert, dabei veränderte sich auch die Vergütung der Biomasseverstromung. Mit der EEG-Novelle 2004 wurden der Grundvergütung verschiedene Aufschläge zur Seite gestellt. Neben einem Aufschlag von 2 ct/kWh für die kombinierte Bereitstellung von Strom und Wärme durch KWK wurde für Anlagen bis 5 MW Leistung ein Bonus für den Einsatz nachwachsender Rohstoffe (NaWaRo-Bonus) in Höhe von 4 bis 6 ct je nach Anlagengröße eingeführt. Dieser Bonus führte zu einer steigenden Nachfrage nach Anbaubiomasse, die bis zu diesem Zeitpunkt nur eine untergeordnete Rolle gespielt hatte. Die insgesamt erzielbaren Vergütungssätze lagen deutlich über denen aus dem EEG 2000, sodass sich die Zahl der Biogasanlagen zwischen 2004 und 2008 nahezu verdoppelte (von 2.050 auf 3.891 Anlagen) und deren Leistungsfähigkeit von 390 auf 1.377 MW anwuchs, sich also mehr als verdreifachte.

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Auch mit der Novelle zum EEG 2009 wurden die Vergütungssätze für Strom aus Biomasse verändert. Ergänzend zum auf 4 bis 7 ct/kWh angehobenen NaWaRo-Bonus wurde der sogenannte Güllebonus in Höhe von 1 bis 4 ct eingeführt, der den Einsatz von Gülle als Substrat ab einem Gülleanteil von dreißig Massenprozent vergütet (Anlage 2 EEG 2009). Vor allem der NaWaRo-Bonus sowie der Güllebonus erhöhten die Attraktivität der Biomasseverstromung zusätzlich. In der Folge stieg die Zahl der Biogasanlagen bis 2011 auf 7.175 an, deren Leistung lag bei 3.097 MW. Während die Kapazität erneut deutlich anstieg und sich mehr als verdoppelte, nahm die Zahl der Anlagen um fast 85 % zu. 243. Die EEG-Novelle 2012 sollte vor allem den durch den NaWaRo-Bonus angetriebenen

unerwünschten Folgen begegnen (Zunahme des Maisanbaus, Grünlandumbruch zum Anbau von Energiepflanzen). Die Boni für den Einsatz nachwachsender Rohstoffe und Gülle sowie KWK wurden abgeschafft und das Konzept der Einsatzstoffvergütungsklassen eingeführt. Dieses differenziert die Vergütung je nach eingesetztem Substrat. Darüber hinaus wurde der Maisanteil am Substrat begrenzt. Abbildung 4-11 Anzahl der Biogasanlagen und installierte Leistung

SRU/SG 2015/Abb. 4-11; Datenquelle: Fachverband Biogas 2013; Zahlen für 2014 Prognose

Die Entwicklung von Anlagenbestand und installierter Leistung spiegelt die verschiedenen EEG-Fassungen und deren Wirkungen erkennbar wider, wie Abbildung 4-11 verdeutlicht. Besonders prägnant ist einerseits der große Zubau im Rahmen des EEG 2009, ebenfalls eindeutig erkennbar ist der Effekt der EEG-Novelle von 2012, die den Zubau massiv reduziert hat.

199

244.

Als wesentliche Faktoren für die durch die Bioenergiepolitik vorangetriebenen Ein-

träge reaktiven Stickstoffs in die Umwelt können neben der Zunahme der insgesamt nach EEG vergüteten Anlagen vor allem der 2004 eingeführte NaWaRo-Bonus und der 2009 hinzugekommene Güllebonus angesehen werden. Diese zusätzlichen Vergütungen steigerten die finanzielle Attraktivität des Einsatzes von Anbaubiomasse, die auch bei Ausnutzung des Güllebonus den weit überwiegenden Anteil des eingesetzten Substrates ausmacht. Die Boni führten zu einer Nachfragesteigerung nach Substraten in der Landwirtschaft. Aufgrund der gesetzlich abgesicherten Vergütungsdauer greifen Vergütungsmodifikationen durch Gesetzesnovellen, wie etwa 2012 geschehen, nur für neue, jedoch nicht für bestehende Anlagen. Dementsprechend bleibt die aktuell hohe Nachfrage nach Anbaubiomasse ohne ergänzende, auf Bestandsanlagen ausgerichtete Regelungen und Anreizsysteme für einen langen Zeitraum bestehen.

4.1.5
245.

Lebensmittelkonsum
Individuelle Konsummuster tragen entscheidend zur aktuellen Stickstoffproblematik

bei. Insbesondere die Art und Weise des Lebensmittelkonsums ist ein großer Treiber der steigenden Stickstoffbelastung mit den daraus resultierenden Problemen für den Menschen und die Umwelt (SUTTON et al. 2013; DASGUPTA und EHRLICH 2013). Neben der Ernährung haben aber auch andere Bereiche des täglichen Lebens, wie zum Beispiel die Mobilität (Kap. 4.2) und der Energieverbrauch (Kap. 4.3) einen Einfluss auf die Stickstoffemissionen. In diesem Kapitel soll auf zwei im Hinblick auf die Stickstoffproblematik besonders relevante Aspekte des Lebensmittelkonsums eingegangen werden. Bezogen auf die Freisetzung reaktiver Stickstoffverbindungen in die Umwelt stellen insbesondere der der hohe Anteil an Lebensmittelabfällen und der hohe Konsum tierischer Produkte ein Problem dar. Für eine umfassende Betrachtung des Lebensmittelkonsums sei auf das Umweltgutachten 2012 verwiesen (SRU 2012, Kap. 3). 246. Die Präferenzen der Verbraucher für Lebensmittel sind einer Vielzahl von Einflüssen

ausgesetzt und stehen häufig einem umweltbewussten Konsum entgegen (SRU 2012, Kap. 3). Wesentlicher Einflussfaktor auf Präferenzen und damit auf den individuellen Konsum sind Lebensstil, Werte und Einstellungen sowie die gesamtgesellschaftlichen Rahmenbedingungen. Mittels eines Stickstoffkalkulators (N-Print.org 2014) können Konsumenten ihren persönlichen Stickstofffußabdruck berechnen und erfahren, inwieweit der eigene Lebensstil bzw. Konsum Auswirkungen auf die Freisetzung reaktiven Stickstoffs in die Umwelt hat (LEACH et al. 2012; STEVENS et al. 2014; vgl. Tz. 528). Der individuelle Konsum wird dabei auf die vier Bereiche Ernährung, Haushalt, Mobilität sowie Güter und Dienstleistungen aufgeteilt. Nach N-Print.org (2014) macht der Anteil der durch die Ernährung verursachten Stickstoffemissionen im Durchschnitt mit 20 kg Stickstoff pro Jahr etwa 88 % des Gesamtstickstofffußabdrucks einer Person in Deutschland aus (s. Abb. 4-12).

200

Abbildung 4-12 Durchschnittlicher Stickstofffußabdruck pro Person und Jahr in Deutschland

Quelle: N-Print.org 2014, Stand: 17.08.2014

Die besondere Bedeutung der Ernährung für den persönlichen Stickstofffußabdruck ergibt sich aus der bereits in Abschnitt 4.1.1 aufgeführten landwirtschaftlichen Produktionsweise. Bezogen auf die Gesamtemissionen sind insbesondere tierische Lebensmittel, vor allem Fleisch- und Milchprodukte, von Bedeutung. Aber auch der Anbau bestimmter Sonderkulturen, welche durch eine geringe Stickstoffeffizienz gekennzeichnet sind, zum Beispiel Erdbeeren, Spargel und Brokkoli, führen zu großen Stickstoffverlusten in die Umwelt (s. Tz. 226). XUE und LANDIS (2010) haben für Lebensmittel anhand von Lebenszyklusanalysen das jeweilige Eutrophierungspotenzial (von Stickstoff und Phosphat) für Böden, Gewässer und Meere bestimmt und daraus „Stickstoffäquivalente“ für verschiedene Produktgruppen abgeleitet. Ihre Analysen zeigen, dass bei der Produktion verschiedener Nahrungsmittelgruppen sehr unterschiedliche Mengen an Stickstoff in die Umwelt gelangen. So ist das Stickstoffäquivalent von rotem Fleisch, das während der Produktion, der Verarbeitung, dem Transport und der Verpackung freigesetzt wird, mit 150 g Stickstoffemissionen pro Kilogramm etwa doppelt so hoch wie das von Milchprodukten. Die Stickstoffäquivalente von Gemüse und Früchten sind mit etwa 17 g Emissionen pro Kilogramm höher als die anderer pflanzlicher Produkte, wie etwa von Getreide (2,6 g pro Kilogramm) (ebd.). Der überwiegende Teil der Stickstoffemissionen gelangt dabei bereits während der landwirtschaftlichen Produktion, dem Transport und der anschließenden Verarbeitung in die Umwelt (XUE und LANDIS 2010; LEACH et al. 2012; GRIZZETTI et al. 2013). LEIP et al. (2013) vergleichen den Stickstofffußabdruck verschiedener Lebensmittel in insgesamt 25 EU-Staaten. Für Deutschland geben die Autoren mit 5 g Stickstoff pro Kilogramm pflanzliches Produkt im Durchschnitt ebenfalls deutlich niedrigere Werte für den Stickstofffußabdruck an als für tierische Produkte (44,9 g Stickstoff pro Kilogramm Produkt).

201

Lebensmittelabfälle 247. Nach GUSTAVSSON et al. (2011) gehen weltweit etwa ein Drittel aller produzierten

Lebensmittel in der Lebensmittelkette ungenutzt verloren oder werden als Abfall über den Müll entsorgt. Laut der vom Bundesministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (BMELV) in Auftrag gegebenen ersten deutschen „nationalen Wegwerfstudie“ (2012) zu Lebensmittelabfällen werden in Deutschland jährlich etwa 11 Mio. t Lebensmittel verschwendet und landen ungenutzt im Müll (KRANERT et al. 2012, S. 8). Die Abfälle entstehen dabei auf allen Stufen der Lebensmittelkette und haben vielfältige Ursachen (ausführlich in SRU 2012, Kap. 3). Sie werden entweder bereits bei der Herstellung und der Verarbeitung des Produktes oder durch den Handel bzw. den Endverbraucher entsorgt. Mit 6,7 Mio. t (etwa 61 %) verursachen die privaten Haushalte den größten Anteil. Im Durchschnitt produziert jeder Deutsche damit etwa 81,6 kg Lebensmittelabfälle pro Jahr, wovon 47 % vermeidbar bzw. 18 % teilweise vermeidbar wären. An diesen Abfällen haben Gemüse und Obst (44 %) sowie Backwaren (15 %) den größten Anteil, gefolgt von Milchprodukten (8 %) sowie Fleisch und Fisch (6 %) (KRANERT et al. 2012, S. 16–19). Die Studie nennt als häufigste Gründe für das Wegwerfen von Lebensmitteln durch die privaten Haushalte eine mangelnde Wertschätzung der Lebensmittel, eine nicht bedarfsgerechte Einkaufsplanung, eine falsche Lagerung und den Ablauf des Mindesthaltbarkeitsdatums. Die Autoren weisen in dem Zusammenhang auf die bedeutende Rolle der gesamtgesellschaftlichen Rahmenbedingungen hin, die neben den individuellen Gründen maßgeblich zur Entsorgung von Lebensmitteln in Haushalten führen. Wichtige Trends und Entwicklungen hierfür sind demzufolge unter anderem das beinahe ständig verfügbare Überangebot an Lebensmitteln, der starke Rückgang des Anteils der Verbrauchsausgaben für Lebensmittel und die zunehmende Entfremdung gegenüber Lebensmitteln (KRANERT et al. 2012). Die Ernährungs- und Landwirtschaftsorganisation der Vereinten Nationen (FAO) hat errechnet, dass gerade bei Fleisch und Fleischprodukten die Lebensmittelverluste am Ende der logistischen Kette – also zu großen Teilen im Konsumbereich – in Europa und in den USA im Vergleich zum Rest der Welt besonders hoch sind (GUSTAVSSON et al. 2011). 248. In diesem Zusammenhang spielen auch Anforderungen an die Produkt- und

Qualitätseigenschaften sowohl von Verbrauchern als auch von Herstellern und Handel eine wichtige Rolle (KRANERT et al. 2012; UBA und Verbraucherzentrale Bundesverband 2014). Produkte, die in der Größe, Form und Farbe nicht den jeweiligen Ansprüchen und Normen genügen, können zum Beispiel nicht vom Landwirt an den Handel abgegeben werden. Die so produzierten Lebensmittel verbleiben entweder auf dem Acker oder finden als Tierfutter Verwendung. Im Gemüsebau behält beispielsweise Brokkoli seine charakteristische, vom Verbraucher bevorzugte grüne Farbe nur dann, wenn bei der Ernte ein hoher Stickstoffgehalt im Boden vorliegt. Dies führt dazu, dass zum Zeitpunkt der Ernte gedüngt wird und ein Großteil des Stickstoffs nach der Abernte im Boden verbleibt. Entsprechen die Endprodukte

202

nicht den hohen Ansprüchen des Handels und der Verbraucher an die oben genannten Qualitätseigenschaften, gehen auf diese Weise große Mengen an zum Verzehr geeigneten Lebensmitteln ungenutzt verloren (s. Tz. 226). 249. GRIZZETTI et al. (2013) schätzen, dass global 2.700 kt Stickstoff pro Jahr direkt über

Lebensmittelabfälle verloren gehen. Dies entspricht etwa 2 % des Gesamtstickstoffinputs in Form von synthetischen Düngern, der zur Lebensmittelproduktion eingesetzt wird (120.000 kt Stickstoff pro Jahr nach GALLOWAY et al. 2008). Die Europäische Union (27 EU-Staaten im Referenzjahr 2007) hat daran mit 400 kt Stickstoff pro Jahr einen besonders hohen Anteil. GRIZZETTI et al. (2013) kommen zu dem Schluss, dass in Europa die Abfälle für etwa 12 % aller Stickstoffemissionen aus der Lebensmittelproduktion verantwortlich sind. Den größten Anteil an den Stickstoffemissionen aus Abfall haben mit etwa 50 % Fleisch und mit 25 % Getreide, gefolgt von Milchprodukten (9 %) und Früchten (6 %). Lebensmittelkonsum und Verbraucherpräferenzen 250. Tierische Produkte stellen in Deutschland einen großen Anteil der täglichen

Nahrungspalette dar. Etwa 85 % der Bevölkerung verzehren täglich oder fast täglich Fleisch und Wurst. Der deutsche Pro-Kopf-Fleischverbrauch liegt bei etwa 89 kg pro Jahr und damit knapp unter dem EU-Durchschnitt (Heinrich-Böll-Stiftung 2013). Trotz eines über Jahre konstant hohen Fleischkonsums ist ein leichter Rückgang des Fleischkonsums in Deutschland bereits heute statistisch nachweisbar. Es zeichnet sich ab, dass im Hinblick auf den demografischen Strukturwandel ein weiterer Rückgang zu erwarten ist (CORDTS et al. 2013). Dies gilt insbesondere für den Verbrauch von Schweinefleisch, der seit einigen Jahren abnimmt (BMELV 2013, S. 189). Dagegen ist der Verbrauch von Hühnerfleisch in den letzten Jahren gestiegen (Heinrich-Böll-Stiftung et al. 2014). Im Durchschnitt verzehren Männer etwa doppelt so viel Fleisch, Fleischerzeugnisse und Wurstwaren wie Frauen. Insbesondere junge Menschen verzehren häufiger Fleisch, während bei beiden Geschlechtern der durchschnittliche Verzehr in der Altersgruppe 65 bis 80 Jahre am niedrigsten ist (MRI 2008b). Demgegenüber hat sich jedoch auch der Anteil an Personen, die sich ausschließlich oder überwiegend vegetarisch ernähren, in den letzten Jahren erhöht. Ausgehend von einer geringen Ausgangsbasis von rund 1 % der Bevölkerung (Nationale Verzehrsstudie II (NVS II) von 2008: MRI 2008a) hat sich der Anteil im Jahr 2012 fast verdoppelt („Lebensmittelverzehr der Deutschen kaum verändert – Aber: Anzahl der Vegetarier verdoppelt“, Pressemitteilung des Max Rubner-Instituts vom 13. März 2014). Etwa zwei Drittel der Vegetarier sind Frauen (MRI 2008a). Die Studie von CORDTS et al. (2013) gibt mit 3,7 % einen höheren Wert für den Anteil an Vegetariern an und zählt außerdem etwa 11,8 % der Bevölkerung zur Gruppe der „Flexitarier“, also Personen die allgemein wenig Fleisch konsumieren und dabei besonders auf eine hohe Qualität achten. Zu den Personengruppen, die bewusst ihren Fleischkonsum reduzieren, gehören eher Frauen sowie jüngere und höher gebildete soziale

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Gruppen mit höherem Haushaltsnettoeinkommen. Sie hinterfragen ihren Fleischkonsum zunehmend aufgrund tierethischer, gesundheitlicher und ökologischer Gesichtspunkte (CORDTS et al. 2013; MRI 2008b). 251. Aufgrund der derzeitigen Ernährungsweise werden in den Industrienationen sowie

den Oberschichten in Entwicklungs- und Schwellenländern die für eine ausgewogene und gesunde Ernährung empfohlenen Mengen für die durchschnittliche Aufnahme an Proteinen zum Teil weit überschritten. Laut der NVS II liegt in Deutschland bei Männern und Frauen in allen Altersgruppen der Median der Proteinzufuhr über den empfohlenen sogenannten D-A-CH-Referenzwerten für die Nährstoffzufuhr (MRI 2008b). Eine reduzierte Proteinaufnahme infolge eines geänderten Ernährungsverhaltens hätte somit auch positive Synergieeffekte für die menschliche Gesundheit. Eine Reduktion der Aufnahme von tierischen Proteinen würde gleichzeitig zu einer verminderten Aufnahme an gesättigten Fettsäuren führen, die unter anderem in Zusammenhang mit der Entstehung von Herz-KreislaufErkrankungen gebracht werden (WESTHOEK et al. 2014; s. Tz. 516). In Abschnitt 4.1.1 wurde ausführlich dargestellt, dass für die Produktion einer Kalorie tierischen Lebensmittels generell mehr Stickstoff als zur Produktion einer Kalorie pflanzlichen Lebensmittels eingesetzt werden muss. Eine Änderung der Konsummuster hin zu einem höheren Anteil pflanzlicher Proteine in der Ernährung würde neben den positiven gesundheitlichen Effekten auch zu einer verbesserten Stickstoffeffizienz und niedrigeren Stickstoffverlusten in die Umwelt beitragen.

4.1.6
252.

Erwartete Entwicklungen der Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft
Wie erläutert, wird die Intensität der Stickstoffdüngung auch durch das Verhältnis von

Produktpreisen für landwirtschaftliche Güter zu Düngemittelpreisen bedingt (BLAG 2012, S. 82; s. Abschn. 4.1.2). Die Preisrelationen sind teilweise starken Schwankungen unterworfen. Beispielsweise gab es bei Weizen im Wirtschaftsjahr 2010/2011 einen regelrechten Peak zugunsten der Weizenpreise im Verhältnis zu den Düngemittelpreisen. In Abhängigkeit davon, wie sich die Preisrelation in Zukunft weiterentwickelt, ist es möglich, dass unter den gegebenen gesetzlichen Rahmenbedingungen der Düngerabsatz eher steigen als sinken wird. Das Thünen-Institut hat die agrarökonomischen Entwicklungen für das Jahr 2023 für Deutschland modelliert (OFFERMANN et al. 2014). Folgende Entwicklungen gegenüber den Jahren 2009 bis 2011 werden erwartet: – Trotz des erwarteten Anstiegs der Getreidepreise nimmt der Anteil der Getreidefläche weiterhin leicht ab. Der Ölsaatenanbau bleibt fast konstant. Aufgrund steigender Milchpreise nach dem Auslaufen der Milchquote wird die Milchproduktion gegenüber den Jahren 2009 bis 2011 um rund 18 % ansteigen. Unter Berücksichtigung der Milch-

204

leistungssteigerung werden die Milchkuhbestände leicht zunehmen. Die Anzahl der sonstigen Rinder bleibt nach den Modellanalysen konstant, sodass sich auch die Rindfleischerzeugung kaum verändert. Die Konzentration der Milchproduktion an den günstigen Grünlandstandorten setzt sich weiter fort. – Die Nachfrage nach Milcherzeugnissen, insbesondere Käse und Frischmilchprodukten, wächst weiter leicht. – In der Modellierung durch das Thünen-Institut wird von einer Beibehaltung des EEG 2012 ausgegangen. Diese Reform und die vergleichsweise hohen Agrarpreise reduzieren die Dynamik des Ausbaus der Biogaserzeugung. Dennoch steigt in der Modellierung die Anbaufläche für Energiemais auf 1,2 Mio. ha und die Vergütung der Bioenergie über das EEG hat damit weiterhin einen großen Einfluss auf die Landnutzung. Die prognostizierte Entwicklung ist nach Einschätzung des SRU jedoch vor dem Hintergrund der Reform des EEG im Jahr 2014 zu hinterfragen. Die durch das EEG beeinflusste Zunahme der Maisanbaufläche wird möglicherweise geringer ausfallen. – Zunehmende Viehbestände, die erhöhte Nachfrage nach Milchprodukten und der erweiterte Anbau von Energiepflanzen sorgen für eine Steigerung der Nährstoffzufuhr aus Wirtschaftsdüngern um 13 % bei gleichbleibendem Einsatz von Mineraldünger. Durch höhere Erträge und eine zunehmende Düngeeffizienz bleibt insgesamt der sektorale Stickstoffbilanzsaldo der Flächenbilanz mit 70 kg/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche nahezu konstant. – Unter den getroffenen Annahmen und unveränderten politischen Rahmenbedingungen lösen sich die Probleme, die sich aus der intensiven Tierproduktion ergeben können, nicht im Zeitablauf „von selbst“, sondern könnten angesichts der in der Studie projizierten Rentabilität der Veredlungsproduktion weiter an Bedeutung gewinnen. Basierend auf den agrarökonomischen Projektionen ist nach den Modellen für den betrachteten Zeitraum damit keine Entlastung der Umwelt durch veränderte Produktionsmengen oder -strukturen zu erwarten.

4.2
253.

Verkehr
Stickstoffoxidemissionen in die Luft stellen eine Belastung für die menschliche

Gesundheit und die Ökosysteme dar (s. Tz. 119 ff. und Tz. 145 ff.). Der Verkehr ist in Deutschland einer der beiden Hauptemittenten für Stickstoffoxidemissionen (s. a. Tab. 3-4). Unter Einbeziehung des internationalen Schiffs- und Flugverkehrs werden etwa 54 % der Gesamtstickstoffoxidemissionen dem Verkehr zugeschrieben (s. Abb. 4-13).

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Abbildung 4-13 Prozentualer Anteil der Hauptverursacherbereiche an den Gesamtstickstoffoxidemissionen in Deutschland im Jahr 2012

Industrie ohne Energieerzeugung Offroad Verkehr = z. B. landwirtschaftliche und forstwirtschaftliche Maschinen Schiffsverkehr = Emissionen berechnet für Binnenschifffahrt und Seeschifffahrt, die in nationalen Gewässern als auch von inländischen zu ausländischen Häfen stattfindet (Berechnungen basierend auf inländischer Kraftstoffabgabe, s. EEA 2013) SRU/SG 2015/Abb. 4-13; Datenquelle: CEIP 2014

Wirft man einen Blick auf die Verkehrsmittelwahl bzw. den Modal Split in Bezug auf die Verkehrsleistung, so stehen beim Gütertransport die Seeschifffahrt und der Straßengüterverkehr im Vordergrund, bei der motorisierten Personenbeförderung der Straßenverkehr (s. Abb. 4-14). Die Verkehrsmittelwahl wird dabei zum einen vom Mobilitätsverhalten der Menschen und der wirtschaftlichen Entscheidungen von Unternehmen und zum anderen vom Verkehrsangebot bestimmt. Hinsichtlich der Stickstoffoxidemissionen dominiert der Straßenverkehr mit einem Anteil an den Verkehrsemissionen von etwa 54,3 %, gefolgt von der Schifffahrt mit etwa 24,7 % (Abb. 4-13). Der Luftverkehr ist für 13,9 % der Stickstoffoxidemissionen des Verkehrs verantwortlich. Im Folgenden wird aufgrund ihrer besonderen Bedeutung als Verursacher von Stickstoffoxidemissionen nur auf den Straßenverkehr und die Seeschifffahrt näher eingegangen. Für beide Verkehrsbereiche werden einzelne wichtige Treiber betrachtet (s. hierzu auch SRU 2005; 2008; 2012, Kap. 4 und 5).

206

Abbildung 4-14 Personen- und Güterverkehrsleistung der unterschiedlichen Verkehrsbzw. Transportzweige in Deutschland im Jahr 2012

Leistungen zwischen den Häfen der Bundesrepublik sowie von und nach ausländischen Häfen. MIV = Motorisierter Individualverkehr Öffentl. SPV = Öffentlicher Straßenpersonenverkehr SRU/SG 2015/Abb. 4-14; Datenquelle: BMVBS 2013

4.2.1
254.

Straßenverkehr
Die höchsten Luftbelastungen mit Stickstoffoxiden treten in stark vom Straßenverkehr

beeinflussten Gebieten wie den Ballungsräumen bzw. Städten auf. Der Straßenverkehr ist der Hauptverursacher dieser lokalen Belastungen. Darüber hinaus trägt er in relevantem Maße zu den Gesamtstickstoffoxidemissionen bei (s. Tz. 84). Zentraler Grund hierfür ist, dass die Mobilität des Menschen, aber auch der Transport von Gütern und Waren auf der Straße weiterhin im Wesentlichen auf Fahrzeugen basiert, die durch Verbrennungsmotoren angetrieben werden. Die Minderung der Stickstoffoxidemissionen dieser Fahrzeuge erfolgt primär über technische Maßnahmen, wie Abgasminderungstechniken, die über gesetzliche Vorgaben eingeführt wurden (s. Tz. 537). Allerdings bestehen auch Anreize, wie zum Beispiel die Steuerbegünstigung von Dieselkraftstoffen (s. Tz. 257), die diese Bemühungen konterkarieren. Alternative Antriebe wie Elektrofahrzeuge sind zwar über das Stadium der Entwicklung hinaus, auch wird die Weiterentwicklung und Einführung dieser Technologie politisch gefördert (SRU 2012, Kap. 5). Sie besitzen aber derzeit aufgrund von Nachteilen gegenüber Verbrennungsmotoren, die beispielsweise Reichweite und Kosten betreffen, noch deutlich schlechtere Marktchancen. Immerhin scheinen aber Hybridfahrzeuge (Fahrzeuge, die durch einen Elektromotor und einen weiteren Energiewandler angetrieben werden) sich zuneh-

207

mend am Markt zu etablieren. Was die Alternativen zum motorisierten Individualverkehr betrifft, hat deren Angebot bzw. die Ausgestaltung der Verkehrsinfrastruktur einen wichtigen Einfluss (Tz. 255). Ein weiterer wichtiger Faktor ist das Mobilitätsverhalten (Tz. 258). Beim Güterverkehr sind insbesondere wirtschaftliche Entwicklungen von Relevanz (Tz. 259). Im Folgenden werden fünf wichtige Treiber, die zur Entwicklung der Stickstoffoxidemissionen des Straßenverkehrs beitragen, angesprochen. Hinsichtlich sonstiger Faktoren wird auf SRU-Veröffentlichungen zu den Umweltwirkungen des Straßenverkehrs verwiesen (SRU 2005; 2008; 2012, Kap. 5). Autozentrierte Infrastrukturplanung 255. Bisher orientiert sich die Verkehrsplanung immer noch sehr stark an der Bedarfs-

deckung bzw. dem Ziel, eine prognostizierte zunehmende Verkehrsnachfrage durch das Bereitstellen einer entsprechenden Verkehrsinfrastruktur zu befriedigen, und noch zu wenig an der Zukunftsgestaltung von öffentlichen Räumen. Beispielsweise haben die meisten Ballungsräume in Deutschland bisher noch keine integrierten Verkehrskonzepte entwickelt (SRU 2012, Kap. 5; DOLL et al. 2013). Außerdem fehlen verbindliche, konkrete und problembezogene Umweltziele für den Straßenverkehr. Der motorisierte Individualverkehr beansprucht in den Städten weiterhin den größten Anteil des öffentlichen Raumes. Ebenso hat der Umweltverbund sein Potenzial selbst in vorbildlichen Städten noch nicht vollständig ausgeschöpft. Allerdings gewinnen sozial- und umweltpolitische Fragestellungen in der Verkehrs- bzw. Mobilitätsplanung zunehmend an Bedeutung (SRU 2005, Tz. 127 ff.; 2012, Tz. 310 ff.) Abgasnormen und Katalysatorentechnik 256. Um die Stickstoffoxidemissionen bei herkömmlichen Verbrennungsmotoren zu min-

dern, ist ein erheblicher technischer Aufwand erforderlich. In der Vergangenheit wurden deutliche Erfolge bei der Minderung der Fahrzeugemissionen von rechtlich geregelten Schadstoffen über die Festlegung von europäischen Emissionsstandards erreicht. So führte die Einführung des Dreiwegekatalysators über die Setzung von Abgasnormen unter anderem auch zu einer deutlichen Minderung der Stickstoffoxidemissionen bei Ottomotor-Fahrzeugen. Dies gilt aber nicht für Stickstoffoxidemissionen bei Dieselfahrzeugen (Europäische Kommission 2013a). Dieselfahrzeuge belasten die Luft aktuell stärker mit Stickstoffoxidemissionen als benzinbetriebene Fahrzeuge und haben auch einen höheren Anteil des im Vergleich zu anderen Stickstoffoxiden gesundheitsschädlicheren Stickstoffdioxids im Abgas als Benzinfahrzeuge. So emittieren zum Beispiel Diesel-Pkw, welche die seit 2009 für Typengenehmigungen erforderliche Euro 5-Norm erfüllen, unter realen Fahrbedingungen sogar mehr Stickstoffoxid als benzinbetriebene Pkw, die lediglich den Stickstoffoxidgrenzwert der Euro-1-Norm aus dem Jahr 1992 einhalten (Europäische Kommission 2013b). Darüber hinaus emittieren Dieselfahrzeuge besonders gesundheitsschädliche Dieselrußpartikel.

208

Dass Dieselfahrzeuge bislang nicht mit effizienten Stickstoffoxidminderungstechnologien wie zum Beispiel SCR-Systeme (SCR – selektive katalytische Reduktion) ausgerüstet wurden, liegt auch daran, dass erst spät strenge Abgasnormen eingeführt wurden (Tz. 537). Im Gegenteil dazu hat die Einführung des Oxidationskatalysators über die Euro 3- und die Euro 4-Norm sogar eher zu einer Zunahme der Stickstoffoxidemissionen und des Anteils von Stickstoffdioxid an den Stickstoffoxidemissionen durch Dieselfahrzeuge beigetragen (GÖRGEN und LAMBRECHT 2008; Europäische Kommission 2013a). Steuerbevorzugung von Dieselkraftstoff 257. Bei den Pkw hat sich in Deutschland der Anteil von Dieselfahrzeugen an der Gesamt-

flotte in den letzten Jahren deutlich erhöht. So machten sie am 1. Januar 2012 27,7 % des Pkw-Bestandes aus, bei den Neuzulassungen im Jahr 2012 lag ihr Anteil bereits bei 48,2 % (Statistisches Bundesamt 2013b). Ein Grund für die hohe Nachfrage nach dieselangetriebenen Pkw ist die Steuerbevorzugung des Dieselkraftstoffs. Die beiden zentralen Rechtfertigungen für die Steuerbevorzugung sind die höhere Energiedichte von Dieselkraftstoff im Vergleich zu Benzin (dadurch haben Dieselfahrzeuge generell einen geringen Verbrauch bezogen auf das Kraftstoffvolumen) und die Wirtschaftsförderung. Der Energiesteuersatz für Dieselkraftstoff ist derzeit mit 47 ct/l deutlich niedriger als der für Benzin mit 65,4 ct/l (BMF 2014). Mobilitätsverhalten 258. Mobilität ist ein wichtiger Baustein zur Teilhabe am sozialen und wirtschaftlichen

Leben und trägt somit maßgeblich zur Lebensqualität bei. Nach dem Verständnis des SRU ist Mobilität die Möglichkeit, Orte zum Zwecke der Realisierung von Interessen zu erreichen (SRU 2012, Tz. 289). Das Mobilitätsverhalten des Menschen wird durch eine Vielzahl von Faktoren beeinflusst, die grob in vier Bereiche unterteilt werden können: – Rahmenbedingungen wie Wetter oder Distanz, die zurückgelegt werden soll; – die Dichte und funktionale Mischung der Siedlungsstruktur; – Infrastruktur wie Angebot an öffentlichem Nahverkehr, Straßen oder Radwegen und – individuelle Einflüsse wie Wunsch nach Flexibilität, Sicherheitsempfinden oder kulturelle Faktoren. Mobilität wird immer noch sehr stark mit dem Autoverkehr in Zusammenhang gebracht. Und dies, obwohl bei der Mobilität nicht nur Menschen und Güter, sondern auch Informationen einbezogen werden müssen. Ein Auto-zentriertes Verständnis von Mobilität zeigte sich in der Vergangenheit – insbesondere in den 1960er- und 1970er-Jahren – in Leitbildern wie „autogerechte Stadt“ und „flüssiger Verkehr“. Folge davon war zum Beispiel, dass die Steigerung des Verkehrsaufkommens als Zugewinn an Mobilität verstanden wurde. Völlig unberück-

209

sichtigt blieb dabei, dass zwar die Länge der zurückgelegten Wege immer weiter zugenommen hat, nicht aber deren Anzahl. In einer Stadt mit kurzen Wegen wäre nach der Mobilitätsdefinition des SRU zum Beispiel ein hohes Mobilitätsniveau möglich, ohne dass es dafür erforderlich wäre, viel Zeit mit der Teilnahme am Verkehrsgeschehen zu verbringen. Eine hohe Mobilität ist also nicht per se an ein bestimmtes Verkehrsmittel oder an die Überbrückung großer Distanzen gekoppelt (SRU 2005; 2012, Kap. 5). Neuere Konzepte in der Stadtplanung, wie zum Beispiel autofreie Zonen oder Städte sowie Shared Space (gemeinsam genutzter Raum), haben bereits ein anderes Mobilitätsverständnis aufgegriffen. Durch Shared Space soll das gleichberechtigte Nebeneinander aller Verkehrsteilnehmer gefördert werden, um die Sicherheit und Lebensqualität an den Straßen zu verbessern (BECHTLER et al. 2010). Trotzdem bestimmt der Autoverkehr weiterhin sehr stark das Verkehrsgeschehen. Besonders für die individuelle Mobilität besitzt der motorisierte Individualverkehr eine große Bedeutung (SRU 2012, Kap. 5). So dominierte zum Beispiel der motorisierte Individualverkehr die im Personenverkehr erbrachte Verkehrsleistung (Personen-km) im Jahr 2012 mit 80,5 %. Beim Verkehrsaufkommen (beförderte Personen) liegt sein Anteil bei etwa 82,4 % (Statistisches Bundesamt 2013b; BMVBS 2013). Wird der Fuß- und Radverkehr mit einbezogen, liegt der Anteil am Modal Split aller zurückgelegten Wege bei etwa 58 % (für 2008) (infas und DLR 2010). Schaut man sich die längerfristigen Entwicklungen an, so zeigt sich kein wesentlicher Rückgang der Verkehrsleistung des motorisierten Individualverkehrs. In den deutschen Städten ist seine Bedeutung unterschiedlich groß. So hat er in Berlin einen Anteil am Gesamtverkehr von 32 %, in Kaiserslautern dagegen von 54 % (UBA 2012). Eine offensichtliche Veränderung im Mobilitätsverhalten lässt sich – wenn überhaupt – nur für junge Erwachsene erkennen. Inwieweit der demografische Wandel zu einer Abnahme des motorisierten Individualverkehrs beitragen wird, hängt sehr stark von den Rahmenbedingungen bzw. der Anpassung an diese Entwicklung ab (SRU 2012, Kap. 5). Entwicklung des Straßengüterverkehrs 259. Die Zunahme des Straßengüterverkehrs in Deutschland ist ein Grund für die weiter-

hin hohen Stickstoffoxidemissionen im Straßenverkehr. So ist ein stetiger Anstieg des Verkehrsaufwandes (angegeben in Tonnenkilometern) beim Straßengüterverkehr – unterbrochen nur durch die Finanzkrise im Jahr 2009 – zu beobachten (BMVBS 2013). In der Gesamtschau haben insbesondere die zurückgelegten Entfernungen der Güter, in den Städten dagegen durchaus auch das Aufkommen des Güterverkehrs zugenommen. Die Prognosen für die Zukunft gehen von einem weiteren Anstieg aus (s. hierzu ausführlich SRU 2012, Tz. 244). Diese Entwicklung wird auf verschiedene Faktoren zurückgeführt. An erster Stelle steht die weiter zunehmende internationale Arbeitsteilung. Andere Faktoren sind das Konsumverhalten, die Zunahme des Internethandels und Veränderungen in der Lagerhaltung. Bei der Wahl des Transportmittels spielen Fragen der Logistik – wie insbesondere

210

nach der Zuverlässigkeit der Verkehrsnetze – und der Preisgestaltung eine zentrale Rolle (BVU Beratergruppe Verkehr + Umwelt et al. 2014; GÄUMANN 2012; UBA 2012; 2009; SRU 2012, Tz. 302 ff.; Intraplan Consult et al. 2013; CLARK et al. 2013).

4.2.2
260.

Schiffsverkehr
Etwa 90 % des internationalen Warenverkehrs erfolgt per Schiff (IMO 2012). Somit ist

die Schifffahrt ein zentrales Element des globalen Handels. Gleichzeitig ist sie das Rückgrat der maritimen Wirtschaft, zu der auch die Bereiche Häfen, Reedereien, Zulieferindustrie und Meerestechnologie zu zählen sind. Die Schifffahrt gilt zwar als klimafreundlichster Transportsektor, ist aber, was andere Emissionen und Umweltbelastungen angeht, insbesondere auch hinsichtlich der Stickstoffoxidemissionen, alles andere als umweltfreundlich. Sie trägt in relevantem Maße zur Versauerung und Eutrophierung der marinen Ökosysteme bei und belastet mit ihren Luftemissionen die Gesundheit des Menschen (Tz. 115). Dies liegt im Besonderen an der unzureichenden Regulierung der Emissionen dieses Sektors und fehlenden sonstigen Anreizen zur Emissionsminderung (Tz. 542 ff.). Da ein nicht unwesentlicher Teil des weltweiten Seeverkehrs unweit der Küsten stattfindet und die Schiffe auch während der Liegezeiten in den Häfen Strom und Wärme benötigen und dazu die Dieselaggregate auch in den Häfen betrieben werden, sind von den Schiffsemissionen auch Wohngebiete und terrestrische Ökosysteme betroffen. In einigen Hafenstädten bzw. Küstenregionen ist die Schifffahrt inzwischen für einen signifikanten Anteil der Stickstoffoxidbelastungen, neben Partikel- und Schwefeldioxidimmissionen, verantwortlich und trägt somit zu bestehenden Luftreinhalteproblemen bei (EMSA o. J.; MATTHIAS et al. 2010). Weitere wichtige Faktoren, die die Stickstoffoxidemissionen dieses Sektors beeinflussen, sind die Entwicklungen des internationalen Transports und die wenig ambitionierten internationalen Grenzwerte für die Stickstoffoxidemissionen der Schiffsmotoren (s. Tz. 543). Der Ausstoß von Stickstoffoxidemissionen ist insbesondere vom Verbrennungsprozess im Motor abhängig und inwieweit Abgasreinigungstechniken zum Einsatz kommen. Die Seeschifffahrt ist sehr stark durch ihren internationalen Charakter geprägt. So weist das Seerechtsübereinkommen der Vereinten Nationen der Schifffahrt eine besondere Stellung zu, indem es ihre Freiheit garantiert und Hauptschifffahrtsrouten vor anderen Meeresnutzungen priorisiert. Hinzu kommt das Flaggenstaatenprinzip, das die Verantwortung für die Einhaltung von Standards, die auch den Umweltschutz betreffen, dem Staat zuweist, unter dessen Flagge das Schiff fährt. Die Küstenstaaten haben somit nur sehr begrenzte Möglichkeiten, Umweltschutzmaßnahmen in der Seeschifffahrt zu ergreifen. Ebenfalls von Bedeutung ist der internationale Wettbewerb, der die Küstenstaaten am Handeln hindert. Die Regulierung erfolgt daher vorwiegend auf internationaler Ebene bzw. bei der Internationalen Seeschifffahrtsorganisation (International Maritime Organization – IMO). Prozesse auf dieser Ebene gestalten sich in der Regel schwierig und langwierig. Allerdings hat Europa in der

211

Vergangenheit durchaus auch eigene Initiativen ergriffen und damit Anstöße für internationale Entwicklungen gegeben (SRU 2004; SALOMON 2013). Die Binnenschifffahrt ist für den Gütertransport in Deutschland mit einem Anteil von 10 % am Güterverkehrsaufwand von eher geringer Bedeutung. Auch wenn ihre Umweltbilanz in Bezug auf Luftschadstoffe kaum besser ist als die des Lkw-Verkehrs, tragen die Stickstoffoxidemissionen aus der Binnenschifffahrt zu den Emissionen des gesamten Verkehrs in Deutschland nur einen kleinen Anteil bei (UBA 2013c; LUBW 2012). Aus diesem Grund wird auf die Binnenschifffahrt im Folgenden nicht weiter eingegangen. Entwicklung des Seetransports 261. In den letzten Jahrzehnten hat die internationale Seeschifffahrt geradezu einen Boom

erlebt. So hat sich das Transportaufkommen zwischen 1970 und 2008 von 2.605 auf 8.229 Mio. t mehr als verdreifacht (Abb. 4-15). Mit der Finanzkrise im Jahr 2009 wurde diese Entwicklung nur kurzfristig gestoppt. Seitdem ist wieder ein Zuwachs zu beobachten (UNTCTAD 2013). Der wichtigste Grund für die sehr deutliche Zunahme des Seetransports ist die zunehmende Globalisierung der Märkte und die damit verbundene Expansion des Welthandels (WTO 2009; BOLLMANN et al. 2010). Ein wichtiger Beitrag hierfür war zum Beispiel die wirtschaftliche Öffnung Chinas. Für die Zukunft wird ein weiterer Zuwachs im internationalen Seetransport erwartet. Das Konsumverhalten ist ein wichtiger Treiber für die genannten Entwicklungen. Bei der Kreuzschifffahrt spielen Lebensstile bzw. die gestiegene Reisefreudigkeit eine wichtige Rolle. Gerade im Kreuzfahrttourismus scheint die in den letzten Jahren zu beobachtende positive wirtschaftliche Entwicklung ungebrochen (JANS 2010/11).

212

Abbildung 4-15 Entwicklung des globalen maritimen Transportaufkommens von 1970 bis 2012

SRU/SG 2015/Abb. 4-15; Datenquelle: UNTCTAD 2013

Schiffskraftstoffe 262. In der Seeschifffahrt werden zu einem hohen Anteil immer noch Schweröle bzw.

Rückstände aus Raffinerien als Kraftstoff eingesetzt. Diese sind im Vergleich zum herkömmlichen Schiffsdiesel erheblich günstiger, enthalten aber mehr Schadstoffe bzw. setzen mehr Schadstoffe bei der Verbrennung frei. Alternative Kraftstoffe wie zum Beispiel verflüssigtes Erdgas (Liquefied Natural Gas – LNG), welches weniger Stickstoffoxid bei der Verbrennung freisetzt, sind bisher nicht konkurrenzfähig, unter anderem da die notwendige Infrastruktur zur Bereitstellung des Kraftstoffs in den Häfen meist fehlt und die Umrüstung der Motoren mit Kosten verbunden ist. Außerdem fehlen noch Anreize, Alternativkraftstoffe einzusetzen (DLR 2014). Allerdings gibt es einen ersten Ansatz, dies zu ändern. So wurde mit der Überarbeitung der Anlage VI des MARPOL-Übereinkommens der zulässige Schwefelgehalt im Kraftstoff von 4,5 % in zwei Schritten auf 0,5 %, gültig ab dem 1. Januar 2020, abgesenkt. Derzeit gilt ein Grenzwert von 3,5 % Schwefel. In den SchwefelEmissionsüberwachungsgebieten (Sulphur Emission Control Area – SECA; s. Tz. 544) ist im

213

Moment noch ein Schwefelgehalt im Kraftstoff von 1 % zulässig, dieser Grenzwert wird ab 1. Januar 2015 auf 0,1 % abgesenkt (IMO 2008; Regel 14 der Anlage VI MARPOL-Übereinkommen). Ein Schwefelgehalt von unter 1 % im Kraftstoff ist nur mit raffinierten Produkten bzw. Schiffsdieseln oder LNG erreichbar. Folglich ist die Verwendung von Schwerölen in der internationalen Seeschifffahrt ab dem Jahr 2020 nur noch dann zulässig, wenn Abgasreinigungssysteme eingesetzt werden. Mit der bereits genannten Änderung der Anlage VI des MARPOL-Übereinkommens wird die Möglichkeit eingeräumt, die vorgeschriebenen Minderungen des Schwefelgehalts auch über andere Techniken zu erreichen (Regel 4 der Anlage VI MARPOL-Übereinkommen). In europäischen Häfen ist inzwischen für Schiffe am Liegeplatz nur noch die Verwendung von Schiffskraftstoffen gestattet, die einen Schwefelanteil von weniger als 0,1 % haben (Art. 4b der Richtlinie hinsichtlich des Schwefelgehalts von Schiffskraftstoffen 2012/33/EU). Ausgenommen sind Schiffe, die alle Motoren abschalten und landseitige Elektrizität nutzen, und Schiffe, die sich weniger als zwei Stunden am Liegeplatz aufhalten. Werden Kraftstoffe mit geringerem Schadstoffgehalt eingesetzt, so können Abgasnachbehandlungsanlagen – wie zum Beispiel SCR-Systeme (Tz. 256) – zur Minderung der Stickstoffoxidemissionen auch in der Schifffahrt verwendet werden. Bislang sind diese Systeme mit dem hohen Schwefelgehalt der häufig verwendeten Schweröle nicht kompatibel (ABS 2013).

4.3
263.

Stationäre Feuerungsanlagen
Stationäre Feuerungsanlagen sind neben dem Verkehr eine der Hauptquellen für die

Emissionen von Stickstoffoxiden. 2012 kamen 43 % der Stickstoffoxidemissionen Deutschlands aus diesen Anlagen (s. Tab. 3-4). Dabei stammen 25 % aus der Energiewirtschaft, das sind Anlagen der öffentlichen Elektrizitäts- und Wärmeerzeugung, Mineralölraffinerien und Anlagen zur Herstellung von festen Brennstoffen und zur sonstigen Energieerzeugung (UBA 2014a). In Bezug auf die Stickstoffoxidemissionen dominieren in diesem Sektor aber deutlich die Kraftwerke der öffentlichen Elektrizitäts- und Wärmeerzeugung. Aus dem produzierenden Gewerbe kamen 7 % der Stickstoffoxidemissionen und 11 % aus den übrigen Feuerungsanlagen (Handel, Gewerbe, Dienstleistung, Haushalte) (Tab. 4-2).

214

Tabelle 4-2 Stickstoffoxidemissionen aus stationären Feuerungsanlagen in Deutschland 2012 (in kt)
Emissionsquellen Energiewirtschaft Produzierendes Gewerbe Übrige Feuerungsanlagen (Handel, Gewerbe, Dienstleistung, Haushalte) Summe stationäre Feuerungsanlagen* Summe NOx-Emissionen (vgl. Tab. 3-4) * ohne Militär und weitere kleine Emissionsquellen
SRU/SG 2015/Tab. 4-2; Datenquelle: UBA 2013a

NOx 329 84 136 549 1.269

Anteil an den Gesamt-NOx- Emissionen 26 % 7% 11 % 43 % 100 %

Entwicklung der Stickstoffoxidemissionen 264. Die Stickstoffoxidemissionen des Sektors Energiewirtschaft konnten von 1990 bis

2012 um 46 % reduziert werden (Abb. 4-16). Bis 2000 verringerten sich die Emissionen um 56 %, dann stiegen die Emissionen erneut von 2000 bis 2012 um 22 % an. Dies wurde durch die zunehmende Energiegewinnung aus Biomasse verursacht, die inzwischen für 21 % der Stickstoffoxidemissionen dieses Sektors verantwortlich ist. Hintergrund ist der vermehrte Einsatz von Biogas-Blockheizkraftwerken und von Biomasse(heiz)kraftwerken, die pro Kilowattstunde elektrischer Energie mehr Stickstoffoxide emittieren als Großkraftwerke (UBA 2014b). Nach wie vor verursacht aber die Verbrennung von Stein- und Braunkohle den größten Anteil (2012: 55 %) der Stickstoffoxidemissionen der Energiewirtschaft (Abb. 4-16). Die Stickstoffoxidemissionen aller anderen stationären Feuerungsanlagen außer der Energiewirtschaft verringerten sich von 1990 bis 2012 um 62 % (UBA 2013a).

215

Abbildung 4-16 Entwicklung der Stickstoffoxidemissionen aus der Energiewirtschaft in Deutschland 1990 bis 2012 (in t)

Quelle: UBA 2014a

Prognose 265. In einem Forschungsvorhaben des Umweltbundesamtes (JÖRß et al. 2014) wurde

abgeschätzt, wie sich die Stickstoffoxidemissionen aus stationären Feuerungsanlagen bis 2030 unter der Annahme eines „Aktuelle-Politik-Szenarios (APS)“ entwickeln werden. Dabei wurden alle Maßnahmen berücksichtigt, die bis zum 8. Juli 2011 ergriffen worden sind. Angenommen wurden eine moderate Steigerung des Stein- und Braunkohleeinsatzes sowie ein Anstieg von Biogas, Biomasse und Biodiesel. Unter diesen Voraussetzungen reduzieren sich die Stickstoffoxidemissionen aus stationären Feuerungsanlagen von 2015 bis 2030 um etwa 14 % (vgl. Abb. 6-15). Genehmigungsbedürftigkeit von Feuerungsanlagen 266. Die Größe der Feuerungsanlage, ausgedrückt in Megawatt (MW) Feuerungswärme-

leistung, und der eingesetzte Brennstoff (sowie in einigen Fällen die Feuerungsbauart) entscheiden, ob eine Feuerungsanlage nach dem Bundes-Immissionsschutzgesetz genehmigungsbedürftig ist und wenn ja, welches untergeordnete Regelwerk für die Genehmigung herangezogen werden muss (Abb. 4-17). Anlagen mit einer Feuerungswärmeleistung von größer oder gleich 50 MW werden als Großfeuerungsanlagen bezeichnet und müssen nach der Großfeuerungsanlagenverordnung (13. BImSchV) genehmigt werden – sofern sie nicht

216

Abfall mit verbrennen, dann unterliegen sie den Anforderungen der Verordnung über die Verbrennung und Mitverbrennung von Abfällen (17. BImSchV). Mittlere Feuerungsanlagen sind Anlagen mit einer Feuerungswärmeleistung von weniger als 50 MW und in der Regel mehr als 1 MW (je nach Brennstoff), sie werden durch die 4. BImSchV mit Einhaltung der Technische Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA Luft) geregelt. Alle kleineren stationären Feuerungsanlagen (Kleinfeuerungsanlagen) sind nicht genehmigungsbedürftig, sie müssen aber die Emissionsgrenzwerte der 1. BImSchV einhalten. Für die Festlegung der Emissionsgrenzwerte ist der Stand der Technik bzw. der besten verfügbaren Technik entscheidend (§ 3 Abs. 6d BImSchG.). Abbildung 4-17 Übersicht über Rechtsvorschriften für Feuerungsanlagen

SRU/SG 2015/Abb. 4-17; Datenquelle: UBA 2013d; 1. BImSchV, 4. BImSchV

Emissionsgrenzwerte für Stickstoffoxide 267. Stickstoffoxide aus Verbrennungsprozessen entstehen auf zwei Arten: durch die Oxi-

dation des elementaren Luftstickstoffs (thermisches Stickstoffoxid) und durch den in den fossilen Energieträgern gebundenen Stickstoff (Brennstoff-Stickstoffoxid). Von untergeordneter Rolle ist die Bildung von Stickstoffoxid über intermediäre Kohlenwasserstoffradikale (PromptStickstoffoxid). Die Höhe der Stickstoffoxidemissionen aus der Verbrennung ist also abhängig von der Feuerungstechnik (Temperatur und Sauerstoffverfügbarkeit während der

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Verbrennung) und der Brennstoffzusammensetzung. Ein weiterer entscheidender Parameter ist die Feuerungsbauart (ob Kesselfeuerungsanlage mit Rost-, Wirbelschicht- oder Staubfeuerung oder Gasturbine oder Verbrennungsmotor). Verbrennungsmotoranlagen emittieren zum Beispiel generell ein Vielfaches der Menge an Stickstoffoxiden im Vergleich zu reinen Verbrennungsanlagen wie Kessel oder Öfen (UBA 2013e). Somit ist auch der Stand der Technik bzw. der besten verfügbaren Technik und damit der einzuhaltende Emissionsgrenzwert je nach Feuerungsbauart, eingesetztem Brennstoff oder Feuerungstechnik der Anlage unterschiedlich. Außerdem gelten in der Regel für neue Anlagen anspruchsvollere Grenzwerte als für bestehende Anlagen bzw. Altanlagen. 268. Zur Minderung der Stickstoffoxidemissionen aus Feuerungsanlagen werden sowohl

feuerungstechnische Maßnahmen als auch abgasseitige Maßnahmen eingesetzt. Insbesondere mit der Abgasreinigung durch die selektive katalytische Reduktion (SCR) bzw. nichtkatalytische Reduktion (SNCR) können relativ anspruchsvolle Grenzwerte eingehalten werden. Eine Abgasreinigung ist aber nicht bei allen Feuerungsanlagen üblich bzw. durch die Genehmigung vorgeschrieben. Beispielsweise können alle bestehenden Braunkohleanlagen die für sie geltenden Grenzwerte für Stickstoffoxidemissionen auch ohne Abgasreinigung einhalten (SCHÖNBERGER et al. 2012). Und für Motoranlagen zur Verbrennung von Biogas, Klärgas oder Deponiegas ist eine solche Abgasreinigung nicht üblich, weil die Gase Inhaltsstoffe enthalten, die die Katalysatoren der Abgasreinigungsanlage vergiften können (UBA 2013e). SCHÖNBERGER et al. kritisieren, dass bei der Novellierung der 13. BImSchV in Bezug auf die Grenzwerte für Stickstoffoxide für Kohlekraftwerke der existierende Stand der Technik für diese Anlagen nicht berücksichtigt wurde (2012). Treiber 269. Treiber der Verbrennung fossiler und biogener Brennstoffe zur Energieerzeugung ist

der Energiebedarf von Industrie, GHD (Gewerbe, Handel und Dienstleistungen) und Haushalten. Diesen Verbrauch zu senken, ist daher eine wichtige Maßnahme, um – neben dem primären Ziel, die Treibhausgasemissionen zu verringern – die Stickstoffoxidemissionen zu mindern. Seit 1990 ist der Primärenergieverbrauch in absoluten Zahlen nur schwach um 6,7 % zurückgegangen (Statistisches Bundesamt 2014e). Mit einem Anteil am Primärenergieverbrauch von 12,8 % rangierte die Steinkohle 2013 an dritter Stelle hinter Mineralöl und Erdgas, gefolgt von Braunkohle mit einem Anteil von 11,7 %. Der Anteil der Biomasse am Primärenergieverbrauch betrug 6,9 %. Von 2012 bis 2013 stieg der Einsatz von Steinkohle beim Primärenergieverbrauch um 4,1 %, während sich der Einsatz von Braunkohle um 1,1 % verringerte (AGEB 2014). Im langjährigen Trend (2000 bis 2012) hat sich aber der Einsatz von Steinkohle um 17 % verringert und der von Braunkohle um 6 % erhöht (Gesamtverband Steinkohle 2013). Der Einsatz der Kohle wird durch billige Weltmarktpreise und durch die derzeit niedrigen Zertifikatspreise im Emissionshandel begünstigt. Es ist nicht absehbar, dass sich die ökono-

218

mische Situation zukünftig relevant ändern wird, sodass der Einsatz von Stein- und Braunkohle weiterhin wirtschaftlich bleiben dürfte. Beispielsweise schätzt das Öko-Institut, dass aus diesen Gründen der Einsatz von Braunkohle für die Stromerzeugung 2014 eher konstant bleiben wird (kein Neubau, Auslastung bereits sehr hoch) und dass es bei der Stromerzeugung aus Steinkohle bedingt durch Inbetriebnahme neuer Blöcke sogar zu einem Anstieg kommen wird (HERMANN 2014). 270. Die Bundesregierung hat sich das Ziel gesetzt, den Primärenergieverbrauch von

2008 bis 2020 um 20 % und bis 2050 um 50 % zu senken sowie den Anteil der erneuerbaren Energien am gesamten Bruttoendenergieverbrauch um 18 % (2020) bzw. 60 % (2050) zu steigern. Außerdem soll die Energieproduktivität bis 2020 im Vergleich zu 1990 verdoppelt werden (Stand 2012: 145,4 %; Statistisches Bundesamt 2014e). Die derzeitige Entwicklung im Energieverbrauch zeigt aber, dass ein Erreichen dieser Ziele ohne zusätzliche Maßnahmen schwierig sein wird. Um die Stickstoffoxidemissionen weiter zu reduzieren, ist daher die anspruchsvolle Weiterentwicklung der Emissionsgrenzwerte für Stickstoffoxid aus Feuerungsanlagen notwendig. Dabei sollten nicht nur neue Anlagen ins Visier genommen, sondern auch bestehende Anlagen berücksichtigt werden. Grundsätzlich leisten aber alle Maßnahmen zur Energieeinsparung einen Beitrag zur Minderung des Stickstoffausstoßes: Wenn die Verbrennung fossiler und biogener Brennstoffe vermieden wird, werden sowohl Kohlendioxid- als auch Stickstoffoxidemissionen eingespart.

4.4
271.

Fazit
Der quantitativ wichtigste Verursacher von Stickstoffemissionen ist die Landwirt-

schaft, gefolgt vom Verkehr und der Energiewirtschaft. Sozioökonomische Treiber für die Emissionen können politische Entscheidungen, preisliche Marktentwicklungen sowie Konsumentscheidungen sein. Die Verfügbarkeit industriell hergestellten, reaktiven Stickstoffs war ein wesentlicher Faktor für die enorme Steigerung der landwirtschaftlichen Produktion seit Beginn des vergangenen Jahrhunderts. Die landwirtschaftliche Produktion ist jedoch insgesamt durch eine geringe Stickstoffeffizienz gekennzeichnet. Das heißt, dass der Anteil des in der Produktion eingesetzten Stickstoffs (z. B. in Form von Dünge- und Futtermitteln), der schließlich im Produkt enthalten ist, relativ niedrig ist. Insbesondere die Erzeugung von tierischen Produkten, aber auch der Anbau bestimmter Gemüsesorten ist mit hohen Stickstoffemissionen in die Umwelt in Form vor allem von Nitrat, Lachgas und Ammoniak verbunden. Entscheidend für die Stickstoffeffizienz ist neben dem Betriebstyp (Viehhaltung, Gemüsebau oder Ackerbau) auch das individuelle Düngemanagement der Betriebe. Unabhängig vom Bewirtschaftungssystem haben außerdem die jeweiligen Standorteigenschaften, insbesondere der Bodentyp und die

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Niederschlagsverhältnisse, einen erheblichen Einfluss auf die Stickstoffverluste und ihre Wirkung. 272. Die Entwicklung des Stickstoffeinsatzes in der Landwirtschaft und damit der Emissio-

nen in die Umwelt ist von verschiedenen Faktoren abhängig, die sich grob in ökonomische Einflussfaktoren (agrarstrukturelle Entwicklungen, Preisrelationen zwischen Stickstoff als Inputfaktor und den Absatzpreisen für landwirtschaftliche Erzeugnisse), politische Rahmensetzung auf europäischer und nationaler Ebene (wie die GAP und die Bioenergievergütung im Rahmen des EEG) sowie Konsum- und Lebensstile einteilen lassen. Die GAP ist ein Faktor, der in den vergangenen Jahrzehnten die Entwicklungen hin zu dem heute hohen Niveau der landwirtschaftlichen Produktion bis hin zur Überproduktion gefördert hat. Letztere werden durch Reformen der GAP abgebaut. Bei der letzten Reform stand dann die Legitimierung der GAP durch eine stärkere Berücksichtigung ökologischer Gesichtspunkte im Vordergrund. Diese Reform hat jedoch nach Einschätzung des SRU keine ausreichende Ökologisierung der GAP herbeigeführt und trägt somit auch nicht merklich zu einer Verminderung der Stickstoffbelastung der Umwelt durch die Landwirtschaft bei. Daneben haben die Rahmensetzungen der Bioenergiepolitik zu einem vermehrten Anbau von Energiepflanzen geführt und so Intensivierungstendenzen in der Landwirtschaft weiter befördert, die im Hinblick auf die Stickstoffproblematik kritisch zu bewerten sind. Mit der Zunahme der Anbauflächen von Silomais und Raps hat sich der Anteil von Kulturen vergrößert, die mit potenziell hohen Stickstoffverlusten verbunden sind. Die Biogasproduktion kann darüber hinaus in Regionen mit hoher Tierhaltungsdichte, in denen bereits hohe Nährstoffüberschüsse vorliegen, zu einer Verschärfung der bestehenden Problemlage führen. Von den verschiedenen Konsumbereichen hat der Lebensmittelkonsum hinsichtlich der Stickstoffproblematik die höchste Relevanz. Da insbesondere die Erzeugung tierischer Produkte wie Fleisch- und Milcherzeugnisse eine geringe Stickstoffeffizienz aufweist, hat deren Anteil am Konsum einen starken Einfluss auf die Höhe der Einträge reaktiven Stickstoffs in die Umwelt. Über das letzte Jahrzehnt betrachtet lag der Fleischkonsum in Deutschland konstant auf einem hohen Niveau. Neben der Auswahl bestimmter Nahrungsmittel haben auch vermeidbare und teilweise vermeidbare Lebensmittelabfälle eine große Relevanz bei den Stickstoffemissionen. 273. Der Verkehr ist für den Hauptanteil der Stickstoffoxidemissionen – insbesondere auch

der gesundheitlich besonders relevanten Stickstoffdioxidemissionen – in Deutschland verantwortlich. Von besonderer Bedeutung als Verursacher sind dabei der Straßenverkehr mit einem Anteil von etwa 54 % sowie die Schifffahrt mit einem Anteil von etwa 25 % an den Gesamtemissionen des Verkehrs. Dahinter stehen die Mobilität der Menschen sowie der Transport von Waren und Gütern, welche weiterhin im Wesentlichen auf Fahrzeugen mit Verbrennungsmotoren beruhen. Wichtige Treiber der Stickstoffoxidemissionen sind zum Beispiel das individuelle Mobilitätsverhalten, wirtschaftliche Entwicklungen, die weiterhin auto-

220

zentrierte Infrastrukturplanung, die Steuerbevorzugung von Dieselkraftstoffen und das Fehlen von ambitionierten Abgasnormen in der Seeschifffahrt. 274. Stationäre Feuerungsanlagen sind neben dem Verkehr eine weitere wichtige Quelle

für die Emissionen von Stickstoffoxiden. Dabei ist insbesondere der Einsatz von Kohle und Biogas zur Stromerzeugung relevant. Möglichkeiten zur Minderung der Stickstoffoxidemissionen in diesem Sektor ergeben sich über technische Maßnahmen sowie Suffizienzmaßnahmen (Energieeinsparung).

221

5
275.

Ökonomische Betrachtung stickstoffrelevanter umweltpolitischer Instrumente
Es ist notwendig, die Einträge von reaktivem Stickstoff in die Umwelt erheblich zu

mindern. Wie die vorhergehenden Kapitel zeigen, sind verschiedene Schutzgüter wie Grundund Oberflächengewässer sowie die Biodiversität heute teilweise stark belastet und auch im Hinblick auf den Klimaschutz spielen Emissionen reaktiver Stickstoffverbindungen eine wichtige Rolle. Die in Kapitel 2.4 vorgestellten Leitbegriffe Effizienz, Konsistenz und Suffizienz beschreiben Wege, die zur Entlastung führen. Diese Ansätze können mithilfe umweltpolitischer Instrumente umgesetzt werden, durch die eine konkrete Veränderung der Produktions- und Wirtschaftsweise sowie des Konsumverhaltens herbeigeführt wird. Tatsächlich sind in der Praxis persistente Umweltprobleme in Verbindung mit Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen zu beobachten, obwohl bereits zahlreiche Instrumente zum Einsatz kommen. Das vorliegende Kapitel zeigt aus einem ökonomischen Blickwinkel, welche Stärken und Schwächen die verschiedenen Instrumententypen im Kontext der Reduzierung der Einträge reaktiven Stickstoffs haben. Damit sollen die Empfehlungen zur Weiterentwicklung der Politiken in Kapitel 6 vorbereitet werden. Ergänzend werden Instrumentenbeispiele aus dem Ausland, die auch für die Weiterentwicklung der deutschen Stickstoffpolitik von Interesse sein können, in Kapitel 5.3 dargelegt. Dabei werden bewusst Beispiele für eine ökonomische Herangehensweise gewählt. Sie sollen deutlich machen, welchen Einfluss die Instrumentenwahl und -ausgestaltung auf die gesellschaftliche Verteilung der Kosten durch Emissionsminderungsmaßnahmen, die Höhe der gesamtgesellschaftlichen Kosten und die Genauigkeit der ökologischen Zielerreichung hat. All dies sind aus Sicht der Politikgestalter relevante Bewertungskriterien für die Wahl umweltpolitischer Instrumente.

5.1
276.

Überblick über Instrumente zur Stickstoffminderung aus ökonomischer Sicht
In diesem Sondergutachten soll der Begriff des Instruments dahingehend verstanden

werden, dass es sich um umweltpolitische Werkzeuge handelt, die durch eine staatliche oder überstaatliche Einheit geschaffen und eingesetzt werden. Instrumente sollen aus volkswirtschaftlicher Sicht dazu beitragen, dass in der Praxis technische und organisatorische Anpassungen erfolgen, die einen direkten Einfluss auf die Umwelt haben. Beispiele sind Vorschriften zur Anwendung bestimmter Techniken bei der Ausbringung von Düngemitteln auf die landwirtschaftliche Nutzfläche oder zum Einsatz einer verbesserten Filtertechnik bei Industrieanlagen (nachfolgend auch als Maßnahme bezeichnet). Es handelt sich also um Vorschriften zum Einsatz konkreter Praktiken, die vor allem von Akteuren (Adressaten der Politiken) unterhalb der staatlichen bzw. behördlichen Ebene ausgeführt werden, zum Beispiel Landwirte, Naturschutzverbände, Verbraucher (so auch in Swedish Environmental

222

Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 37; Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 10). Überblick über Instrumententypen 277. Fünf wesentliche Gruppen umweltpolitischer Instrumente sind im Hinblick auf die Min-

derung von Einträgen reaktiven Stickstoffs in die Umwelt zu unterscheiden: ordnungsrechtliche, planerische, ökonomische, förderpolitische sowie informatorische Instrumente (s. Abb. 5-1). In welcher Form sie zur Minderung von Stickstoffeinträgen beitragen können, wird im Einzelnen in Kapitel 6 untersucht. Abbildung 5-1 Typen umweltpolitischer Instrumente

SRU/SG 2015/Abb. 5-1

Ordnungsrecht 278. Das Ordnungsrecht ist eine Form direkter Verhaltenssteuerung, die sich insbeson-

dere in Form gesetzlicher Ge- und Verbote äußert, welche die Adressaten zwingend einhalten müssen (z. B. Verbot der Ausbringung von Dünger zu bestimmten Jahreszeiten bzw. unter bestimmten Witterungsverhältnissen in der Düngeverordnung, Tz. 411 ff.). Manche Tätigkeiten sind allerdings nicht einfach verboten, sondern unterstehen einem Vorbehalt. Zum Ordnungsrecht zählen daher auch Genehmigungen (sogenannte präventive Verbote mit Erlaubnisvorbehalt, z. B immissionsschutzrechtliche Genehmigung bzw. sogenannte repressive Verbote mit Befreiungsvorbehalt, z. B. naturschutzrechtliche Befreiung). Zahlreiche Tätigkeiten, die direkt oder indirekt Stickstoffeinträge in die Umwelt zur Folge haben, unterliegen einer Genehmigungspflicht (im allgemeinen Sinne). Dazu zählt zum Beispiel der Bau von Straßen, von Industrieanlagen oder von Tierhaltungsanlagen. In welcher Form stickstoffbezogene ordnungsrechtliche Vorgaben im Rahmen von Genehmigungsverfahren geltend gemacht werden können, ist für Tierhaltungsanlagen in Abschnitt 6.4.3

223

und für stationäre Feuerungsanlagen in Kapitel 6.8 beschrieben. Konsumentenseitig sind ebenfalls ordnungsrechtliche Instrumente mit Rückwirkungen auf Stickstoffemissionen einsetzbar (s. Kap. 6.6). In der ökonomischen Theorie werden ordnungsrechtliche Instrumente in der Regel mit den Begriffen „Auflagenpolitik“ oder „Regulierung“ bezeichnet. Darunter wird die „[…] Verhaltensbeeinflussung von Unternehmen und Konsumenten durch gesetzgeberische, meist marktspezifische Maßnahmen mit dem Ziel der Korrektur bzw. Vermeidung von vermutetem Marktversagen […]“ verstanden (RAMB et al. 2014). ENDRES (2013, S. 125 und 130) diskutiert die Auflagenpolitik als umweltpolitisches Instrument, mit dem verursacherindividuell eine absolute Höchstgrenze zugelassener Emissionen (pro Zeiteinheit) vorgeschrieben wird. Dabei können Grenzwerte absolut oder auf eine Basiseinheit bezogen (z. B. mg/m³ Abluft) formuliert werden. In der Praxis der Umweltpolitik existieren viele von dieser engen Definition abweichende Formen regulatorischer Instrumente, weshalb die umweltökonomische Bewertung entsprechend differenziert vorzunehmen ist. FEESS (2007, S. 48) sieht als Kernprinzip ordnungsrechtlicher umweltpolitischer Instrumente aus umweltökonomischer Sicht die Festlegung normativer, allgemeingültiger Standards, deren Missachtung ordnungsrechtliche Konsequenzen nach sich zieht. Umweltplanerische Instrumente 279. In der Ökonomie werden umweltplanerische Instrumente als nicht-fiskalische Instru-

mente verstanden, die zur Umsetzung umweltpolitischer Ziele eine gezielte naturschutzfachliche Erarbeitung von Plänen oder Regelwerken mit unterschiedlichen Graden an Verbindlichkeit umfassen. Sie sind vorsorgeorientiert, haben eine präventive und nachhaltige Wirkung und sind in ihrer Durchführung flexibel gestaltet (GÜNTHER 2014). So treten Pläne in unterschiedlichen Rechtsformen wie zum Beispiel Gesetz, Rechtsverordnung oder Satzung auf (KLOEPFER 2004, § 5 Rn. 14). Große Bedeutung besitzt die Umweltplanung, die im Wesentlichen auf spezialgesetzlich geregelten Einzelfachplanungen beruht (ebd., § 5 Rn. 10). Diese erlauben den Erlass spezifischer Vorgaben, so können beispielsweise für Wasserschutzgebiete bestimmte landwirtschaftliche Nutzungen wie die Gülleverbringung ausgeschlossen werden. Teilweise enthalten die entsprechenden Fachgesetze einen abschließenden Katalog von Festsetzungsmöglichkeiten (MÖCKEL 2013, S. 428). Ökonomische Instrumente 280. Das Ziel ökonomischer Instrumente im Umweltbereich ist unter ökonomischer Sicht-

weise eine kosteneffiziente Aufteilung (Allokation) von Produktionsfaktoren unter Internalisierung der externen Effekte. Zu den ökonomischen Instrumenten werden im Rahmen dieses Sondergutachtens zum einen Steuern und Abgaben und zum anderen handelbare Emissions- und Produktionsrechte gezählt.

224

Für sämtliche der vorgestellten ökonomischen Instrumente können produzentenseitig Praxisbeispiele in Bezug auf reaktiven Stickstoff gefunden werden. Konsumentenseitig können stickstoffintensive Produkte bzw. Konsumweisen ebenfalls besteuert werden. Wichtig ist, dass produzentenseitige ökonomische Instrumente (ebenso wie produzentenseitige ordnungsrechtliche Vorgaben) häufig zu einer Verteuerung der Produktion führen und damit tendenziell auch zu steigenden Konsumentenpreisen. Damit haben solche Instrumente potenziell einen doppelten Effekt: sie steigern die Effizienz des Ressourceneinsatzes in der Produktion und senken gleichzeitig die Nachfragemenge (abhängig von der Preissensibilität der Nachfrage). Das Prinzip der umweltökonomischen Abgaben ist grundsätzlich, dass der Verursacher einer Umweltbelastung je Schadenseinheit (z. B. je Gewichtseinheit emittierter Schadstoffe) Zahlungen an den Staat zu leisten hat. Der Abgabensatz soll für alle Emittenten gleich und so hoch definiert sein, dass er Anpassungsreaktionen herbeiführt, die in der Summe in dem gewünschten Minderungsmaß resultieren. Über die Höhe des Abgabensatzes kann der Gesetzgeber den Umfang der Gesamtminderung im Verursacherkreis beeinflussen. Die Steuerung ist allerdings aufgrund von Informationsdefiziten (s. Tz. 294) häufig nicht sehr präzise. Die Behörde überlässt die Festsetzung des individuell optimalen Emissionsniveaus (Abwägung zwischen den Vermeidungskosten und der Abgabenzahlung) sowie die Wahl der geeigneten Vermeidungsmaßnahme den individuellen Verursachern. Diese Freiheit soll dazu führen, dass der anvisierte Umweltzustand mit möglichst geringen Kosten erreicht wird (ENDRES 2013; FEESS 2007, S. 48 f.; HÄRTEL 2002, S. 237; OECD 2007a, S. 34; SRU 2004a, Tz. 324). Handelbare Emissionszertifikate oder Produktionsrechte sind eine Kombination von marktorientiertem und ordnungsrechtlichem Instrument (Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 31). Im Gegensatz zur Steuer oder Abgabe legt die Behörde bei diesen Instrumenten die maximale Emissionsmenge des gesamten betroffenen Verursacherkreises ex ante fest. Diese festgelegte Gesamtemissionsmenge (cap) variiert beim Emissionshandel nicht, lediglich die Preise der Zertifikate passen sich durch den Handel (trade) der Marktsituation an. Jedem Verursacher wird – nach einem zu definierenden System – die Emission einer bestimmten Schadstoffmenge bzw. eine bestimmte Anzahl an Produktionsrechten für einen bestimmten Zeitraum zugestanden. Durch die Handelbarkeit der Zertifikate bzw. der Rechte zwischen den Verursachern wird ein Marktelement in das Instrument integriert. Dadurch soll eine kosteneffiziente Allokation der Emissionsvermeidung innerhalb der betroffenen Sektoren erreicht werden (ENDRES 2013, S. 125), wodurch sich dieser Typ als ökonomisches Instrument qualifiziert. Voraussetzung dafür, dass ein Zertifikatshandelssystem Kosteneffizienzvorteile bringt, ist eine ausreichend hohe Anzahl von Teilnehmern mit unterschiedlichen Grenzvermeidungskosten (z. B. verschieden große oder mit unterschiedlichen Vermeidungstechniken ausgestattete Anlagen bzw. solche mit unterschiedlichen Produktionsprozessen) (ENDRES 2013, S. 148). Die

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Grenzvermeidungskosten beschreiben die Kosten der letzten (marginalen) vermiedenen Emissionseinheit, deren Höhe in der Regel mit der erzielten Gesamtvermeidungsleistung ansteigt. 281. Zur Steuerung der Stickstoffbelastung durch den Konsumenten wird beispielsweise

eine Anpassung des Mehrwertsteuersatzes diskutiert (s. Tz. 530). Die geltende Regelung zu verändern, nämlich den reduzierten Mehrwertsteuersatz für bestimmte, aus Stickstoffsicht besonders problematische Lebensmittelgruppen aufzuheben, kann allerdings auch als Abschaffung eines adversen förderpolitischen Instruments klassifiziert werden. Im Bereich Verkehr ist die Kraftstoffbesteuerung ein Beispiel für ein ökonomisches Instrument mit Wirkung auf Stickstoffemissionen. Förderpolitische Instrumente 282. Zu den förderpolitischen Instrumenten zählen aus ökonomischer Sicht Steuer-

vergünstigungen, Investitionsförderungen und staatlich finanzierte Kompensationsleistungen (Subventionen). Im Kontext dieses Sondergutachtens werden unter diesem Sammelbegriff Instrumente verstanden, welche dazu führen, dass die Verursacher über das rechtlich erforderliche Maß hinaus Stickstoffemissionen mindern und damit positive externe Effekte für die Gesellschaft erzeugen. Das heißt, es werden aus volkswirtschaftlicher Perspektive Leistungen für die Gesellschaft erzeugt, die nicht über Marktprodukte entgolten werden. Aufgrund der Flächenkonkurrenz sind im landwirtschaftlichen Bereich vermehrt extensive Bewirtschaftungsformen mit geringem Stickstoffeinsatz gegenüber intensiveren Bewirtschaftungsweisen nicht konkurrenzfähig. Eine Subventionierung der stickstoffarmen Bewirtschaftungsweise korrigiert die Schieflage der Marktpreise hinsichtlich des gesellschaftlichen Nutzens (Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007; BARUNKE 2002, S. 78–79). Mithilfe von Förderinstrumenten werden auch Konsumentscheidungen beeinflusst. So stellen zum Beispiel die Förderung des ökologischen Landbaus sowie die Subventionierung des öffentlichen Nahverkehrs Instrumente dar, die Konsumentenentscheidungen über den Preis beeinflussen sollen. Informatorische Instrumente 283. Ziel informatorischer Instrumente ist aus volkswirtschaftlicher Sicht, durch Aufklärung

der Produzenten wie der Konsumenten die Verursacher dahin gehend zu beeinflussen, dass sie sich umweltschonend verhalten. Dazu werden zum Beispiel Beratung, Umweltbildung und Umweltberichterstattung eingesetzt (BARUNKE 2002, S. 82). Auf der Konsumentenseite sind außerdem unterschiedliche Arten der Verbraucherinformation zu nennen. Im Bereich Lebensmittelkonsum zählen dazu Instrumente, die auf die Handhabung von Lebensmitteln abzielen und so auf die Reduzierung von Lebensmittelabfällen hinwirken, aber auch produkt-

226

und konsumbezogene Informationen, die im Vorfeld die Kaufentscheidung beeinflussen (OECD 2007b, S. 25). Bei informatorischen Instrumenten erfolgt die Anpassung der Produktionsweise bzw. des Konsumverhaltens aufgrund von Erkenntniszugewinn. Die monetäre Kosten-Nutzen-Relation wird hierbei weitgehend unverändert gelassen. Forschungsergebnisse zeigen, dass die Wirkung dieses Instrumententyps auf Konsumentscheidungen sehr stark vom Problembewusstsein und dem Bildungsstand abhängt (CORDTS et al. 2013b). Die gezielte Platzierung von umweltgerechten Wahlmöglichkeiten am Verkaufspunkt wird als Nudging (Anstubsen) bezeichnet und kann dem sogenannten sanften Paternalismus zugeordnet werden. Ziel ist es, Entscheidungssituationen bewusst so zu gestalten, dass Individuen zu der gewünschten Konsumentscheidung animiert werden (SUNSTEIN und THALER 2003; THALER und SUNSTEIN 2013). Damit geht das Nudging in seiner politischen Eingriffstiefe teilweise über reine Information, wie sie oben als Instrument beschrieben ist, hinaus (s. Kap. 6.6).

5.2
284.

Ökonomische Bewertung verschiedener Instrumente im Kontext reaktiven Stickstoffs
In Kapitel 3 wurde herausgearbeitet, dass vier Handlungsansätze bei den Bemühun-

gen zur Minderung der Einträge reaktiver Stickstoffverbindungen verfolgt werden müssen, um die betroffenen Schutzgüter besser zu schützen (Tz. 175). Der erste Handlungsansatz gründet auf der flächendeckenden Minderung der Einträge reaktiven Stickstoffs in die Umwelt. Bei dem zweiten Handlungsansatz spielen regionale und lokale räumliche Aspekte der Minderung von Einträgen eine zentrale Rolle. Der dritte Handlungsansatz sieht gezielte Managementmaßnahmen zur Minderung der Wirkungen von Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen vor, wenn Minderungen durch die vorhergehenden Handlungsansätze nicht ausreichen, um die Schutzziele zu erreichen. Der vierte Handlungsansatz zielt auf eine Erhaltung wenig belasteter Gebiete ab. Der Anspruch an die verfügbaren Instrumente ist daher, dass sie die Gesamtemissionen zu den geringsten volkswirtschaftlichen Kosten mindern, und dass sie darüber hinaus eine räumlich gezielte Wirkung ermöglichen. In Kombination damit, dass (wie in Kapitel 4 gezeigt) eine ganze Reihe von Verursachern und dahinter liegende Treiber für das hohe Emissionsniveau verantwortlich sind, ergibt sich ein komplexes Zielsystem, das nur durch einen Instrumentenmix erreichbar ist. Es ist aber davon auszugehen, dass verschiedene Instrumente verschiedene Aufgaben unterschiedlich gut erfüllen können. Für eine volkswirtschaftliche Bewertung sind ökonomische Kriterien zur Beschreibung und Beurteilung umweltpolitischer Instrumente hilfreich. Nachfolgend sollen anhand der auf die Stickstoffproblematik übertragenen gängigen ökonomischen Bewertungskriterien Hinweise darauf gegeben werden, welcher Instrumententyp für welche Aufgabe besonders gut geeignet ist. Dies ist auch

227

für eine Defizitanalyse hilfreich sowie um deutlich zu machen, wo Instrumente in den bestehenden Politiken unter volkswirtschaftlichen Gesichtspunkten nicht optimal eingesetzt werden. Die zentralen Kriterien, die im Rahmen dieser Betrachtung angesetzt werden, sind Kosteneffizienz, ökologische Treffsicherheit, die auch die räumliche Treffsicherheit umfasst, sowie dynamische Anreizwirkung. Daneben spielt die durch das Instrument ausgelöste Verteilung der wirtschaftlichen Lasten eine wichtige Rolle, das heißt, ob das Verursacherprinzip umgesetzt wird. Welches bzw. welche der Kriterien im Fokus der Instrumentenwahl stehen, hängt, wie oben ausgeführt, vom konkreten Ziel ab.

5.2.1
285.

Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der Kosteneffizienz
Aus volkswirtschaftlicher Sicht ist es erstrebenswert, durch umweltpolitische Instru-

mente die gesetzten Ziele zu den geringstmöglichen Kosten zu erreichen. Die Minderung von Einträgen reaktiven Stickstoffs in die Umwelt kann aber, in Abhängigkeit von der Wahl der Maßnahmen und davon, welcher Verursacher die Maßnahmen durchführt, zu stark variierenden Kosten führen. Ein festgelegtes Umweltziel kann zu unterschiedlichen gesamtgesellschaftlichen Kosten erreicht werden, je nachdem, wie gut das dazu eingesetzte Instrument zu einer kostenminimalen Verteilung der Vermeidungsleistung zwischen den Verursachern führt. In der Ökonomie geht man davon aus, dass das Kostenminimum erreicht ist, wenn die letzte Einheit Emissionsvermeidung bei allen Verursachern dieselben Kosten hervorruft, es also zu einer Angleichung der Grenzvermeidungskosten kommt (ENDRES 2013; FEESS 2007). Je größer zunächst die Unterschiede in den Grenzvermeidungskosten zwischen verschiedenen Verursachern und Maßnahmen sind, desto größer ist die Kostensenkung, die durch ein effizientes – das heißt die Grenzkosten angleichendes – Instrument erreicht werden kann. Deshalb kann es zunächst aus Kosteneffizienzsicht vorteilhaft sein, Instrumente sektorübergreifend anzuwenden und somit einen möglichst großen und heterogenen Verursacherkreis einzubeziehen. Kapitel 3 zeigt, dass mehrere gleichwertige Handlungsansätze verfolgt werden müssen, die sich hinsichtlich der Relevanz der räumlichen Steuerungsfähigkeit eines Instruments unterscheiden (Tz. 284). Die Besonderheit von reaktiven Stickstoffverbindungen im Gegensatz zu Kohlendioxidemissionen ist, dass für die meisten Schutzgüter und Stickstoffspezies die Schadenswirkung maßgeblich davon abhängt, wo die Immission stattfindet. Soll das Instrument dementsprechend nicht nur die Gesamtminderung bzw. den Durchschnitt der Belastung mit Stickstoffeinträgen reduzieren, so muss für die Kosteneffizienzbetrachtung die räumliche Verteilung der Eintragsminderung mit berücksichtigt werden (Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 21; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 36; TIETENBERG 1995; OECD 2007a, S. 8). Wenn die Kosteneffizienz eines Instruments im Kontext dieses Sondergutachtens beurteilt werden

228

soll, wird entsprechend auch diskutiert, ob es in erster Linie zur Gesamtemissionsminderung beitragen soll oder ob die räumlich gezielte Eintragsminderung im Vordergrund steht. Für eine echte Bewertung der Kosteneffizienz müssen außerdem Wechselwirkungen von Instrumenten und tatsächlich vor Ort ergriffenen Maßnahmen, das heißt auch Synergie- und Verlagerungseffekte, berücksichtigt werden (u. a. UBA 2009, S. 34 f.). Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) betont, dass auch internationale Verlagerungseffekte zu berücksichtigen sind (SRU 2012, Tz. 204.; s. a. Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 36–37). Ein weiter gefasstes Verständnis der Kosteneffizienz, das die gesamten volkswirtschaftlichen Kosten umfasst, muss auch Transaktionskosten zur Implementierung und Umsetzung des Instrumentes im Zeitverlauf berücksichtigen. Diese Aspekte werden im vorliegenden Sondergutachten jedoch nicht weiter bearbeitet. Ökonomische Instrumente führen zu kosteneffizienter Aufteilung der Vermeidungen 286. Ökonomische Instrumente realisieren Kosteneffizienz insbesondere durch die effi-

ziente Aufteilung der Vermeidungsleistung zwischen den Emittenten einerseits und der Wahl der kosteneffizientesten Maßnahme andererseits. Letzteres bedeutet, dass die Wahl, entweder zu emittieren oder zu vermeiden und mit welcher Maßnahme dies geschieht, den Verursachern überlassen wird, die ihre Grenzkosten selbst am besten abschätzen können (sollten). Zwar könnte theoretisch auch für jeden einzelnen Verursacher die optimale quantitative Begrenzung regulatorisch definiert werden, die regulierende Behörde müsste dazu jedoch über Informationen über die individuellen Grenzvermeidungskostenverläufe verfügen. Dies ist bei großen und diversen Sektoren bzw. Verursacherkreisen unmöglich oder zumindest unrealistisch teuer. Werden in der Folge für alle Quellen die gleichen rechtlichen quantitativen Vorgaben gemacht, so orientiert sich die Einsatzreihenfolge der Minderungsmaßnahmen nicht an dem Kriterium der Grenzvermeidungskosten und die Gesamtkosten der Minderung sind höher. Ähnliches gilt im Prinzip für technische Vorgaben. Hat die Behörde keine genauen oder weniger Kenntnisse als der individuelle Verursacher über die Grenzkosten verschiedener technischer Minderungsmaßnahmen bzw. Managementmaßnahmen, so besteht das Risiko, dass sie kostenineffiziente Maßnahmen vorschreibt (Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 40). Außerdem gilt auch für diesen Fall, dass alle Verursacher unabhängig von ihren individuellen Grenzvermeidungskosten gleichermaßen mindern müssen. Sowohl für die Luftreinhaltung als auch für den Gewässerschutz sind empirischen Studien bzw. theoretischen Modellüberlegungen zufolge erhebliche Kosteneinsparungen durch den Einsatz ökonomischer Instrumente im Gegensatz zu flächendeckend einheitlichen ordnungs-

229

rechtlichen Vorgaben zum Technologieeinsatz möglich (TIETENBERG 2006, S. 58 f.; SCHARIN 2004, S. 35). Aus diesen folgt, dass die ökonomischen Instrumente gut geeignet sind, kosteneffizient zu einer Gesamtminderung der Stickstoffeinträge beizutragen. Die Kombination von cap and trade im Rahmen eines alle Verursacher umfassenden, räumlich unbegrenzten Emissionshandels wird durch verschiedene Autoren als die theoretisch kosteneffizienteste Lösung beschrieben. Dies gilt allerdings nur, wenn ein räumlich undifferenziertes Gesamtminderungsziel im Vordergrund des Schutzansatzes steht (ENDRES 2013, S. 125; FEESS 2007, S. 123 ff.; TIETENBERG 1995). Kosteneffizienz bei räumlich gezielter Emissionsvermeidung 287. Wenn Emissionen räumlich gezielt vermieden werden sollen, erweisen sich ökono-

mische Instrumente tendenziell als nicht kosteneffizienter als regulatorische Instrumente. Reaktive Stickstoffverbindungen verteilen sich unterschiedlich in der Umwelt (s. Kap. 3). Es kommt auch darauf an, wie sich das betroffene Schutzgut im Raum verteilt und wo die Haupteintragsquellen sind. Handelt es sich bei den wirkungsrelevanten reaktiven Stickstoffspezies um solche, die nahe an der Quelle deponieren bzw. in das relevante Umweltmedium eingehen, hat eine Minderung nahe am Schutzgut eine höhere Schutzwirkung als eine Minderung, die weiter entfernt vom Schutzgut erfolgt. In diesem Fall ist die räumliche Lenkungswirkung wesentlich. Ohne diese muss die Behörde, um das Minderungsziel in besonders empfindlichen Gebieten zu erreichen, mit einer höheren Gesamtemissionsminderung kalkulieren, weil auch weniger wirksame, weil weiter entfernte Maßnahmen, zum Gesamtergebnis beitragen. Dieses Problem trifft sowohl bei räumlich undifferenzierten regulatorischen als auch ökonomischen Instrumenten ohne räumliche Lenkungskomponente zu und ebenfalls auch für einen räumlich unbegrenzten Zertifikathandel. In allen Fällen ist eine „Übererfüllung“ des Minderungsziels zur Erreichung des definierten Schutzziels notwendig (TIETENBERG 1995, S. 102). Steigerung der Kosteneffizienz durch planerische Instrumente 288. Mithilfe einiger planerischer Instrumente können Stickstoffeinträge räumlich gezielt

gesteuert werden (Abschn. 6.4.6). Möglich ist dies dann, wenn durch Fachplanungen konkrete Maßnahmen festgesetzt werden können (z. B. in Schutzgebieten). Werden die Maßnahmen basierend auf der Schadenswirkung von Stickstoffeinträgen gezielt eingesetzt, so steigert dies die Kosteneffizienz. Je nach Planungsinstrument verbleibt aber Spielraum, wie die Maßnahmenumsetzung erfolgen soll. So werden im Rahmen von Managementplänen (im Gewässerschutz sowie im terrestrischen Naturschutz) von den zuständigen Behörden teilweise freiwillige Fördermaßnahmen oder auch verbindliche, aber kompensierte Maßnahmen und auch ökonomische Instrumente eingesetzt (s. Tz. 352 ff. und 369 ff.). Die Wahl der Instrumente auf dieser Ebene beeinflusst dann die Kosteneffizienz.

230

Gebiets- und problemspezifische Ausgestaltung als Voraussetzung für kosteneffiziente förderpolitische Instrumente 289. Wie bei den ökonomischen Instrumenten wählen die Emittenten nach Abwägung der

Grenzkosten bzw. Opportunitätskosten der Maßnahmendurchführung bei förderpolitischen Instrumenten selbst, ob sie weiterhin emittieren oder vermeiden. Die Aufteilung der Emissionsminderungen zwischen den Verursachern wird auch in diesem Fall dazu führen, dass die letzte vermiedene Einheit bei allen Verursachern dieselben Kosten hervorruft (Kriterium für Kosteneffizienz, vgl. Tz. 285). Wie bei allen anderen Instrumenten spielt auch in der Förderpolitik unter volkswirtschaftlichen Gesichtspunkten die Wahl des geeigneten Kriteriums, hier konkret die Wahl der Fördermaßnahmen mit dem höchsten Schadensvermeidungspotenzial, eine zentrale Rolle für die tatsächliche Kosteneffizienz. Da dies lokalspezifisch und mit dem konkreten Schutzgegenstand variieren kann, muss die Förderpolitik stark gebietsspezifisch ausgestaltet werden. Dies ist in der Praxis in der Regel angelegt, auch wenn es konkret deutlichen Verbesserungsbedarf gibt. Für den Agrarbereich diskutieren dies zum Beispiel OSTERBURG und RUNGE (2007, S. 13), HEIDECKE und KREINS (2010) und GÖMANN et al. (2013). Auch in Kapitel 6 wird diese Frage an verschiedenen Stellen anhand konkreter Stickstoffpolitiken behandelt. Auswirkungen des Finanzierungsbedarfs förderpolitischer Instrumente auf die Kosteneffizienz diskutieren zum Beispiel Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency (2007) und ENDRES (2013, S. 121).

5.2.2
290.

Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der ökologischen Treffsicherheit
Die ökologische Treffsicherheit ist das volkswirtschaftliche Kriterium, mit dem erfasst

werden soll, wie sicher der angestrebte Grad der Umweltschonung bzw. Emissionsminderung erreicht werden kann (ENDRES 2013, S. 269; WEGENER und THEUVSEN 2010, S. 21; FEESS 2007, S. 49). Gerade wenn Kipppunkte oder Belastungsgrenzen bekannt sind und überschritten zu werden drohen und dies zu schwerwiegenden ökologischen Schäden führen kann, ist die ökologische Treffsicherheit im Kanon der ökonomischen Kriterien als besonders wichtig zu bewerten. Um zu beurteilen, ob ein Instrument ökologisch treffsicher ist, ist ein problemgerechter und überprüfbarer Indikator erforderlich. Dies stellt insbesondere in der Landwirtschaft mit ihren diffusen Quellen eine Herausforderung dar. Die Messung der Emissionen an der Quelle ist aufwendig oder gar unmöglich. Darüber hinaus hängen der Verbleib der reaktiven Stickstoffverbindungen in der Umwelt und seine Schadenswirkung von verschiedenen Faktoren ab. Dazu zählen die räumliche Entfernung von dem zu schützenden Schutzgut, die naturräumlichen Gegebenheiten und auch die Witterungsverhältnisse. Ein Bewertungsschema für Maßnahmen mit einem problemgerechten und überprüfbaren Indikator zu entwickeln, ist deshalb anspruchsvoll und erfordert viele Informationen (z. B. Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 20). Da aber alle Instrumente letztlich durch konkrete Maßnah-

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men umgesetzt werden, besteht diese Problematik für ordnungsrechtliche, planerische, ökonomische wie auch für förderpolitische Instrumente. 291. Neben den genannten Aspekten müssen in die Beurteilung der ökologischen Treff-

sicherheit außerdem Verlagerungs- und Synergieeffekte eingehen. Das Umweltbundesamt (UBA) kritisiert die gängigen Stickstoffminderungspolitiken als diesbezüglich zu stark auf Ausschnitte der Stickstoffkaskade fokussiert und zu wenig integriert (UBA 2009). Es verweist zum Beispiel auf eine Untersuchung von AMANN et al. (2007), die zeigt, dass die vollständige Implementierung der Nitratrichtlinie 91/676/EWG als Nebeneffekt eine Absenkung der europaweiten Ammoniakemissionen um 8,4 % (304 kt) hätte (UBA 2009, S. 34). Das UBA empfiehlt deshalb bei der Berechnung des Potenzials zur Gesamtminderung die Wirkung eines Instruments auf sämtliche reaktive Stickstoffspezies und Umweltmedien zu berücksichtigen. Außerdem sollten auch die Nebenwirkungen mit anderem Zeithorizont und anderer räumlicher Wirkung einbezogen werden. Der SRU betont, dass auch potenzielle grenzüberschreitende Verlagerungseffekte zu berücksichtigen sind; zum Beispiel wären hier verstärkte Fleischimporte als Folge verschärfter nationaler umweltpolitischer Regulierung zu nennen (vgl. Tz. 531; s. a. SRU 2012, Tz. 204; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 36–37). Die ökologische Treffsicherheit verschiedener Instrumententypen 292. Die ordnungsrechtliche Festlegung absoluter Höchstgrenzen mittels Auflagen ist

volkswirtschaftlich betrachtet ökologisch besonders treffsicher, sowohl in Bezug auf die Erreichung präziser Emissions- oder Immissionsziele als auch hinsichtlich der räumlichen Steuerung. Insofern wird dieser Instrumententyp in der ökonomischen Literatur dann als besonders wichtig eingestuft, wenn die Art, der Ort und der Zeitpunkt der Ausbringung einer Substanz in die Umwelt oder der Schutz bestimmter Umweltgüter (z. B. ein bestimmtes Gewässer) im Vordergrund stehen. Gleiches gilt, wenn die Überschreitung von gesetzten Grenzwerten zu nicht akzeptablen Schäden führt (WEGENER und THEUVSEN 2010, S. 3; FEESS 2007, S. 59 ff.; ENDRES 2013, S. 170). Dabei ist allerdings zu berücksichtigen, dass für die deutlich häufigeren Fälle, in denen ordnungsrechtlich nur „Beladungsgrenzen“ vorgeschrieben werden (z. B. Kilogramm Stickstoffoxid pro Produktionseinheit), das Gesamtemissionsniveau zwar kurzfristig relativ gut bestimmt werden kann, zumindest langfristig aber durch Veränderung des Aktivitätsniveaus unbestimmt und damit die ökologische Treffsicherheit geringer als bei absoluten Höchstmengen ist (ENDRES 2013, S. 170). 293. Bestimmte planerische Instrumente können die räumliche Treffsicherheit stärken.

Planungen unterscheiden sich grundsätzlich hinsichtlich ihres räumlichen Bezugs (Plangebiet) und ihrer Verbindlichkeit für den Bürger (also auch für die verschiedenen Verursacher der Stickstoffemissionen). Damit ist auch die ökologische Treffsicherheit der verschiedenen planerischen Instrumente unterschiedlich groß.

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Ökologische Treffsicherheit ökonomischer Instrumente nimmt mit der Relevanz räumlicher Treffsicherheit ab 294. Räumlich undifferenzierte ökonomische Instrumente haben keinen Einfluss auf die

Allokation der Minderungsmaßnahmen im Raum und eignen sich eher für die „Globalsteuerung“, also wenn die Emissionsmenge insgesamt begrenzt werden soll (u. a. WEGENER und THEUVSEN 2010, S. 3 und 15). Sie sind daher für die Verminderung der Belastungen in Hot Spots nicht geeignet. Auch hier ist der Beitrag des ökonomischen Instrumentes ex ante aufgrund des hohen Informationsbedarfs für die Festsetzung der „richtigen“ Abgabenhöhe schwierig abzuschätzen. Theoretisch müsste dazu der aggregierte Grenzvermeidungskostenverlauf des betreffenden Verursachersektors bekannt sein, was eher unrealistisch ist. In der Praxis sind damit nur ungefähre Vorausschätzungen zu Emissionsminderungen in Abhängigkeit der Abgabensätze möglich (ENDRES 2013, S. 170). Der Emissionshandel, als ökonomisch-ordnungsrechtliche Mischform, hat eine hohe ökologische Treffsicherheit hinsichtlich der Gesamtemissionsmenge, da sich die Gesamtmenge der Verschmutzungsrechte, die durch den Gesetzgeber ausgegeben wird, am gesetzten Gesamtemissionszielwert und damit theoretisch ausgehend vom Umweltziel orientiert. Dies setzt allerdings voraus, dass das ökologisch motivierte Budget nicht durch Sonderregelungen unterlaufen wird. Da die Gesamtemissionsmenge beim Emissionshandel nicht variiert, sondern sich lediglich die Preise der Zertifikate durch den Handel der Marktsituation anpassen, kann es passieren, dass Zertifikate aufgrund hoher Preise, ausfallender Nachfrage oder zu großem Angebot nicht genutzt werden und so die Gesamtemissionsmenge unter die maximale Menge sinkt. Wird ein räumlich unbeschränkter Handel zugelassen, ist die räumliche Treffsicherheit jedoch ähnlich gering einzustufen wie bei der emissionsbasierten Steuer oder Abgabe. Aus Sicht verschiedener Handlungsansätze sind problemgerechtere Ausgestaltungsformen ökonomischer Instrumente denkbar (ENDRES 2013, S. 125; FEESS 2007, S. 71 ff.). Es ist jedoch im Einzelfall zu prüfen, ob entsprechende Differenzierungen konform mit den geltenden Rechtsbestimmungen implementiert werden können und ob dieser Instrumententyp dann nicht durch sehr hohe Transaktionskosten massiv an Kosteneffizienz einbüßt (vgl. Abschn. 5.2.1). Gezielte förderpolitische Maßnahmen leisten einen wichtigen Beitrag zur räumlichen Treffsicherheit 295. Förderpolitische Instrumente haben in der Praxis – insbesondere in der Landwirt-

schaft – den Vorteil, dass sie zum Beispiel hinsichtlich der Maßnahmenauswahl und der Vergütungssätze genau an die lokalen Bedingungen und Schutzbedürfnisse angepasst werden können (vgl. Tz. 289). Für den jeweiligen Standort und die vorherrschende Belastungsproblematik können so die wirksamsten Minderungsmaßnahmen ausgewählt werden – auch solche, die sich über ordnungsrechtliche Vorgaben nicht vorschreiben ließen, weil sie nicht

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auf das Unterlassen, sondern auf eine aktive spezifische Bewirtschaftungsweise abzielen. Allerdings beruht die Teilnahme an förderpolitischen Maßnahmen auf Freiwilligkeit und somit auf der individuellen Abwägung des Verursachers, ob die Höhe der Förderbeträge im Verhältnis zu einem alternativen Wirtschafts- oder Konsumverhalten attraktiv genug ist. Wie auch für die ökonomischen Instrumente wird es damit schwierig, die Wirkung insgesamt sowie auch räumlich gezielt ex ante abzuschätzen. Konsumentenbezogene förderpolitische und informatorische Maßnahmen sind wichtig für die Gesamtminderung, haben aber kaum räumliche Treffsicherheit 296. Konsumentenbezogene förderpolitische und informatorische Instrumente sind wichtig,

um insgesamt die Emissionen reaktiven Stickstoffs zu mindern, da die Nachfrage ein wichtiger Treiber für alle Quellen ist. Der Beitrag ist aber ex ante schwer abschätzbar. Die Anpassungen erfolgen auf freiwilliger Basis und gerade der Lebensmittelkonsum wird beeinflusst durch eine Kombination von Verbraucherpräferenzen, die inkonsistent, kontextabhängig und vielfältig beeinflussbar sind (Tz. 516 und 526; s. a. SRU 2012, Tz. 193 nach LERCH 2000; WELFENS 2010; von WEIZSÄCKER 2002). Die räumliche Treffsicherheit ist bei Instrumenten zur Förderung stickstoffmindernder Konsumentscheidungen differenziert zu bewerten. Beim Konsum landwirtschaftlicher Produkte ist von einer geringen räumlichen Steuerbarkeit auszugehen. Der Verbraucher, der durch förderpolitische Maßnahmen weniger tierische Produkte konsumiert oder Lebensmittelabfälle vermeidet, kann damit nicht beeinflussen, wo Einträge reaktiven Stickstoffs in die Umwelt gemindert werden. Anders ist der Zusammenhang bei der Förderung stickstoffarmer Mobilität. Wird zum Beispiel in Ballungsräumen gezielt die Nutzung des öffentlichen Personennahverkehrs oder das Radfahren gefördert, hat dies direkte Auswirkungen auf die Stickstoffoxidbelastung in diesem räumlichen Belastungs-Hotspot. Produzentenbezogene informatorische Instrumente schaffen die Voraussetzung für zielgerichtete Anpassung 297. Der Mehrwert informatorischer Instrumente ist aus ökonomischer Sicht insbesondere

darin zu sehen, dass sie zu mehr Verständnis für die Vorteile der veränderten individuellen Handlungsweise führen, zum Beispiel hinsichtlich der Gesundheit. Sie erhöhen damit auch die Akzeptanz für die Einführung oder Verschärfung von Instrumenten mit einer stärkeren Eingriffstiefe, wie zum Beispiel strengere Regulierungen oder Abgaben (Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 32; OECD 2007b, S. 25). Häufig ist Information zudem Voraussetzung dafür, dass ein Verursacher von Stickstoffemissionen überhaupt in die Lage versetzt wird, sein Verhalten, das heißt den Konsumstil, entsprechend anzupassen. Forschungsergebnisse legen jedoch nahe, dass informatorische Instrumente allein in vielen Bereichen nicht dazu ausreichen, um maßgebliche Verhaltensänderungen herbeizuführen (CORDTS et al. 2013a; Swedish Environmental

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Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 32), weshalb dieser Instrumententyp zwar notwendig, aber nicht hinreichend ist, um eine hohe ökologische Treffsicherheit zu erreichen.

5.2.3
298.

Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium der dynamischen Anreizwirkung
Unter dem ökonomischen Kriterium der dynamischen Anreizwirkung werden Instru-

mente danach beurteilt, ob sie umweltgerechten Fortschritt und dessen Diffusion anreizen. Eine hohe dynamische Anreizwirkung führt dazu, dass in der Zukunft die gleiche Emissionsminderungsmenge zu geringeren Kosten erzielt wird bzw. mit gleichem Aufwand mehr Emissionen gemindert werden können (ENDRES 2013, S. 21 und 158 ff.; WEGENER und THEUVSEN 2010; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 37). Im Hinblick auf die Stickstoffproblematik kann man sich unter dynamischer Anreizwirkung vorstellen, dass im Bereich der Landwirtschaft im Zeitverlauf konstant Anreize bestehen, die Stickstoffeffizienz zu verbessern. In den Bereichen Verkehr und stationäre Verbrennung biogener und fossiler Energieträger sind produzentenseitig unter dynamischer Anreizwirkung der Antrieb zur konstanten Weiterentwicklung technischer Minderungsmaßnahmen sowie der Umstieg auf stickstoffemissionsärmere Kraft- und Brennstoffe zu fassen. Konsumentenseitig ist die Fortentwicklung der Suffizienz und stickstoffarmer Konsummuster gemeint. Kontinuierlicher Druck auf Emissionsminderung durch ökonomische Instrumente 299. Vorausgesetzt, die Abgaben oder Steuern sind ausreichend hoch, übt dieser Instru-

mententyp einen kontinuierlichen Druck hin zu umweltgerechter Innovation aus, sowohl im technischen Bereich als auch hinsichtlich eines ressourcenschonenden Managements. Innovationen mindern den Aufwand für Emissionsreduktionen und damit die Abgaben- und Steuerlast. Bei Zertifikatlösungen müsste aus Sicht der dynamischen Anreizwirkung mit dem Fortschreiten des Standes der Verminderungstechnik und des Management-Know-hows auch die Menge der Emissionszertifikate gesenkt werden (ENDRES 2013, S. 162; Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 18 f.; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 41 f.). Ordnungsrechtlichen Instrumenten wird in der ökonomischen Literatur im Vergleich eine geringere dynamische Anreizwirkung zugesprochen. Der Verursacher wird zur Umsetzung der Vorgaben neue Verfahren implementieren, jedoch entsteht kein Anreiz, über die Vorgaben hinauszugehen. Allerdings können Auflagen auch dynamisch ausgestaltet sein und sind es in der Praxis in der Regel auch. Durch in der Zeit gestaffelte Auflagen kann eine Anpassung an die Entwicklung des Fortschritts erfolgen (ENDRES 2013, S. 159 ff.). Besonders interessant ist hier der Top-Runner-Ansatz, der immer das ökologisch beste Produkt (z. B. im

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Hinblick auf Energieeffizienz) mit zeitlichem Abstand zum geltenden Standard macht (siehe dazu SRU 2008, Tz. 73 ff.). Allgemein gilt, dass je besser der Informationsstand der staatlichen Instanz über technoökonomische Eigenschaften neuer Verfahren ist, desto besser kann sie die Einführung dieses Verfahrens oder daran orientierte Grenzwerte verordnen (ENDRES 2013, S. 168). Verschiedene Instrumente fördern verschiedene Phasen des technischen Fortschritts 300. ENDRES (2013, S. 166 f.) sieht die Stärke der Auflagenpolitik hinsichtlich der Förde-

rung des technischen Fortschritts vor allem in der Phase der Marktdurchdringung. Hier kann sie, vorausgesetzt die Behörde hat ausreichende Kenntnisse über neue umwelttechnische Verfahren, gute Impulse setzen, wohingegen die Abgabe vor allem in der Erfindungs- und Innovationsphase ihre dynamische Wirkung entfaltet. Förderpolitische Instrumente können vor allem im Rahmen der Forschungsförderung Anreize zu technischem und Managementfortschritt setzen. Informatorische Instrumente fördern die Durchdringung der Verursacherkreise mit Information und Wissen, um eine zielgerichtete Verhaltensanpassung zu erreichen.

5.2.4
301.

Ökonomische Bewertung der Instrumente unter dem Kriterium des Verursacherprinzips
Für die Akzeptanz und politische Durchsetzbarkeit spielt die Verteilung der Lasten,

die mit der Umsetzung von Minderungsmaßnahmen einhergehen, eine zentrale Rolle. Stickstoffemissionen verschiedener Wirtschaftssektoren beeinflussen Dritte negativ oder können ihnen schaden, zum Beispiel durch eine verminderte Luft- oder Wasserqualität oder den Verlust der Biodiversität. Für den Verursacher hingegen schlagen die volkswirtschaftlichen Kosten der Umweltschäden oder der Gesundheitsbelastungen nicht oder nur unvollständig in seiner Entscheidungsfindung zu Buche. Nach dem Grundsatz des Verursacherprinzips sollte aber derjenige die Kosten für Minderungsmaßnahmen tragen, der die Verschmutzung zu verantworten hat. In der Ökonomie wird das Verursacherprinzip als der Grundsatz verstanden, nach dem der Verursacher die Kosten für die Verschmutzungsvermeidung, den gesellschaftlichen Schaden bzw. für die über den definierten zulässigen Standard hinausgehende Verschmutzung tragen soll (OECD 2014; FEESS 2014; zur abweichenden juristischen Definition KLOEPFER 2004, S. 189 ff.). Der SRU hat sich in der Vergangenheit immer wieder für die Einhaltung des Verursacherprinzips bei der Anwendung umweltpolitischer Instrumente ausgesprochen, unter anderem auch in der Landwirtschaft. Im Umweltgutachten 2004 empfahl er, dass „die Mindestauflagen der guten fachlichen Praxis für die Landwirtschaft entschädigungslos eingehalten werden, um keinen Präzedenzfall für andere Wirtschaftsbereiche zu schaffen“ (SRU 2004b, Tz. 234). Auch im Hinblick auf die Lastenverteilung zur Umsetzung der Wasserrahmen-

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richtlinie 2000/60/EG hat der SRU sich bereits in seinem Umweltgutachten 2000 gegen Ausnahmeregelungen vom Verursacherprinzip ausgesprochen (SRU 2000, Tz. 651). 302. Bei der Weiterentwicklung von Instrumenten im Rahmen einer Stickstoffminderungs-

strategie sollte erneut kritisch reflektiert werden, inwieweit die Aufteilung der Kostenübernahme für Vermeidungsmaßnahmen heute dem Verursacherprinzip entspricht und ob eine stärkere Orientierung am Verursacherprinzip angemessen und notwendig ist (vgl. Tz. 555). Dies wird vor allem für die Landwirtschaft kontrovers diskutiert, zum Beispiel hinsichtlich der Begründung der Direktzahlungen im Rahmen der Gemeinsamen Agrarpolitik (s. a. SRU 2013). Dies gilt aber auch in Bezug auf die Frage, in welchem Rahmen aus öffentlichen Mitteln geförderte Agrarumweltmaßnahmen anstelle von ordnungsrechtlichen oder ökonomischen Instrumenten zur Erreichung von Umweltzielen eingesetzt werden. Bewertung der Instrumente hinsichtlich der Umsetzung des Verursacherprinzips 303. Der ökonomischen Theorie zufolge bringen Instrumente, die zu einer Internalisierung

der externen Effekte führen, das Verursacherprinzip zur Geltung. Dies trifft grundsätzlich sowohl auf ordnungsrechtliche Instrumente als auch auf Steuern und Abgaben zu. Grundsätzlich kann zwischen einer schwachen und einer starken Form des Verursacherprinzips unterschieden werden (ENDRES 2013, S. 128). In der schwachen Form kommen die Verursacher lediglich für die Kosten der Emissionsminderung bis zum Erreichen des angestrebten Emissionszielwerts auf, wie es beispielsweise bei ordnungsrechtlichen Vorgaben der Fall ist. Werden die Verursacher auch mit Kosten für die verbleibenden Restemissionen belastet, wie zum Beispiel im Fall einer Emissionssteuer, wird von starkem Verursacherprinzip gesprochen. Im Rahmen des Emissionshandels kann die Erstallokation von Emissionszertifikaten zwischen den Verursachern durch kostenlose Zuteilung, zum Beispiel nach dem Grandfathering-Prinzip, anteilsmäßig entsprechend der Emissionen im Status quo (z. B. FEESS 2007, S. 124; OECD und IEA 2002, S. 9), oder mittels Auktionierung erfolgen. Gemäß der obigen ökonomischen Klassifizierung kommt das starke Verursacherprinzip nur dann zur Anwendung, wenn die Verursacher die Zertifikate bei der Erstvergabe kostenpflichtig erwerben müssen (ENDRES 2013, S. 135 f.; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 41 f.; NASH 2000, S. 13). Werden hingegen dem Verursacher die Eigentumsrechte an den Umweltgütern, das heißt Verschmutzungsrechte ohne Kompensation der Geschädigten, vollständig zugesprochen und die Gesellschaft entschädigt stattdessen den Verursacher für Minderungsmaßnahmen, wird dem Verursacherprinzip nicht Rechnung getragen (Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 38; BARUNKE 2002, S. 40). Subventionen für das Unterlassen von Aktivitäten mit negativen externen Effekten entsprechen mithin im

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Grunde nicht dem Verursacherprinzip, da die Besitzrechte dem Verschmutzer zugesprochen werden und die Gesellschaft ihn für die Vermeidung kompensiert (UBA 2010, S. 3; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 40 ff.; OECD 2007b, S. 204). Allerdings werden förderpolitische Instrumente im Bereich Stickstoffminderung auch für Aktivitäten angewandt, die über eine reine Vermeidung der Emissionen hinausgehen und eher als aktive Schadensbekämpfung zu bewerten sind. 304. Tatsächlich ist an vielen Stellen in stickstoffrelevanten Politiken noch offen, wo die

Grenze der Anwendung des Verursacherprinzips verlaufen soll. Es muss letztlich ein gesellschaftlich tragfähiger Konsens gefunden werden, inwieweit in den verschiedenen Bereichen die Verursacher der Stickstoffemissionen oder die Gesellschaft als Ganzes die Kosten der Emissionsminderungen tragen soll. Im landwirtschaftlichen Sektor – dem für die Stickstoffproblematik wichtigsten Verursacher – wird an vielen Stellen das Verursacherprinzip nicht hinreichend umgesetzt (vgl. Tz. 555). Vielmehr wird die Landwirtschaft gegenüber anderen Verursachern bevorteilt (SRU 2008; OECD 2007b, S. 179).

5.3
305.

Instrumentenbeispiele aus Schweden und Dänemark
In diesem Abschnitt werden exemplarisch einige im Ausland eingesetzte oder in der

Konzeption befindliche Instrumente kurz vorgestellt. Es handelt sich um verschiedene Instrumententypen, teilweise Kombinationen dieser. Der Fokus liegt auf der Landwirtschaft, aufgrund der hohen Relevanz dieses Sektors für die Stickstoffproblematik. Die Beispiele dienen als Denkanstöße für die Weiterentwicklung der deutschen Stickstoffpolitiken. In diesem Sondergutachten kann aber nur eine knappe Auswahl präsentiert werden und in jedem Fall ist zu prüfen, inwieweit die Beispiele auf Deutschland übertragbar sind. Weitere Länderbeispiele, wenn auch teilweise nicht ganz aktuell, finden sich unter anderem in European Environmental Agency (2005), Le GOOFE (2013), OECD (2007a) und WEGENER und THEUVSEN (2010).

5.3.1
306.

Ordnungsrecht und Quoten-Abgaben-Politik für die dänische Landwirtschaft
In Dänemark ist die Umsetzung der europäischen Nitratrichtlinie seit deren Einfüh-

rung Teil einer umfassenden Strategie zum Gewässerschutz. Dies erfolgte zunächst im Rahmen eines fortlaufend weiterentwickelten Umweltaktionsplans. Seit 2009 ist sie eingebettet in das erweiterte Green-Growth-Abkommen. Die Elemente der Vereinbarung wurden als Dänisches Nitrat-Aktionsprogramm zusammengeführt. Die für die Umsetzung relevanten Gesetze und Verordnungen sind in BOGESTRAND et al. (2013, S. 45 ff.) ausführlich aufgeführt. Im Folgenden werden ausgewählte Elemente des Dänischen Nitrat- Aktionsprogramms inhaltlich dargestellt.

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Wie in Deutschland werden in Dänemark flächendeckend Aktionspläne zur Erreichung der Ziele der Nitratrichtlinie eingesetzt (Danish Environmental Protection Agency 2012; BOGESTRAND et al. 2013, S. 56 f.; vgl. auch Abschn. 6.4.2). Für Gebiete, die aufgrund des Gewässerschutzes als besonders sensibel eingestuft werden, gelten strengere Regeln für die Genehmigung von Tierhaltungsbetrieben (für Details siehe BOGESTRAND et al. 2013, S. 56 f.; Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Die dänische Stickstoffstrategie setzt für den Sektor Landwirtschaft eine kombinierte QuotenAbgaben-Instrumentierung ein. Grundlage ist ein verpflichtendes, detailliertes Bilanzierungssystem auf Betriebsebene für die Nutzung von Stickstoff aus organischen und mineralischen Quellen. Jeder individuelle Betrieb ab einer Mindestgröße berechnet mithilfe eines OnlineTools, das gleichzeitig Teil des Verfahrens zur Beantragung der EU-Direktzahlungen aus der ersten Säule der Gemeinsamen Agrarpolitik ist, den Düngeplan bzw. die ihm zustehende Stickstoffquote. Dabei müssen differenziert Angaben zum Stickstoffeinsatz für jedes Feld unter Berücksichtigung des Bodentyps, der Kulturart, dem Stickstoffstatus, der vorherigen Anbaukultur, der Zwischenfrüchte und eine Stickstoffprognose gemacht werden. Die Obergrenzen der Menge pflanzenverfügbaren Stickstoffs für unterschiedliche Kulturarten sind im System vorgegeben. Das elektronische System reduziert den Aufwand für die Landwirte erheblich (BOGESTRAND et al. 2013, S. 53 ff.; Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Die betrieblichen Stickstoffquoten sind explizit so gesetzt, dass sie zu einer Verringerung der Nitratauswaschungen im Vergleich zu den Referenzjahren 2003/2004 führen sollen. Jedes Jahr wird zentral das betriebswirtschaftliche Optimum des Stickstoffeinsatzes für die verschiedenen Kulturarten berechnet (unter Berücksichtigung von Preisen, Bodentypen usw.). Für jeden einzelnen Betrieb wurde bis 2009 die Quote dann auf 10 % unter diesem Optimum angesetzt. Seit 2009 liegt die Quote sogar 15 % unter diesem Optimum (BOGESTRAND et al. 2013, S. 54 f.; Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Diese vorläufigen Quoten werden in Abhängigkeit von den Wetterbedingungen angepasst. Die Landwirte können aber auch eine Erhöhung der Quote beantragen, wenn sie über Verkaufsbelege nachweisen, dass ihre Erträge in dem Jahr über den Erwartungen lagen. Die Betriebe müssen die jährlichen Düngepläne dem dänischen Amt für Landwirtschaft und Fischerei zur Registrierung und Kontrolle vorlegen (BOGESTRAND et al. 2013, S. 58). Eine Plausibilitätsprüfung erfolgt durch Abgleich mit den Betriebsmittelzukäufen (Le GOFFE 2013, S. 16 f.) und durch Verknüpfung mit einem zentralen Register (BOGESTRAND et al. 2013, S. 56). Wirtschaftsdünger darf nur an Betriebe abgegeben werden, die auch im Rahmen der Düngeplanung registriert sind. So soll die Nachverfolgbarkeit von Wirtschaftsdüngertransporten gesichert werden. Auf der Basis einer Risikoanalyse werden jährlich die Unterlagen von 6 % der Betriebe kontrolliert, bei 2 % der Betriebe werden Vorort-Kontrollen durchgeführt (Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Bei einer Quotenüberschreitung in Höhe von bis zu 30 kg Stickstoff pro Hektar werden Abgaben in Höhe von circa 1,30 Euro pro Kilogramm

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Stickstoffüberschreitung erhoben. Für jedes darüber hinausgehende Kilogramm Stickstoffüberschreitung beträgt die Abgabenhöhe 2,70 Euro pro Kilogramm Stickstoff (OECD 2007a, S. 52 ff.; Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Kleinere Betriebe, die nicht dem Bilanzierungssystem unterliegen, zahlen eine Stickstoffsteuer auf Mineraldünger in Höhe von 100 % des Preises. Die Steuer soll die Attraktivität von Wirtschaftsdünger gegenüber synthetisch hergestelltem Dünger steigern (WEGENER und THEUVSEN 2010). Allerdings unterliegt die große Mehrheit der Betriebe dem oben beschriebenen Quoten-System, weshalb die Stickstoffsteuer in der Praxis eine nachgeordnete Bedeutung hat (BOGESTRAND et al. 2013, S. 53 f.). Die Effekte des fortgeschriebenen Umweltaktionsplans wurden 2008 evaluiert und die Minderungserfolge für Stickstoffverluste gegenüber 2003 als unzureichend bewertet. Deshalb wurden im Rahmen des oben genannten Green Growth Agreement (2009 – 2015) im Jahr 2009 weitere Maßnahmen beschlossen. Neben der Absenkung der betrieblichen Stickstoffquoten wurde die Breite von pflanzenschutzmittel- und düngungsfreien Gewässerrandstreifen auf 10 m festgesetzt. Außerdem wurde ein Umbruchverbot für Grünland in bestimmten Perioden des Jahres beschlossen und bestimmte Bodenbearbeitungsformen im Herbst verboten. Insgesamt soll die landwirtschaftliche Nutzfläche, auf der Zwischenfrüchte angebaut werden, um 140.000 ha ausgeweitet werden. Durch eine Überprüfung des bisherigen Quoten-Abgabensystems sollen zusätzliche Minderungseffekte identifiziert werden (BOGESTRAND et al. 2013, S. 63 f.; Danish Environmental Protection Agency 2009; LANGE FOGH 2013; Le GOFFE 2013, S. 16 f.). Das dänische Beispiel zeigt ein lernendes System. Über die Zeit wurden Instrumente und Maßnahmen mithilfe von Monitoring und Erfolgskontrolle immer wieder angepasst. Es zeigt darüber hinaus eine praktische Implementierung der Kombination von Ordnungsrecht und ökonomischen Instrumenten. In die Weiterentwicklung der deutschen Stickstoffminderungspolitiken sollten die Erfahrungen und Erkenntnisse des dänischen Konzepts Eingang finden.

5.3.2
307.

Stickstoffoxidsteuer für Industrieanlagen in Schweden: Ein Beispiel für die emissionsbasierte Abgabe
Aufgrund einer massiven Versauerungsproblematik hat die schwedische Regierung

bereits 1985 eine Strategie aufgelegt, mit der die Stickstoffoxidemissionen bis zum Jahr 1995 um 30 % gegenüber dem Niveau von 1980 gemindert werden sollten. Es zeigte sich schnell, dass die ordnungsrechtlich verankerten emissionsbezogenen Auflagen für stationäre Verbrennungsanlagen dieses Ziel nicht im anvisierten Zeitraum erreichen konnten. Mit einer Abgabe auf Stickstoffoxide aus Feuerungsanlagen zur Erzeugung von Gebäudewärme und Strom wurde 1992 ein zusätzliches ökonomisches Instrument eingeführt. Wesentliches Element des Systems ist die Rückerstattung der Einnahmen aus der Abgabe an die Abgabenzahler proportional zur produzierten Menge Energie. Anlagen mit einem im Verhältnis

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zur Energiemenge niedrigen Niveau an Stickstoffoxidemissionen sind dadurch Nettoprofiteure, was einen besonderen Anreiz zur Investition in Vermeidungstechnologien bieten soll. Die Wahl eines ökonomischen Instruments wurde damit begründet, dass die Stickstoffoxidemissionen im Gegensatz zu Kohlendioxid und Schwefeldioxid nicht über die Art des eingesetzten Brennstoffs reguliert werden können, sondern in erster Linie über die Verbrennungstechnologie. Zudem lag eine große Varianz bei den Vermeidungskosten der Emittenten vor, sodass durch die Flexibilität eines ökonomischen Instruments eine schnelle technologische Entwicklung erwartet wurde (Swedish Environmental Protection Agency 2012, S. 58 ff.; BRAATHEN 2013). Zum 1. Januar 2008 wurde das Abgabensystem angepasst, um dem Emissionsminderungsprozess neue Dynamik zu verleihen: – die Abgabenhöhe wurde von ursprünglich 40 SEK (ca. 4,40 Euro) pro Kilogramm Stickstoffoxide auf 50 SEK (ca. 5,50 Euro) erhöht und – die Anlagengröße wurde (schrittweise) von ursprünglich 50 GWh Jahreskapazität auf 25 GWh pro Jahr abgesenkt. Außerdem wurden zusätzliche Anlagentypen einbezogen (für eine ausführlichere Beschreibung siehe Swedish Environmental Protection Agency 2012, S. 58 ff.; BRAATHEN 2013). Externe wissenschaftliche Untersuchungen, Evaluierungen durch die Organisation für wirtschaftliche Zusammenarbeit und Entwicklung (OECD) sowie die Bewertung durch die schwedische Umweltbehörde kommen zu dem Ergebnis, dass die Abgabe auf Stickstoffoxide eine sinnvolle Ergänzung zu ordnungsrechtlichen Vorschriften für Emissionsgrenzwerte darstellt. Die Abgabe wird als maßgeblicher Faktor dafür angesehen, dass eine steigende Zahl von Anlagen, die durch die Abgabe belastet werden, mit Vermeidungstechnologie ausgerüstet wurden. So stieg deren Anteil zwischen 1992 und 1995 von 7 % auf 72 % drastisch an. Bereits während der politischen Debatte über die Einführung des Instruments war eine Intensivierung der technologischen Weiterentwicklungen zu beobachten. Letztlich sind die Emissionen dieses Verursacherkreises zwischen 1992 und 2010 um mehr als 50 % gesunken. Die Einführung der Abgabe hat zu einer intensiven Auseinandersetzung mit den damals bestehenden Vermeidungstechnologien geführt. Insgesamt gehen die Bewertungen davon aus, dass die Abgabe zu einer schnelleren und kosteneffizienteren Emissionsminderung geführt hat, als es mit weiterführenden ordnungsrechtlichen Instrumenten der Fall gewesen wäre (HÖGLUND-ISAKSSON 2005; BRAATHEN 2013; STERNER und HÖGLUND-ISAKSSON 2006; Swedish Environmental Protection Agency und Swedish Energy Agency 2007, S. 126 f.). Die Regierung beauftragte die schwedische Umweltbehörde mit einer Evaluation der Abgabenerhöhung von 2008. Im Ergebnis kommt die Behörde zu dem Schluss, dass die

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Erhöhung den Trend nicht maßgeblich beschleunigen konnte. Darüber hinaus ergaben Brancheninterviews Hinweise auf zwei Probleme. Der Hauptmechanismus des Instruments – die Konkurrenz um Abgabenrückerstattung – funktioniert möglicherweise nur eingeschränkt aufgrund der Heterogenität der betroffenen Anlagen. Außerdem kann die Rückerstattung unbeabsichtigt einen Anreiz zur Steigerung der Energieproduktion liefern, was insgesamt zu höheren Stickstoffoxidemissionen führt. Zusammenfassend bleibt die schwedische Umweltbehörde bei der Einschätzung, dass die Abgabe als Instrument einen wichtigen Beitrag zur Emissionsbegrenzung des Sektors liefert. Sie reicht aber nicht aus, um die notwendigen Minderungen herbeizuführen (Swedish Environmental Protection Agency 2012, S. 58 ff.). Weiterführende Informationen und Literaturhinweise zu den Kostenkomponenten der schwedischen Abgabe auf Stickstoffoxide, Wettbewerbseffekte sowie soziale Effekte finden sich in BRAATHEN (2013). Die Veröffentlichung zeigt, dass Deutschland hinsichtlich der pro Energieoutput erzeugten Stickstoffoxidemissionen im Jahr 2000 in etwa mit Schweden gleichauf war (ebd., S. 19, Abb. 10). Allerdings wurde in Deutschland dazu keine Abgabenlösung eingesetzt. Ein Vergleich der Kosteneffizienz, mit der die verschiedenen instrumentellen Lösungen dieses Niveau erreicht haben, und wie sich dies bei zusätzlichen Minderungen darstellt, könnte auch für die deutschen Stickstoffpolitiken im Bereich stationärer Feuerungsanlagen von Interesse sein. Dabei müssen natürlich der bestehende Regulierungsrahmen und die Struktur der Energieerzeugung berücksichtigt werden.

5.3.3
308.

Eine nationale Informationskampagne zu Nährstoffen in der schwedischen Landwirtschaft
„Greppa Näringen“ ist ein Beratungsprogramm für die Landwirtschaft und verfolgt die

Ziele, Emissionen von klimarelevanten Gasen zu mindern, Überdüngung zu reduzieren und den Gebrauch von Pflanzenschutzmitteln einzudämmen und ihn sicherer zu machen. Im Bereich Überdüngung liegt der Schwerpunkt auf der Steigerung der Stickstoffeffizienz. Die im Jahr 2000 begonnene Beratung ist für die landwirtschaftlichen Betriebe kostenfrei. Initiiert wurde dieses Programm, weil die Minderung des Nährstoffverlustes aus der Landwirtschaft erstmals als eigenständiges schwedisches Umweltqualitätsziel festgesetzt worden war. Gleichzeitig begann ein neuer GAP-Förderzeitraum, der die Finanzierungsgrundlage bot. Das Programm wird in Zusammenarbeit zwischen dem schwedischen Landwirtschaftsamt, dem schwedischen Landwirtschaftsverband, den Regionalregierungen und Beratungsorganisationen durchgeführt. Als zentraler Erfolgsfaktor wird der kontinuierliche Kontakt zu den Landwirten über mehrere Jahre genannt. Die Berater besuchen nach der Eingangsberatung wiederholt die Betriebe und überprüfen den Erfolg der Maßnahmen. Eine wichtige Rolle in der Beratung spielen Schlüsselkennzahlen über den Effekt verschiedener Maßnahmen auf eine Verbesserung der Ressourcenausnutzung des Betriebs. Dabei geht es parallel sowohl um Potenziale zur Kostenminderung als auch zur Reduzierung der Umweltbelastung. Bei Tierhaltungsbetrieben wird die Beratung zum Fütterungsmanagement und für den Pflanzen-

242

bau gemeinsam durchgeführt, um einen aus Nährstoffsicht ganzheitlichen Ansatz zu verfolgen (Jordbruksverket et al. 2014). Nach Aussage der Programmverantwortlichen wurde mit dem Beratungsansatz bewusst ein anderer Weg gewählt als das stark auf Kontrolle und Sanktionen ausgelegte dänische System. Eine Begründung sind die hohen administrativen Kosten des dänischen Systems. Die Wirkungen von Greppa Näringen werden durch die verantwortlichen Behörden und Akteure in einer empirischen Untersuchung in großen Teilen als positiv und effektiv beurteilt (Jordbruksverket et al. 2014). Externe Bewertungen des Programms Greppa Näringen lagen bei Redaktionsschluss nicht vor. Der SRU ist der Auffassung, dass Erfahrungen aus dem schwedischen Programm in die Weiterentwicklung des deutschen, eher zersplitterten Beratungssystems für die Landwirtschaft einfließen sollten.

5.3.4
309.

Abgaben-Zertifikate-System in Schweden für den Schutz der Ostsee
Ausgangspunkt für die Entwicklung des Konzepts, welches bis heute nicht umgesetzt

wurde, war die Aufgabenstellung, ein wirksames und kosteneffizientes Instrument zur Minderung der Nährstoffeinträge in die Ostsee zu entwickeln. In erster Linie sollte es damit der Umsetzung der Minderungsvereinbarungen im Rahmen der Helsinki-Konvention dienen. Bei entsprechender Ausgestaltung würden sich aber auch Synergien mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ergeben. Entwickelt wurde das Konzept für das Einzugsgebiet Stockholm, grundsätzlich lässt es sich auf andere räumliche Gebiete übertragen (Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 12). Die Forderung nach einem kosteneffizienten Instrument hat die schwedische Umweltbehörde zu einem sektorübergreifenden Abgaben- und Emissionshandelsansatz gebracht. Durch die Einbeziehung sowohl von Punktquellen, zum Beispiel kommunaler Abwässer, als auch diffuser Quellen wie der Landwirtschaft, können die unterschiedlichen Vermeidungskostenstrukturen der Emittentengruppen ausgenutzt werden und so eine kosteneffiziente Gesamtminderung erreicht werden. Das Konzept sollte außerdem eine Lösung für das Problem hoher Transaktionskosten beim Handel zwischen diffusen und Punktquellen enthalten. Ein wichtiger Grundpfeiler ist deshalb die Benennung einer regulierenden Behörde mit den Hauptaufgaben einer effektiven Allokation der Abgaben für Minderungsmaßnahmen sowie das Zusammenbringen von Angebot und Nachfrage für Emissionsrechte. Das System besteht aus drei miteinander verbundenen Märkten, die jeweils eine spezifische Aufgabe erfüllen (Swedish Environmental Protection Agency 2009; 2010). Der Abgabenmarkt 310. In einem räumlich abgegrenzten Gebiet werden den individuellen Wirtschaftsakteuren

relevanter Sektoren Emissionshöchstmengen für bestimmte Nährstoffe zugewiesen (cap). Den jeweiligen Akteuren soll offen stehen, Emissionen, die über das cap hinausgehen, selbst

243

zu mindern oder höhere Emissionen durch Abgabenzahlung auszugleichen. Die Mittel aus den Abgabenzahlungen werden im Maßnahmenmarkt zur Emissionsminderung anderer Quellen eingesetzt. Das Abgabenniveau orientiert sich an der Schadenswirkung der Emissionen, das heißt, je stärker die Emissionen zu einer Immission am Schutzgut führen, desto höher soll die Abgabe sein. Dies soll langfristig den Strukturwandel zum Beispiel in der Landwirtschaft dahingehend anreizen, Produktionsverfahren an Standorte zu verlagern, an denen die Emissionen eine geringere Umweltwirkung haben (Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 29 ff.; 2010, S. 40 ff.). Der Maßnahmenmarkt 311. Die Akteure verpflichten sich vertraglich, das ihnen gesetzte cap durch Minderungs-

maßnahmen zu unterschreiten und so unzureichende Reduktionen anderer Quellen zu kompensieren. Hierfür kann die Methode der umgekehrten Auktionierung zum Einsatz kommen. Dabei geben Akteure, die Maßnahmen anbieten wollen, Gebote ab, zu welchem Kompensationssatz sie die Minderungsmaßnahmen durchführen würden. So soll ein Wettbewerb zwischen den Maßnahmenanbietern entstehen und damit die Kosten der Minderung möglichst gering gehalten werden. Die Höhe der Zahlungen für Kompensationsmaßnahmen bestimmt so die Höhe der Abgaben auf dem Abgabenmarkt. An dem Markt sollten auch Akteure teilnehmen können, die nicht ursächlich Emissionen verursachen, aber durch gezielte Bewirtschaftungsmaßnahmen oder Nutzungsänderungen von Flächen zu Minderungen der Belastung beitragen (Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 32 ff.; 2010). Der Markt für Belastungsrechte 312. Der Markt für Belastungen stellt einen Handelsplatz dar, auf dem Emittenten und Ver-

meider direkt in Kontakt treten. Hier können Belastungsrechte bzw. Immissionsrechte gehandelt werden. Interessant ist diese Lösung auch für Verursacher, die auf dem Abgabenmarkt zum Beispiel Belastungsrechte für fünf Jahre erworben haben, diese Rechte aber nach zwei Jahren nicht mehr benötigen, weil sie die Aktivität eingestellt haben oder selbst neue Techniken bzw. Managementmaßnahmen eingeführt haben. Sie können die verbleibenden Rechte auf dem Markt für Belastungsrechte verkaufen. Dieser Markt stellt damit teilweise eine Alternative und auch eine Ergänzung zum Abgaben- und Maßnahmenmarkt dar. Die Käufer von Belastungszertifikaten sind vor allem regulierte Quellen, die über ihr cap hinaus emittieren und dafür Abgaben zahlen müssen. Es können aber auch Akteure Zertifikate kaufen, die eine Minderung herbeiführen wollen und die Belastungsrechte nicht auszunutzen gedenken (z. B. Umwelt- und Naturschutzorganisationen). Außerdem können Spekulanten Zertifikate kaufen, mit dem Ziel, diese mit Gewinn wieder zu verkaufen, zum Beispiel auf dem Maßnahmenmarkt.

244

Die Verursacher haben folglich drei Möglichkeiten, ihr cap einzuhalten und damit aus Sicht der ökologischen Treffsicherheit gleichermaßen zum Umweltziel beizutragen: erstens können sie selbst Maßnahmen ergreifen, zweitens können sie Abgaben an die Behörde zahlen (die dann ihrerseits Maßnahmenverträge abschließt und so sicherstellt, dass die Belastungsgrenze insgesamt nicht überschritten wird) und drittens können die Verursacher auf dem Markt für Belastungsrechte Zertifikate kaufen (in Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 32 ff. ist das Konzept detailliert dargestellt). Das Instrument wurde in erster Linie für den Meeresschutz konzeptioniert. Um auch die Minderungsanforderungen im Rahmen der Wasserrahmenrichtlinie zu erfüllen, schlagen die Autoren vor, die Handelbarkeit der Emissionsrechte geografisch zu begrenzen oder Kompensationsmaßnahmen in bestimmten geografischen Gebieten bei der Auktionierung oder durch Vorgaben zu bevorzugen (Swedish Environmental Protection Agency 2009, S. 35 ff.; 2010). Die Behörde braucht sehr detaillierte Informationen, um auf allen Märkten eine wirkungsbezogene, das heißt immissionsbezogene differenzierte Bewertung der Emissionen und Vermeidungsmaßnahmen festzulegen. Nur unter dieser Voraussetzung entfaltet das Instrument sein hohes Potenzial, kosteneffizient und ökologisch treffsicher die Umweltziele zu erreichen. Allerdings liegt gerade darin auch das Risiko, dass die Transaktionskosten sehr hoch werden, und es macht die Umsetzung in der Praxis eher unwahrscheinlich. Würde es implementiert werden, wäre auf jeden Fall eine Abwägung im Trade-off zwischen ökologischer Treffsicherheit (genaueste Bewertung der Emissionen und Vermeidungsmaßnahmen) und der um Transaktionskosten weiter gefassten Kosteneffizienz notwendig.

5.4
313.

Fazit
Die theoretischen Ausführungen und die in diesem Kapitel dargestellten Beispiele

zeigen, dass die unterschiedlichen Instrumententypen in ihren verschiedenen Ausgestaltungsformen Stärken und Schwächen haben und sich für unterschiedliche Zielsetzungen eignen. Dabei ist zentral, dass den Verursacherkreisen bewusst wird, welche Anforderungen aus Umweltsicht unvermeidbar sind. Das Wissen dieser Akteure muss konstruktiv in der Gestaltung und Umsetzung der Instrumente einbezogen werden. Gleichzeitig ist die Minderung der Einträge reaktiven Stickstoffs in die Umwelt besonders komplex, weil den Stickstoffeinträgen eine ganze Reihe von unterschiedlichen Quellen und Treibern zugrundeliegen (s. Kap. 4). Zudem bestehen viele unterschiedliche Ziele, weil eine Belastungsminderung für verschiedene Umweltgüter erreicht werden soll (s. Kap. 3). Um diese Vielschichtigkeit anzugehen, ist ein Multiimpulsansatz notwendig, bei dem sämtliche der vorgestellten Instrumententypen ihre Berechtigung haben. Die Ausführungen in Kapitel 6 können Hinweise darauf geben, für welches Ziel und welchen Verursacherkreis welcher Instrumententyp welchen Beitrag leisten kann.

245

Bei der Umsetzung einer umfassenden Stickstoffstrategie können zur Gesamtminderung der Stickstoffeinträge, das heißt zur Reduzierung der Hintergrundbelastung, insbesondere ökonomische Instrumente ohne räumliche Komponente eingesetzt werden. Auch flächendeckend einheitliche ordnungsrechtliche Auflagen können zu diesem Ziel und an BelastungsHotspots zu einer Entschärfung beitragen, allerdings sind sie der Bewertung der ökonomischen Theorie zufolge tendenziell weniger kosteneffizient. Ordnungsrechtlich differenzierte Vorgaben an die Produktion, wie sie zum Teil über planerische Instrumente realisiert werden können, sowie räumlich gezielt ausgestaltete förderpolitische Instrumente müssen dazu genutzt werden, höhere Schutzstandards gebietsspezifisch umzusetzen. Förderpolitische Instrumente, die am Verbraucherverhalten ansetzen, können je nach Fördergegenstand zu einer gebietsspezifischen Entlastung beitragen. Beim Verkehr wäre hier zum Beispiel an die Förderung des öffentlichen Personennahverkehrs oder von emissionsarmen Fahrzeugen in hochbelasteten Ballungsräumen zu denken. Häufig sind jedoch Emission und Konsum räumlich entkoppelt. Zum Beispiel führt eine fleischreduzierte Versorgung durch öffentliche Einrichtungen nicht räumlich gezielt zur Reduzierung der Tierhaltungsdichte bzw. der Überschüsse an einem ausgewählten, besonders belasteten Standort, trägt jedoch zu einer Gesamtminderung der Stickstoffproblematik bei, sodass Instrumente, die konsumentenseitig die Suffizienz stärken, durchaus eine wichtige Rolle spielen. Der Einsatz informatorischer Instrumente ist in vielen Fällen als Grundvoraussetzung für die notwendigen Verhaltensänderungen bei den Verursachern zu sehen und damit auch essenziell für den zielführenden Einsatz von Instrumententypen mit einer stärkeren Eingriffstiefe. Allerdings können informatorische Instrumente nicht sicherstellen, dass das Gelernte auch umgesetzt wird, weil die Adressaten in dieser Hinsicht einen großen Spielraum besitzen. Informatorische Instrumente sollten folglich als Ergänzung zu anderen Instrumenten sowohl produzenten- als auch konsumentenseitig Teil der Stickstoffpolitiken sein. 314. Im Rahmen dieser ökonomisch-theoretischen Betrachtung wurde nicht beleuchtet,

dass Akteurskonstellationen, Pfadabhängigkeiten und die Problematik der öffentlichen Güter maßgeblich mitbestimmen, inwieweit sich neue Instrumente oder die Weiterentwicklung der bestehenden stickstoffbezogenen Politiken sich durchsetzen können. Dies wird in Kapitel 7 diskutiert.

246

6
315.

Stickstoffbezogene Politiken und Empfehlungen für ihre Weiterentwicklung
Um die Biodiversität, die Qualität des Grundwassers, die menschliche Gesundheit

und das Klima zu schützen, ist eine deutliche Reduktion der Einträge von Stickstoffverbindungen in die Umwelt notwendig. Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) sieht daher einen Handlungsbedarf, der sich an den folgenden Ansätzen orientieren sollte (vgl. Tz. 175): – Flächendeckende Minderung der Emissionen von reaktiven Stickstoffverbindungen, insbesondere um die Hintergrundbelastung zu reduzieren, – gezielte regionale und lokale Minderung der Stickstoffeinträge in Hotspots und empfindlichen Gebieten, – Verstärkung des Schutzes von Ökosystemen durch naturschutzfachliche Maßnahmen, – keine zusätzlichen Stickstoffeinträge in bislang wenig belastete Gebiete und Gewässer. In diesem Kapitel werden die existierenden stickstoffbezogenen Politiken daraufhin

316.

evaluiert, ob sie – mit Blick auf den Eintrag reaktiver Stickstoffverbindungen – eine ausreichende Grundlage liefern, um den Schutz der Ökosysteme und der menschlichen Gesundheit zu gewährleisten. Bei der Bewertung der Regulierungen sollen die oben genannten vier Handlungsansätze als Leitlinien dienen. Darauf aufbauend werden Empfehlungen zur inhaltlichen Weiterentwicklung der Regulierungen und/oder zur Verbesserung ihrer Umsetzung gegeben. Außerdem wird dort, wo der SRU es als erforderlich ansieht, eine Erweiterung des Instrumentariums empfohlen. Über eine solche Fortentwicklung der bisherigen Umweltpolitik hinaus wird aber eine grundlegendere Herangehensweise notwendig sein, wie sie in Kapitel 7 entwickelt wird. 317. Es gibt bereits eine Vielzahl von Regelungen, die die Stickstoffproblematik in unter-

schiedlicher Weise adressieren (für einen theoretischen Überblick aus ökonomischer Sicht s. Kap. 5.1). Im Hinblick auf die Zielsetzung der jeweiligen rechtlichen Vorgabe gibt es zwei wesentliche Unterscheidungen: einerseits die rechtlichen Vorgaben, die Schutzziele formulieren und einen Rahmen zur Zielerfüllung setzen; andererseits rechtliche Vorgaben, die sich an die Verursacher der Stickstoffproblematik richten. Zudem wirken manche Instrumente nur indirekt auf die Stickstoffproblematik. 318. Im ersten Teil des Kapitels (Kap. 6.1 bis Kap. 6.3) werden die Umweltmedien Luft und

terrestrische und aquatische Ökosysteme und die entsprechenden, am Schutzgut orientierten Richtlinien betrachtet. Dazu gehören die Richtlinie über nationale Emissionshöchstmengen 2001/81/EG (NEC-Richtlinie), die Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG, die Vogelschutzrichtlinie 2009/147/EG und die Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie 92/43/EWG (FFHRichtlinie), die Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG (WRRL), die Nitratrichtlinie 91/676/EWG

247

und die Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie 2008/56/EG (MSRL). Diese Richtlinien bieten wichtige Instrumente, um die genannten vier Handlungsansätze für eine Stickstoffreduktion verfolgen zu können. Dabei liegt der Fokus der Betrachtung auf dem Schutz der Biodiversität, denn hier sieht der SRU einen besonderen Handlungsbedarf (vgl. Kap. 3.4). Außerdem erfordert der Schutz der Biodiversität häufig ein niedrigeres Belastungsniveau als es für den Gesundheitsschutz der Fall ist. Folglich werden die Anforderungen zum Schutz der Biodiversität nicht durch Ziele und Maßnahmen des Gesundheitsschutzes abgedeckt. 319. Die erfolgreiche Umsetzung der auf ein schutzgutbezogenen Instrumente ist aber auf

wirkungsvolle Minderungsmaßnahmen in den Stickstoff emittierenden Sektoren angewiesen. Der zweite Teil des Kapitels behandelt Politiken und Instrumente, die direkt die wichtigsten Verursacherkreise adressieren: die Landwirtschaft (Kap. 6.4) mit den zwei wichtigen Treibern Strom aus Biomasse (Kap. 6.5) und Lebensmittelkonsum (Kap. 6.6), den Verkehr (Kap. 6.7) und die stationären Feuerungsanlagen (Kap. 6.8). 320. Wie in Kapitel 5 gezeigt, ist bei der gegebenen Vielschichtigkeit der Ziele ein Geflecht

von Instrumenten notwendig, denen im Mix jeweils unterschiedliche Funktionen zukommen. Welches Ziel ein Instrument vordringlich verfolgt, ist auch maßgeblich dafür, welche Relevanz den verschiedenen in Kapitel 5.2 dargestellten umweltökonomischen Bewertungskriterien zukommt. Während bei der Gesamtminderung der Stickstoffeinträge vorwiegend auf die Kosteneffizienz und dynamische Anreizwirkung abgezielt werden kann, rückt bei den räumlich ausgerichteten Instrumenten der Aspekt der ökologischen Treffsicherheit stärker ins Zentrum.

6.1
321.

Emissionshöchstmengen und Qualitätsziele in der Luftreinhaltepolitik
Etwa die Hälfte aller reaktiven Stickstoffverbindungen, die in die Umwelt gelangen,

werden als Stickstoffoxide (NOx), Ammoniak (NH3) und Lachgas (N2O) in die Luft emittiert (s. Abb. 3-2 und Tz. 82). Dort führen sie zu Gesundheitsbelastungen und tragen zum Klimawandel bei; die Deposition von luftgetragenen Stickstoffverbindungen ist zudem die Hauptursache für die Stickstoffbelastung terrestrischer Ökosysteme (Abschn. 3.4.1.3). In aquatischen Ökosystemen ist der Eintrag über die Luft weniger relevant, allerdings erfolgen immer noch etwa 20 bis 25 % der Stickstoffeinträge in die Nord- und Ostsee über den Luftpfad (Tz. 115). 322. Es ist das langfristige Ziel der EU, die Luftverschmutzung so weit zu reduzieren, dass

weder die Luftgüteleitwerte der Weltgesundheitsorganisation für die menschliche Gesundheit (vgl. Abb. 3-14) noch die Grenzwerte für kritische Einträge (Critical Loads) (Tz. 150) und die Toleranzwerte (Critical Levels) von Ökosystemen überschritten werden (Europäische Kommission 2013c; S. 6; vgl. auch 7. Umweltaktionsprogramm der EU: Europäische Kommission 2014a). Ziel der nationalen Biodiversitätsstrategie ist es sogar, bereits bis 2020

248

die empfindlichen Ökosysteme nachhaltig vor Eutrophierung zu schützen (BMU 2007; s. a. Tz. 603). Im Hinblick auf den Klimawandel hat sich die Bundesregierung das Ziel gesetzt, bis 2050 die Treibhausgase, ausgehend von 1990, um 80 bis 95 % zu reduzieren (Statistisches Bundesamt 2014). Der SRU unterstützt ausdrücklich diese Ziele. Es ist aber offensichtlich, dass es bis zur Zielerreichung noch ein weiter Weg ist. Die EU-Kommission hat für die Mitgliedstaaten modelliert, wie sich der Anteil an Ökosystemflächen, deren Critical Loads für die Eutrophierung überschritten sind (Tz. 150), durch Emissionsminderungsmaßnahmen verringert (AMANN et al. 2014). Für Deutschland wäre demnach bereits für eine Halbierung des Anteils dieser Überschreitungsflächen (- 55 %) eine Minderung der Emissionen von Ammoniak um 50 % und von Stickstoffoxiden um 73 % notwendig – verglichen mit dem Zustand von 2005. Die Gesundheitsgefahren durch Feinstaub und durch bodennahes Ozon könnten durch diese Emissionsminderungen ebenfalls in etwa nur halbiert werden (ebd.). 323. Anthropogene Emissionsquellen für Ammoniak bzw. Stickstoffoxide sind hauptsäch-

lich die Landwirtschaft, stationäre Feuerungsanlagen und der Verkehr (Tab. 3-4). Die emittierten luftgetragenen Stickstoffverbindungen wirken teils in der Nähe der Emissionsquelle, teils werden sie über weite Strecken transportiert, bevor sie deponieren und schädlich wirken. Somit setzt sich die Belastung eines Gebietes mit Luftschadstoffen immer aus einer Hintergrundbelastung und (falls vorhanden) einer lokalen Belastung zusammen. Um die Belastung der Ökosysteme und der menschlichen Gesundheit zu verringern, ist es aus Perspektive der Luftreinhaltung daher wesentlich, sowohl flächendeckend die ferntransportierten bzw. weitgetragenen Emissionen zu mindern – und damit die Hintergrundbelastung zu reduzieren – als auch die Emissionen vor Ort durch räumlich gezielte Maßnahmen zu vermindern. Die Reduzierung der Hintergrundbelastung trägt auch dazu bei, unbelastete Gebiete vor Belastung zu schützen (s. Handlungsansätze, Tz. 315). 324. Diese Handlungsansätze können im Luftreinhalterecht prinzipiell durch drei strate-

gische Vorgehensweisen umgesetzt werden (FROMMER et al. 2012): – Festlegung nationaler Emissionshöchstmengen, – Festlegung von Standards für gebietsbezogene Luftreinhaltung, – Festlegungen im Rahmen der anlagenbezogenen Luftreinhaltung. Nationale Emissionshöchstmengen werden in Abschnitt 6.1.1 behandelt, Standards für gebietsbezogene Luftreinhaltung in Abschnitt 6.1.2. Die anlagenbezogene Luftreinhaltung wird bei der Genehmigung von Tierhaltungsanlagen (Abschn. 6.4.3) und bei den stationären Feuerungsanlagen (Kap. 6.8) thematisiert. Ein in diesem Zusammenhang interessantes, wirkungsbezogenes Instrument ist die FFH-Verträglichkeitsprüfung (Abschn. 6.2.2).

249

6.1.1

Nationale Emissionshöchstmengen

Göteborg-Protokoll und NEC-Richtlinie 325. Nationale Emissionshöchstmengen sind notwendig, um eine flächendeckende Redu-

zierung von Luftschadstoffen zu erreichen. Im Rahmen des Übereinkommens über weiträumige grenzüberschreitende Luftverunreinigungen (CLRTAP) wurden 1999 erstmals nationale Emissionshöchstmengen für Luftschadstoffe festgelegt, und zwar im sogenannten Göteborg-Protokoll zur Bekämpfung der Versauerung, Eutrophierung und der Bildung von bodennahem Ozon (UNECE 2014). Neu war auch, dass die Emissionsbegrenzungen wirkungsbezogen berechnet wurden, indem über Ausbreitungsrechnungen und die Beachtung der Critical Loads und Levels (s. Tz. 150) die Wirkungen der Emissionen auf die Umwelt und die menschliche Gesundheit modelliert wurden. Die Zuteilung von Emissionsminderungsanforderungen an die einzelnen Staaten wurde im Hinblick auf die Kosten und die regionalspezifischen Umweltwirkungen optimiert (s. a. SPRANGER 2014). 326. Das Göteborg-Protokoll wurde in der EU durch die NEC-Richtlinie umgesetzt. Darin

sind für Stickstoffoxide und Ammoniak (neben Schwefeldioxid (SO2) und flüchtigen Kohlenwasserstoffen ohne Methan (NMVOC) nationale Emissionshöchstmengen für alle europäischen Mitgliedstaaten festgelegt worden. Ziele dieser Emissionsobergrenzen sind, wie beim Göteborg-Protokoll, die Verminderung der Eutrophierung und Versauerung von Ökosystemen sowie die Verringerung der gesundheitlichen Belastung durch Ozon. Auch die wirkungsbezogene Berechnung der Emissionshöchstmengen und die Optimierung der Maßnahmen hinsichtlich der Kosten und der regionalspezifischen Wirkungen erfolgten entsprechend dem Verfahren beim Göteborg-Protokoll. Die NEC-Richtlinie verpflichtet die Mitgliedstaaten Emissionsdaten zu erheben, eine Ursachenanalyse zu betreiben und Maßnahmenprogramme zur Erreichung der Ziele aufzustellen (s. a. SRU 2008, Tz. 310 ff.). Grundsätzlich können die Mitgliedstaaten selbst bestimmen, mit welchen Minderungsmaßnahmen sie die Ziele einhalten wollen, sodass sie im Prinzip die effizientesten Maßnahmen aussuchen können. 327. In Deutschland wurde die NEC-Richtlinie durch die 39. Verordnung über Luftqualitäts-

standards und Emissionshöchstmengen (39. BImSchV) umgesetzt. Es wurde ein „Nationales Programm zur Verminderung der Ozonkonzentration und zur Einhaltung der Emissionshöchstmengen“ veröffentlicht (UBA 2007). Dieses Programm listet die erforderlichen Maßnahmen auf, die ergriffen werden müssen, um die Ziele der NEC-Richtlinie zu erreichen. Es ist gemäß § 34 39. BImSchV nur ein „politisches Programm der Bundesregierung“, insofern geht von den nationalen Emissionsobergrenzen vor allem eine politische aber noch keine unmittelbare Steuerungswirkung aus. Die Emissionshöchstmengen der NEC-Richtlinie wurden in Deutschland für Ammoniak 2010 nur knapp eingehalten, 2011 überschritten und 2012 wieder knapp unterschritten. Für Stick-

250

stoffoxide wurden die Emissionshöchstmengen sowohl 2010 als auch 2011 und 2012 deutlich verfehlt (UBA 2014b; Abb. 6-1). Dennoch konnte im Zeitraum von 1980 bis 2010 in Deutschland eine kontinuierliche Zunahme der Flächenanteile mit Einhaltung der Critical Loads für Versauerung und Eutrophierung nachgewiesen werden (UBA 2014 f, S. 40). 328. Innerhalb der EU gab es 2011 bei Stickstoffoxid noch sechs und bei Ammoniak noch

zwei andere Staaten, die ihre Emissionshöchstmengen nicht einhalten konnten (EEA 2013). Das 2010-Ziel einer 30 %igen Reduzierung des Eutrophierungsrisikos wurde lediglich auf 22,8 % der EU-15-Fläche und auf 22,5 % der EU-27-Fläche erreicht (HETTELINGH et al. 2013). Die Einhaltung der Emissionshöchstmengen der NEC-Richtlinie ist aber nicht ausreichend, um die weiterhin bestehende Belastung, insbesondere von terrestrischen Ökosystemen durch Ammoniak und Stickstoffoxid sowie der Menschen in Ballungsräumen durch Feinstaub, Ozon und Stickstoffdioxid zu mindern (AMANN et al. 2014). Eine weitergehende Verschärfung der Emissionshöchstmengen ist notwendig. Dabei kann die Verschärfung der Emissionshöchstmenge sowohl auf europäischer Ebene als auch (bis zu einer EU-Lösung) auf nationaler Ebene gemäß Artikel 193 des Vertrages über die Arbeitsweise der europäischen Kommission (AEUV) als Schutzverstärkungsmaßnahme erfolgen. Neue Reduktionsverpflichtungen 329. Nachdem 2012 bereits die Reduktionsziele des Göteborg-Protokolls fortgeschrieben

worden waren (die neuen Ziele gelten für 2020 (UNECE 2012; SPRANGER 2014)), legte die Europäische Kommission im Dezember 2013 ein Maßnahmenpaket für saubere Luft in Europa vor („Umwelt: Neues Maßnahmenpaket für saubere Luft in Europa“. Pressemitteilung der Europäischen Kommission vom 18. Dezember 2013). Das Maßnahmenpaket enthält neben dem Entwurf für eine überarbeitete NEC-Richtlinie (Entwurf einer NERC-Richtlinie; Europäische Kommission 2013d) ein neues „Programm für eine saubere Luft in Europa“ (Europäische Kommission 2013c) sowie einen Vorschlag für eine Richtlinie, die erstmalig Grenzwerte für mittelgroße Feuerungsanlagen festlegt (Europäische Kommission 2013e). 330. Im Kommissionsentwurf für die NERC-Richtlinie werden nun, wie auch im Göteborgebenfalls Reduktionsverpflichtungen („National Emission Reduction

Protokoll,

Commitments“) vorgeschlagen, im Unterschied zur UNECE aber für sechs Luftschadstoffe und für das Zieljahr 2030. Zu den Schadstoffen der alten NEC-Richtlinie (Stickstoffoxide, Ammoniak, flüchtige Kohlenwasserstoffe ohne Methan und Schwefeldioxid) sind Methan (CH4) und Feinstaub (PM2,5) hinzugekommen. In Bezug auf die stickstoffhaltigen Luftschadstoffe nennt der Entwurf für Deutschland eine Reduktionsverpflichtung von 39 % für Ammoniak und von 69 % für Stickstoffoxid, Bezugsjahr ist 2005 (Anhang II des Richtlinienentwurfs). Für 2020 wurden als Reduktionsverpflichtungen die Reduktionsziele des Göteborg-Protokolls aufgenommen. Für 2025 gibt es keine bindenden Reduktionsverpflichtungen,

251

aber die Mitgliedstaaten sollen im Jahr 2025 ihre jährlichen Emissionen der Schadstoffe auf die Werte beschränken, die sich aus einer linearen Reduktion zwischen 2020 und 2030 ergeben. Dies gilt jedoch nur für erforderliche Maßnahmen, die nicht mit unverhältnismäßigen Kosten verbunden sind (Art. 4 Abs. 2 des Richtlinienentwurfs). 331. Die Reduktionsverpflichtungen stützen sich auf die Ergebnisse von umfangreichen

Modellierungen und Szenarienberechnungen (s. a. Folgenabschätzung (Impact-Assessment) zum oben genannten Kommissionsvorschlag (Europäische Kommission 2013b)). Den Berechnungen lagen Prognosedaten zur ökonomischen Entwicklung in den Mitgliedstaaten, dem zukünftigen Energieverbrauch, den technischen Emissionsvermeidungspotenzialen und deren Kosten sowie Daten zur atmosphärischen Dispersion von Luftschadstoffen und deren Wirkungen auf Umwelt und Gesundheit zugrunde (s. a. SRU 2008, Tz. 287). Zu den betrachteten Szenarien gehörten das Baseline-Szenario („Current legislation (CLE)“Szenario), bei dem alle für die Emissionsminderung relevanten nationalen Regulierungen berücksichtigt wurden, inklusive der nationalen Umsetzungen EU-weiter Regulierungen. Es wurden aber keine neuen EU-Politiken angenommen (Europäische Kommission 2013b, S. 38). Außerdem wurden verschiedene Minderungsszenarien simuliert, unter anderem das Maximal-Szenario (MTFR-Szenario, MTFR – Maximum Technically Feasible Reduction), bei dem alle zur Verfügung stehenden technischen Maßnahmen berücksichtigt wurden. In der Folgenabschätzung wurden die Kosten und Nutzen der Schadstoffminderungen gegeneinander abgewogen. Dabei wurde ein Optimum bei einem Szenario gefunden, das ein 75 %-gap-closure darstellt, das heißt, die Lücke zwischen Baseline-Szenario und dem Maximal-Szenario wird zu 75 % geschlossen. Dieses Ziel wurde aber in den Verhandlungen innerhalb der Kommission kurzfristig in ein 70 %-gap-closure verändert, das zu den im Kommissionsentwurf stehenden Reduktionsverpflichtungen führt. Außerdem wurde das Zieljahr von 2025 auf 2030 verschoben und auch damit das ursprüngliche Anspruchsniveau abgeschwächt. Die Berechnungen des Impact-Assessment wurden Anfang 2014 aktualisiert und an die Zielvorgaben des Kommissionsentwurfs angepasst (AMANN et al. 2014). Nach Abschätzungen der Europäischen Kommission können mit den Reduktionsverpflichtungen des Entwurfs für eine NERC-Richtlinie in der EU bis 2030 die Gesundheitsbelastungen durch Feinstaub um 52 % und die Ökosystemflächen, auf denen die Critical Loads für die Eutrophierung (s. Tz. 150; Abb. 3-17) überschritten sind, um 35 % gemindert werden. Für Deutschland werden die entsprechenden Reduktionen der Belastung mit 49 % bzw. 46 % abgeschätzt (AMANN et al. 2014). Damit sind diese Reduktionsverpflichtungen nur ein Zwischenschritt auf dem Weg zu den langfristigen Zielen der europäischen Luftreinhaltepolitik, nämlich die Luftqualität so zu verbessern, dass sie keine signifikanten negativen Belastungen und Risiken für Mensch und Umwelt mehr verursacht (s. Tz. 322). Der monetarisierte Nutzen wird als ungefähr 12- bis 40-mal größer als die Kosten abgeschätzt. Allerdings wurden bei der Abwägung von Kosten und Nutzen der Minderungsmaßnahmen auf der Nutzen-Seite nur einige der eingesparten Gesundheitskosten monetarisiert, Umwelt-

252

kosten wurden nicht berücksichtigt. Damit wird der tatsächliche Nutzen deutlich unterschätzt. Die Europäische Kommission bezeichnet die Kostenbetrachtungen des Impact Assessment daher auch als konservativ („Questions and answers on the EU Clean Air Policy Package“. Pressemitteilung der Europäischen Kommission vom 18. Dezember 2013). 332. In Abbildung 6-1 sind die Ammoniak- und Stickstoffoxidemissionen in Deutschland für

das Bezugsjahr 2005 und für 2010 (UBA 2014b) sowie zwei Prognosen dieser Emissionen für 2030 aufgeführt. Es handelt sich bei den Prognosen zum einen um das BaselineSzenario (Tz. 331), das im Impact-Assessment der Kommission für Deutschland berechnet wurde, und zum anderen um die Prognose des sogenannten Aktuelle-Politik-Szenarios (APS), das einer Studie im Auftrag des Umweltbundesamts (UBA) entnommen wurde (JÖRß et al. 2014). Im APS werden Maßnahmen berücksichtigt, die bis zum 8. Juli 2011 ergriffen worden sind und nach dem 1. Januar 2005 erstmalig in Kraft traten oder geändert wurden. Gleichzeitig enthält die Abbildung die Reduktionsverpflichtungen der NEC-Richtlinie, des revidierten Göteborg-Protokolls und des Kommissionsvorschlags für eine NERC-Richtlinie. 333. Die Emissionsdaten zeigen, dass die Stickstoffoxidemissionen zwischen 2005 und 2010 deutlich gemindert werden konnten, während die Ammoniakemissionen in diesem Zeitraum kaum zurückgingen (s. a. Abb. 3-3). Die Prognosen für 2030 ergeben für Stickstoffoxid eine weitere Reduktion der Emissionen, allerdings unterscheiden sich die Abschätzungen der Kommission und des UBA deutlich: Das Baseline-Szenario der Kommission ist optimistischer und liegt um ein Drittel unter den Emissionsprognosen des Aktuelle-Politik-Szenarios des UBA. Für Ammoniak wird in beiden Prognosen keine wesentliche Emissionsänderung bis 2030 vorhergesagt. Alle vier Prognosen verdeutlichen aber, dass die Reduktionsverpflichtungen des Kommissionsvorschlags für eine NERC-Richtlinie ohne weitere Minderungsmaßnahmen in Deutschland bis 2030 nicht eingehalten werden können. Um die Ziele des NERC-Entwurfs zu erreichen, müssen bei den Ammoniakemissionen noch circa 200 kt/a zusätzlich gemindert werden, bei den Stickstoffoxidemissionen besteht nach den Prognosen eine Lücke von etwa 300 kt/a (APS), bzw. 100 kt/a (Baseline-Szenario der Kommission). 334. Um die Emissionsverpflichtungen zu erreichen, sollen die Mitgliedstaaten zukünftig

ein nationales Luftreinhalteprogramm erstellen („National Air Pollution Control Programme“, Art. 6 des Entwurfs). Diese Verpflichtung gibt es auch schon in der derzeitigen NEC-Richtlinie. Neu ist aber, dass die möglichen Inhalte des Programms relativ detailliert im Anhang III des Kommissionsentwurfs beschrieben werden. In Teil 1 dieses Anhangs sind Minderungsmaßnahmen für den Sektor aufgelistet, die in einem Luftreinhalteprogramm enthalten sein können. Die Maßnahmenvorschläge beziehen sich ausschließlich auf die Landwirtschaft und umfassen hauptsächlich Maßnahmen zur Minderung von Ammoniak (Teil A). Genannt werden Anwendungsbeschränkungen und Minderungsmaßnahmen bei der Anwendung von synthetischen Stickstoffdüngern, bei der Ausbringung von Wirtschaftsdünger, zur Lagerung von Wirtschaftsdünger aus Tierhaltungsanlagen und zu eiweißarmen Fütterungsstrategien.

253

Bemerkenswert ist, dass zum Teil konkrete Minderungsquoten genannt werden; die Quoten beziehen sich auf eine Referenzmethode aus einem Leitfaden der UNECE (2012). Wie aber bereits bei der NEC-Richtlinie können letztendlich die Mitgliedstaaten entscheiden, welche Instrumente und Maßnahmen sie einsetzen, um die Einhaltung der Reduktionsverpflichtungen sicherzustellen. Abbildung 6-1 Emissionen und Emissionsprognosen für Stickstoffoxide und Ammoniak in Deutschland im Vergleich mit internationalen Reduktionsverpflichtungen bzw. -vorschlägen (Emissionen in kt/a)

2010, 2012: Emissionsabschätzungen nach UBA 2014b; 2010*: Emissionshöchstmengen der NEC-Richtlinie (2001/81/EG); 2020**: Reduktionsverpflichtungen des Göteborg-Protokolls (UNECE 2014); 2030***: Reduktionsverpflichtungen des Kommissionsvorschlags für eine NERC-Richtlinie (Europäische Kommission 2013d); 2030: Baseline-Szenario (CLE (Current Legislation Szenario) nach Europäische Kommission 2013b bzw. Aktuelle-Politik-Szenario nach JÖRß et al. 2014 SRU/SG 2015/Abb. 6-1; Datenquelle: siehe Legende

Die Maßnahmen zur Ausbringung von Wirtschaftsdünger entsprechen weitestgehend den Forderungen des SRU (vgl. SRU et al. 2013; Tz. 416 f.). Insgesamt ist aber die Formulierung zur Umsetzung des Anhangs („Measures which may be included“) sehr schwach, außerdem wird die Einführung der meisten Maßnahmen bis 2022 empfohlen, obwohl es sich um Techniken handelt, die bereits heute zum Stand der Technik zählen.

254

Zu begrüßen sind die Maßnahmen des Kommissionsentwurfs zum Stickstoffmanagement. Es wird empfohlen, ein Stickstoffmanagement einzuführen, bei dem der gesamte Stickstoffkreislauf berücksichtigt wird. Außerdem wird die Etablierung einer nationalen Stickstoffbilanz („national nitrogen budget“) vorgeschlagen (Anh. III, Teil 1, A2 des Kommissionsentwurfs für eine NERC-Richtlinie; zur Stickstoffbilanz vgl. auch Abschn. 3.2.1 und Tz. 618 ff.). Neu ist auch die Aufnahme eines wirkungsbezogenen Monitorings im NERC-Richtlinienentwurf (Art. 8). Hierdurch ergibt sich im nationalen Luftreinhalteprogramm die Möglichkeit, bei der Darstellung der Emissionsminderungsmaßnahmen nicht nur die Auswirkung auf die Gesamtemissionen, sondern auch auf die räumliche Verteilung der Belastung und ihrer Wirkungen zu berücksichtigen. Emissionsminderungspotenziale in Deutschland 335. In einem Forschungsvorhaben hat das UBA untersucht, welche Emissionsminde-

rungen in Bezug auf verschiedene Luftschadstoffe mit unterschiedlichen Minderungsszenarien erreicht werden können (JÖRß et al. 2014). Für Stickstoffoxide wurde von 2005 bis 2030 in einem Maximalszenario eine Minderung der Emissionen um 58 % errechnet (Szenario „EWS+“). Berücksichtigt wurden die drei relevantesten Emittenten von Stickstoffoxiden (Feuerungsanlagen, Industrie und Verkehr). Die Emissionsminderung bei den stationären Feuerungsanlagen ergab sich vor allem über die Annahmen der Umsetzung von Klimaschutzmaßnahmen und beträgt 43 % (vgl. auch Kap. 6.8). Die Minderungen in der Industrie (30 %) beruhen auf Annahmen zur Verschärfung von Emissionsgrenzwerten. Die Emissionsminderungen im Verkehrssektor betragen 80 % und begründen sich im Wesentlichen mit der Umsetzung bereits beschlossener Grenzwertverschärfungen für Kraftfahrzeuge. Bei den Verkehrsemissionen muss allerdings berücksichtigt werden, dass diese Emissionsminderungen nicht ausreichen, um die lokalen Luftqualitätswerte für Stickstoffdioxid einzuhalten (s. a. Tz. 120 ff. und Kap. 6.7). 336. Die Ergebnisse des Forschungsvorhabens für Ammoniak zeigen, dass mit dem

Aktuelle-Politik-Szenario (Tz. 332) bis 2030 keine weiteren Emissionsminderungen für Ammoniak erreicht werden können (vgl. Abb. 6-1). Damit kann auch die Emissionsobergrenze der derzeit gültigen NEC-Richtlinie (550 kt/a) nicht sicher eingehalten werden. Deutlich verfehlt werden die Ziele des Kommissionsentwurfs für 2030. Für den wichtigsten Emittenten von Ammoniak, dem Landwirtschaftssektor (s. a. Kap. 6.4), werden die Emissionen für 2030 auf 550 kt/a geschätzt. In einem Szenario, das ergänzende Maßnahmen in der Landwirtschaft berücksichtigt (Szenario LaWi-APS+NH3, JÖRß et al. 2014), wurde ein zusätzliches Minderungspotenzial von circa 76 kt/a Ammoniak berechnet. Zu den Maßnahmen gehören eine emissionsarme Ausbringung von Wirtschaftsdünger, die Abdeckung von Güllelagern, eine stickstoffreduzierte Fütterung und die Abluftreinigung bei Schweineställen (Tab. 6-1). Wichtige Instrumente zur Realisierung dieses Potenzials sind die

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Düngeverordnung (vgl. Abschn. 6.4.2) und die Genehmigung von Tierhaltungsanlagen (vgl. Abschn. 6.4.3), die über die bisherigen Regelungen hinaus verschärft werden müssten. Zusätzlich können durch Maßnahmen bei der Biogasproduktion weitere 26 kt/a Ammoniak reduziert werden (Szenario LaWi-APS+NH3+KS, JÖRß et al. 2014). Die oben genannten Maßnahmen haben zusammengefasst ein Minderungspotenzial von circa 100 kt/a, sie gehören zum Stand der Technik und sind größtenteils relativ kosteneffizient. 337. Weitergehende Minderungsmaßnahmen sind in einer Studie des UBA aufgeführt

(DÖHLER et al. 2011). So könnte die emissionsarme Ausbringung von Wirtschaftsdünger erheblich erweitert werden, wenn sie auch auf unbewachsenen Flächen nur noch mit dem Schleppschuh-Verfahren erfolgte bzw. auf Grünland und im Bestand mit der Schlitztechnik und zusätzlich die Einarbeitungszeit des Wirtschaftsdüngers weiter verringert würde. Außerdem könnte die Abluftreinigung auf kleinere Schweineställe und auf Geflügelhaltungsanlagen ausgeweitet werden. Ein verringerter Einsatz von Harnstoffdünger könnte ebenfalls Emissionen mindern, alternativ wären Vorgaben zur emissionsarmen Einarbeitung und der Einsatz von Urease-Hemmstoffen denkbar. Aus den in DÖHLER et al. (2011) bei den einzelnen Minderungsmaßnahmen genannten Minderungspotenzialen lässt sich überschlägig ein zusätzliches Minderungspotenzial von etwa 50 bis 100 kt/a abschätzen. Tabelle 6-1 Maßnahmen zur Minderung von NH 3 -Emissionen
NH3-Minderungsmaßnahme Werte aus JÖRß et al. (2014), Szenario LaWi-APS+NH3 Einarbeitung von Geflügelmist innerhalb von 4 h; Gülleausbringung mit Schleppschlauch auf bewachsenen Ackerflächen; Gülleausbringung mit Schleppschuh auf Grünland; Einarbeitung von Festmist innerhalb von 4 h (ohne Geflügelmist und Trockenkot) Abdeckung von Schweinegüllelagern mit Schwimmfolie; Stickstoffreduzierte Fütterung bei Mastschweinen und Sauen (50 % aller Schweinebestände) Abluftreinigung in 20 % aller Schweinebestände Maßnahmen bei der Biogasproduktion (z. B. gasdichte Lagerung der Gärreste, höherer Anteil von Gülle statt pflanzlicher Gärsubstrate) Weitergehende Minderungsmaßnahmen basierend auf DÖHLER et al. (2011) Ausbringung von Wirtschaftsdünger auch auf unbewachsenen Flächen nur noch mit dem Schleppschuh-Verfahren; auf Grünland und im Bestand mit der Schlitztechnik und zusätzlich eine Einarbeitung des Wirtschaftsdüngers innerhalb von1 h Ausweitung der Abluftreinigung auf kleinere Schweineställe und auf Geflügelhaltungsanlagen verringerter Einsatz von Harnstoffdünger, oder Vorgaben zur emissionsarmen Einarbeitung und zum Einsatz von Urease-Hemmstoffen SRU/SG 2014-2/Tab. 6-1; Datenquellen: JÖRß et al. 2014; DÖHLER et al. 2011 Summe schätzungsweise 50100 kt rd. 60,8 Summe rd. 76 In kt NH3/a

rd. 4,3 rd. 3,7 rd. 7,7

rd. 26

Insgesamt ergibt sich damit ein theoretisches Minderungspotenzial bei den technischen Maßnahmen von etwa 150 bis 200 kt/a Ammoniak. Als Suffizienzmaßnahme hätten im Prin-

256

zip Maßnahmen zur Veränderung der Ernährungsgewohnheiten der Bevölkerung ein sehr großes Minderungspotenzial (vgl. Abschn. 4.1.5 und 6.6.2), sofern die Tierhaltung im Inland parallel zu einer sinkenden Konsumnachfrage reduziert werden würde. Nach einer Abschätzung von WESTHOEK et al. (2014) könnte eine Halbierung des Konsums von Produkten aus der Tierhaltung zu einer Verringerung der Ammoniakemissionen um etwa 40 % führen, vorausgesetzt es käme dann zu einer parallelen Reduzierung der Fleisch-, Eier- und Milchproduktion und unter der Annahme, dass die proteinhaltigen tierischen Nahrungsmittel durch Getreide und nicht durch Früchte und Gemüse ersetzt würden, die Gesamtkalorienzufuhr aber konstant bleibt. Auch wenn mit der in der Modellrechnung postulierten Annahme der ausschließlichen Substitution der tierischen Produkte mit Getreideprodukten in der Praxis zurückhaltend umgegangen werden muss, insbesondere weil dies mit gesundheitspolitischen Zielen konfligieren kann, zeigt die Modellrechnung doch die großen Minderungspotenziale einer Suffizienzpolitik im Lebensmittelkonsum auf. In einem Bericht für die Europäische Kommission, der im Rahmen der Erarbeitung des Impact-Assessment erstellt wurde, wurden die Maximal-Szenarien (Tz. 331) der Mitgliedstaaten verglichen. Demnach besteht in Deutschland EU-weit das höchste Reduktionspotenzial (51 %) in Bezug auf weitere Ammoniakminderungen – bei Berücksichtigung der Kosten für die Minderungsmaßnahmen. Die Ursachen für das hohe Reduktionspotenzial liegen teils darin, dass es in Deutschland große Betriebe gibt, in denen mehr Minderungstechniken angewendet werden können, teils aber auch darin, dass kosteneffiziente Minderungsmaßnahmen zu wenig ausgeschöpft werden (OENEMA et al. 2012, S. 33 f.). Bewertung des Kommissionsvorschlags und Empfehlungen 338. Grundsätzlich begrüßt der SRU, dass die Europäische Kommission einen Vorschlag

zur Weiterentwicklung der NEC-Richtlinie vorgelegt hat. Die Absenkung der Emissionshöchstmengen für Stickstoffoxide und für Ammoniak ist wichtig, um die Stickstoffbelastung weiter zu mindern. Diese Minderungsziele sind aber aus Wirkungssicht immer noch zu wenig ambitioniert (Tz. 331). Mit den vorgeschlagenen Reduktionsverpflichtungen, die erst 2030 eingehalten werden müssen, werden in Deutschland weiterhin etwa 40 % der natürlichen und halbnatürlichen Ökosystemflächen die Critical Loads für Eutrophierung überschritten sein. Bei der Belastung der menschlichen Gesundheit durch Feinstaub und durch bodennahes Ozon kann im Vergleich zur Belastung von 2005 nur eine Reduzierung um 49 % bzw. um 33 % erwartet werden. Zwar orientieren sich die Reduktionsziele an einer umfangreichen Kosten-Nutzen-Abschätzung, aber letztendlich wurde nicht das Optimum der Szenarien, sondern eine geringere Emissionsreduktion gewählt (Tz. 331). Besonders kritisch sieht der SRU, dass die Reduktionsverpflichtungen erst ab 2030 gelten und für 2025 keine bindenden Verpflichtungen festgelegt sind. Da aber die Reduktionsverpflichtungen für die verursachenden Sektoren teils erhebliche Anstrengungen bedeuten würden und insgesamt auf EU-Ebene eine schwierige Verhand-

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lung und eher eine Abschwächung des Kommissionsvorschlags zu erwarten sind, sollte die Bundesregierung die Reduktionsverpflichtungen des Kommissionsvorschlags dringend unterstützen. Sie sollte sich – um die im 7. Umweltaktionsprogramm (UAP) formulierten Ziele zur Luftreinhaltung in der EU und die Ziele der nationalen Biodiversitätsstrategie (Tz. 322) konsequent zu verfolgen – zudem dafür einsetzen, die Reduktionsziele für 2030 zu verstärken, indem auch für 2025 rechtlich verbindliche Reduktionsziele festgelegt werden. Nur dann kann die Kommission auch sicher sein, dass die Mitgliedstaaten bereits jetzt Maßnahmen ergreifen, um ihre Emissionen zu mindern, damit die Zielerreichung nicht gefährdet wird. Die Reduktionsziele für 2025 sollten so festgelegt werden, dass dann etwa die Hälfte der bis 2030 notwendigen Emissionsminderungen erreicht werden. Durch die Festlegung von nationalen Reduktionsverpflichtungen in der EU können außerdem die Belastungen durch die ferntransportierten Schadstoffe gemindert werden. Der SRU begrüßt außerdem, dass im Entwurf für eine NERC-Richtlinie die Erstellung einer nationalen Stickstoffbilanz empfohlen wird. Ein solches Instrument hat große Bedeutung für eine umfassende Betrachtung der Stickstoffproblematik (s. a. Tz. 39, Abschn. 3.2.1 und Tz. 618 ff.).

6.1.2
339. Die

Luftqualitätsziele für die lokale Belastungsminderung
nationalen Emissionshöchstmengen für Stickstoffoxide und Ammoniak

(Abschn. 6.1.1) sind zwar ein wichtiges Instrument, um eine Minderung der Gesamtbelastung und damit eine Reduzierung der Hintergrundbelastung zu erreichen. Sie können aber lokale Überschreitungen nicht verhindern. Für die Belastungsminderung in lokalen Überschreitungsgebieten können zwei Ansätze verfolgt werden: – Es werden Emissionsbegrenzungen bei Anlagen (Kap. 6.8; s. a. Abschn. 6.4.3) und insbesondere Emissionsstandards im Verkehrsbereich sowie weitere verkehrspolitische Maßnahmen eingeführt (s. a. Kap. 6.7). – Es werden gebietsbezogene Qualitätsstandards festgelegt, bei deren Überschreitung räumlich gezielte Maßnahmen ergriffen werden müssen. Im Folgenden soll es um den zweiten, qualitätszielbezogenen Ansatz gehen. Dieser ist für die aquatischen Ökosysteme bereits über die Wasserrahmenrichtlinie eingeführt worden (vgl. Tz. 360). Für die Gesundheit und die terrestrischen Ökosysteme sind die gebietsbezogenen Luftqualitätsstandards der Luftqualitätsrichtlinie, umgesetzt in Deutschland durch die 39. BImSchV von Bedeutung. Zu den Luftqualitätsstandards, die dem Schutz der menschlichen Gesundheit dienen, gehören die Luftqualitätsgrenzwerte für Stickstoffdioxid und für Feinstaub sowie der Zielwert für bodennahes Ozon (s. a. Abschn. 3.3.1). Außerdem gibt es noch einen Luftqualitätsgrenzwert für Stickstoffoxide zum Schutz der Vegetation. Die Feinstaub- und Ozonwerte hängen eng mit der Stickstoffproblematik zusammen, weil Ammoniak

258

und Stickstoffoxide relevante Vorläufersubstanzen für Feinstaub und Stickstoffoxide für bodennahes Ozon sind (s. Tz. 124 und 128). Bei der Beurteilung der Luftqualität wird das gesamte Staatsgebiet Deutschlands berücksichtigt, aber Messungen müssen nur dort durchgeführt werden, wo die wahrscheinlich höchste Belastung für Menschen zu erwarten ist bzw. für die Grenzwerte zum Schutz der Vegetation in bestimmten, emittentenfernen Gebieten (s. Tz. 341). Bewertung der Luftqualitätsgrenzwerte für die menschliche Gesundheit 340. Die Grenzwerte zum Schutz der menschlichen Gesundheit werden in Ballungs-

räumen, insbesondere an verkehrsreichen Straßen, regelmäßig überschritten (vgl. Tz. 120). Sie sind außerdem nur ein Zwischenschritt zum langfristigen Ziel der Europäischen Kommission, eine Luftqualität zu erreichen, die die menschliche Gesundheit nicht mehr beeinträchtigt (s. Tz. 322). Die Luftqualitätswerte für Feinstaub (PM2,5 und PM10) wurden bisher nicht an die mittlerweile deutlich verschärften Luftgüteleitwerte der World Health Organization (WHO) angepasst. Dies soll aber nach Aussagen der Europäischen Kommission langfristig nachgeholt werden (Europäische Kommission 2013c, S. 4; s. Tz. 129 ff., Abb. 3-14). Die Kommission begründet die Verschiebung der Anpassung damit, dass die Mitgliedstaaten es bisher noch nicht geschafft haben, die derzeit geltenden Qualitätsziele zu erreichen. Es gibt 17 Vertragsverletzungsverfahren in Bezug auf die Überschreitung der PM10-Grenzwerte („widespread non-compliance“, Europäische Kommission 2013c). Deutschland hat wegen der Überschreitung der Stickstoffdioxidgrenzwerte Fristverlängerungen beantragt, die auch teilweise gebilligt wurden. In dieser Hinsicht soll mit dem Maßnahmenpaket der Europäischen Kommission zur Luftreinhaltung (Tz. 329) erreicht werden, dass die Mitgliedstaaten eine vollständige Übereinstimmung mit den Grenzwerten bis 2020 erreichen. Die WHO empfiehlt für Ozon seit längerem die Einführung eines niedrigeren Zielwertes von 100 µg/m3 (WHO 2013, REVIHAAP). Für Stickstoffdioxid gibt es ebenfalls deutliche Hinweise, dass die derzeitigen Luftqualitätswerte zum Schutz der menschlichen Gesundheit nicht ausreichend sind (s. Tz. 122). Der SRU hat bereits in seinem Umweltgutachten 2004 die Verschärfung des Jahresmittelgrenzwertes auf 20 µg/m3 empfohlen (SRU 2004b, Tz. 547). Zum Schutz der menschlichen Gesundheit sollte in der Luftqualitätsrichtlinie der Jahresmittelgrenzwert für Stickstoffdioxid herabgesetzt und die Luftqualitätswerte für Ozon, PM2,5 und PM10 an die überarbeiteten, deutlich strengeren Luftgüteleitwerte der WHO angepasst werden. Bewertung der Luftqualitätsrichtlinie hinsichtlich des Biodiversitätsschutzes (terrestrische Ökosysteme) 341. Neben den direkten Eingriffen in Ökosysteme sind Schadstoffeinträge die vorrangige

Ursache für den anhaltenden Verlust der Biodiversität (s. Abschn. 3.4.1.3). Gebietsbezogene Luftqualitätsgrenzwerte sind daher insbesondere auch wichtig, um terrestrische Ökosysteme

259

vor Eutrophierung und Versauerung zu schützen. In der Luftqualitätsrichtlinie gibt es diesbezüglich nur Grenzwerte für Stickstoffoxide und Schwefeldioxid. Es fehlen Luftqualitätsgrenzwerte für Ammoniak, obwohl Ammoniak ebenfalls ein relevanter Schadstoff in Bezug auf die Belastung terrestrischer Ökosysteme ist. Außerdem muss der Immissionsgrenzwert für Stickstoffoxide (30 μg/m3), der zum Schutz der Vegetation festgelegt wurde, definitionsgemäß nur in Emittenten fernen Beurteilungsgebieten überprüft und eingehalten werden („[...] mehr als 20 km von Ballungsräumen beziehungsweise mehr als 5 km von anderen bebauten Flächen, Industrieanlagen oder Autobahnen oder Hauptstraßen“ (Luftqualitätsrichtlinie, Anlage III, B.2 bzw. 39. BImSchV, Anlage 3, B.2). In der englischen Originalfassung der Luftqualitätsrichtlinie heißt es allerdings: “[…] more than 20 km away from agglomerations or more than 5 km away from other built-up areas […]“ Luftqualitätsrichtlinie, Anlage III, B.2 bzw.). Die Definition in der 39. BImSchV wird von den Bundesländern verschieden interpretiert: Während Mecklenburg-Vorpommern, Schleswig-Holstein und Baden-Württemberg ihre Beurteilungsgebiete so festlegen, dass das Kriterium „20 km von Ballungsräumen entfernt“ ausreicht, berücksichtigen die anderen Bundesländer noch die Nähe zu großen Straßen, sodass kaum Beurteilungsgebiete ausgewiesen werden. Insgesamt ergaben sich daraus im Jahr 2013 für Deutschland 13 Beurteilungsgebiete, die nur einen kleinen Teil der Fläche Deutschlands umfassen und überwiegend in den zuerst genannten Bundesländern liegen (Abb. 6-2). In diesen 13 Beurteilungsgebieten wurde der Grenzwert für Stickstoffoxide zum Schutz der Vegetation seit 2001 nicht überschritten. Zudem ist pro 20.000 km2 bzw. 40.000 km2 (je nach Hintergrundkonzentration) nur jeweils eine Messstation erforderlich, weshalb lokale Konzentrationen im ländlichen Raum nicht erfasst werden. Und für die Bestimmung des ländlichen Hintergrunds ist keine Messung von Ammoniak vorgeschrieben (Anlage 4 der 39. BImSchV). Für eine Verträglichkeitsprüfung nach der FFH-Richtlinie (s. Abschn. 6.2.2) sind diese Grenzwerte daher in aller Regel nicht relevant (BALLA et al. 2013). 342. Außerdem ist der Stickstoffoxidwert zum Schutz der Vegetation nur geeignet,

Schäden an oberirdischen Pflanzenteilen zu vermeiden, er reicht aber nicht aus, um Böden vor Versauerung und Eutrophierung zu schützen (SRU 2004b, Tz. 575). Die Einhaltung des Stickstoffoxidwertes der 39. BImSchV bedeutet – in einem „worst case“ mit Angaben aus BALLA et al. (2012) überschlägig berechnet – eine Deposition an Stickstoffdioxid von circa 8,5 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Das heißt, viele Ökosysteme (26 der 58 in Tabelle 3-7 gelisteten FFH-Lebensraumtypen) könnten durch eine solche Deposition in Bezug auf die Qualität ihres Zustandes negativ beeinflusst werden. Noch gravierender ist aber, dass die Deposition von Ammoniak nicht berücksichtigt wird. Würden zu der trockenen Deposition von Stickstoffoxiden noch jene von Ammoniak hinzugerechnet, entspräche dies einer Belastung von mehr als 30 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr (BALLA et al. 2013). Weiterhin bleibt die nasse Deposition unberücksichtigt. Damit schützt die 39. BImSchV die terrestrischen Ökosysteme nicht ausreichend vor einer zu hohen Stickstoffbelastung.

260

Abbildung 6-2 NO x -Beurteilungsgebiete zum Schutz der Vegetation im Jahr 2013

* Die farbigen Markierungen bezeichnen die 13 Beurteilungsgebiete, die unterschiedlichen Farben dienen der Unterscheidung der Gebiete. Quelle: UBA 2013e

343.

Es wäre daher sinnvoll, wie es auch in einem Bericht für die Generaldirektion Umwelt

empfohlen wurde (Europäische Kommission – Generaldirektion Umwelt 2013), auf Ammoniak bezogene Grenzwerte in die Luftqualitätsrichtlinie aufzunehmen. Diese Grenzwerte

261

sollten sich an der Empfindlichkeit des jeweiligen Schutzgebiets (also z. B. an den Critical Loads) orientieren. Mit der daraus folgenden Aufnahme von Grenzwerten für ländliche Räume in die 39. BImSchV sollten aber auch die Kriterien für die Festlegung von Beurteilungsgebieten so definiert werden, dass im Sinne der Luftqualitätsrichtlinie bereits die Entfernung „20 km von Ballungsräumen“ ausreicht, um ein Beurteilungsgebiet auszuweisen. Eine Anpassung der 39. BImSchV wäre im Übrigen auch ohne die Änderung der Luftqualitätsrichtlinie möglich (s. Tz. 340). Wichtig wäre allerdings, dass die Erhebung der Belastung durch Stickstoffoxide und Ammoniak mit der Möglichkeit, wirksame Maßnahmen umzusetzen, verbunden wird. Dazu gehört, dass bei Überschreitung der lokalen Grenzwerte die zuständigen Behörden regionale Luftreinhaltepläne für ländliche Gebiete aufstellen müssen – analog zu dem System, wie es für Ballungsräume bei Überschreitung der Stickstoffdioxid- oder Feinstaub-Grenzwerte gemäß § 47 BImSchG i. V. m. §§ 27 f. 39 BImSchV vorgeschrieben ist. Dieses planerische Instrument hätte den Vorteil, dass alle Verursachergruppen angesprochen werden und die verschiedenen Minderungsmaßnahmen, die regional ergriffen werden können (vgl. Kap. 6.2), wirkungsorientiert verknüpft werden. Insgesamt wäre damit eine gute Grundlage dafür geschaffen, im Sinne der nationalen Biodiversitätsstrategie bis zum Jahre 2020 Critical Loads für Versauerung und Nährstoffeinträge (Eutrophierung) einzuhalten, sodass auch empfindliche Ökosysteme nachhaltig geschützt werden.

6.1.3
344.

Fazit Emissionshöchstmengen und Luftqualitätsziele
Grundsätzlich bieten die Emissionshöchstmengen für Luftschadstoffe und die Luft-

qualitätsgrenzwerte eine geeignete Grundlage, um erstens eine flächendeckende Minderung der Hintergrundbelastung zu erreichen, und zweitens gezielt die Belastung in lokalen Hotspots zu mindern. Neue Emissionshöchstmengen für Ammoniak und Stickstoffoxide wurden von der Europäischen Kommission im Dezember 2013 in einem Vorschlag für eine neue NERC-Richtlinie vorgelegt. Mit den vorgeschlagenen Reduktionszielen müsste Deutschland (ausgehend von 2005) bis 2030 seine Ammoniakemissionen um 39 % und seine Stickstoffoxidemissionen um 69 % mindern. Mit diesen Reduktionsverpflichtungen würden in Deutschland nach wie vor auf etwa 40 % der natürlichen und halbnatürlichen Ökosystemflächen die Critical Loads für Eutrophierung überschritten sein. Bei der Belastung der menschlichen Gesundheit durch Feinstaub und durch bodennahes Ozon könnte im Vergleich zur Belastung von 2005 nur eine Reduzierung um 49 % bzw. um 33 % erwartet werden. Besonders kritisch sieht der SRU, dass die Reduktionsverpflichtungen erst ab 2030 gelten und für 2025 keine bindenden Verpflichtungen festgelegt sind. Dennoch ist der Kommissionsvorschlag ein wichtiger Schritt auf dem Weg zu einer Reduzierung der Belastung durch Luftschadstoffe. Daher empfiehlt der SRU der Bundesregierung,

262

den Kommissionsvorschlag für eine neue NERC-Richtlinie zu unterstützen. Um aber die im 7. Umweltaktionsprogramm formulierten Ziele zur Luftreinhaltung in der EU und die Ziele der nationalen Biodiversitätsstrategie (vgl. Tz. 322) konsequent zu verfolgen, sollte sich die Bundesregierung zusätzlich dafür einsetzen, dass rechtlich verbindliche Reduktionsziele auch für 2025 festgelegt werden. Dies ist notwendig, damit die Mitgliedstaaten bereits jetzt Maßnahmen ergreifen, um ihre Emissionen zu mindern und die Reduktionsziele einzuhalten. Nach Auffassung des SRU könnte für Ammoniak und für Stickstoffoxide für 2025 ein Minderungsziel festgelegt werden, das etwa der Hälfte der Reduzierungsverpflichtung bis 2030 entspricht. 345. Bei den Luftqualitätszielen empfiehlt der SRU, dass zum Schutz der menschlichen

Gesundheit der Jahresmittelgrenzwert für Stickstoffdioxid in der Luftqualitätsrichtlinie auf 20 µg/m3 herabgesetzt wird und die Luftqualitätswerte für Ozon, PM2,5 und PM10 an die überarbeiteten, deutlich strengeren Luftgüteleitwerte der WHO angepasst werden. Außerdem wäre es sinnvoll, auf Ammoniak bezogene Grenzwerte in die Luftqualitätsrichtlinie aufzunehmen. Diese Grenzwerte sollten sich an der Empfindlichkeit des jeweiligen Schutzgebiets (also z. B. an den Critical Loads) orientieren. Gleichzeitig sollten die Bedingungen für die Festlegung von Beurteilungsgebieten überprüft werden. Es sollte dann ferner auch für die Überschreitung der lokalen Grenzwerte für Ammoniak gelten, dass die zuständigen Behörden regionale Luftreinhaltepläne für ländliche Gebiete aufstellen müssen. Damit könnten alle Verursachergruppen angesprochen werden und die verschiedenen Minderungsmaßnahmen, die regional ergriffen werden können, wirkungsorientiert verknüpft werden. Wenn es auf EU-Ebene zu keiner entsprechenden Änderung der Luftqualitätsrichtlinie käme, könnte Deutschland auf der Grundlage der Schutzverstärkungsklausel gemäß Artikel 193 AEUV selbst strengere Grenzwerte festsetzen.

6.2
346.

Naturschutzfachliche Instrumente zum Schutz terrestrischer Ökosysteme
Wie in Kapitel 3 dargestellt, werden Einträge von reaktivem Stickstoff als eine der

größten Gefährdungen für die Biodiversität angesehen, da sie das Spektrum der Arten in stickstofflimitierten Ökosystemen verändern (SALA et al. 2000). Um die Gefahr der Vereinheitlichung der Artenzusammensetzung und Biotope und des Verlustes seltener, besonders empfindlicher Arten sowie bestimmter Bodenfunktionen zu reduzieren, müssen sowohl die weiträumigen Einträge über die Luft gemindert als auch direkte, lokale Stickstoffeinträge, beispielsweise durch landwirtschaftliche Praktiken, reduziert werden. Über die Luftreinhaltepolitik hinaus sind naturschutzfachliche Instrumente für den Schutz der terrestrischen Biodiversität von großer Bedeutung, um die lokalen Belastungen insbesondere empfindlicher Gebiete zu reduzieren. Sollten Ökosysteme trotz Maßnahmen der Luftreinhaltepolitik und intensivierter Naturschutzmaßnahmen nicht in absehbarer Zeit wiederhergestellt werden

263

können, muss darüber nachgedacht werden, ob aktive Maßnahmen zur Wiederherstellung (Restaurierung) als Naturschutzmaßnahme notwendig werden (KROS und BAL 2013). Erfordernis des Naturschutzes neben der Luftreinhaltung 347. Über eine anspruchsvoll ausgestaltete Luftreinhaltepolitik können weiträumige Stick-

stoffemissionen gemindert und über regionale Luftreinhaltepläne gebietsspezifische Belastungen reduziert werden (Kap. 6.1). Damit können die Hintergrundbelastungen und auch regionale und lokale Einträge verringert werden. Darüber hinaus werden aber auch naturschutzfachliche Instrumente und Maßnahmen benötigt, um besonders empfindliche Gebiete gegenüber Einträgen reaktiver Stickstoffverbindungen zu schützen und die Belastung der terrestrischen Ökosysteme durch Stickstoffemissionen zu mindern. Diese besonders empfindlichen Gebiete sind durch bestimmte Bodentypen, naturräumliche Gliederungen, gefährdete Lebensraumtypen oder Arten charakterisiert. Je empfindlicher Ökosysteme auf erhöhte Konzentrationen von Stickstoffverbindungen reagieren, desto wichtiger ist es, neben der Hintergrundbelastung auch nahe gelegene Emissionsquellen zu reduzieren sowie die Anwendung naturschutzfachlicher Instrumente (Abschn. 6.2.1 bis 6.2.6) zu intensivieren. Der SRU hat in der Vergangenheit in vielen verschiedenen Kontexten Empfehlungen zum Naturschutz ausgesprochen (u. a. SRU 2012; 2007b; 2002). Grundsätzlich sollte es das Ziel naturschutzfachlicher Maßnahmen zum Schutz terrestrischer Ökosysteme sein, deren Resilienz (Tz. 16) zu erhöhen und den Einfluss aller Stressfaktoren zu minimieren (RABITSCH und ESSL 2013). Zu diesem Zweck sind Naturschutzinstrumente besonders geeignet, welche die Stickstoffbelastungen terrestrischer Ökosysteme reduzieren können. Die nachfolgende Diskussion einzelner Aspekte naturschutzfachlicher Instrumente (wie z. B. Monitoring, FFH-Verträglichkeitsprüfung, Management und Zonierung von Schutzgebieten), die überwiegend im Bundesnaturschutzgesetz (BNatSchG) geregelt sind, zeigt, dass in der Regel weniger eine unzureichende Zielsetzung das Problem ist. Vielmehr sind die Maßnahmen zur Zielerreichung nicht effektiv genug und die Umsetzung wird nicht ambitioniert genug angegangen. Allerdings wurden die Ziele bisher nicht durch ein stringentes umweltpolitisches Maßnahmenprogramm der Länder mit Unterstützung des Bundes unterlegt (vgl. Abschn. 7.4.3).

6.2.1
348.

Monitoring und Indikatoren: Dokumentation der Belastungssituation
Obwohl § 6 BNatSchG festlegt, dass Bund und Länder im Rahmen ihrer Zuständig-

keiten Natur und Landschaft beobachten, regelt das Gesetz kein umfassendes, flächendeckendes Biodiversitätsmonitoring, welches den Zustand der biologischen Diversität in den verschiedenen Umweltmedien abbildet. Dies ist umso problematischer, als ein solches Monitoring die Voraussetzung für eine flächendeckende Überwachung der Belastungs-

264

situation terrestrischer Ökosysteme durch Stickstoffemissionen sowie für die räumlich gezielte Planung von Maßnahmen und die Überprüfung ihrer Wirksamkeit ist (SRU 2012, Kap. 10). Im Bereich des Naturschutzes existieren bundesweit Monitoringprogramme für einzelne Artengruppen (z. B. Vögel) und zur Erfüllung von Berichtspflichten. So ist mit der Ausweisung von FFH-Gebieten nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie die Verpflichtung zu einer allgemeinen Überwachung der Arten und Lebensraumtypen von gemeinschaftlichem Interesse verbunden. Die Zustände in diesen Schutzgebieten müssen systematisch erfasst und dokumentiert werden. Allerdings werden im Rahmen des FFH-Monitorings bislang Einträge von Schadstoffen nicht ermittelt. Hinsichtlich der Stickstoffbelastung sind die vorhandenen Monitoringprogramme bisher für eine angemessene Politikberatung und eine wissenschaftlich fundierte Darstellung des Zustandes der biologischen Diversität nicht ausreichend und sollten ergänzt werden. Das Biodiversitätsmonitoring sollte ein wichtiger Bestandteil eines medienübergreifenden und interdisziplinären Monitorings auch der Normallandschaft sein, für das sich der SRU bereits in seinem Umweltgutachten 2012 ausgesprochen hat (SRU 2012, Kap. 10). Um den Zustand der biologischen Diversität flächendeckend und statistisch abgesichert auch in der Normallandschaft zu erfassen und Ursachen von Veränderungen abbilden zu können, befürwortet der SRU deshalb die deutschlandweite Einführung der ökologischen Flächenstichprobe (ÖFS) (vgl. SRU 2012, Abschn. 10.3.1). Weiterhin schlägt der SRU vor, einen neuen Indikator für das Indikatorenset der nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt zu entwickeln, der eine zusammenschauende Betrachtung zwischen den Belastungen durch reaktive Stickstoffverbindungen und dem Zustand, insbesondere der terrestrischen Ökosysteme mit ihren Bestandteilen, ermöglicht. Für aquatische Ökosysteme gibt es bereits den Indikator „Ökologischer Gewässerzustand“, der diese Belastung mit berücksichtigt.

6.2.2
349.

Weiterentwicklung der Critical Loads und Nutzung in der FFH-Verträglichkeitsprüfung
Auf lokaler Ebene kann die konsequente Anwendung und Umsetzung der im Bundes-

naturschutzgesetz verankerten Instrumente einen wesentlichen Beitrag zum Schutz besonders empfindlicher Ökosysteme gegenüber Stickstoffbelastungen leisten. Insbesondere die FFH-Verträglichkeitsprüfung für Vorhaben, die mit den Schutzzielen konfligieren können (z. B. Bau von Straßen, Industrie- und Tierhaltungsanlagen), kann hier eine entscheidende Rolle spielen. Nach § 34 Absatz 1 BNatSchG sind Projekte, die einzeln oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten oder Plänen geeignet sind das Gebiet erheblich zu beeinträchtigen und nicht unmittelbar der Verwaltung des Gebiets dienen, vor ihrer Zulassung oder Durchführung auf ihre Verträglichkeit mit den Erhaltungszielen eines Natura 2000-Gebiets zu

265

überprüfen. Natura 2000-Gebiete umfassen FFH-Gebiete und ausgewiesene besondere Vogelschutzgebiete. Als maßgeblicher Beurteilungsmaßstab für Stickstoffeinträge gelten im wissenschaftlichen Raum die Critical Loads (BALLA et al. 2013; 2012). Mit den Critical Loads (Tz. 27 ff.) werden Schwellen für die Deposition von versauernden und eutrophierenden Verbindungen definiert, unter denen nach aktuellem Wissen keine schädlichen Auswirkungen auf Rezeptoren wie Pflanzen, Ökosysteme oder Materialien zu erwarten sind (Kap. 2 und 3). Die Rechtsprechung fordert für eine vorhabenbezogene FFH-Verträglichkeitsprüfung die Anwendung des besten wissenschaftlichen Kenntnisstandes (EuGH Urt. v. 11. März 2013 – C-258/11, ZUR 2013, 483 Rn. 40 – 44; Urt. v. 7. September 2004 – C-127/02, Slg. 2004, I-7405 Rn. 43 – 59.; BVerwG Urt. v. 12. März 2008 – 9 A 3.06, NuR 2008, 633 Rn. 94). Eine allgemein anerkannte Methodenkonvention zur Beurteilung von Stickstoffeinträgen im Rahmen von FFH-Verträglichkeitsprüfungen von Verkehrsinfrastrukturvorhaben existiert bislang noch nicht (BALLA et al. 2013). Das Bundesverwaltungsgericht (BVerwG) nimmt bei Überschreitung der Critical Loads eine erhebliche Beeinträchtigung an (BVerwG Urt. v. 14. April 2010 – 9 A 5.08, NuR 2010, 558 Rn. 91 ff.). Besteht schon eine (zu) hohe Vorbelastung, sieht das Gericht aber aus Gründen der Verhältnismäßigkeit zusätzliche Einträge bis zu 3 % als unbeachtlich an (BVerwG Urt. v. 29. September 2011 – 7 C 21.09, NuR 2012, 119 Rn. 40 ff.; kritisch hierzu GELLERMANN 2012). BALLA et al. (2012) haben in dem von der Bundesanstalt für Straßenwesen (BASt) geförderten Vorhaben „Untersuchung und Bewertung von straßenverkehrsbedingten Nährstoffeinträgen in empfindliche Biotope“ methodische Empfehlungen in Form einer Fachkonvention für den Projekttyp Straße erarbeitet, um das Konzept der Critical Loads für die FFH-Verträglichkeitsprüfung zu operationalisieren. Die Beurteilung der Empfindlichkeit von FFH-Gebieten basiert auf Critical Loads für die verschiedenen Lebensraumtypen, die jeweils durch empirische Daten und Modellrechnungen ermittelt wurden. Die Autoren haben auch Grenzwerte entwickelt, unterhalb derer Zusatzbelastungen als irrelevant angesehen oder nicht mehr nachgewiesen werden können: einen vorhabenbezogenen Grenzwert von 0,3 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr und eine rezeptorbezogene Bagatellschwelle von 3 % der jeweiligen Critical Loads (BALLA et al. 2012). Der von BALLA et al. (2014) entwickelte Vorschlag für eine Fachkonvention zur Anwendung von Critical Loads in der FFH-Verträglichkeitsprüfung ist prinzipiell auch auf andere Projekttypen wie beispielsweise Tierhaltungs- und Industrieanlagen übertragbar (vgl. Abschn. 6.4.3) und kann somit auch zur Ermittlung und Beurteilung von Kumulationseffekten herangezogen werden, auch wenn es sich bei den Bewertungen immer um standortbezogene Einzelfallentscheidungen handelt, die sich nur begrenzt standardisieren lassen. KOHLS et al. (2014) sprechen sich dafür aus, die Übertragbarkeit der Ergebnisse für Vorhaben außerhalb des Straßenverkehrs zu diskutieren. Dabei ist zu berücksichtigen, dass bei Straßen und Industrieanlagen relevante Belastungen durch Stickstoffoxideinträge entstehen können, wäh-

266

rend es bei Tierhaltungsanlagen Ammoniakimmissionen sind. Auch der SRU befürwortet die konsequente Umsetzung der Fachkonvention im Straßenbau und ihre Übertragung auf andere Projekttypen. Die Critical Loads sollten kontinuierlich weiterentwickelt und dem Stand des Wissens angepasst werden. So konnten in Untersuchungen teilweise bereits Schadwirkungen unterhalb der bisher angenommenen sicheren Werte festgestellt werden. PAYNE et al. (2013) konnten zum Beispiel für europäisches Grünland nachweisen, dass 60 % der Veränderungen auf der Ebene von Arten bereits unterhalb der „offiziellen“ Critical Loads geschehen. Die meisten Artenvorkommen, die zurückgehen, gehören dabei zur Gruppe der krautigen Pflanzen. Die Wirkungen von Stickstoffdepositionen auf empfindliche und für saures Grünland typische Arten beginnen bereits bei sehr niedrigen Depositionsraten (zwischen 5 und 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr). Sie verhalten sich nicht linear und ereignen sich überwiegend unterhalb des angegebenen oberen Grenzwerts der Critical Loads für das untersuchte Grünland (10 bis 15 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr). ROTH et al. (2013) konnten zeigen, dass der bisher genutzte Wert der Critical Loads von 10 bis 20 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr für Gebirgswiesen (mountain hay medows, EUNIS-Code E2.3) auf 10 bis 15 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr herabgesetzt werden sollte. Darüber hinaus hat eine zusätzliche Stickstoffdeposition auf bereits stark belastete Gebiete (z. B. mit Einträgen von 30 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr) wahrscheinlich einen geringeren verändernden Einfluss als auf mäßig belastete (z. B. mit 10 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr). Zudem liegen genaue empirische Studien zu Critical Loads bislang nicht für alle sensitiven Ökosystemtypen vor. Daher sind mehr experimentelle Untersuchungen mit einer ausreichend großen Spanne von Stickstoffzugaben auf Standorten mit geringen Hintergrunddepositionen oder in Regionen mit noch nicht untersuchten Ökosystemtypen für eine Präzisierung der Critical Loads in den kommenden Jahren notwendig (BOBBINK und HETTELINGH 2011). FFH-Verträglichkeitsprüfung und Stickst offeinträge aus der Landwirtschaft 350. Bei landwirtschaftlichen Stoffeinträgen in FFH-Gebieten erfolgt regelmäßig keine

FFH-Verträglichkeitsprüfung, zum einen weil es an einem Zulassungsverfahren für landwirtschaftliche Tätigkeiten fehlt, in dessen Rahmen diese Prüfung erfolgen könnte (sodass die Landwirte ihre Tätigkeit daher nicht als Projekte nach § 34 Absatz 6 BNatSchG anzeigen müssen), zum anderen weil in der deutschen Praxis regelmäßig pauschal vermutet wird, dass die ordnungsgemäße Landwirtschaft in der Regel keine erheblichen Beeinträchtigungen mit sich bringt und eine FFH-Verträglichkeitsprüfung daher nicht erforderlich ist (MÖCKEL et al. 2014, S. 271 ff.). Dieser pauschale Ausschluss steht aber im Widerspruch zur Rechtsprechung des EuGH, der der Auffassung ist, dass landwirtschaftliche Maßnahmen auch Projekte im Sinne der FFH-

267

Richtlinie sein können (ebd.). Auch das BVerwG hat in mehreren Entscheidungen anerkannt, dass stoffliche Depositionen die für ein Natura 2000-Gebiet festgelegten Erhaltungsziele erheblich beeinträchtigen können (ebd.). Soweit nicht in der jeweiligen Schutzgebietsverordnung rechtsverbindliche, standortbezogene Anforderungen zur Bewirtschaftung bestehen, kann daher nach einer Auffassung zumindest auf eine FFH-Vorprüfung nicht verzichtet werden (ebd.). Der SRU empfiehlt den Vorschlag insbesondere im Hinblick auf eine praktikable Umsetzung zu prüfen.

6.2.3
351.

Eingriffsregelung
In einem Rechtsgutachten für das UBA wird vertreten, dass das Instrument der

Eingriffsregelung mit seinen Vermeidungs- und Kompensationspflichten auch bei stofflichen Einträgen eine wichtige Steuerungswirkung entfalten könnte. Vorgeschlagen wird deshalb § 14 Absatz 1 BNatSchG klarstellend um „grundstücksbezogene Nutzungsintensivierungen durch mechanische, hydrologische oder stoffliche Veränderungen“ im Eingriffstatbestand zu erweitern (MÖCKEL et al. 2014, S. 269 ff.). Überwiegend wird die Anwendung der Eingriffsregelung auf stoffliche Beeinträchtigungen allerdings abgelehnt, weil es zu keinen Veränderungen der Gestalt oder Nutzung von Grundstücken käme (LÜTTKES in: LÜTTKES/EWER 2011, § 14 Rn. 8; FISCHER-HÜFTLE in: SCHUMACHER/CZYBULKA/FISCHER-HÜFTLE 2011, vor §§ 13–19 Rn. 2; PRALL/KOCH in: SCHLACKE 2012, § 14 Rn. 7, 28; KLINCK 2012, S. 102.). Fraglich ist überdies, ob eine solche Ausweitung des Eingriffsbegriffs praktikabel wäre, weil entweder jegliche landwirtschaftliche Nutzung einen Eingriff darstellen könnte oder schwierige Abgrenzungsfragen auftreten könnten.

6.2.4
352.

Verbesserung des Schutzgebietsmanagements
Viele Schutzgebiete werden direkt, zum Beispiel durch landwirtschaftliche Aktivitäten,

oder indirekt, zum Beispiel durch Einträge über die Luft, durch Stickstoffeinträge belastet. Schutzgebietsverordnungen sind ein wichtiges Instrument, durch das, wenn es adäquat ausgestaltet ist, wichtige, lokal wirkende Maßnahmen umgesetzt werden können, die durch optimierte systemverträgliche Nutzung den Stickstoffgehalt im Ökosystem vermindern. Der Landesgesetzgeber kann und muss in den Schutzerklärungen oder durch unmittelbar geltende Regelungen der Landesnaturschutzgesetze sicherstellen, dass der Schutzzweck erreicht wird. Mithin können konkrete Ge- und Verbote sowohl allgemeiner Natur als auch in Bezug auf einen bestimmten Nutzer – wie den Landwirt – ausgesprochen werden. Für diese Regelungen schreiben einige Länder finanzielle Ausgleichszahlungen vor, auch wenn es sich um zumutbare Anforderungen handelt, die über die gute fachliche Praxis hinausgehen (z. B. Art. 42 BayNatSchG; § 58 BW-NatSchG; § 43 NdsNatSchG). Kritisch bewertet werden Ausgleichszahlungen für zumutbare Einschränkungen der Bewirtschaftung wie in § 52 Absatz 5 und § 78 Absatz 5 Wasserhaushaltsgesetz (WHG). Nach Auffassung von MÖCKEL

268

et al. (2014, S. 334 f.) sind diese nicht gemäß Artikel 12 und 14 Grundgesetz verfassungsrechtlich geboten und stellen daher Subventionen der Landwirtschaft dar, die nicht mit dem Verursacherprinzip vereinbar sind. Die Maßnahmen, die im Rahmen des Schutzgebietsmanagements durchgeführt werden, werden im Wesentlichen über Vertragsnaturschutzangebote oder Agrarumweltmaßnahmen der Länder, über den Europäischen Landwirtschaftsfonds für die Entwicklung des ländlichen Raums (ELER) und durch die Länder finanziert. Natura 2000-Gebiete werden durch die nationalen Schutzgebietskategorien in §§ 22 bis 29 BNatSchG ausgewiesen und unterliegen einem Verschlechterungsverbot. Nach § 33 Absatz 1 BNatSchG sind alle Veränderungen und Störungen, die zu einer erheblichen Beeinträchtigung eines Natura 2000-Gebiets in seinen für die Erhaltungsziele oder den Schutzzweck maßgeblichen Bestandteilen führen können, unzulässig. Über Schutzgebietsverordnungen bzw. Managementpläne können Maßnahmen festgesetzt werden, die den Stickstoffeinsatz auch der Landwirtschaft in den Schutzgebieten begrenzen. Diese Schutzgebietsverordnungen und Managementpläne müssen anspruchsvoll ausgestaltet und auch wirksam vollzogen werden. Hier sind insbesondere die Befreiungen (§ 67 BNatSchG), die pauschal oder individuell für landwirtschaftliche Tätigkeiten in Schutzgebieten erteilt werden können, problematisch und sollten kritisch überprüft werden. Viele bedrohte Lebensraumtypen, wie beispielsweise stickstoffarme Grünländer, sind auf ein Management im Sinne konkreter Bewirtschaftungsmaßnahmen angewiesen. Um einen guten Erhaltungszustand der Gebiete wiederherzustellen oder zu erhalten, müssen nach Auffassung des SRU für die Gebiete, in denen dies noch nicht geschehen ist, Managementpläne aufgestellt werden. Die bereits bestehenden Pläne müssen überprüft, präzisiert sowie auf die Stickstoffproblematik abgestimmt und umgesetzt werden. Dabei ist es wichtig, auch gebietsübergreifende stoffliche Belastungen in die Managementpläne für die Schutzgebiete einzubeziehen. BÖHNKE-HENRICHS und LIPP (2012) haben in einer Studie verschiedene Managementpläne für FFH-Gebiete in Deutschland hinsichtlich ihrer naturschutzfachlichen Qualität sowie nach formal-inhaltlichen und planerischen Kriterien beurteilt. Zwei Drittel der von ihnen untersuchten Pläne zeigten zum Beispiel hinsichtlich der formal-inhaltlichen oder planerischen Ausgestaltung Defizite. Zu den planerischen Kriterien gehörten unter anderem eine ausreichende Präzisierung, die flächenscharf unter Benennung konkreter Maßnahmen erfolgen sollte, sowie die Benennung und Lösung von Zielkonflikten und die gebietsübergreifende Planung unter Berücksichtigung von Einflüssen von außen auf das Gebiet (ebd.). Hierbei müssen auch Stickstoffeinträge berücksichtigt werden.

269

Berücksichtigung von Stickstoffbelastungen in Schutzgebietsverordnungen und Managementplänen 353. In Schutzgebietsverordnungen und Managementplänen können Maßnahmen zur Be-

grenzung der naturschutzfachlich relevanten Beeinträchtigungen festgelegt werden. Diese umfassen neben der Vermeidung von Stickstoffemissionen und -immissionen ein breites Spektrum und reduzieren zum einen die Stickstoffeinträge und verringern zum anderen die Auswirkungen der verbleibenden Stickstoffeinträge. Dies kann beispielweise erfolgen durch – die Einschränkung landwirtschaftlicher Düngung durch Konkretisierung der zulässigen Gesamtdüngermengen (über die Vorgaben der Düngeverordnung hinaus), – die Entnahme von Biomasse durch Ernte oder Nutzung, wie zum Beispiel Mahd, Beweidung (Schafe, Ziegen, Rinder, Pferde), – die Entnahme von Gehölz, Entbuschung, Abtragen der oberen Bodenschichten (Schoppern, Plaggen), kontrolliertes Abbrennen sowie Entkusseln (die gezielte Gehölzentnahme in Hoch- und Zwischenmooren). Die Bewirtschaftung muss entweder in der jeweiligen Schutzgebietsverordnung rechtsverbindlich geregelt oder durch Agrarumweltmaßnahmen oder Vertragsnaturschutz mit den Nutzern vereinbart werden. Diese Maßnahmen erfordern eine hohe Sach- und Ortskenntnis, müssen für jeden Einzelfall angepasst werden und können auch unbeabsichtigte Nebenwirkungen haben (STEVENS et al. 2013). Beispielweise konnten FOTTNER et al. (2007) in einer Studie zeigen, dass Schafbeweidung in der Lüneburger Heide einen Teil der atmosphärischen Stickstoffeinträge kompensieren kann. Die Besatzdichte und das Herdenmanagement haben dabei einen entscheidenden Einfluss auf die Stoffflüsse. Die Autoren weisen in diesem Sinne allerdings darauf hin, dass die langfristige Beweidung von Heiden auch zu einem Austrag von Phosphor und damit zu Veränderungen in den Pflanzengesellschaften führen kann.

6.2.5

Nutzung von Zonierungen nach Bundesnaturschutzgesetz und Einrichtung von Pufferzonen um empfindliche Gebiete
Die Konzentration luftgetragener Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft nimmt

354.

mit zunehmender Entfernung von der Quelle ab, da es sich hierbei um Ammoniakemissionen handelt, die zu einem großen Teil nahe der Emissionsquelle deponieren (DRAGOSITS et al. 2006). Lokale „Pufferzonen“ (im weiteren Sinn) mit niedrigen Stickstoffemissionen und Baumreihen können um die Gebiete oder um die Emissionsquellen selbst eingerichtet werden. Es sei darauf hingewiesen, dass der Begriff „Pufferzone“ hier nicht im umfassenden Sinn der Definition der Weltnaturschutzunion IUCN verwendet wird, sondern sich nur auf die Einwirkung des Stickstoffs auf geschützte Gebiete bezieht, dass also hier die umfassenden Funktionen einer „Pufferzone“ nach IUCN auf einen Teilaspekt beschränkt werden.

270

Für Schutzgebiete gemäß § 22 Absatz 1 Satz 2 BNatSchG bietet das Bundesnaturschutzgesetz prinzipiell die Möglichkeit, diese zu zonieren und dabei auch ihre Umgebung einzubeziehen. Die Nutzungen in diesen Gebieten können in einem hohen Detaillierungsgrad gesteuert werden, da nach § 22 Absatz 1 Satz 2 BNatSchG die Unterschutzstellung von Teilen von Natur und Landschaft durch Erklärung erfolgt. Diese Schutzerklärung muss mindestens den Schutzgegenstand, den Schutzzweck und die zur Erreichung des Schutzzwecks notwendigen Gebote und Verbote enthalten (HENDRISCHKE in: SCHLACKE 2012, § 22 Rn. 8). Soweit benötigt, sollen auch die Pflege-, Entwicklungs- und Wiederherstellungsmaßnahmen oder die erforderlichen Ermächtigungen hierzu festgeschrieben werden. Die zur Sicherung des Schutzzwecks notwendigen Ge- bzw. Verbote können nicht nur, sondern müssen bestimmt werden (ebd., § 22 Rn. 14). In den Pufferzonen rund um Schutzgebiete können theoretisch lediglich geringe Stickstoffemissionen zugelassen werden (etwa durch eine extensive landwirtschaftliche Nutzung) oder direkte anthropogene Stickstoffemissionen sogar gänzlich untersagt werden. Davon profitieren insbesondere kleinere Gebiete, da die Randbereiche großer Gebiete bereits selbst wie „Pufferzonen“ fungieren können (DRAGOSITS et al. 2006). Dies ist in Deutschland besonders relevant, da hier beispielsweise FFH-Gebiete mehrheitlich sehr klein sind (RATHS et al. 2006). Eine weitere effektive Maßnahme zur Senkung der Stickstoffeinträge ist das Anlegen von Baumreihen als Depositionsfänger, entweder direkt um die empfindliche, zu schützende Fläche herum oder um die Emissionsquelle selbst. DRAGOSITS et al. (2006) haben die Effekte dieser Maßnahmen exemplarisch für eine Region in Großbritannien modelliert. Die Autoren konnten zeigen, dass Baumreihen um landwirtschaftliche Betriebe deren trockene Ammoniakdepositionen um bis zu 21 % reduzieren können, abhängig von der Breite der Baumreihen. Werden die Baumreihen direkt um die zu schützenden Gebiete angelegt, können sie noch effektiver sein (ebd.). Wo die Ausweisung von Schutzgebieten nicht möglich ist, sollten sowohl Pufferzonen als auch Barrierepflanzungen finanziert werden.

6.2.6
355.

Langfristige finanzielle und personelle Stärkung des Naturschutzes
Wie schon im Sondergutachten des SRU „Umweltverwaltungen unter Reformdruck“

von 2007 dargestellt, sind insbesondere in den Teilen der Verwaltung, die für den Naturschutz zuständig sind, die personellen Ressourcen verringert worden. Darunter leidet der Vollzug des Naturschutzrechts aber auch die Planung und Durchführung von Naturschutzmaßnahmen (SRU 2007b). Naturschutzfachliche Maßnahmen zum Schutz terrestrischer Ökosysteme werden zu einem erheblichen Teil durch öffentliche Mittel finanziert. Zur wirkungsvollen Umsetzung des Naturschutzrechts und für ergänzende Maßnahmen bedarf es zudem ausreichender personeller und finanzieller Mittel für die Planung und Durchführung (Tz. 451). Instrumente, die auf eine freiwillige Teilnahme der Landwirtschaft setzen, spielen für den Schutz der terrestrischen

271

Biodiversität vor Stickstoffeinträgen eine wichtige Rolle, weil sich (pro-)aktives Handeln von Landbewirtschaftern zugunsten des Naturschutzes, zum Beispiel die Durchführung von Pflegemaßnahmen, kaum durch Ge- und Verbote erreichen lässt (von MÜNCHHAUSEN et al. 2009, S. 180). Wichtig ist vor allem die Langfristigkeit der naturschutzfachlichen Maßnahmen. Viele (ökologische) Prozesse in terrestrischen Ökosystemen laufen über mittlere bis lange Zeiträume von Jahren bis Jahrzehnten ab. Daher ist insbesondere der Erfolg vieler Agrarumwelt- und Vertragsnaturschutzmaßnahmen abhängig von langfristigen und kontinuierlichen Planungen der Landnutzung. Hemmnisse für die notwendige langfristige Planung können unter anderem betriebswirtschaftliche Veränderungen, nicht ausreichende finanzielle Anreize, Flächenkonkurrenz durch Biomasseanbau zur Energiegewinnung und die Sorge vor Vertragsverstößen sein. Die als „Sonderbewirtschaftung“ empfundenen Naturschutzmaßnahmen auf einzelnen Flächen verkomplizieren für die Landwirte die Betriebsabläufe. Dazu kommen eventuelle technische Schwierigkeiten wie die Arbeitsbreite der Maschinen und nicht zuletzt die Sorge, dass sich als Folge von Naturschutzmaßnahmen problematische Wildkräuterarten ausbreiten könnten (WEISS et al. 2013, S. 143 f.). Nach Auffassung des SRU sollte diesen Hemmnissen durch Beratung entgegengewirkt und die finanzielle und personelle Ausstattung dieser Instrumente auf freiwilliger Basis weiter gestärkt werden, um ihre Akzeptanz seitens der beteiligten Akteure weiter zu erhöhen. Generell entsprechen Subventionen für das Unterlassen von negativen externen Effekten in der ökonomischen Theorie im Grunde nicht dem Verursacherprinzip und an vielen Stellen in stickstoffrelevanten Politiken wird über die Grenze der Anwendung des Verursacherprinzips diskutiert. Letztlich muss daher ein gesellschaftlich tragfähiger Konsens gefunden werden, inwieweit die Verursacher der Stickstoffemissionen oder die Gesellschaft die Kosten der Emissionsminderungen tragen soll (Kap. 5).

6.2.7
356.

Fazit: Naturschutzfachliche Instrumente zum Schutz terrestrischer Ökosysteme
Weil die Luftreinhaltepolitik alleine nicht ausreicht, um die Ziele des Naturschutzes zu

erreichen, werden darüber hinaus naturschutzfachliche Instrumente und Maßnahmen benötigt, um besonders empfindliche Gebiete zu schützen und die Belastung der terrestrischen Ökosysteme durch die verbleibenden Stickstoffemissionen zu mindern. Um Belastungen terrestrischer Ökosysteme in Schutzgebieten zu reduzieren, ist ein adäquates Management eine wichtige, lokal wirkende Maßnahme, um durch optimierte systemverträgliche Nutzung den Stickstoffgehalt und -eintrag zu vermindern. Um einen guten Erhaltungszustand der Gebiete wiederherzustellen oder zu erhalten, müssen Managementpläne für die jeweiligen Gebiete aufgestellt werden, wo sie noch fehlen, und die bereits bestehenden Pläne überprüft, präzisiert sowie auf die bestehende Stickstoffproblematik abgestimmt und umgesetzt werden.

272

Grundlage für eine flächendeckende Überwachung der Belastungssituation ist ein flächendeckendes Monitoring der Biodiversität. Die deutschlandweite Einführung der ökologischen Flächenstichprobe ist ein wichtiger Bestandteil eines medienübergreifenden und interdisziplinären Monitorings zur Beobachtung des Zusammenspiels von abiotischen, biotischen und Klimafaktoren. Auf lokaler Ebene kann die FFH-Verträglichkeitsprüfung einen wesentlichen Beitrag zum Schutz besonders empfindlicher Ökosysteme gegenüber Stickstoffbelastungen leisten. In dem von der BASt geförderten Vorhaben „Untersuchung und Bewertung von straßenverkehrsbedingten Nährstoffeinträgen in empfindliche Biotope“ wurde eine Fachkonvention für den Projekttyp Straße im Rahmen der FFH-Verträglichkeitsprüfung erarbeitet. Der SRU befürwortet die konsequente Umsetzung der Fachkonvention im Straßenbau und ihre Übertragung auf andere Projekttypen. Nach der Rechtsprechung des EuGH können landwirtschaftliche Maßnahmen auch Projekte im Sinne der FFH-Richtlinie sein. Es ist daher zu prüfen, wie das Erfordernis einer FFHVorprüfung praktikabel umgesetzt werden kann, soweit nicht in der jeweiligen Schutzgebietsverordnung rechtsverbindliche, standortbezogene Anforderungen zur Bewirtschaftung bestehen.

6.3
357.

Instrumente zum Schutz aquatischer Ökosysteme und des Grundwassers
Wie bereits in Abschnitt 3.4.2 dargestellt, werden die aquatischen Systeme erheblich

durch Stickstoffeinträge belastet. Die Nitratbelastungen des Grundwassers und das Eutrophierungsproblem der Küstengewässer weisen im besonderen Maße auf den bestehenden großen Handlungsbedarf hin (Europäische Kommission 2014c; s. a. Tz. 109 und Tz. 164 ff.). Für den Schutz der Gewässer in Deutschland vor Stickstoffeinträgen ist die europäische Gewässerschutzpolitik maßgeblich. Hinsichtlich des Schutzes des Grundwassers, der Binnengewässer und der Küstengewässer steht die Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG (WRRL) im Vordergrund. Darüber hinaus bestehen wasserrechtliche Instrumente, die zur Entlastung beitragen können. Der Meeresschutz wird über die Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie 2008/56/EG (MSRL) abgedeckt. Räumlich ergeben sich zwischen Wasserrahmenrichtlinie und Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie Überschneidungen, da beide auf die Küstengewässer anzuwenden sind und ein Großteil der Stoff- bzw. Nährstoffeinträge in die Meere über die Flüsse erfolgen. Die Arbeiten zur Umsetzung der regionalen Konventionen zum Meeresschutz sind gerade auch für die Nährstoffproblematik von hoher Relevanz, da in deren Rahmen unter anderem bereits frühzeitig konkrete Minderungsziele erarbeitet und verabschiedet wurden. Die dort erarbeiteten Strategien und Ziele haben für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie eine hohe Bedeutung, unter anderem da sie dort aufgegriffen werden und somit wesentlich zur Umsetzung bei-

273

tragen. Außerdem steht bei den Bemühungen, die Stickstoffeinträge in die Fließgewässer zu mindern, der Meeresschutz im Fokus.

6.3.1
6.3.1.1
358.

Wasserrahmenrichtlinie und Grundwasserrichtlinie
Verpflichtungen

Für den generellen Schutz der Gewässer aber auch für deren Schutz vor den

Nährstoffeinträgen sind die Wasserrahmenrichtlinie und ihre Tochterrichtlinie, die Grundwasserrichtlinie 2006/118/EG (GWRL) von zentraler Bedeutung. 359. Das übergeordnete Ziel der im Jahr 2000 in Kraft getretenen Wasserrahmenrichtlinie

ist es, einen Ordnungsrahmen für den Schutz der Binnenoberflächengewässer, der Übergangsgewässer, der Küstengewässer und des Grundwassers zu schaffen (Art. 1 WRRL). Die Richtlinie verfolgt damit einen integrativen, ganzheitlichen Ansatz, indem sie die Mitgliedstaaten dazu verpflichtet, eine umfassende Strategie zum Schutz ihrer Gewässer zu erstellen. Die Wasserrahmenrichtlinie brachte weitreichende Änderungen des nationalen Wasserrechts mit sich, denn sie stellt einen grundsätzlich anderen Regelungsansatz dar, weshalb auch von einem „Paradigmenwechsel“ gesprochen wurde (OLDIGES 2006, S. 116). Dies liegt in erster Linie daran, dass die Richtlinie einen verfahrensrechtlichen Ansatz zur Regelung von Umweltproblemen wählt, der seine umweltpolitischen Ziele vor allem durch planerische Instrumente verwirklicht (DURNER 2008, S. 458). Dieser Ansatz schlägt sich insbesondere in der Pflicht der Mitgliedstaaten nieder, Maßnahmen- bzw. Aktionspläne zur Erreichung bestimmter Umweltziele aufzustellen (ebd.). Somit liegt die materielle Ausgestaltung bzw. die Verantwortung für die Instrumente und Maßnahmen zur Zielerreichung im Wesentlichen in der Verantwortung der Mitgliedstaaten bzw. auf nationaler Ebene. Außerdem orientiert sich die Wasserrahmenrichtlinie nicht an nationalstaatlichen Grenzen: vielmehr erfolgt die Bewirtschaftungsplanung auf der Ebene der Flussgebietseinheiten bzw. an ökologisch und hydrologisch zusammenhängenden Gewässersystemen. Für Deutschland wurden zehn Flussgebiete identifiziert, acht grenzübergreifende (Donau, Rhein, Maas, Ems, Oder, Elbe, Eider und Schlei-Trave) und zwei (Weser und Warnow-Peene) ausschließlich innerhalb der Grenzen Deutschlands (BMU 2010). Zielsetzung: guter ökologischer Zustand 360. Die Mitgliedstaaten sollen dafür sorgen, dass bis zum Jahr 2015 ein guter ökolo-

gischer – bzw. für erheblich veränderte Gewässer ein gutes ökologisches Potenzial – und ein guter chemischer Zustand in den europäischen Oberflächen-, Übergangs- und Küstengewässern erreicht wird (Tab. 6-2). Die Wasserrahmenrichtlinie sieht zu diesem Zweck aber keine materiellen Gewässerqualitätsnormen vor. Diese finden sich vielmehr im Wesentlichen in den Tochterrichtlinien der Wasserrahmenrichtlinie oder werden von den Mitgliedstaaten

274

festgelegt. Außerdem soll die Verschlechterung des Zustands der Oberflächengewässer verhindert werden. Für Grundwasserkörper werden neben anderen die Ziele eines guten chemischen Zustands und die Verhinderung der Verschlechterung des Zustandes angestrebt. Unter bestimmten Ausnahmen, für die strenge Bedingungen erfüllt sein müssen, ist eine Fristverlängerung um zweimal sechs Jahre und somit eine Erreichung des guten Zustands bis spätestens 2027 möglich (Art. 4 WRRL; s. Tz. 364). Außerdem kann das Ziel eines guten ökologischer Zustands unter bestimmten Bedingungen abgesenkt werden (Art. 4 WRRL; s. Tz. 360). Tabelle 6-2 Vorgesehene und tatsächliche Zielerreichung für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie
Zielerreichung Wasserrahmenrichtlinie guter Zustand in Oberflächengewässern und im Grundwasser Vorgesehene Fristen Dezember 2015 Tatsächliche Zielerreichung offen (vorauss. 18 % der Oberflächenwasserkörper und 64 % Grundwasserkörper erreichen den guten Zustand im Jahr 2015) bislang nicht erfolgt offen

Erfüllung der Ziele in Schutzgebieten Fristverlängerung für Zielerreichung

Dezember 2015 Dezember 2009/2015/ 2021 Dezember 2027

letzte Frist für Zielerreichung

offen

SRU/SG 2015/Tab. 6-2; Datenquelle: BMU 2013b; BMUB 2011

Umsetzung 361. Das Jahrzehnt nach der Verabschiedung der Wasserrahmenrichtlinie war durch einen

Prozess der Umsetzung und Verwirklichung geprägt, der auch heute noch weit von seinem Abschluss entfernt ist und der in mehrere Schritte untergliedert werden kann (DURNER 2010, S. 453). Den ersten Schritt bildete die normative Umsetzung im Wasserhaushaltsgesetz sowie in den 16 Landeswassergesetzen und -verordnungen (s. Abb. 6-3). Diesem schlossen sich bis 2004 die in der Richtlinie vorgesehenen Bestandsaufnahmeprozesse und die Aufstellung von Monitoringprogrammen an. Die Bestandsaufnahmen wurden inzwischen durch die Ergebnisse der Monitoringprogramme weitestgehend bestätigt (s. Abschn. 3.2.4). Darauf folgte der als dritter Schritt vorgesehene Planungsprozess: Bis zum Dezember 2009 waren für jede Flussgebietseinheit ein Bewirtschaftungsplan und ein Maßnahmenprogramm zu erstellen (BMU 2010).

275

Abbildung 6-3 Umsetzungsschritte der Wasserrahmenrichtlinie mit Zeitplan

SRU/SG 2015/Abb. 6-3

Bewirtschaftungspläne und Maßnahmenprogramme 362. Die Mitgliedstaaten sind aufgefordert, für jedes Flusseinzugsgebiet Bewirtschaftungs-

pläne aufzustellen (Abb. 6-3). Soweit sich diese grenzüberschreitend ausdehnen, sollte dies möglichst in Kooperation untereinander bzw. mit allen Staaten, in deren Grenzen das Flusseinzugsgebiet liegt, erfolgen (Art. 13 WRRL). Die Bewirtschaftungspläne setzen sich insbesondere aus der kartografischen Darstellung der Gewässer bzw. Wasserkörper, der Schutzgebiete und des Überwachungsnetzes, einer Zusammenfassung der Belastungslage, einer Liste der Umweltziele, einer Zusammenfassung der wirtschaftlichen Analyse des Wassergebrauchs und dem Maßnahmenprogramm (das der Umsetzung dient) einschließlich einer Liste der zuständigen Behörden zusammen (Anhang VII WRRL). 363. Die Wasserrahmenrichtlinie unterscheidet hinsichtlich der Maßnahmenprogramme

zwischen grundlegenden und ergänzenden Maßnahmen (Art. 11 WRRL). Bei den grundlegenden Maßnahmen handelt es sich um solche, die der Erfüllung der Mindestanforde-

276

rungen dienen. Diese Mindestanforderungen ergeben sich aus bereits zeitlich vor der Annahme der Wasserrahmenrichtlinie in Kraft getretenen EU-Rechtsvorschriften (Art. 11 WRRL). Zu nennen sind insbesondere gemeinschaftliche Wasserschutzvorschriften, welche Emissionsbegrenzungen, Emissionsgrenzwerte oder bei diffusen Einträgen Begrenzungen, die die Verwendung der besten verfügbaren Umweltpraxis einschließen, vorsehen. Diese ergeben sich im Zusammenhang mit Stickstoffeinträgen insbesondere aus der Nitratrichtlinie 91/676/EWG, der Trinkwasserrichtlinie 98/83/EG, der Richtlinie über die Behandlung von kommunalem Abwasser 91/271/EWG, der Klärschlammrichtlinie 86/278/EWG und der Badegewässerrichtlinie 2006/7/EG. Alle Aktivitäten, die über die Einhaltung dieser Mindeststandards hinausgehen und der Einhaltung der Umweltziele der Wasserrahmenrichtlinie dienen, werden als ergänzende Maßnahmen bezeichnet. Hierzu findet sich im Anhang VI Teil B der Wasserrahmenrichtlinie eine Liste mit 107 Maßnahmentypen, zu denen zum Beispiel Rechtsinstrumente, administrative Instrumente und wirtschaftliche oder steuerliche Instrumente gehören. Ein und dieselbe Maßnahme kann, je nach dem Ziel, das mit ihr verfolgt wird, sowohl als grundlegende oder als ergänzende Maßnahme gemeldet werden. Das erfolgreiche Zusammenwirken von grundlegenden und ergänzenden Maßnahmen ist eine wesentliche Voraussetzung für eine erfolgreiche Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. Die Maßnahmenprogramme müssen plangemäß spätestens 2015 und danach alle sechs Jahre überprüft und nötigenfalls aktualisiert werden. Grundsätzlich steht den Mitgliedstaaten ein breites Spektrum an Instrumenten zur Verfügung. Für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland wurde bisher überwiegend auf bereits bestehende Instrumente zurückgegriffen. Obwohl die Wasserrahmenrichtlinie betont, dass bei ihrer Umsetzung das Verursacherprinzip einzuhalten sei (Art. 9 WRRL), ist dies bislang überwiegend nicht der Fall, vielmehr dominieren vor allem in der Landwirtschaft – als Hauptverursacher der Stickstoffbelastungen – als ergänzende Maßnahmen solche, die freiwillig ergriffen werden und für die eine Kompensation geleistet wird (Tz. 374 ff.). Ausnahmetatbestände und Fristverlängerungen 364. Bereits im Dezember 2012 hätten die in den Bewirtschaftungsplänen festgelegten

Maßnahmen umgesetzt sein müssen. Allerdings wird den Mitgliedstaaten unter bestimmten Bedingungen, die zu begründen sind, eine stufenweise Umsetzung der Maßnahmen eingeräumt, um so die Durchführungskosten auf einen möglichst großen Zeitraum zu verteilen (29. Erwägungsgrund und Art. 4 WRRL). Darüber hinaus können die Mitgliedstaaten noch weitergehende Ausnahmen geltend machen. So können zum Beispiel nach der Wasserrahmenrichtlinie weniger strenge Umweltziele zur Geltung kommen, wenn Wasserkörper so stark belastet sind, dass eine Zustandsverbesserung bis 2027 mit verhältnismäßigen Maßnahmen nicht zu erreichen ist (Art. 4 Abs. 5 WRRL). Dabei ist allerdings eine Verschlechterung der Gewässer zu verhindern. Zulässig ist auch eine vorübergehende Verschlechterung

277

aufgrund natürlicher Ursachen oder höherer Gewalt, insbesondere durch starke Überschwemmungen oder lang anhaltende Dürren (Art. 4 Abs. 5 und 6 WRRL). In Deutschland wurden für 82 % der Oberflächengewässer und 36 % der Grundwasserkörper Ausnahmen geltend gemacht (s. a. Abb. 6-4). Als Gründe hierfür werden primär angeführt, dass Maßnahmen mehr Zeit benötigen, um eine Wirkung zu zeigen, eine Abschwächung der Ziele, weil die Gewässer als künstlich oder erheblich verändert ausgewiesen wurden, oder eine mangelnde technische Durchführbarkeit der Maßnahmen (JEKEL et al. 2014). Auffällig ist dabei, dass insbesondere in Gebieten mit hoher Viehbesatzdichte, wie im Nordwesten Deutschlands, großflächig Ausnahmen für Grundwasserkörper zum Tragen kommen (s. Abb. 6-4). Die hohe Zahl insbesondere an Oberflächenwasserkörpern, für die eine Ausnahme in Anspruch genommen wurde, hat zu Kritik an der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie geführt. Es wird befürchtet, dass die Ausnahmetatbestände missbraucht werden, um Anstrengungen zur Qualitätsverbesserung aus dem Weg zu gehen (EKARDT und WEYLAND 2014; REINHARDT 2013). Der SRU teilt diese Bedenken und empfiehlt den Ländern, mit Fristverlängerungen restriktiv umzugehen.

278

Abbildung 6-4 Zielerreichung und Inanspruchnahme von Ausnahmen für Grundwasserkörper in Deutschland

Quelle: BMU 2010

Problem der Definition der Oberflächengewässer bei der Umsetzung 365. Ein Problem bei der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in nationales Recht

betrifft Unklarheiten hinsichtlich der Einbeziehung von Oberflächengewässern. So werden im

279

Anhang II der Wasserrahmenrichtlinie unter Nummer 2.1 Oberflächengewässer in Wasserkörpertypen eingeteilt. Vorgeschlagen werden dafür zwei Systeme. Das in Deutschland angewendete System unterteilt die Gewässer in Größenklassen, die bei Flüssen ab einer Einzugsgebietsgröße von 10 km2 beginnen, bei Seen ab einer Oberflächengröße von 0,5 km2. Nach MÖCKEL und BATHE (2013) haben die meisten Bundesländer dies dahin gehend interpretiert, dass sie Gräben (z. B. Straßengräben und Entwässerungsgräben) und Teiche, die nicht oder nur durch künstliche Vorrichtungen mit anderen Gewässern verbunden sind, ganz oder teilweise von den Vorschriften des Landesrechts und des Wasserhaushaltsgesetzes und damit von den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie ausgenommen haben. Gerade bei diesen Gewässern ist eine hohe stoffliche Belastung zu erwarten. Außerdem haben diese Gewässer aufgrund ihrer großen Zahl in der Fläche eine besondere Bedeutung für die Ökologie und Hydrologie der Landschaft (LAWA 2003; BMU 2010; MÖCKEL et al. 2014). Der SRU stellt diese Interpretation des Anhangs infrage und ist der Auffassung, dass die Wasserrahmenrichtlinie auf alle Oberflächengewässer anzuwenden ist (s. a. Europäische Kommission – Generaldirektion Umwelt 2003; MÖCKEL 2013b).

6.3.1.2

Umsetzung in Deutschland im Hinblick auf die Stickstoffproblematik

Stickstoffqualitätsziele und ihre nationale Konkretisierung 366. Anspruchsvolle Qualitätsziele sind der erste Schritt für einen erfolgreichen Gewässer-

schutz. Für den Grundwasserschutz legt die Grundwasserrichtlinie Kriterien für die Beurteilung des guten chemischen Zustands des Grundwassers und Kriterien für die Ermittlung und Umkehrung signifikanter und anhaltender steigender Trends sowie für die Festlegung der Ausgangspunkte für die Trendumkehr fest (Art. 1 Abs. 1 GWRL). Dazu gehören unter anderem Normen zur Beurteilung des chemischen Zustands des Grundwassers, die in Anhang I zu finden sind (s. a. Art. 3 GWRL). Danach liegt die Grundwasserqualitätsnorm für Nitrate bei 50 mg/l (Anhang I GWRL). Bei der Einstufung des chemischen Zustands der Oberflächengewässer wird zwischen „nicht gut“ und „gut“ unterschieden. Für die Bewertung des Nitratgehaltes der Oberflächengewässer wird auf die Qualitätsnorm aus der Nitratrichtlinie von 50 mg/l zurückgegriffen (BMU und BMELV 2012). Außerdem erfolgt die Wassergüteklassifikation hinsichtlich des Nitratgehalts der Oberflächengewässer in Deutschland nach dem fünfstufigen Bewertungssystem der Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) aus dem Jahr 1998 (LAWA 1998; s. Tab. 6-3). Dies spielt insbesondere für den Schutz der Unteranlieger bzw. der Meere eine Rolle.

280

Tabelle 6-3 Güteklassifizierung von Oberflächengewässern hinsichtlich des Nitratgehalts
Stoff I (anthropogen unbelastet) Nitrat-Stickstoff [mg/l N] ≤1 I-II Stoffbezogene chemische Gewässergüteklasse II II-III III (erhöht belastet) ≤ 10 ≤ 44,3 III-IV IV (hoch belastet) > 20 > 88,5

≤ 1,5 ≤ 6,6

≤ 2,5 ≤ 11,1

≤5 ≤ 22,1

≤ 20 ≤ 88,5

Entspricht: Nitrat ≤ 4,4 [mg/l NO3]

SRU/SG 2015/Tab. 6-3; Datenquelle: LAWA 1998

367.

Die Minderung der Stickstofffrachten der Fließgewässer ist vor allem für den Schutz

der Küstengewässer von Bedeutung, da dort – im Gegensatz zu den Flüssen – Stickstoff oftmals den limitierenden Nährstoff darstellt. Limitierend bedeutet in dem Zusammenhang, dass die Stickstoffkonzentration im Wasser und nicht die Konzentrationen anderer Nährstoffe wie zum Beispiel von Phosphat für das Algenwachstum bzw. die Primärproduktion ausschlaggebend ist. Auf Empfehlung der LAWA wurden von einer Arbeitsgruppe des Bund/Länder-Messprogramms (BLMP) Stickstoffreduzierungsziele für die Flussgebiete Ems, Weser, Elbe und Eider aus den Anforderungen an den ökologischen Zustand der Küstengewässer nach der Wasserrahmenrichtlinie abgeleitet (ARGE BLMP Nord- und Ostsee 2011). Der Rhein wurde dabei mit betrachtet. Vorgeschlagen wird für alle genannten Flussgebiete eine Zielkonzentration von 2,8 mg/l Gesamtstickstoff am Übergangspunkt LandMeer, entsprechend dem bereits vereinbarten Ziel der Flussgebietsgemeinschaft Rhein (FGG-Rhein). Dies entspräche einer Verminderung der Flusseinträge um 38 bis 48 % im Vergleich zu den Werten aus dem Berichtszeitraum 2001 bis 2005. Diese Eintragsreduzierungen würden bis 2021 zu einer Minderung der Gesamtstickstoffkonzentrationen um 40 bis 63 % in den Küstengewässerkörpern der deutschen Bucht führen. Die Minderungen der Gesamtstickstoffkonzentrationen, die aus deutscher Sicht auf Ebene des Oslo-ParisÜbereinkommens zum Schutz des Nordostatlantiks (OSPAR) erforderlich sind, liegen bei 74 bis 82 % und damit signifikant höher (ARGE BLMP Nord- und Ostsee 2011). Beim BLMPVorschlag wurden bereits Überlegungen, inwieweit eine Zielerreichung realistisch ist, mit berücksichtigt. Somit ist der Zielwert 2,8 mg/l aus naturwissenschaftlicher Sicht ein Kompromiss und sollte nach Auffassung des SRU nur als Zwischenziel auf dem Weg hin zu einem guten ökologischen Zustand in den Küstengewässern betrachtet werden. Langfristig sollte ein anspruchsvollerer Wert angestrebt werden. Maßnahmenprogramme zur Minderung der Stickstoffeinträge 368. Vorschläge für mögliche Maßnahmen zur Stickstoffminderung in Maßnahmen-

programmen im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wurden schon früh von verschiedenen Seiten entwickelt (LAWA und LABO 2002; OSTERBURG et al. 2007). Seit

281

dem Jahr 2009 liegen die Bewirtschaftungspläne einschließlich der dazugehörigen Maßnahmenprogramme für alle Flussgebietseinheiten vor. Um die Berichterstattung zu vereinfachen, wurden die Maßnahmen für die Oberflächengewässer bzw. Grundwasser zusammenfassend in sogenannten Planungseinheiten bzw. Koordinierungsräumen, 225 bzw. 41 an der Zahl, dokumentiert. In einem Großteil der Planungseinheiten wurden Maßnahmen ergriffen, die die Landwirtschaft und die Kommunen betreffen. Maßnahmen im Sektor Fischerei, ein weiterer Verursacher, waren nur für etwa ein Viertel der Einheiten von Relevanz und werden im Folgenden nicht weiter angesprochen (BMU 2013b). Der Schwerpunkt der folgenden Darstellung liegt in der Maßnahmenplanung zur Verringerung der Nährstoff- bzw. Stickstoffbelastung aus der Landwirtschaft.

6.3.1.2.1

Stand der Umsetzung von Maßnahmen zur Minderung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge

369.

Für 60 % aller Fließgewässer-Wasserkörper in Deutschland wurden landwirtschaft-

liche Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge geplant (s. Tab. 6-4). Dabei handelt es sich sowohl um ergänzende als auch grundlegende Maßnahmen. Bei den Grundwasserkörpern betraf dies 69 % und bei den Seen 46 %. Bei den Küsten- und Übergangsgewässern ist der Anteil, der von diesen Maßnahmen betroffen ist (Übergangsgewässer: 20 %, Küstengewässer: 3 %), wie auch deren Häufigkeit eher gering. Tabelle 6-4 Anzahl der Wasserkörper, für die landwirtschaftliche Maßnahmen* vorgesehen sind
Gewässerkategorie Flüsse Seen Übergangsgewässer Küstengewässer Grundwasser Anzahl betroffener Wasserkörper (in Klammern: Gesamtzahl Wasserkörper) 5.978 (9.900) 324 (710) 1 (5) 2 (74) 690 (1.000) Grundwasser SRU/SG 2015/Tab. 6-4 Oberflächengewässer Aggregation

* ausgenommen sind landwirtschaftliche Beratungsmaßnahmen

Oberflächengewässer 370. Die meisten landwirtschaftlichen Maßnahmen zur Nährstoffproblematik, die für die

Oberflächengewässer ergriffen werden, dienen der Reduzierung der auswaschungsbedingten Nährstoffeinträge. Darunter fallen unter anderem der Anbau von Zwischenfrüchten und die Umstellung auf ökologischen Landbau (s. Abb. 6-5 und Tab. 6-5). Am zweithäufigsten wurden Maßnahmen zur Minderung der direkten Nährstoffeinträge geplant. Dabei handelt es sich ausschließlich um Maßnahmen zur Umsetzung der guten fachlichen Praxis

282

und somit um grundlegende Maßnahmen bzw. Verpflichtungen, die die Landwirte ohnehin einhalten müssen. Etwas weniger häufig bzw. 1.436-mal werden in den nationalen Bewirtschaftungsplänen Maßnahmen gegen den Eintrag von Feinmaterialien in die Oberflächengewässer aufgeführt, die sich primär auf eine veränderte Bodenbearbeitung beziehen (s. Tab. 6-5). Es ist vorgesehen bei etwa 1.000 Oberflächenwasserkörpern Gewässerrandstreifen anzulegen. Dabei besteht ein direkter Zusammenhang zur Umsetzung von hydromorphologischen Maßnahmen. Vergleichsweise selten taucht in der Planung die Verringerung von Nährstoffeinträgen aus Drainagen auf, obwohl die Nährstoffeinträge über diesen Weg in die Oberflächengewässer eine hohe Relevanz insbesondere in den norddeutschen Bundesländern haben. Auch gaben nur die beiden Bundesländer Brandenburg und Schleswig-Holstein an, überhaupt Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus Drainagen zu ergreifen. Abbildung 6-5 Häufigkeit der Nennung der einzelnen Maßnahmentypen und prozentualer Anteil, bei dem Umsetzungsverzögerungen auftreten

SRU/SG 2015/Abb. 6-5; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 31.10.2012

283

Tabelle 6-5 Maßnahmentypen zur Minderung der landwirtschaftlichen Nährstoffeinträge
Maßnahmenbezeichnung Maßnahmen zur Reduzierung der auswaschungsbedingten Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft Wasserkörper OW Erläuterung Verminderung der Stickstoffauswaschungen aus landwirtschaftlich genutzten Flächen, z. B. durch Zwischenfruchtanbau und Untersaatenanbau (Verringerung bzw. Änderung des Einsatzes von Düngemitteln, Umstellung auf ökologischen Landbau). Soweit eine Maßnahme neben OW auch auf GW wirkt, kann diese auch bei Grundwasser eingetragen werden. Maßnahmen zur Verminderung der GW-Belastung mit Nährstoffen aus landwirtschaftlich genutzten Flächen, die über die „gute fachliche Praxis“ hinausgehen, z. B. durch Zwischenfruchtanbau und Untersaatenanbau (inkl. Verringerung bzw. Änderung des Einsatzes von Düngemitteln, Umstellung auf ökologischen Landbau). Soweit eine Maßnahme neben GW auch auf OW wirkt, kann diese auch bei OW eingetragen werden. Maßnahmen zur Aufrechterhaltung und Umsetzung der „guten fachlichen Praxis“ in der landwirtschaftlichen Flächenbewirtschaftung. Dies umfasst keine Maßnahmen, die über die „gute fachliche Praxis“ hinausgehen (z. B. Agrarumweltmaßnahmen). Maßnahmen zur Erosionsminderung auf landwirtschaftlich genutzten Flächen, die über die „gute fachliche Praxis“ hinausgehen, z. B. pfluglose, konservierende Bodenbearbeitung, erosionsmindernde Schlagunterteilung, Hangrinnenbegrünung, Zwischenfruchtanbau. Anlage, Erweiterung sowie ggf. Extensivierung linienhafter Gewässerrandstreifen bzw. Schutzstreifen insbesondere zur Reduzierung der Phosphoreinträge und Feinsedimenteinträge in Fließgewässer. Hinweis: primäre Wirkung ist Reduzierung von Stoffeinträgen. Maßnahmen zur Reduzierung von Stoffeinträgen aus Dränagen u. a. Änderung der Bewirtschaftung drainierter Flächen bzw. techn. Maßnahmen am Drainagesystem (Controlled Drainage, spezielle Rohrmaterialien, Drainteiche, technische Filteranlagen usw.). Maßnahmen in Wasserschutzgebieten mit Acker- oder Grünlandflächen, die über die „gute fachliche Praxis“ hinausgehen und durch Nutzungsbeschränkungen oder vertragliche Vereinbarungen zu weitergehenden Maßnahmen verpflichten. Entsprechend der Schutzgebietskulisse wird die Maßnahme entweder nur dem OW oder dem GW zugeordnet.

Maßnahmen zur Reduzierung der auswaschungsbedingten Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft

GW

Maßnahmen zur Reduzierung der direkten Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft Sonstige Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoff- und Feinmaterialeinträge aus der Landwirtschaft Anlage von Gewässerschutzstreifen zur Reduzierung der Nährstoffeinträge Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffeinträge durch Drainagen aus der Landwirtschaft Umsetzung/Aufrechterhaltung von Wasserschutzmaßnahmen in Trinkwasserschutzgebieten

OW/GW

OW

OW

OW

OW/GW

OW = Oberflächengewässer GW = Grundwasser Quelle: GRÜNNEWIG et al. 2008; LAWA 2013

284

Etwa bei 25 % aller Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft in die Oberflächengewässer war bereits im Jahr 2012 absehbar, dass sie verzögert umgesetzt werden würden. Als häufigster Grund wurden hierfür Schwierigkeiten bei der Bereitstellung finanzieller und/oder personeller Ressourcen genannt (s. Abb. 6-6). Ein Grund für die fehlenden finanziellen Ressourcen könnte darin liegen, dass die Kosten für die Maßnahmen (z. B. Anlegen von Gewässerschutzstreifen) von der Allgemeinheit getragen werden und dass somit das Verursacherprinzip, wie in Artikel 9 Wasserrahmenrichtlinie vorgesehen, nicht zum Tragen kommt. Fast genauso oft wurden als Grund neu hinzugekommene aber auch fehlende relevante Erkenntnisse zur Maßnahmenwirkung genannt. Verzögerungen traten besonders häufig (etwa 94 % der Fälle) bei Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffeinträge durch Drainagen auf. Technisch stellen diese, wie zum Beispiel das Anlegen von Drainteichen und künstlichen Feuchtgebieten, keine besondere Herausforderung dar (GOCKE et al. 2012). Sie erfordern aber Ressourcen zum Beispiel in Form von landwirtschaftlicher Fläche. Ähnliches gilt für die Anlage von Gewässerrandstreifen, für die als häufigster Grund für Verzögerungen „Schwierigkeiten bei der Bereitstellung von Flächen“ genannt wurde (s. a. Tz. 395). Erstaunlicherweise waren auch beim Maßnahmentyp zur Reduzierung der direkten Nährstoffeinträge in fast 30 % der Fälle Verzögerungen absehbar, obwohl diese Maßnahmen fast durchgehend die Einhaltung der guten fachlichen Praxis betreffen. Eventuell bezieht sich dies auch auf fehlende personelle Ressourcen für die Kontrolle und Überwachung der Maßnahmen, für die die Bundesländer die Verantwortung haben (s. a. MÖCKEL et al. 2014). Insgesamt wurden zum 31. Oktober 2012 36 % der Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft abgeschlossen, 27 % befinden sich in der Planung oder Ausführung und 37 % sind noch nicht begonnen worden (s. Abb. 6-7). Zu den Letzteren zählen auch solche, für die Verzögerungen bereits absehbar waren. Besonders niedrig war der Anteil abgeschlossener Maßnahmen bei der Anlage von Drainagen und Gewässerschutzstreifen.

285

Abbildung 6-6 Gründe für Verzögerungen bei der Umsetzung von Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft in die Oberflächenwasserkörper

SRU/SG 2015/Abb. 6-6; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 31.10.2012

Abbildung 6-7 Umsetzungsstand der Maßnahmen zur Minderung der landwirtschaftlichen Nährstoffeinträge

In Klammern: Anzahl der Maßnahmen insgesamt SRU/SG 2015/Abb. 6-7; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 31.10.2012

286

Grundwasserkörper 371. Bei den Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge in die Grundwasserkörper

wurde zwischen drei Maßnahmentypen unterschieden (s. Abb. 6-8). Am häufigsten bzw. für 452 der Grundwasserkörper sind Maßnahmen zur Reduzierung der auswaschungsbedingten Nährstoffeinträge geplant. Dazu gehören in Analogie zu den Oberflächengewässern zum Beispiel der Zwischenfruchtanbau, Untersaaten und die Umstellung auf ökologischen Landbau. Wasserschutzmaßnahmen in Trinkwasserschutzgebieten stehen an zweiter Stelle und sind für 141 Grundwasserkörper vorgesehen. Dabei handelt es sich um Maßnahmen, die über die Umsetzung der guten fachlichen Praxis hinausgehen und entweder vertraglich oder ordnungsrechtlich festgelegt wurden. Von Maßnahmen zur Minderung der direkten Nährstoffeinträge sind, da diese nur eine geringe Relevanz für das Grundwasser haben, nur wenige Grundwasserkörper betroffen. Gerade einmal für 1,6 % der Wasserkörper wurden Verzögerungen bei der Umsetzung der Maßnahmen frühzeitig geltend gemacht. Die Zahlen zum Umsetzungsstand zeigen, dass mit 1,6 % der Maßnahmen noch nicht begonnen wurden, sich 93 % in der Planung oder Ausführung befinden und nur 5,4 % der Maßnahmen bereits abgeschlossen sind. Abbildung 6-8 Häufigkeit der Nennung der einzelnen Maßnahmentypen zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft ins Grundwasser

SRU/SG 2015/Abb. 6-8; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 31.10.2012

Konzeptionelle Maßnahmen und landwirtschaftliche Beratung 372. Ein wichtiger Teil zur Minderung der Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft stellen

sogenannte konzeptionelle Maßnahmen in den Maßnahmenprogrammen dar. Bei den kon-

287

zeptionellen Maßnahmen handelt es sich größtenteils um Beratungen; freiwillige Kooperationen und Informations- und Fortbildungsmaßnahmen sind weniger häufig vorgesehen. Dabei erfolgt keine Unterscheidung zwischen Oberflächen- und Grundwasserkörpern, da konzeptionelle Maßnahmen für beide eine positive Wirkung haben sollten. Wie man in Abbildung 6-9 sehen kann, befindet sich der Großteil dieser Maßnahmen in der Planungsund Durchführungsphase. Abbildung 6-9 Umsetzungsstand konzeptioneller Maßnahmen

In Klammern: Anzahl der Maßnahmentypen SRU/SG 2015/Abb. 6-9; Datenquelle: VÖLKER 2014, basierend auf WasserBLIcK o. J., Stand: 31.10.2012

Zwischenfazit zur Umsetzung der Maßnahmen in der Landwirtschaft 373. Die Darstellung der Maßnahmenumsetzung in der Landwirtschaft basiert auf den

Daten aus dem Berichtswesen des Bundes und der Länder an die Europäische Kommission (s. VÖLKER 2014). Diese aggregierten Daten lassen keine konkreten Rückschlüsse auf Einzelmaßnahmen zu, was ihre Interpretation erschwert, da immer nur Maßnahmentypen berichtet wurden. Teilweise werden sehr unterschiedliche Maßnahmen unter einem Typ subsumiert. Beispielsweise fallen unter den Typ „Reduzierung der auswaschungsbedingten Nährstoffeinträge“ vielfältige Maßnahmen, die das Betriebsmanagement betreffen (z. B. Zwischenfruchtanbau), aber auch die Umstellung auf ökologischen Landbau. Ebenso können Einzelmaßnahmen, wie der Zwischenfruchtanbau, unter verschiedenen Maßnahmentypen auftauchen. Somit ist eine genaue Zuordnung von Einzelmaßnahmen innerhalb eines Maßnahmentyps nicht möglich. Eine Bewertung der Umsetzung auf der Basis dieser sehr aggregierten Berichterstattung ist daher schwierig.

288

Insgesamt ist festzuhalten, dass zahlreiche Maßnahmen zur Reduzierung der Stickstoffbzw. Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie geplant sind. Bei den ergänzenden Maßnahmen handelt es sich dabei in der Regel um freiwillige Maßnahmen, rechtlich oder vertraglich bindende Maßnahmen werden kaum genannt. Auffällig viele der Maßnahmen waren Ende 2012 noch nicht zum Abschluss gebracht worden. Besonders auffällig waren die Verzögerungen bei Oberflächengewässern, aber sie können auch für die Grundwasserkörper festgestellt werden. Mangelnde finanzielle und personelle Ressourcen und fehlende Akzeptanz sind die Hauptgründe für Verzögerungen. Ohne ausreichende Ressourcen lassen sich die fehlende Akzeptanz von Landwirten und anderen Betroffenen aber kaum überwinden. Das gilt insbesondere für kostenintensive Maßnahmen, wie zum Beispiel die Stickstoffeinträge über Drainagen zu mindern oder solche, bei denen Nutzungskonflikte – beispielsweise bei der Schaffung von Gewässerrandstreifen – besonders groß sind.

6.3.1.2.2
374.

Agrarumweltmaßnahmen und Gewässerschutz

Bei einem Großteil der landwirtschaftlichen Maßnahmen, die zur Umsetzung der

Wasserrahmenrichtlinie ergriffen werden, handelt es sich um ergänzende bzw. um freiwillige Maßnahmen, die finanziell entgolten werden. Sie werden durch Förderprogramme der Bundesländer zur ländlichen Entwicklung gefördert. Hierbei liefert die zweite Säule der Gemeinsamen Agrarpolitik (GAP) einen wichtigen Beitrag (s. a. Tz. 451). Für die Finanzierung von Maßnahmen zur Minderung der Nitrateinträge aus der Landwirtschaft kommen insbesondere die ELER-Verordnung (EU) Nr. 1305/2013 bzw. Fördermittel aus der BundLänder-Gemeinschaftsaufgabe zur Verbesserung der Agrarstruktur und des Küstenschutzes (GAK) zum Tragen. Mit der ELER-Verordnung können auch Kosten und Einkommensverluste, die durch die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie entstehen, finanziell abgegolten werden (s. Art. 30 Abs. 1 ELER-Verordnung). In den Bewirtschaftungsplänen und Maßnahmenprogrammen der Wasserrahmenrichtlinie gibt es nur wenige Hinweise zur Art der Finanzierung (BMU 2010). Von den Mitteln, die in Deutschland insgesamt für die Entwicklung ländlicher Räume zur Verfügung stehen – in der Förderphase 2007 bis 2013 waren das 16,4 Mrd. Euro – flossen in der Vergangenheit je nach Bundesland ein Fünftel bis ein Drittel in Maßnahmen zum Gewässerschutz (BMU 2010; s. a. Tz. 451). Angesichts der großen Herausforderungen, die mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie verbunden sind und der weiterhin viel zu hohen Nährstoff- bzw. Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft in die aquatische Umwelt, stellt sich die Frage, ob dies ausreicht. Es ist zu prüfen, wie der Gewässerschutz in stärkerem Maße in Agrarumweltmaßnahmen verankert werden sollte. Auch wenn die Auswirkungen von Agrarumweltmaßnahmen auf die Umwelt nicht immer einfach nachvollziehbar sind, sollte auf die Effektivität der Maßnahmen und ihrer langfristigen Wirkung angesichts begrenzter Mittel geachtet werden, ebenso wie auf eine zielführende Kontrolle (MÖCKEL

289

2014). Beispielsweise sollte nur das gefördert werden, was über die gute landwirtschaftliche Praxis hinausgeht. Eine Evaluation der Agrarumweltmaßnahmen, die zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie vorgesehen sind, wie sie zum Beispiel vom Thünen-Institut für das Land Nordrhein-Westfalen durchgeführt wurde, ist dringend zu empfehlen (REITER et al. 2008). Zum Beispiel ist die Frage nach der räumlichen Treffsicherheit, das heißt inwieweit Betriebe in besonders schützenswerten Gebieten zur Teilnahme motiviert werden, ein wichtiges Bewertungskriterium. In der Regel zeigen Agrarumweltmaßnahmen nur eine Wirkung in dem Zeitraum, in dem der Landwirt an dieser teilnimmt und nicht darüber hinaus. Auch aus diesem Grund hat der SRU erhebliche Zweifel, dass freiwillige Maßnahmen alleine ausreichen, und sieht den Bedarf, diese durch Nutzungseinschränkungen zu ergänzen. Dies gilt auch unter dem Gesichtspunkt, dass die Attraktivität für die Landwirte an Agrarumweltmaßnahmen teilzunehmen von sehr vielen Faktoren abhängig ist und nicht selten gerade auch in problematischen bzw. empfindlichen Gebieten und bei hochproduktiven Betrieben unzureichend ist (REITER et al. 2008; TRAUTMANN 2009; HOMM-BELZER 2009).

6.3.1.2.3

Landwirtschaftliche Beratung und Ausbildung zu Gewässerschutzfragen

375.

Die landwirtschaftliche Beratung bzw. konzeptionelle Maßnahmen (Tz. 372) stellen

ein weiteres wichtiges Standbein der ergänzenden Maßnahmen nach Wasserrahmenrichtlinie zur Minderung der landwirtschaftlichen Nährstoffeinträge dar (zur landwirtschaftlichen Beratung s. a. Tz. 308). In Deutschland fällt die landwirtschaftliche Beratung in die Zuständigkeit der Bundesländer. In den Bundesländern ist diese unterschiedlich geregelt und wird durch verschiedene Akteure wahrgenommen. Schematisch lassen sich nach THOMAS (2007) die landwirtschaftlichen Beratungsformen in den Ländern in vier Organisations- und Finanzierungsmodelle unterteilen: Staatliche Offizialberatung, Beratung durch Landwirtschaftskammern, Beratungsringe in Form eingetragener Vereine und Privatberatung. Die staatliche Offizialberatung, bei der die Beratung von den zuständigen Landesbehörden ausgeht, ist in Süddeutschland vorherrschend, während die Beratungslandschaft im Nordwesten Deutschlands und im Saarland durch die Landwirtschaftskammern geprägt und in Ostdeutschland rein privatwirtschaftlich organisiert ist (ebd.). Bei genauerer Betrachtung gibt es vielfältige Variationen und Mischformen. So existieren in nahezu allen Bundesländern parallel zur Offizialberatung Beratungsringe, Betriebsleiterarbeitskreise und private Beratungsunternehmen. Bei der staatlichen Offizialberatung wird die Beratung gleichzeitig mit den Hoheitsaufgaben wie Kontrolle und Ausbildung ausgeübt (ebd.). Dagegen unterscheiden sich die Landwirtschaftskammern zum Teil dadurch, welche Hoheitsaufgaben ihnen vom Land übertragen wurden und welche sie somit neben der Beratung erfüllen (s. a. Tz. 430). 376. Auch in der Ausgestaltung der Beratung und Einbindung in den Schutzansatz beste-

hen Unterschiede. Zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wird in der Regel eine Kombination unterschiedlicher Instrumente gewählt, von denen die Beratung einen wichtigen Teil

290

darstellt. Außerdem werden Anreize – wie das Angebot von Fördermaßnahmen – und Kooperationen genutzt, um die Bereitschaft zur Beratung zu erhöhen. Die Beratungsangebote sind zum Teil an die besonderen Standortbedingungen angepasst. Kooperative Ansätze, beispielsweise solche in denen versucht wird, gemeinsam Lösungen für die Stickstoffproblematik zu finden, werden als besonders Erfolg versprechend eingeschätzt und in verschiedenen Bundesländern praktiziert (Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen 2011; NLWKN 2014; THOMAS 2003). Ein Fachgespräch zum Thema Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie, welches der SRU am 30. Januar 2014 mit Gewässerschutzexperten aus den Bundesländern geführt hat, ergab, dass die fachliche Nähe des Beraters zur Landwirtschaft förderlich für die Akzeptanz der Beratung ist. Weitere zielführende Elemente, die genannt wurden, sind die Einbeziehung von Best-practice-Beispielen oder Modellbetrieben, in denen bereits entsprechende Maßnahmen umgesetzt wurden. Meist wird die direkte Beratung durch Informationsveranstaltungen oder -kampagnen ergänzt. 377. Für Nordrhein-Westfalen wurde die Gewässerschutzberatung der Landwirtschaft im

Zusammenhang mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie evaluiert (FOHRMANN und LIESENFELD 2012). Diese Evaluation soll im Folgenden dargestellt werden. Leider fehlen soweit ersichtlich vergleichbare Untersuchungen für andere Länder. Informationen zur Ausgestaltung der Gewässerschutzberatung in Niedersachsen und Baden-Württemberg finden sich auch in den folgenden Kapiteln (s. Tz. 381 ff.). In Nordrhein-Westfalen übernimmt die Landwirtschaftskammer wesentliche Aufgaben bei der Gewässerschutzberatung. Sie wurde vom Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz des Landes beauftragt, ein entsprechendes Konzept zu erarbeiten und umzusetzen (Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen 2004; 2011). Zum einen werden Beratungen im Rahmen von Kooperationsgemeinschaften zum Trinkwasserschutz, die schon mehr als zwanzig Jahre bestehen, zwischen Landwirten und der Wasserwirtschaft angeboten. Aufbauend auf diesen Erfahrungen wurde inzwischen auch in Gebieten außerhalb von Wasserschutzgebieten, in denen die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie im Grundwasser oder in Oberflächengewässern nicht eingehalten werden, ein Beratungskonzept umgesetzt. Der Beratungsschwerpunkt liegt in der Minderung diffuser Stoffeinträge, insbesondere von Stickstoff. Dabei wird unterschieden zwischen einer Grundberatung, die allen Landwirten in den belasteten Gebieten angeboten wird, einer Regionalberatung, die regionale Besonderheiten gezielt aufgreift sowie auf gruppendynamische Prozesse abzielt, und einer Intensivberatung, die einzelne Betriebe, die Flächen in besonders empfindlichen Bereichen bewirtschaften, wahrnehmen können (FOHRMANN und LIESENFELD 2012; Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen 2011). Bei der Grundberatung handelt es sich primär um überregionale Informationsveranstaltungen zu den Themen Stickstoffdüngung, betriebliches Nährstoffmanagement sowie Pflanzen- und Erosionsschutz. Die Regionalberatung ist als Vertiefung der Grundberatung zu verstehen. Zielkulisse sind von den Bezirksregierungen ausgewiesene, besonders wassersensible Gebiete innerhalb der Belastungsgebiete. In diesen Ge-

291

bieten werden alle dort wirtschaftenden Landwirte gezielt angesprochen und über die Besonderheit der Standorte und das Beratungsangebot aufgeklärt. Wichtige Elemente der Regionalberatung sind die Erprobung, Etablierung und Demonstration von gewässerschonenden Bewirtschaftungsverfahren. Inzwischen wurden in Nordrhein-Westfalen wie in Niedersachsen dreißig Modellbetriebe etabliert (DUNAJTSCHIK 2014). Bei der Intensivberatung handelt es sich um eine betriebsindividuelle und schlagspezifische Beratung. Das potenzielle Eintragsrisiko wird anhand von Intensitätskriterien zur Flächennutzung festgelegt. Zu den Faktoren gehören somit auch der vermehrte Betrieb von Biogasanlagen und der verstärkte Umbruch von Grünland. Zu den Beratungsschwerpunkten zählen zum Beispiel eine betriebs- und schlagspezifische Düngeplanung, Nmin-Beprobungen auf Einzelschlägen und die Optimierung der Wirtschaftsdünger- und Gärresteverwertung (Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen 2011). 378. Ziel des Beratungskonzeptes in Nordrhein-Westfalen ist es insbesondere, die Be-

lange des Gewässerschutzes noch stärker in die betrieblichen Abläufe und Verfahren einzubinden, die Akzeptanz von Agrarumweltmaßnahmen zu erhöhen und gewässerschonende Produktions- und Bewirtschaftungsformen langfristig zu etablieren. Die Beratung wird durch spezielle Förderprogramme in den belasteten Gebieten ergänzt. Die Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen weist auf messbare Erfolge der Beratung hin, aber auch darauf, dass in Regionen mit intensiver Tierhaltung und Gemüseanbau eine Intensivierung der bisherigen Arbeit erforderlich ist. Auch sollte nach Einschätzung der Kammer der Flächenbezug gestärkt werden und sich noch enger auf besonders sensible Regionen konzentrieren (Landwirtschaftskammer Nordrhein-Westfalen 2011). FOHRMANN und LIESENFELD (2012) weisen darauf hin, dass die Bereitschaft zur Mitarbeit in Trinkwasserschutzkooperationen in Nordrhein-Westfalen größer ist, als bei Landwirten, die außerhalb der Trinkwasserschutzgebiete wirtschaften. Ganz abgesehen davon, dass in Gebieten, in denen Trinkwasserkooperationen bestehen, die Beraterdichte deutlich höher ist. Wichtige Faktoren für die Motivation sind der Druck der Öffentlichkeit aufgrund einer besonderen Aufmerksamkeit, wenn es um den Trinkwasserschutz geht, gruppendynamische Prozesse zwischen den Landwirten bzw. Kooperationsmitgliedern und zum Teil rechtliche bzw. finanzielle Vorteile gegenüber Landwirten außerhalb von Kooperationsgemeinschaften (ebd.; THOMAS 2003). Da bei Kooperationsgemeinschaften die Bereitschaft zur Mitarbeit niedriger ist, sind Maßnahmen erforderlich, bis hin zu rechtlichen Verpflichtungen, diese zu erhöhen (dies ergab sich auch aus dem unter Tz. 376 erwähnten Fachgespräch). Allerdings wird auch darauf hingewiesen, dass sich die Produktionsstruktur der Landwirtschaft in Nordrhein-Westfalen in den letzten Jahren deutlich verändert hat. So hat zum Beispiel die Grünlandbewirtschaftung und die Rinderhaltung abgenommen, dafür der Anbau von Mais, Winterraps und Kartoffeln sowie die Haltung von Schweinen und Mastgeflügel zugenommen. Hinzu kommen Wirtschaftsdüngerimporte aus den Niederlanden. Schätzungen der

292

Landwirtschaftskammer NRW gehen von Importen in Höhe von 1,4 Millionen Tonnen Gülle im Jahr 2012 nach Nordrhein-Westfalen aus (DUNAJTSCHIK 2014). 379. In der Ausbildung zukünftiger Landwirte sollte der Umwelt- bzw. Gewässerschutz,

soweit das noch nicht der Fall ist, ebenfalls ein wichtiges Element darstellen. Hierbei ist es nicht nur wichtig, das Verständnis für den Gewässerschutz durch möglichst anschaulich durchgeführte Lehrangebote zu verbessern, Kompetenzen aufzubauen und für das Thema zu sensibilisieren, sondern auch das Eigeninteresse der zukünftigen Landwirte und der weiteren in dem Bereich tätigen Personen an dem Thema zu verstärken. Eigeninteresse kann wirtschaftlich motiviert sein, oder darauf beruhen, das der Landwirt interessiert ist, das negative Image als Umweltsünder umzukehren (s. a. THOMAS 2003). Eine stetige Anpassung der Ausbildung an den neusten Erkenntnisstand sollte selbstverständlich sein (dies ist auch ein Ergebnis des unter Tz. 376 erwähnten Fachgesprächs). Zwischenfazit 380. Aus Sicht des SRU ist es empfehlenswert, die Gewässerschutzberatungsprogramme

regelmäßig auf ihre Effektivität und Effizienz hin zu evaluieren, ähnlich wie es für NordrheinWestfalen geschehen ist. Wichtige Kriterien für die Bewertung sind die Annahme des Beratungsangebotes von den Landwirten, insbesondere in Problemgebieten, der Grad der Umsetzung der vorgeschlagenen Maßnahmen zum Gewässerschutz oder die Entwicklung der Stickstoffeinträge in der Zielkulisse. Auch sollte auf die Akzeptanz der Beratung, Konflikte mit anderen Verantwortlichkeiten der Berater und Innovation in der Beratung geachtet werden. Zu prüfen gilt des Weiteren, inwieweit das Beratungsangebot ausreichend an den Bedarf des Gewässerschutzes, beispielsweise hinsichtlich der zur Verfügung gestellten personellen Ressourcen, angepasst ist. Darüber hinaus schlägt der SRU vor, die Verbindlichkeit der Beratung zu stärken, beispielsweise indem in Problemgebieten eine verpflichtende Beratung eingeführt wird, an deren Kosten die Landwirte stärker beteiligt werden als bisher.

6.3.1.2.4

Länderbeispiele für Strategien zur Minderung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge

381.

Bei der Minderung der Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft im Rahmen der

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie bzw. dem Grundwasserschutz gehen die Bundesländer zum Teil unterschiedliche Wege. Im Folgenden werden zwei Beispiele ausführlicher vorgestellt. Beispiel Niedersachsen 382. Die Situation in Niedersachsen ist deshalb eine besondere, da dort die intensive

Landwirtschaft sehr deutlich zu Belastungen der Gewässer und des Grundwassers beiträgt. So erreichen etwa 42 % der Grundwasserkörper nicht den guten chemischen Zustand nach

293

Wasserrahmenrichtlinie aufgrund zu hoher Nitratgehalte (Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz 2014). In Niedersachsen wurde schon im Jahr 1992 eine Kooperation zwischen Wasserwirtschaft und Landwirtschaft ins Leben gerufen, um den Schutz des zur Trinkwassergewinnung genutzten Grundwassers vor diffusen Stoffeinträgen – insbesondere vor Nitrat – voranzubringen (QUIRIN 2011). Auslöser für das Kooperationsmodell war die Einführung einer Wasserentnahmegebühr in Niedersachsen, die für einen vorsorgenden und sanierenden Grundwasserschutz eingesetzt werden konnte. Im Jahr 2011 haben sich 375 Trinkwassergewinnungsgebiete, und damit 11,8 % der landwirtschaftlichen Fläche Niedersachsens, am Kooperationsmodell beteiligt. Das Modell beruht auf dem Prinzip der Freiwilligkeit. Dabei flossen etwa ein Drittel der Mittel in die Wasserschutzzusatzberatung, die restlichen zwei Drittel in freiwillige Vereinbarungen. Zu den freiwilligen Vereinbarungen zählten unter anderem solche zur zeitlichen Beschränkung der Ausbringung von tierischen Wirtschaftsdüngern, zur aktiven Begrünung von Ackerflächen (Zwischenfruchtanbau und Untersaaten), zum Einsatz bestimmter Ausbringungstechniken für Wirtschaftsdünger, zu einer reduzierten Bodenbearbeitung, zur Erstellung von Schlagbilanzen, zur Grünlanderneuerung und zur Umwandlung von Acker in Grünland. Am häufigsten wurden Verträge zu den drei erstgenannten Maßnahmen abgeschlossen. Neben den Maßnahmen, die aus Mitteln der Wasserentnahmegebühr bezahlt wurden, kamen noch Agrarumweltmaßnahmen zum Tragen (QUIRIN 2013). Ein wichtiger Indikator für die Erfolgskontrolle des Kooperationsmodells war der flächengewichtete Mittelwert der Stickstoff-Hoftorbilanzüberschüsse (Tz. 421) der Betriebe in den Trinkwassergewinnungsgebieten. Diese konnten im Zeitraum von 1998 bis 2010 von 94 kg auf 66 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr gemindert werden. Dabei hat sich der Wert seit 2008 nicht mehr verändert. Außerdem stieg die Anzahl der Grundwassermessstellen mit abnehmenden Nitratwerten im Zeitraum 2000 bis 2011 leicht an, die mit ansteigenden Nitratwerten nahm dagegen leicht ab (QUIRIN 2013). 383. Die Erfahrungen mit dem Kooperationsmodell – welches weiter fortgeführt wird –

flossen in die Maßnahmenprogramme zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie mit ein (NLWKN 2009). Die Umsetzung der Düngeverordnung ist unter den grundlegenden Maßnahmen mit dem Ziel der Nitratreduktion gemäß Wasserrahmenrichtlinie in Niedersachsen wie auch in den anderen Bundesländern das zentrale Element. Bei den ergänzenden Maßnahmen steht die Vermittlung und Umsetzung von speziellen Agrarumweltmaßnahmen beispielsweise die Förderung von Zwischenfruchtanbau und die Wasserschutzzusatzberatung im Vordergrund (s. Tz. 374), welche vor der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie nur in Trinkwasserschutzgebieten angeboten wurde (NLWKN 2014). Für eine fortlaufende Datenerhebung und -auswertung wurden repräsentative Modellbetriebe gewonnen. Zum Nachweis der Maßnahmenwirkung wird ein Erfolgsmonitoring unter Einbeziehung sowohl der Emission

294

(Stickstoffüberschüsse in der Fläche) als auch der Immission (gemessene Nitratkonzentration an den Monitoringmessstellen) durchgeführt (NLWKN 2009; 2014). Festzuhalten ist, dass die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Niedersachsen über die grundlegenden Maßnahmen hinaus auf den Prinzipien Freiwilligkeit und Kooperation beruht. Um die (vorgezogene) Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie zu unterstützen, wurden das EU-Life-Projekt WAgriCo (Water Ressources Management in Co-operation with Agriculture, 2005 bis 2008), welches mit britischen Partnern umgesetzt wurde, und dessen Folgeprojekt WAgriCo 2, das von 2008 bis Ende 2009 ausschließlich in Niedersachsen durchgeführt und aus Landesmitteln finanziert wurde, auf den Weg gebracht. Ziel der beiden Projekte war es, Konzepte und Strategien zur Reduktion diffuser Stoffeinträge aus der Landwirtschaft zu erarbeiten und in Pilotgebieten zu testen. Dafür wurden wichtige Akteure, wie zum Beispiel Landwirte, die Landwirtschaftskammer Niedersachsen und verschiedene Forschungseinrichtungen an der Erarbeitung eines Maßnahmenkatalogs beteiligt. Das Life Projekt WAgriCo war primär auf den Grundwasserschutz ausgerichtet, mit WAgriCo 2 wurde auch die Wirkung der landwirtschaftlichen Maßnahmen auf den Schutz der Oberflächengewässer untersucht. Ein Ergebnis des EU-Life-Projektes WAgriCo war, dass die frühzeitige aktive Einbindung der Landwirte und anderer betroffener Nutzergruppen einen wesentlichen Faktor für eine erfolgreiche Umsetzung der Maßnahmen darstellt, unter anderem um deren Akzeptanz für die Maßnahmen zu erhöhen. Im Folgeprojekt WAgriCo 2 wurde die Effektivität von einzelnen Maßnahmen des Maßnahmenkatalogs aus dem EU-Life-Projekt WAgriCo abgeschätzt. Dabei zeigte sich, dass beispielsweise eine Umwandlung von Ackerland in extensiv genutztes Grünland etwa 50 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr in den Böden binden kann, während Maßnahmen zur Reduzierung der Stickstoffdüngung wesentlich weniger effektiv sind (s. Abb. 6-10). Der Zwischenfruchtanbau hatte noch einen deutlichen Minderungseffekt auf den Herbst-Nmin-Gehalt in den Böden von 30 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Desweiteren zeigte es sich, dass der Zwischenfruchtanbau die größte Akzeptanz in der Landwirtschaft als Einzelmaßnahme hatte, dagegen stieß der ökologische Landbau auf geringe Akzeptanz der Akteure.

295

Abbildung 6-10 Potenzial landwirtschaftlicher Maßnahmen zur Minderung des mineralischen Stickstoffgehaltes im Herbst im Boden

Quelle: QUIRIN 2014, abgeleitet aus SCHMIDT und OSTERBURG 2010

384.

Bei der Gewässerschutzberatung, die die Agrarumweltmaßnahmen ergänzt, wird in

Niedersachsen ähnlich wie in Nordrhein-Westfalen ein kooperativer Ansatz verfolgt. Die Zielkulisse für die Beratung zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wurde auf der Basis der Verfehlung des guten chemischen Zustands der Grundwasserkörper und den Messwerten der Überblicksüberwachung festgelegt. Der inhaltliche Schwerpunkt der Beratung richtet sich auf die Minderung von Nährstoffeinträgen. Anhand von hydrogeologischen, hydrochemischen, hydrodynamischen und bodenkundlichen Eigenschaften wurde die Zielkulisse außerdem in Typflächen unterteilt. Das Ergebnis sind neun Beratungsgebiete mit einer Fläche von etwa 12.700 km2 in der circa 18.000 Land- und Gartenbaubetriebe wirtschaften. Der Beratungsauftrag wurde an private Ingenieurbüros und die niedersächsische Landwirtschaftskammer vergeben (NLWKN 2014). Die Beratung zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ersetzt nicht die sogenannte Wasserschutzzusatzberatung, die explizit auf den Trinkwasserschutz ausgerichtet ist. Landwirte können nur eine der beiden Beratungsformen in Anspruch nehmen. Zusätzlich wird seit 2014 zum Schutz von Oberflächengewässern in drei Pilotgebieten (Mittlere Weser, Mittlere Ems Süd und Aller links) eine kombinierte Oberflächen- und Grundwasserschutzberatung erprobt. Innerhalb der Beratungsgebiete werden die betroffenen Landwirte und Gärtner aktiv von den Beratern angesprochen. Die Beratung ist freiwillig und kostenfrei. Finanziert wird die Beratung vollständig vom Land Niedersachsen aus Mitteln der Abwasserabgabe (FOHRMANN und LIESENFELD 2012). Zum Beratungsangebot gehören sowohl Informationsangebote, zum Beispiel über Rundbriefe, Vorträge und Veranstaltungen, als auch Gruppenberatungen oder Feldtage sowie eine einzelbetriebliche Beratung, die insbesondere Modellbetriebe adressiert. Modellbetriebe werden zum einen genutzt, um weitere Kenntnisse und Erfahrun-

296

gen zu gewinnen, sie sollen aber auch Multiplikatorenfunktionen übernehmen, was durch Feldbegehungen und Gruppenberatungen unterstützt wird. FOHRMANN und LIESENFELD (2012) kritisieren an dem niedersächsischen Programm, dass die Annahme von Agrarumweltmaßnahmen, die zusammen mit der Beratung zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie angeboten wurden, nicht sehr groß ist. So wurden im Jahr 2011 nur 3,6 % der bereitgestellten Fördermittel ausgeschöpft. In den darauf folgenden Jahren sind die eingesetzten Mittel, die über ELER und Kofinanzierung aus Landesmitteln aus der Abwassergabe finanziert werden, nur minimal gestiegen (KRÜGER 2013). 385. In den letzten Jahren kam es in Niedersachsen zu einer deutlichen Veränderung der

Verteilung der Anbauflächen, was sich ebenfalls auf den Erfolg der oben genannten Maßnahmen zur Minderung der Nährstoff- bzw. Stickstoffeinträge auswirkte. So hat sich die Anbaufläche für Energiepflanzen 2004 bis 2011 mehr als versechsfacht (s. Tab. 6-6). Insbesondere der Maisanbau hat sehr deutlich zugenommen. Die Ausweitung der Flächen für den Energiepflanzenanbau ist tendenziell mit einer Zunahme der Nährstoffeinträge in die Böden und Wasserkörper verbunden (s. a. Tz. 235). Tabelle 6-6 Entwicklung der Anbaufläche für nachwachsende Rohstoffe in Niedersachsen von 2004 bis 2011
Energiepflanzen Raps und sonst. Ölpflanzen für Biodiesel Energiegetreide und Zuckerrüben für Bioethanol Biogas Energiepflanzen davon….. Mais Zuckerrüben, Sonnenblumen, Getreide u.a. Grasaufwuchs/ Grünland Schnellwuchsplantagen u.a. Summe Energiepflanzenfläche inkl. Grünland Stoffliche Nutzung 2004 33.000 2005 43.500 2006 65.000 Anbaufläche in Hektar 2007 2008 65.000 50.000 2009 45.000 2010 45.000 2011 45.000

7.000

8.500

16.500

16.000

16.000

15.000

15.000

15.000

4.600

24.750

72.500

116.500

132.500

180.000

220.000

250.000

4.600 -

24.500 -

70.000 2.000

110.000 5.000

115.000 15.000

153.000 17.000

180.000 20.000

205.000 25.000

44.600

250 76.750

500 154.000

1.500 200 197.700

2.500 200 198.700

10.000 200 240.200

20.000 700 280.700

20.000 1.000 311.000

-

33.000

30.000

30.000

30.000

30.000

30.000

20.000

Quelle: FNR 2012, verändert

Beispiel Baden-Württemberg 386. Die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie gestaltet sich in Baden-Württemberg an-

ders als in Niedersachsen. In Baden-Württemberg fußt die Bekämpfung der Grundwasserbelastung durch Nitrat insbesondere auf zwei Instrumenten, und zwar auf der Schutzgebiets-

297

und Ausgleichsverordnung in der geltenden Fassung vom 20. Februar 2001 (SchALVO) und dem Programm zum Marktentlastungs- und Kulturlandschaftsausgleich (MEKA). Beide Instrumente wurden schon früh ins Leben gerufen: Die SchALVO im Jahr 1988, das MEKA im Jahr 1992. Somit wurden im Rahmen dieser Programme bereits im Vorfeld der Bewirtschaftungspläne zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie Maßnahmen ergriffen (Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg 2012). 387. Die SchALVO „dient dem Schutz von Rohwässern der öffentlichen Wasser-

versorgung in Wasserschutzgebieten und in als Wasserschutzgebiete vorgesehenen Gebieten vor Beeinträchtigungen durch Stoffeinträge aus der Landbewirtschaftung“ (§ 1 SchALVO). So sollen unter anderem Nitrateinträge gemindert und nitratbelastete Grundwasservorkommen schnellstmöglich saniert werden. Zu diesem Zweck wird die ordnungsgemäße Landbewirtschaftung in den Wasserschutzgebieten eingeschränkt (s. Tab. 6-7). Die durch die Beschränkung auftretenden wirtschaftlichen Nachteile für die Landwirte können, soweit sie über die Vorgaben der ordnungsgemäßen Landbewirtschaftung hinausgehen, durch Ausgleichsleistungen kompensiert werden (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2014; s. a. Tz. 396). Die Wasserschutzgebiete werden nach der Nitratbelastung des Grundwassers und deren Veränderung im Zeitverlauf in gering belastete Gebiete sowie Problem- und Sanierungsgebiete unterteilt. Ein Problemgebiet beginnt zum Beispiel ab einer Nitratbelastung oberhalb von 25 mg/l und einem Anstieg der Belastung im Fünfjahresmittel über 0,5 mg/l. Die Schutzbestimmungen orientieren sich an dieser Einstufung. So gelten in gering belasteten bzw. Normalgebieten, die in Tabelle 6-7 dargestellten Schutzbestimmungen. Dabei wird das Trinkwasserschutzgebiet wie im Wasserhaushaltsgesetz vorgesehen in Schutzzonen I, II, und III eingeteilt. In Schutzzone I bzw. dem Fassungsbereich ist nur eine Grünland-Mähnutzung erlaubt. In den Schutzzonen II und III ist dagegen eine intensivere Bewirtschaftung möglich. In Merkblättern werden die jeweiligen Schutzbestimmungen für unterschiedliche Nutzungen wie zum Beispiel den Anbau von Mais oder Raps weiter ausgeführt (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2014). In den Problem- und Sanierungsgebieten gelten noch strengere Schutzbestimmungen als die, die in Tabelle 6-7 genannt werden. Sie betreffen insbesondere auch die Düngung (mit Auflagen zur Vermeidung von Nitratauswaschungen), die Begrünung der Fläche (möglichst ganzjährig) und die Fruchtfolgen (§ 5 SchALVO). Ausgleichszahlungen müssen von den Landwirten nach entsprechenden Vorgaben beantragt werden. Die Bewilligung dieser Anträge sowie die Festsetzung der jeweiligen Zahlungen sowie Ausnahmen stehen in der Verantwortung der unteren Landwirtschaftsbehörde (§ 14 SchALVO). Auch wirkt diese an der Überwachung der Einhaltung der Verpflichtungen aufgrund dieser Verordnung mit. Die Nichteinhaltung bzw. Verstöße gegen die Schutz-

298

bestimmungen gelten als Ordnungswidrigkeit und können zur Einstellung der Ausgleichszahlungen sowie Verhängung von Bußgeldern führen (§ 16 SchALVO). Tabelle 6-7 Schutzbestimmungen in den Wasserschutzgebieten nach SchALVO
Zonen I (Fassungsbereich) II (engere Schutzzone) Schutzbestimmung – Nur Grünland-Mäh-Nutzung (unter Abfuhr des Mähgutes) und forstwirtschaftliche Nutzung zulässig – Einsatz von Dünger und Pflanzenschutzmittel verboten – Verbot flüssiger Wirtschaftsdünger tierischer Herkunft und Silagesickersaft sowie ähnliches – Verbot von Sekundärrohstoffdüngern, ausgenommen rein pflanzlicher Herkunft – Zusätzlich auf A-Böden (auswaschungsgefährdete Böden und Moor- und Anmoorböden) – nur Rottemist zulässig – Verbot von Tierpferchen – Weidennutzung nur bei angepasstem Tierbesatz ohne nachhaltige Narbenzerstörung und mit versetzten Viehtränken – Kein Umbruch von Dauergrünland – Keine Anwendung von Terbuthylazin oder Tolyfluanid – Einhaltung ordnungsgemäßer Landbewirtschaftung (Nitratauswaschung ist zu verhindern)

II, III (engere und weitere Schutzzone)

Quelle: § 4 SchALVO

388.

Der flächendeckende Schutz von Oberflächen- und Grundwasserkörpern wird über

das Agrarumweltprogramm MEKA abgedeckt. Die dritte Förderperiode des MEKAProgramms (MEKA III) wurde Ende 2013 abgeschlossen. MEKA III verfolgt das Ziel, die Kulturlandschaft zu erhalten und bestehende extensive Landnutzungsformen zu fördern. Wie alle Agrarumweltmaßnahmen – und im Unterschied zur SchALVO – basiert dieses auf dem Prinzip der Freiwilligkeit. Die Dauer der eingegangenen Verpflichtungen beläuft sich auf fünf Jahre. Die Finanzierung erfolgt über Mittel der EU, des Bundes und des Landes BadenWürttemberg (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012a). Die Maßnahmenbereiche, die im Rahmen von MEKA gefördert werden, umfassen – umweltbewusstes Betriebsmanagement, – Erhaltung der Kulturlandschaft, – Sicherung landschaftspflegender Nutzungen (z. B. Streuobstwiesen) und besonders gefährdeter Nutzungen (z. B. Erhaltung gefährdeter Nutztierrassen), – Verzicht auf chemisch-synthetische Produktionsmittel, – extensive und umweltschonende Pflanzenerzeugung, – Anwendung biologischer/biotechnischer Maßnahmen im Pflanzenschutz und – Erhaltung besonders geschützter Lebensräume.

299

Zu den Einzelmaßnahmen gehört zum Beispiel die umweltfreundlichere Ausbringung von flüssigen Wirtschaftsdüngern. Damit ist gemeint, dass ausschließlich emissionsarme und verteilgenaue Techniken wie Schleppschlauch und Gülleinjektor eingesetzt werden müssen, mindestens einmal jährlich eine Laboranalyse des Wirtschaftsdüngers auf seinen Stickstoffgehalt erfolgt und ausschließlich Dünger von eigenen Tieren verwendet wird. Ein anderes Beispiel betrifft die extensive Grünlandbewirtschaftung mit Vorgaben zum maximalen Viehbesatz, zur Weidepflege, zur Nutzungszeit und zu den Gülleaufzeichnungspflichten sowie dem Verbot des Grünlandumbruchs (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012b). Im Jahr 2011 wurden 363.000 ha bzw. 65 % des gesamten Dauergrünlands des Landes Baden-Württemberg durch MEKA gefördert (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012a). Dies betrifft zum Beispiel auch die Erhaltung bzw. die extensive Bewirtschaftung von besonders geschützten Biotopen der FFH-Richtlinie. Je nach Effektivität der Maßnahmen werden diese entsprechend einer Punktezuordnung vergütet. So erhalten zum Beispiel Landwirte bei Einführung oder Beibehaltung der ökologischen Landwirtschaft eine deutlich höhere Vergütung als bei Maßnahmen im Betriebsmanagement (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012b). 389. Als Ergänzung bzw. Bestandteil der Programme SchALVO und MEKA III bzw. zur

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wird in Baden-Württemberg von den Landwirtschaftsämtern eine Gewässerschutzberatung angeboten. Dafür wurden die zuerst zur Umsetzung von der SchALVO eingerichteten Beratungsangebote auf Problem- und Sanierungsgebiete ausgedehnt. Die Beratung im Zusammenhang mit den MEKA III-Maßnahmen erfolgt primär über die Landwirtschaftsämter. Die Teilnahme an diesem Beratungsangebot ist freiwillig. 390. Die Ergebnisse der beiden Programme SchALVO und MEKA werden von den verant-

wortlichen Ministerien durchweg positiv bewertet. Nach Aussage des Ministeriums für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft des Landes Baden-Württemberg wurden die NitratRichtlinie bzw. die Düngeverordnung und das landwirtschaftliche Fachrecht bis zum Jahr 2012 vollständig umgesetzt (Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft BadenWürttemberg 2012). Die Akzeptanz, an dem MEKA-Programm teilzunehmen, ist sehr hoch. So haben im Jahr 2011 etwa 70 % der Direktzahlungsempfänger in Baden-Württemberg mit rund 70 % ihrer Flächen an dem Programm MEKA III teilgenommen (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012b; IfLS et al. 2014). Allerdings hat die geförderte Fläche im Jahr 2013 im Vergleich zum Vorjahr um etwa 17 % abgenommen. Begrüßt wird der kontinuierliche Zuwachs an ökologisch bewirtschafteten Flächen in Baden-Württemberg, die im Jahr 2011 8 % der landwirtschaftlich genutzten Flächen insgesamt ausmachten (Statistisches Landesamt Baden-Württemberg 2012). Das

300

Ziel der deutschen Nachhaltigkeitsstrategie liegt bei 20 % (Bundesregierung 2012). Im Zeitraum von 1994 bis 2012 hat der mittlere Nitratgehalt des Grundwassers (gemessen im Herbst) in Baden-Württemberg um etwa 21 % abgenommen (Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg 2012a). Allerdings wird immer noch an jeder zehnten Landesmessstelle der Grenzwert von 50 mg/l Nitrat überschritten (LUBW 2013). Es gibt auch kritische Anmerkungen zum Erfolg der beiden Programme. Nach STOCK (2011) stehen MEKA-Maßnahmen in Konkurrenz zum Biomasseanbau und zur Aufforstung. Dies erklärt unter anderem, warum in Grünlandregionen im Gegensatz zu intensiv genutzten Regionen die Beteiligung am MEKA-Programm groß ist. Außerdem wird der finanzielle Aufwand von MEKA III und SchALVO mit jährlich etwa 97 Mio. Euro (für die Förderperiode bis 2013) als hoch eingeschätzt, wobei das Agrarumweltprogramm MEKA III im Vergleich zu ähnlichen Programmen anderer Bundesländer als besonders umfangreich auffällt (FOHRMANN und LIESENFELD 2012). Des Weiteren konnten die diffusen Nährstoffbelastungen der Oberflächengewässer in Baden-Württemberg kaum gemindert werden. Eine hierfür wichtige Maßnahme ist die Ausweisung ausreichend breiter bzw. ökologisch wirksamer Gewässerrandstreifen. Offensichtlich sind die ordnungsrechtlichen Vorgaben zur Breite der Gewässerrandstreifen nicht ausreichend. Bei der Ausweisung von Gewässerrandstreifen scheint es Schwierigkeiten zu geben, die mit einem Mangel an Ausgleichsflächen bzw. Flächenkonkurrenzen begründet werden (Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg 2012). Eine Kritik an der Wasserschutzberatung in Baden-Württemberg kommt von HENNIES (2005). Der Autor zeigt in seiner Analyse aus dem Jahr 2005 neben Vorteilen auch Nachteile der zentralen, flächendeckenden Offizialberatung auf, so zum Beispiel die geringe Zeit für Beratung aufgrund gleichzeitig anfallender Kontroll- und Verwaltungsaufgaben, wie auch der Konflikt zwischen Kontrolle und Beratung (ebd.). Derzeit ist vorgesehen, das MEKA-Programm neu zu gestalten. So soll es in Förderprogramm für Agrarumwelt, Klimaschutz und Tierwohl (FAKT) umbenannt und noch stärker auf den Umwelt- und Naturschutz sowie das Tierwohl ausgerichtet werden („Neues Förderprogramm für Agrarumwelt, Klimaschutz und Tierwohl“, Pressemitteilung des Ministeriums für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz Baden-Württemberg vom 23. Mai 2014). Der Klima- und Ressourcenschutz als wichtige Herausforderungen werden ausdrücklich gewürdigt, nicht aber der Gewässerschutz. Für die Förderperiode 2014 bis 2020 ist ein Finanzvolumen von etwa 630 Mio. Euro geplant. Im Rahmen des Projektes „Beratung 2020“ wird derzeit auch die landwirtschaftliche Beratung in Baden-Württemberg überarbeitet. Allerdings findet sich in dem aktuellen Entwurf (Stand Mai 2014) kein Vorschlag für eine Neufassung der Gewässerschutzberatung (LEL 2014).

301

6.3.1.2.5
391.

Maßnahmen auf kommunaler Ebene

Im Verantwortungsbereich der Kommunen sind ebenfalls Maßnahmen notwendig, um

die Stickstoffeinträge zu mindern, damit das Ziel eines guten Zustands der Gewässer erreicht werden kann. Dabei steht die Abwasserreinigung im Vordergrund. Bei der kommunalen Abwasserentsorgung wurden in der Vergangenheit bereits deutliche Erfolge insbesondere hinsichtlich des Anschlusses der Haushalte an Kläranlagen und des Ausbaus der Anlagen und Reinigungsstufen gemacht (z. B. durch den Bau einer nachgeschalteten Denitrifikation). In den kommunalen Kläranlagen in Deutschland werden immerhin 81 % des Stickstoffs eliminiert (JEKEL et al. 2014). Der Anschlussgrad privater Haushalte an die öffentliche Kanalisation in Deutschland ist im europäischen Vergleich mit 96,6 % im Jahr 2010 hoch (Statistisches Bundesamt 2013b). In den neuen Bundesländern ist er mit 90,4 % etwas niedriger. Allerdings ist der Anschlussgrad nicht damit gleichzusetzen, dass das erfasste Wasser vollständig einer Abwasserbehandlung bzw. Denitrifikation zugeführt wird. So wurde in Thüringen im Jahr 2010 das Abwasser von etwa 20,1 % der Einwohner, die an die öffentliche Kanalisation angeschlossen waren, direkt ohne vorherige Behandlung eingeleitet. Die Bundesländer sind, wie das Beispiel Thüringen zeigt, bemüht, die Abwasserbehandlung weiter zu optimieren (Thüringer Ministerium für Landwirtschaft, Forsten, Umwelt und Naturschutz 2013). Auch bei der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie sind Maßnahmen in diesem Bereich vorgesehen. Diese reichen vom Kläranlagenausbau und -neubau über Umrüstung bestehender Anlagen bis hin zur Optimierung des Betriebs der Anlagen oder auch zum Anschluss bisher nicht angeschlossener Gebiete an bestehende Kläranlagen (LAWA 2013). 392. Ein besonderes Problem stellt weiterhin die Ableitung des Niederschlagswassers dar,

über die Schad- aber auch Nährstoffe auf verschiedenen Wegen in die Oberflächengewässer gelangen können. Bei Trennsystemen, das heißt Kanälen, in denen Niederschlags- und Schmutzwasser getrennt abgeleitet werden, kann auch mit Stickstoffverbindungen belastetes Niederschlagswasser ohne Vorbehandlung in Oberflächengewässer gelangen. Ältere Regenbecken im Mischsystem entsprechen häufig nicht mehr dem Stand der Technik. Die Folge davon ist, dass bei starken Regenereignissen Regenwasser gemischt mit Abwasser in die Flüsse gelangt und zur Nährstoffbelastung beiträgt. Hinzu kommt in Mischsystemen, dass manche Kläranlagen bei starken Regenereignissen überlastet sind. Aufgrund der großen Verdünnung des Schmutzwassers bzw. des größeren Durchflusses wird die Reinigungsleistung der Anlage herabgesetzt, sodass erhöhte Nährstofffrachten über den Ablauf in die Gewässer gelangen. Somit besteht Bedarf, die Niederschlagswasserbehandlung im urbanen Raum weiter zu optimieren. In mehr als der Hälfte der Planungseinheiten der Oberflächengewässer sind Maßnahmen zur Optimierung der Mischund Niederschlagsentwässerung vorgesehen. Eine Möglichkeit ist eine bessere Sammlung des Regenwassers. Eine Reduktion des erfassten Regenwassers lässt sich durch Unterstützung der natürlichen Versickerung und Verdunstung zum Beispiel durch den Bau von

302

Regenrückhaltebecken oder Retentionsbodenfiltern erreichen. Dem steht die weiterhin hohe jährliche Umnutzung von land- und forstwirtschaftlichen Flächen zu Siedlungs- und Verkehrsflächen – das Vierjahresmittel der Jahre 2009 bis 2012 lag bei circa 74 ha pro Tag – beziehungsweise die zunehmende Versiegelung entgegen. Dies trägt zu einer Zunahme der Einleitung von Niederschlagswasser bei (BMU 2010; 2013a; UBA 2014a; Statistisches Bundesamt 2013a).

6.3.1.2.6
393.

Hemmnisse bei der Umsetzung und erste Bewertungen

Die Landwirtschaft ist der Hauptemittent für Stickstoffeinträge ins Grundwasser und in

die Oberflächengewässer und steht somit bei den Maßnahmen zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtline im Vordergrund. Der Fokus der grundlegenden Maßnahmen liegt auf der Umsetzung der Düngeverordnung. Bei den ergänzenden Maßnahmen handelt es sich in erster Linie um Agrarumweltmaßnahmen und landwirtschaftliche Beratung. Weitergehende ordnungsrechtliche und ökonomische Instrumente sind kaum vorgesehen. Auf der Basis der Daten, die von den Bundesländern zum Umsetzungsstand der Wasserrahmenrichtlinie an die Kommission berichtet werden, ist noch nicht ableitbar, ob die geplanten Maßnahmen ausreichen werden, um die Stickstoffziele der Wasserrahmenrichtlinie zu erreichen. Alleine der Umsetzungsstand der Maßnahmen bzw. der hohe Anteil noch nicht umgesetzter Maßnahmen sowie erste Einschätzungen aus den Bundesländern weisen aber darauf hin, dass eine Zielerreichung in naher Zukunft bzw. mindestens im ersten und im zweiten Bewirtschaftungszyklus der Wasserrahmenrichtlinie (Tz. 360) nicht gelingen wird (s. a. LLUR SH 2014). Es gibt sogar erhebliche Zweifel, dass dies bis zum Jahr 2027 möglich ist (Europäischer Rechnungshof 2014; s. a. Kritik der Europäischen Kommission an deutscher Umsetzung: Europäische Kommission 2012a). Auch der SRU hat erhebliche Bedenken, dass mit der Umsetzung bestehender Vorgaben für die Landwirtschaft und freiwilligen Maßnahmen eine vollständige Erreichung der Ziele der Wasserrahmenrichtlinie gelingen wird. Außerdem wird bei den Maßnahmen, die die Landwirtschaft adressieren, dem Verursacherprinzip, wie es in der Richtlinie vorgesehen ist, nicht hinreichend Rechnung getragen. Die Beispiele aus den Bundesländern zeigen, dass in Trinkwasserschutzgebieten ein kooperativer Ansatz durchaus Wirkung zeigen kann. Wobei Baden-Württemberg im Unterschied zu Niedersachsen und Nordrhein-Westfalen auf ordnungsrechtliche Vorgaben setzt, deren Einhaltung zum Teil über Ausgleichszahlungen kompensiert wird. Dagegen stoßen außerhalb von Wasserschutzgebieten Agrarumweltmaßnahmen und landwirtschaftliche Beratung auf geringe Akzeptanz bei den Landwirten und somit ein rein auf Freiwilligkeit beruhender Ansatz an seine Grenzen. Agrarumweltmaßnahmen sind offensichtlich gerade für Intensivbetriebe wenig attraktiv. Auch ist die Frage nach der Effizienz und Wirkung der angebotenen Agrarumweltmaßnahmen und der Wasserschutzberatung nicht ausreichend geklärt bzw.

303

wird nicht zufriedenstellend evaluiert. Trotz der essenziellen Bedeutung des Vollzugs für die Zielerreichung der ergriffenen Maßnahmen mangelt es weitgehend an belastbaren und differenzierten empirischen Analysen und Fallstudien zu den Erfolgsbedingungen und Hemmnissen des Vollzugs. Der SRU empfiehlt dringend weitergehende Untersuchungen zu den genannten Fragestellungen. Ergebnisse aus entsprechenden Studien sind für eine Weiterentwicklung der Programme zur Minderung der Stickstoffbelastung in den Gewässern dringend erforderlich. Die steigende Konzentration der Tierhaltung in manchen Regionen (Tz. 223) und die zum Teil sehr deutliche Zunahme des Biomasseanbaus (Tz. 234) zur Energiegewinnung führen zu einem vermehrten Eintrag von Stickstoff in die Gewässer und stehen somit der Umsetzung der Stickstoffziele der Wasserrahmenrichtlinie entgegen. Beide Entwicklungen sind mit verantwortlich dafür, dass es in einigen Regionen trotz intensiver Bemühungen zur Belastungsminderung sogar zu einer Verschlechterung der Grundwasserqualität kommt. Gleichzeitig steigen die Kosten für Agrarumweltmaßnahmen. Die Förderung des Anbaus von Biomasse zur Energiegewinnung konterkariert die Bemühungen zur Minderung der Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft und damit die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie.

6.3.2

Wasserrechtliche Instrumente zur Minderung der Stickstoffeinträge in die Binnengewässer und ins Grundwasser
Wie dargestellt besteht zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie die Möglichkeit,

394.

auf bestehende ordnungsrechtliche Vorschriften zurückzugreifen. So können Gewässerrandstreifen, die Ausweisung von Wasserschutzgebieten und ein wasserrechtliches Zulassungsverfahren zur Düngung zur Minderung der Stoffeinträge in die Oberflächengewässer beitragen. Aktivitäten zum Hochwasserschutz weisen zum Teil enge Synergien mit Minderungsmaßnahmen der Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer auf. Gewässerrandstreifen 395. Nach § 38 Absatz 1 WHG dienen Gewässerrandstreifen unter anderem der Erhaltung

und Verbesserung der ökologischen Funktionen oberirdischer Gewässer und der Verminderung von Stoffeinträgen aus diffusen Quellen. Die Breite von Gewässerrandstreifen im Außenbereich ist im Wasserhaushaltsgesetz mit 5 m festgelegt, in diesen ist der Umgang mit wassergefährdenden Stoffen untersagt. Allerdings nimmt § 38 Absatz 4 WHG die Anwendung von Pflanzenschutzmitteln und Düngemitteln von diesem Verbot aus. Für diese Tätigkeiten regelt die Düngeverordnung spezialgesetzlich in § 3 Absatz 6, dass ein Abstand von 3 m einzuhalten ist. Allerdings ist nicht nachvollziehbar, warum die Anwendung von Pflanzenschutzmitteln und Düngemitteln weitergehend zulässig ist als andere Tätigkeiten, weil sowohl Dünger als auch Pflanzenschutzmittel die Funktionen der Oberflächengewässer erheblich beeinträchtigen können. Entsprechend haben einige Länder strengere Vorgaben

304

festgelegt. Beispielsweise wurden in Bremen die Gewässerrandstreifen im Außenbereich auf 10 m Breite festgelegt und eine Düngung in diesem an natürlichen Gewässern verboten (§ 21 Bremisches Wassergesetz). Der SRU ist der Auffassung, dass die Breite der Gewässerrandstreifen in Übereinstimmung mit der Empfehlung der LAWA aus dem Jahr 2002 (LAWA und LABO 2002) auf 10 m erweitert werden und die Verwendung von Dünger in Gewässerrandstreifen generell verboten werden sollte. Dabei ist noch zu beachten, dass die Länder nach § 2 Absatz 2 WHG kleine Gewässer von wasserwirtschaftlich untergeordneter Bedeutung einschließlich Be- und Entwässerungsgräben von dem Anwendungsbereich des Gesetzes ausnehmen können (MÖCKEL 2014). Somit gelten für diese keine Abstandsregeln. Nach MÖCKEL (ebd.) haben alle Bundesländer außer Rheinland-Pfalz Be- und Entwässerungsgräben ausgenommen. Dies ist auch deshalb besonders problematisch, da die Entwässerungsgräben in der Regel in andere Oberflächengewässer entwässern und somit die Nährstoffe weitertransportiert werden. Aus diesem Grunde und angesichts der Tatsache, dass eine Gewässerrandstreifenausweisung an solchen kleinen Gewässern schwierig sein könnte, empfiehlt der SRU den Bundesländern, wenigstens über das Ergreifen anderer Maßnahmen zur Minderung der Stickstoffeinträge beizutragen. Ausweisung von Wasserschutzgebieten 396. Wasserschutzgebiete sind ein wichtiges Instrument zum Grundwasserschutz. In

Deutschland waren im Jahr 2013 30.045 Wasserschutzgebiete, was etwa 14,1 % der Landesfläche ausmacht, ausgewiesen (JEKEL et al. 2014; s. Abb. 6-11). Landesregierungen oder andere ermächtigte Landesbehörden können zum Schutz des Allgemeinwohls Wasserschutzgebiete ausweisen (§ 51 WHG). Die hierfür festgelegten Gründe sind
– Gewässer für die derzeitige oder zukünftige Wasserversorgung vor nachteiligen Einwir-

kungen zu schützen,
– das Grundwasser anzureichern oder – schädliches Abfließen von Niederschlagswasser sowie das Abschwemmen und den Ein-

trag von Bodenbestandteilen, Dünge- oder Pflanzenschutzmitteln in Gewässer zu vermeiden. In Wasserschutzgebieten können bestimmte Aktivitäten verboten oder beschränkt und die Eigentümer von Grundstücken verpflichtet werden, bestimmte Handlungen vorzunehmen bzw. Maßnahmen zuzulassen (§ 52 Abs. 1). Beispielsweise kann in Wasserschutzgebieten auf landwirtschaftlichen Flächen der Umbruch von Dauergrünland oder der Einsatz von Düngemitteln untersagt werden (MÖCKEL 2014; CZYCHOWSKI und REINHARDT 2010).

305

Abbildung 6-11 Wasserschutzgebiete in Deutschland

Quelle: JEKEL et al. 2014

306

Trinkwasserschutzgebiete werden in Zonen mit unterschiedlichen Schutzbestimmungen unterteilt (Tab. 6-8). Je nachdem, welche Schutzzone für das Gebiet festgesetzt wurde, sind dort unterschiedliche Beschränkungen möglich. In Schutzzone I sind sämtliche Aktivitäten und somit auch die landwirtschaftliche Nutzung als gefährlich und in der Regel nicht tragbar bzw. zu prüfen eingeschätzt. Dies betrifft in Schutzzone II nur bestimmte Aktivitäten, wie zum Beispiel die Düngung mit Wirtschaftsdüngern und Sekundärrohstoffen, aber auch den Betrieb von Fischteichen und Abwasserreinigungsanlagen. In Schutzzone III gehören zu den Aktivitäten, die eingeschränkt werden können, Viehtränken an oberirdischen Gewässern und Massentierhaltungen (Tab. 6-8). Tabelle 6-8 Ausdehnungen von Trinkwasserschutzgebietszonen und dort festgelegte Beschränkungen
Wasserschutzgebiete Zonen Ausdehnung I Unmittelbare Umgebung der Fassungsanlage (Brunnen) II Engere Schutzzone. Beim Grundwasserschutz ist die Grenze die 50-Tage-Linie (von dieser Linie benötigt das Grundwasser 50 Tage bis zum Erreichen der Fassungsanlage). Bei Talsperren liegt die Grenze entlang der oberirdischen Zuflüsse (ev. in Teilzone A und B unterteilt). Schutz vor Verunreinigungen durch pathogene Mikroorganismen sowie sonstige Beeinträchtigungen III Weitere Schutzzone. Umfasst nach Möglichkeit das gesamte Wassereinzugsgebiet (ev. in Teilzone A und B unterteilt).

Ziel

Schutz der Fassungsanlage

Schutz vor weitreichenden Beeinträchtigungen, besonders durch nicht oder nur schwer abbaubare chemische oder radioaktive Verunreinigungen u sonstigen Beeinträchtigungen sowie vor Eutrophierung Viehtränken an oberirdischen Gewässern, Viehtrieb durch das Gewässer, Viehansammlungen, Pferchhaltung, Massentierhaltungen; Einleiten von Abwasser; Betrieb von Fischzuchtbetrieben und Fischteichen mit Fütterung

Beispiele für (sehr) gefährliche und in der Regel nicht tragbare bzw. zu prüfende Handlungen

Sämtliche Nutzungen mit Ausnahme solcher, die der Aufrechthaltung der Gewinnung dienen.

Düngung mit Wirtschaftsdüngern und Sekundärrohstoffen; Umbruch von Dauergrünland; offene Lagerung und unsachgemäße Anwendung von Mineraldünger; Betrieb von Lagern für Jauche, Gülle und Silagesickersaft; Betrieb von Fischteichen; Betrieb von Abwasserreinigungs-anlagen

SRU/SG 2015/Tab. 6-8; Datenquelle: WHG; DVGW-Arbeitsblatt W 101: Richtlinien für Trinkwasserschutzgebiete, I. Teil: Schutzgebiete für Grundwasser; DVGW-Arbeitsblatt W 102: Richtlinien für Trinkwasserschutzgebiete, II. Teil: Schutzgebiete für Talsperren

Wasserschutzgebiete dienen primär dem Trinkwasser- und Heilwasserschutz sowie der Erhaltung von Grundwasser als zukünftige Trinkwasserressource. Allerdings ist es auch

307

möglich, Wasserschutzgebiete alleine auszuweisen, um die Wasserkörper vor Belastungen durch die Landwirtschaft zu schützen. Bisher scheint aber die letztgenannte Möglichkeit in der Praxis kaum zum Tragen zu kommen (CZYCHOWSKI und REINHARDT 2010). Dabei könnten über diesen Weg besondere gebietsspezifische Anforderungen an die Landwirtschaft gestellt und somit auch zur Umsetzung der Ziele der Wasserrahmenrichtlinie beitragen. Der SRU empfiehlt den Ländern, dieses Instrument neben dem Schutz von derzeitigen und zukünftigen Trinkwasserressourcen auch zur Belastungsminderung in Hotspot-Regionen und zum Schutz von Gewässern, die besonders sensibel gegenüber Stickstoffeinträge sind, verstärkt einzusetzen. Allerdings ist für den Fall, dass eine Anordnung erhöhte Anforderungen festlegt, die die ordnungsgemäße land- oder forstwirtschaftliche Nutzung eines Grundstücks einschränken, nach § 52 Absatz 5 WHG für die dadurch verursachten wirtschaftlichen Nachteile ein angemessener Ausgleich zu leisten (MÖCKEL et al. 2014; LASKOWSKI und ZIEHM 2014; REINHARDT 2012). Dies entspricht nicht dem Verursacherprinzip und erschwert die Ausweisung von Wasserschutzgebieten, da hiermit Kompensationskosten verbunden sind. MÖCKEL (2014) schlägt aus diesem Grund die Aufhebung der Bestimmung vor. Der SRU empfiehlt der Bundesregierung angesichts der besonderen Herausforderung, die Gewässer vor Stickstoffeinträgen durch die Landwirtschaft zu schützen und die Schwierigkeiten, die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie zu erreichen, diesen Vorschlag eingehend zu prüfen. Wasserrechtliches Zulassungsverfahren für die Düngung 397. Trotz der in Abschnitt 3.4.2 beschriebenen Auswirkungen der Stickstoffeinträge in die

Oberflächengewässer und ins Grundwasser stellt die Düngung bzw. der Ackerbau keine Benutzung im wasserhaushaltsgesetzlichen Sinne dar (REINHARDT 2012). Dabei ist die Düngerausbringung durchaus als eine Maßnahme einzustufen, die nach § 9 Absatz 2 Nummer 2 WHG dazu geeignet ist, dauernd oder in einem nicht nur unerheblichen Ausmaß nachteilige Veränderungen der Wasserbeschaffenheit herbeizuführen. Trotzdem wird die intensive Aufbringung von Dünger nicht der vorherigen wasserbehördlichen Zulassungskontrolle unterworfen. Die Diskussion um die Einordnung der Düngung als genehmigungspflichtige Gewässerbenutzung ist nicht neu (z. B. LINDEN 1993; EKARDT et al. 2008; EKARDT und WEYLAND 2014). REINHARDT (2012) hält die bisherige Praxis, die Düngung hiervon auszunehmen, wenigstens für den Energiepflanzenanbau für erklärungsbedürftig. Für die Privilegierung der landwirtschaftlichen Aktivität, die beim Anbau von Pflanzen zur Nahrungsgewinnung berechtigt sein kann, fehlt seiner Auffassung zufolge die Begründung, wenn es den Pflanzenanbau zur Energiegewinnung betrifft. Aus seiner Sicht ist eine Ungleichbehandlung gegenüber anderen Aktivitäten nicht zu rechtfertigen, wie zum Beispiel die unkonventionelle Gasförderung mittels Fracking, die nach § 9 Absatz 2 Nummer 2 WHG eine unechte Benutzung darstellt (ebd.).

308

Nach Ansicht des SRU sollte die bisherige Praxis, Düngung generell vom wasserrechtlichen Zulassungsverfahren auszunehmen, auf den Prüfstand gestellt werden. Ein erster Schritt könnte sein, beim Anbau von bestimmten Kulturen wie zum Beispiel Mais über eine Erlaubnispflicht Auflagen zum Düngemanagement zu machen. Hochwasserschutz 398. Mit der Hochwasserrisikomanagementrichtlinie 2007/60/EG (HWRM-Richtlinie) wer-

den die Mitgliedstaaten verpflichtet, ihre Hochwasserrisiken zu bewerten und Managementpläne zu erstellen. Bis zum Dezember 2013 mussten sie hierfür Hochwassergefahrenkarten und Hochwasserrisikokarten nach Flussgebietseinheiten erstellen (Art. 6 HWRM-Richtlinie). Bis Dezember 2015 sind nunmehr Hochwasserrisikomanagementpläne zu erarbeiten, die abgeleitete Ziele enthalten (Art. 7 HWRM-Richtlinie). Soweit die Flussgebietseinheiten grenzübergreifend sind, soll dies möglichst in Kooperation untereinander erfolgen. In der HWRM-Richtlinie werden die Mitgliedstaaten aufgefordert, deren Umsetzung mit den Maßnahmen zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie zu koordinieren (Art. 9 HWRMRichtlinie; BMUB 2009). Die Umsetzung der Richtlinie in deutsches Recht und die vorläufigen Bewertungen der Hochwasserrisiken sind bereits abgeschlossen. Maßnahmen zur Minderung der Stickstoffbelastung bzw. Maßnahmen, die für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie vorgesehen sind, tragen auch zum Hochwasserschutz bei und umgekehrt. Somit bestehen hier zum Teil enge Synergien (s. a REESE et al. 2010). Dies trifft insbesondere für Maßnahmen zum dezentralen Hochwasserrückhalt und zur Anpassung an veränderte Abflussbedingungen zu. Dazu gehört zum Beispiel die Erhaltung und Entwicklung von Auwäldern sowie eine an Standorte angepasste Grünlandnutzung der Auen (LINNENWEBER 2013). Mit einer Anbindung von Auen an die Fließgewässer nimmt die Stickstoffretention in den flussnahen Bodenschichten zu. Veränderungen der Strömungsverhältnisse und der Geschiebedynamik erhöhen zudem die Selbstreinigungskraft der Gewässer. Außerdem weisen fließgewässerbegleitende Feuchtgebiete ein erhebliches Potenzial für den Nährstoffrückhalt auf, da sie zum einen Nährstoffe aus dem Grundwasser und dem Oberflächenabfluss aufnehmen und biogeochemisch sowie durch Sedimentation dauerhaft binden und somit als Senken fungieren. Des Weiteren können bei Überflutungen Nährstoffe in die Auen verlagert werden (KORN et al. 2005). Es gibt bereits eine Fülle von Beispielen für morphologische Maßnahmen, die für den Hochwasserschutz ergriffen wurden. Eines dieser Beispiele ist die Deichrückverlegung an der Elbe bei Lenzen, mit der gleichzeitig eine 420 ha große Überflutungsaue geschaffen wurde. Dieser neu geschaffene Retentionsraum führt bei extremem Hochwasser in diesem Bereich zu einer Absenkung des Wasserspiegels um bis zu 40 cm (ALEXY und FAULHABER 2011). In nicht wenigen Fällen erfolgte bereits eine enge Kooperation zwischen den verantwortlichen Akteuren für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und denen zur Umsetzung

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der HWRM-Richtlinie. Die Akzeptanz der Maßnahmen und der Austausch von Informationen spielen in beiden Fällen eine wichtige Rolle. Der SRU sieht durchaus Chancen in der Nutzung bestehender Synergien zwischen den Aktivitäten zum Hochwasserschutz und dem Ergreifen von Maßnahmen zur Minderung der Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer, beispielsweise um Kompetenzen zu bündeln und Kosten zu mindern. Aus diesem Grund empfiehlt der SRU den Ländern, die bestehenden Synergien, wie zum Teil in der Praxis schon geschehen, zu nutzen. Zwischenfazit 399. Um die Gewässer und das Grundwasser vor den Stickstoffeinträgen zu schützen,

können verschiedene wasserrechtliche Instrumente zum Tragen kommen. Dazu gehören insbesondere Gewässerrandstreifen, Wasserschutzgebiete und ein zu schaffendes wasserrechtliche Zulassungsverfahren für die Düngung. Bisher werden diese Instrumente aus Sicht des SRU von den Ländern noch zu wenig – wenn überhaupt – genutzt. Auch sind die Vorgaben hierzu auf Bundesebene unzureichend bzw. zum Teil ungenau. Insbesondere für den regionalen Schutz besonders empfindlicher aquatischer Ökosysteme und zur Belastungsminderung in Hotspot-Gebieten bieten diese aber ein hohes Potenzial (s. a. Tz. 476 ff.). Deshalb empfiehlt der SRU der Bundesregierung, die Unsicherheiten und Hürden beim Umgang mit diesen Instrumenten zu beseitigen, und den Ländern, bei ihren Schutzstrategien verstärkt auf wasserrechtliche Instrumente zuzugreifen.

6.3.3
400.

Die Vorgaben der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie
Die Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie steht im Zentrum der Bemühungen zum Schutz

der europäischen Meere vor den Eingriffen durch den Menschen, zu denen auch die weiterhin zu hohen Stickstoffeinträge gehören (s. Tz. 113 f.). Sie setzt die Zielvorgaben und den zeitlichen Rahmen für die Umsetzung von regionalen und nationalen Meeresschutzstrategien. Dabei knüpft die Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie an die Wasserrahmenrichtlinie an. Beide Richtlinien verfolgen einen umfassenden und schutzzielbezogenen Ansatz, weisen aber auch einige Divergenzen auf. So werden beispielsweise die Ziele in der MeeresstrategieRahmenrichtline weniger stringent ausformuliert als in der Wasserrahmenrichtlinie (ausführlich in SRU 2012, Tz. 494 ff.) Die Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie ist im Jahr 2008 und somit später als die Wasserrahmenrichtlinie in Kraft getreten. Das Ziel der Richtlinie ist es, in den europäischen Meeresgewässern einen guten Umweltzustand bis zum Jahr 2020 zu erreichen oder aufrecht zu erhalten. Hierfür werden die Mitgliedstaaten verpflichtet, umfassende Strategien beziehungsweise Maßnahmenprogramme zum Schutz ihrer Meeresgebiete zu erstellen (ausführlich in SRU 2012). In der Richtlinie wurden elf Deskriptoren zur Beschreibung des guten Umweltzustands festgelegt, an denen sich die Umsetzung orientieren soll (Anhang I MSRL; SRU 2012, Tz. 467).

310

401.

Für den Nährstoffeintrag in die Meere ist insbesondere der Deskriptor 5 von Be-

deutung. Dieser beschreibt den guten Umweltzustand in der Form, dass die vom Menschen verursachte Eutrophierung auf ein Minimum reduziert ist. Das betrifft insbesondere die negativen Auswirkungen wie Verlust der biologischen Diversität, Verschlechterung des Zustands der Ökosysteme, schädliche Algenblüten sowie Sauerstoffmangel in den Wasserschichten nahe dem Meeresgrund (Anhang I MSRL). Andere relevante Deskriptoren sind die für biologische Vielfalt (Deskriptor 1), Nahrungsnetze (Deskriptor 4) und Integrität des Meeresbodens (Deskriptor 6) (Anhang I MSRL). Im Rahmen der Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie wurden bereits folgende operative Umweltziele hinsichtlich der Eutrophierung (Deskriptor 5) für die deutschen Gebiete von Nord- und Ostsee ausformuliert: – Die Nährstoffeinträge über die Flüsse sind weiter zu reduzieren. Dabei wird auf die Reduzierungsvorgaben der Maßnahmenprogramme der Bewirtschaftungspläne der Wasserrahmenrichtlinie verwiesen. Indikatoren für die Überwachung dieses Ziels sind die Nährstoffkonzentrationen am Übergabepunkt limnisch-marin der in die Nord- und Ostsee mündenden Flüsse. – Ebenfalls ist es erforderlich, die Nährstoffeinträge aus anderen Meeresgebieten zu reduzieren. Darauf soll im Rahmen der Zusammenarbeit von OSPAR und HELCOM hingewirkt werden (s. a. Tz. 403 ff.). Indikatoren hierfür sind der Transport und die Verteilung von Phosphor und Stickstoff. – Schließlich sind die Nährstoffeinträge aus der Atmosphäre weiter zu reduzieren. Indikatoren hierfür sind die Emissionswerte und die Deposition von Stickstoffverbindungen auf die Meeresoberfläche (Bund/Länder-Messprogramm Meeresumwelt 2012b; 2012a). 402. Es ist zu erwarten, dass im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie be-

reits das Problem der Stickstoffeinträge über die Flüsse in die Meere adressiert wird. Für den Schutz der Küstengewässer wurden im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie bereits Ziele abgeleitet. Trotzdem bleibt zu prüfen, ob die dort festgelegten Maßnahmen ausreichen, um auch die Ziele der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie zu erreichen. Eine Abstimmung zwischen den Arbeiten zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie bleibt eine wichtige Herausforderung. Dass im Rahmen der Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie zusätzlich Maßnahmenpläne zur Minderung der landwirtschaftlichen Stickstoffeinträge aus der Fläche aufgestellt werden, ist mehr als unwahrscheinlich. Zum einen aufgrund des Aufwands, der mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie bereits betrieben wird, um dieses Problem anzugehen, zum anderen wegen der bestehenden Hürden bei der Maßnahmenumsetzung (s. Tz. 393). Ganz abgesehen davon, dass Ziele für den Schutz der Küstengewässer bei der Umsetzung bereits Berücksichtigung finden. Somit ist auch kaum damit zu rechnen, dass sich angesichts der Ziel-

311

verfehlungen bei der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie, die sich bereits ankündigen, bestehende Ziele nachgeschärft werden. Insgesamt hält der SRU es für notwendig, dass sich die Bundesregierung ihrer Verantwortung bei der Minderung der Stickstoffeinträge insbesondere durch die Landwirtschaft unter anderem aus Gründen des Gewässer- und Meeresschutzes erheblich stärker bewusst wird als bisher (s. Tz. 111). Darüber hinaus bleibt die Notwendigkeit, Einträge aus sonstigen Quellen zu mindern, beispielweise direkte Einleitungen in das Meer oder Einträge über den Luftpfad, im besonderen Maße auch aus der Seeschifffahrt. So wird die Schifffahrt als Verursacher von Stickstoffeinträgen über den Luftpfad in die Ostsee bereits an dritter Stelle nach dem Straßenverkehr und den Energie produzierenden Industrien genannt, bei Stickstoffoxiden sogar an erster Stelle (HELCOM 2012; s. Tz. 115). Dieses Problem lässt sich aber kaum auf der Ebene der nationalen und regionalen Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie lösen. Hierfür ist der internationale und europäische Verhandlungsprozess maßgeblich (s. Tz. 542 ff.). Auf die besondere Herausforderung der Einbeziehung der Sektoren bei der Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie hat der SRU bereits in seinem Umweltgutachten 2012 hingewiesen (SRU 2012, Tz. 492 ff.). Angesichts der Notwendigkeit die Stickstoffemissionen aus der Seeschifffahrt zu mindern, ist hier ein besonderes Engagement der Bundesregierung erforderlich (s. Tz. 253).

6.3.4
403.

Initiativen im Rahmen der regionalen Konventionen zum Meeresschutz zur Minderung der Stickstoffbelastung
Der Eintrag von Nährstoffen bzw. die Eutrophierung gehört zu den Problemen, die im

Rahmen der Arbeiten zur Umsetzung der regionalen Konventionen zum Meeresschutz schon frühzeitig thematisiert wurden (s. a. SRU 2004b, Tz. 324 ff.). Für die Ostsee ist das Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Ostseegebiets (Helsinki-Konvention), für die Nordsee das Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (OSPAR) und die Internationale Nordseeschutzkonferenz (INK) von Relevanz. Die Helsinki-Konvention und OSPAR stufen Nitrate und Phosphate als vorrangige Schadstoffe ein. Somit sind die Vertragsstaaten besonders verpflichtet, deren Eintrag zu vermeiden und zu minimieren (Art. 5 i. V. m. Anlage I Teil 1.2 Helsinki-Übereinkommen; Art. 3 i. V. m. Annex I und Appendix 2 OSPAR). Die INK wurde das letzte Mal im Jahr 2006 abgehalten und inzwischen durch europäische Aktivitäten zum Meeresschutz abgelöst. Für die Umsetzung der oben genannten Konventionen wurden Strategien einschließlich Minderungsziele erarbeitet, auf die im Folgenden kurz eingegangen wird. So vereinbarten die Nordseeanrainerstaaten auf der 2. INK im Jahr 1987 die Nährstoffeinträge (Stickstoff und Phosphor) um 50 % im Vergleich zum Jahr 1985 zu reduzieren (INK

312

1987). Die Kommission zum Übereinkommen von Paris von 1974 zur Verhütung der Meeresverschmutzung vom Lande (PARCOM) hat dieses Ziel in ihrer Empfehlung 88/2 von 1988 aufgegriffen. Das Ziel hat im Rahmen von OSPAR weiterhin Bestand (OSPAR Commission 2010b; 2012). Die Stickstoffeinträge aus dem deutschen Einzugsgebiet in die Nordsee konnten bis heute nur annähernd um dieses Zielniveau abgesenkt werden (UBA 2013a). Auf ein vergleichbares Ziel bzw. eine 50 %ige Nährstoffeintragsminderung im Vergleich zum Jahr 1985 einigten sich die Minister der Vertragsstaaten des Helsinki-Übereinkommens im Jahr 1988 für die Ostsee (HELCOM 1988). Dieses Ziel wurde für das deutsche Ostseeeinzugsgebiet im Jahr 2005 das erste Mal erreicht (UBA 2013b). Es wurde inzwischen durch ein weitergehendes Minderungsziel abgelöst (Tz. 404). Der Ostseeaktionsplan 404. Für die Ostsee haben sich die Umweltminister der Ostseeanrainerstaaten im

November 2007 auf einen Ostseeaktionsplan geeinigt (HELCOM 2007). Die Eutrophierung dieses Randmeeres ist eines der vier Hauptthemen des Plans und wird als eine zentrale Umweltherausforderung bewertet. Ein weiterer Plan bezieht sich auf den Naturschutz bzw. die Erhaltung der Biodiversität. Das HELCOM-Ziel, die Ostsee frei von Eutrophierung zu halten, wird wie folgt weiter ausdifferenziert: Nährstoffkonzentrationen nahe dem natürlichen Hintergrund, klares Wasser, Algenblüten auf natürlichem Niveau, natürliches Vorkommen von Pflanzen und Tieren und natürliche Sauerstoffkonzentrationen. Das primäre Ziel ist klares Wasser, der Indikator dafür die Sichttiefe. Werden die Ziele für die Eutrophierung nicht erreicht, so hat dies erheblichen Einfluss auf den Status der Biodiversität. Mit dem Ostseeaktionsplan haben sich die Anrainerstaaten verpflichtet, in Analogie zur Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie, spätestens ab dem Jahr 2016 Maßnahmen zu ergreifen, um die atmosphärischen und die Nährstoffeinträge über die Flüsse zu mindern. Die Zielerreichung ist für das Jahr 2021 vorgesehen. Eine Besonderheit des Aktionsplans besteht darin, dass sich die Anrainerstaaten zu ganz konkreten Nährstoffminderungszielen verpflichtet haben. So wurden die zulässigen Stickstoffeinträge für die Ostsee mit 792.209 t Stickstoff pro Jahr festgelegt, was einer Minderung um 118.134 t Stickstoff pro Jahr im Vergleich zum Berichtszeitraum 1997 bis 2003 entspricht (HELCOM 2013c). Ziel ist ein von Eutrophierung relativ unbeeinflusster Zustand, wie er vor dem Jahr 1940 in der Ostsee anzutreffen war. Die Modellierung der zulässigen Einträge war auf verschiedene Eutrophierungsparameter ausgerichtet, wie zum Beispiel die Sichttiefe und die Sauerstoffkonzentrationen in Wasserschichten in der Nähe des Grundes in den tiefen Ostseebecken (HELCOM 2013a). Auf der Basis von Zielwerten für die einzelnen Ostseebecken wurden Minderungsziele für die jeweiligen Ostseeanrainerstaaten abgeleitet. Danach hat sich Deutschland vorgenommen, seine Stickstoffeinträge um 7.670 t/a zu mindern

313

(HELCOM 2013b). Der Großteil dieser Minderung betrifft die atmosphärischen Einträge mit 5.720 t/a. Allerdings sind die Ziele, die im Rahmen des Ostseeaktionsplans vereinbart wurden, auf den Schutz der offenen Ostsee ausgerichtet (HELCOM 2013b). In diesem Teil der Ostsee ist aber Phosphat für das Eutrophierungsproblem von größerer Bedeutung als Stickstoff. Deshalb sind die Phosphatziele des Ostseeaktionsplanes auch deutlich ambitionierter als die Stickstoffziele. Für die Küstengewässer sind aber anspruchsvollere Ziele für Stickstoff, unter anderem für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie, erforderlich, da Stickstoff hier häufig der limitierende Nährstoff ist. Aus Sicht des SRU sind entsprechende Ziele für die Küstengewässer, die bereits erarbeitet werden (persönliche Mitteilung von Wera Leujak/UBA vom 18. September 2014), dringend erforderlich (s. a. HELCOM 2013c). Außerdem sollten diese mit den Arbeiten zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie abgestimmt werden. Die Strategie zum Schutz des Nordostatlantiks 405. Im Jahr 2010 haben sich die Mitgliedstaaten des OSPAR-Übereinkommens auf eine

Strategie zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks, einschließlich der Nordsee, für die Jahre 2010 bis 2020 geeinigt (OSPAR Commission 2010a). Die Strategie knüpft an Artikel 2.1 lit. a des Übereinkommens an, in dem sich die Mitgliedstaaten unter anderem verpflichten, das Möglichste zu unternehmen, um die Verschmutzung der Meeresumwelt zu verhindern und zu beenden sowie die notwendigen Maßnahmen zum Schutz der Meeresumwelt vor negativen Effekten durch menschliche Aktivitäten und die Meeresumwelt zu erhalten, und soweit möglich, geschädigte Meeresgebiete wiederherzustellen. Grundlage der Strategie sind unter anderem die Erkenntnisse, dass die Eingriffe durch den Menschen in die marine Umwelt weiterhin zunehmen und der Verlust an Biodiversität in unakzeptabler Intensität fortschreitet (s. a. Tz. 164 ff.). Die Strategie selbst ist noch einmal in fünf thematische Strategien unterteilt, von denen sich eine mit der Eutrophierung beschäftigt und eine weitere mit der biologischen Diversität und den Ökosystemen. Ein strategisches Ziel der thematischen Strategie ist das Erreichen und Erhalten einer gesunden Meeresumwelt frei von Eutrophierung, die insbesondere in der südlichen Nordsee einschließlich der deutschen Bucht noch ein erhebliches Problem darstellt (s. a. Tz. 165). Damit verbunden sollen die mit der Eutrophierung einhergehenden negativen Effekte wie der Verlust an Biodiversität, die Degradierung der Ökosysteme, schädliche Algenblüten und Sauerstoffknappheit am Meeresgrund beendet werden. Bis zum Jahr 2020 soll das gesamte OSPAR-Gebiet frei von Eutrophierungsproblemen sein. Um dieses Ziel zu erreichen, will die OSPAR-Kommission das Monitoring, die Forschung und die Bewertung der Eutrophierung weiter optimieren und Maßnahmen identifizieren, die dazu dienen, den Status eines Nicht-Problemgebietes in der gesamten OSPAR-Region, den guten Umweltzustand nach Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie und den guten ökologischen Zustand

314

nach Wasserrahmenrichtlinie zu erreichen (z. B. OSPAR Commission 2013b). Somit soll die Strategie auch zur Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie beitragen bzw. knüpft direkt an deren Umsetzung an. Zum Beispiel wurde ein Vorschlag für eine Definition eines guten Umweltzustands für Deskriptor 5 (Eutrophierung) erarbeitet und entsprechende Parameter und Indikatoren abgeleitet (OSPAR Commission 2012). Ein wesentlicher Schritt der Strategie an dem die Kommission derzeit arbeitet, ist eine Quantifizierung der zur Zielerreichung erforderlichen Minderung der Nährstoffeinträge. Dazu gehören auch die Identifizierung der Haupteintragsquellen und die Quantifizierung ihres Beitrags zur Belastung (OSPAR Commission 2010a). Gerade für die Nordsee, als das OSPAR-Gebiet, welches am stärksten von der Eutrophierung betroffen ist, wären regional abgestimmte Minderungsziele – in Analogie zur Ostsee – wünschenswert. Die Deutsche Bucht wird auch durch Ferntransporte von Stickstoffeinträgen aus den Niederlanden und Großbritannien negativ beeinflusst (OSPAR Commission 2013a). Um die Eutrophierung in den heimischen Gewässern in den Griff zu bekommen, sind für Deutschland deshalb solche zwischen den Anrainerstaaten abgestimmte Minderungsziele, bei denen auch Länder mit in die Verantwortung gezogen werden, die vor ihren Küsten weniger bis keine Eutrophierungsprobleme haben, von ganz besonderer Bedeutung. Darüber hinaus leisten entsprechende Zielwerte einen wichtigen Beitrag zur Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie und können den bestehenden Handlungsdruck besonders gut veranschaulichen. Der SRU empfiehlt der Bundesregierung, sich für eine zielführende Umsetzung der Strategie zum Schutz des Nordostatlantiks als wichtiger Beitrag zur Umsetzung der MeeresstrategieRahmenrichtlinie und der Ableitung von Eutrophierungsminderungszielen für die Nordsee einzusetzen.

6.3.5
406.

Fazit
Hauptverursacher der Stickstoffbelastungen in den Meeren, Binnengewässern und im

Grundwasser ist die Landwirtschaft. Das zentrale Instrument zur Reduktion dieser Belastungen ist derzeit die Wasserrahmenrichtlinie. Für die Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wurden umfassende Maßnahmen zur Minderung der Nährstoffeinträge auf den Wege gebracht. Bereits jetzt ist absehbar, dass es mit diesen Maßnahmen alleine nicht gelingen wird, die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie in naher Zukunft zu erreichen. Die Düngeverordnung ist ein wesentliches Element der Maßnahmenprogramme. Ihrer grundlegenden Nachbesserung und ihrem adäquaten Vollzug kommt somit ein sehr hoher Stellenwert zu. Das zweite Element sind die sogenannten ergänzenden Maßnahmen, bei denen es sich primär um Agrarumweltmaßnahmen und um landwirtschaftliche Beratung handelt. Bei Agrarumweltmaßnahmen ist unbedingt auf deren Effektivität bzw. langfristige Wirkung, Kontrolle und regelmäßige Evaluation zu achten. Ein kooperativer Ansatz und Freiwilligkeit sind wichtige Elemente, um die Bereitschaft zur Zusammenarbeit bei den Landwirten zu fördern.

315

Angesichts konkurrierender Anreize, wie der indirekten Förderung des Anbaus von Biomasse zur Stromerzeugung, wird dieser Ansatz zur Zielerreichung aber nicht ausreichen. Außerdem trägt dieses Vorgehen dem Verursacherprinzip, wie es in der Wasserrahmenrichtlinie festgeschrieben ist, nicht adäquat Rechnung. Somit empfiehlt der SRU den Bundesländern, weitergehende ordnungsrechtliche und ökonomische Maßnahmen zu ergreifen, um die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer und in das Grundwasser zu mindern. Insbesondere um regionale Empfindlichkeiten von Ökosystemen berücksichtigen zu können, sollte eine verstärkte Ausweisung von Wasserschutzgebieten, nicht nur aus Gründen des Trinkwasserschutzes, erfolgen. Auch sollten Gewässerrandstreifen so breit sein, dass sie wirksam zur Minderung der Nährstoffeinträge in die Oberflächengewässer beitragen können. 407. Die Bestandsaufnahmen, die im Rahmen der Umsetzung der Meeresstrategie-

Rahmenrichtlinie und der regionalen Konventionen zum Meeresschutz durchgeführt wurden, unterstreichen die Persistenz der Nährstoffproblematik. Es ist dringend erforderlich, zum Schutz der Meere wirksame Maßnahmen zur Minderung der Stickstoffeinträge zu ergreifen. Derzeit liegt der Schlüssel hierfür in einer erfolgreichen Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. Für die Meere sind Minderungsziele, wie sie im Rahmen des Ostseeaktionsplans bereits entwickelt wurden, ein erster wichtiger Schritt. Für die Küstengewässer und die Nordsee fehlen noch entsprechende Ziele. Aus diesem Grund empfiehlt der SRU der Bundesregierung, sich bei der Mitarbeit an Strategien zum Schutz des Nordostatlantiks und der Ostsee im Rahmen von OSPAR und Helsinki-Konvention dafür stark zu machen, anspruchsvolle, und wo erforderlich regional abgestimmte Ziele für die Minderung der Stickstoffeinträge in die Küstengewässer und die erweiterte Nordsee abzuleiten. Außerdem empfiehlt sich ein stärker integrierender Ansatz bei der Minderung der Stickstoffeinträge, um in Zukunft unter anderem Zielkonflikte im Umweltschutz – wie die Förderung des Einsatzes von Anbaubiomasse zur Stromerzeugung aus Klimaschutzgesichtspunkten und Belangen des Gewässerschutzes – frühzeitig zu adressieren (s. Kap. 7).

6.4
408.

Landwirtschaft
Die Landwirtschaft hat eine Schlüsselfunktion für das Erreichen von Zielen im Natur-

und Umweltschutz sowohl auf der europäischen als auch auf der nationalen Ebene. Dies gilt insbesondere im Zusammenhang mit reaktivem Stickstoff, da der Landwirtschaftssektor der größte Emittent von Stickstoffverbindungen in die Umwelt ist. Der Handlungsbedarf und das Minderungspotenzial in diesem Sektor sind nach wie vor enorm (s. Kap. 4.1 und Tz. 336 ff.). Im Folgenden werden die aus Sicht des SRU wichtigsten sektorbezogenen Politiken und Instrumente für die Landwirtschaft dargestellt und Empfehlungen zu deren Weiterentwicklung gegeben.

316

Die Landwirtschaft wird sowohl durch Regulierung als auch durch Beihilfen sowie ergänzende förderpolitische Instrumente staatlich beeinflusst. Angesichts der persistenten Probleme sehen die Vorschläge des SRU neben der Nachschärfung des bestehenden Instrumentariums die ergänzende Einführung eines ökonomischen Instruments zur Minderung der Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft vor (Abschn. 6.4.5). Für die Wirksamkeit der direkt auf Stickstoffemissionen der Landwirtschaft abzielenden Instrumente spielt außerdem die Kohärenz mit der Bioenergieförderung eine wichtige Rolle, welche in Kapitel 6.5 thematisiert wird. Die Stickstoffbelastung durch die Landwirtschaft steht in direktem Zusammenhang mit der Nachfrage nach Lebensmitteln. Der Lebensmittelkonsum wird ebenfalls in einem eigenen Kapitel im Anschluss thematisiert (Kap. 6.6).

6.4.1
409.

Für eine zeitgemäße gute fachliche Praxis
Bei dem Begriff der guten fachlichen Praxis handelt es sich um einen sogenannten

unbestimmten Rechtsbegriff, der in verschiedenen Gesetzen verwendet wird, ohne dass – wie es die Natur von unbestimmten Rechtsbegriffen ist – eine einheitliche gesetzliche Definition zur Verfügung steht (vgl. z. B. § 3 Abs. 1 S. 2 Pflanzenschutzgesetz (PflSchG) „Die gute fachliche Praxis im Pflanzenschutz umfasst insbesondere […]“ oder § 17 Abs. 2 S. 2 Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG) „Zu den Grundsätzen der guten fachlichen Praxis gehört insbesondere, dass“). Er wird gemeinhin als bewährte Techniken und Bewirtschaftungsweisen verstanden, die allgemein anerkannt sind und von sachkundigen Landwirten angewendet werden (AGENA 2012, S. 300). Der Begriff der guten fachlichen Praxis wird lediglich in der Düngeverordnung (DüV) zusätzlich durch konkrete Grenzwerte aktualisiert. Im Vergleich zu dem im Immissionsschutzrecht einzuhaltenden Stand der Technik, der auf fortschrittliche bzw. beste verfügbare Techniken abstellt, wird die gute fachliche Praxis als weniger anspruchsvoll bewertet (MÖCKEL 2014, S. 14; zu den historischen Gründen dafür vgl. EKARDT et al. 2008). Regelungen, die den Begriff der guten fachlichen Praxis im Hinblick auf Stickstoff konkretisieren 410. Die stickstoffrelevanten rechtlichen Regelungen der guten fachlichen Praxis für die

Landwirtschaft sind in verschiedenen Gesetzen und Verordnungen des landwirtschaftlichen Fachrechts (z. B. Düngegesetz und Düngeverordnung) und des allgemeinen Umweltrechts (z. B. BBodSchG und BNatSchG) verankert. Sie bestimmen das von Landwirten bei ihrer Landnutzung zwingend und ohne Entschädigung einzuhaltende ökologische und sicherheitstechnische Schutzniveau (SRU 2002a, Kap. 5.2.7). Bei Einhaltung der guten fachlichen Praxis ist die Landwirtschaft von umweltrechtlichen Regelungen teilweise freigestellt (§ 7 BBodSchG, §§ 14 Abs. 2, 44 Abs. 4 BNatSchG § 13 Abs. 2 S. 2 und 3 PflSchG, § 38 Abs. 4 Nr. 3 WHG). Bei den die gute fachliche Praxis ausfüllenden umweltrechtlichen Bestimmungen handelt es sich überwiegend um „allgemeine Grundsätze“, die per Definition größ-

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tenteils abstrakte Vorgaben machen und „eher einen appellierenden als anweisenden“ Charakter haben (MÖCKEL 2014, S. 14 m.w.N.). Zwar formulieren sie einen Anspruch auf Nachhaltigkeit, der aber abstrakt bleibt. Die Düngeverordnung regelt nach § 1 Nummer 1 die gute fachliche Praxis bei der Anwendung von Düngemitteln, Bodenhilfsstoffen, Kultursubstraten und Pflanzenhilfsmitteln auf landwirtschaftlich genutzten Flächen. Die Verordnung stellt daher eine abschließende Aufstellung der Anforderungen bei der Düngung von landwirtschaftlichen Böden im Hinblick auf den Stickstoffeintrag dar (s. im einzelnen Abschn. 6.4.2). Gegenüber dem Düngemittel- und Pflanzenschutzrecht sind die Regelungen des Bundes-Bodenschutzgesetztes nach § 3 Absatz 1 Nummer 4 nachrangig. Dies wird damit begründet, dass das Düngemittelgesetz immer noch vorrangig der Ertragsförderung der Landwirtschaft und nicht dem Bodenschutz dient, und führt über die Privilegierung der Landwirtschaft letztlich zu einem verminderten Schutz des Bodens. Das BBodSchG regelt in § 17 für den nicht-stofflichen Teil der landwirtschaftlichen Bodenbeeinträchtigungen, dass die Vorsorgepflicht nach § 7 BBodSchG durch die Einhaltung der guten fachlichen Praxis erfüllt wird. § 17 Absatz 2 Nummer 1 bis 7 enthält relativ allgemein gehaltene Anforderungen (z. B. Bodenbearbeitung soll standortangepasst erfolgen, die Bodenstruktur erhalten werden, Bodenabträge vermieden werden), die keine – gesetzliche – Konkretisierung erfahren. Zusätzlich ermangelt es einer Durchsetzungsbefugnis für den Fall, dass der Landwirt den Grundsätzen zuwiderhandelt, da § 17 Absatz 1 BBodSchG Anordnungen ausdrücklich ausschließt (EKARDT et al. 2008). § 17 BBodSchG entfaltet daher nur geringe Steuerungswirkung. Zu prüfen wäre allerdings, ob das Bundesbodenschutzgesetz über Haftungsregeln Wirkung entfaltet. Auch § 5 Absatz 2 BNatSchG formuliert allgemeine Grundsätze der guten fachlichen Praxis, die nicht abschließend sind. Dazu zählt zum Beispiel, dass die Bewirtschaftung standortangepasst erfolgen muss, die nachhaltige Bodenfruchtbarkeit und langfristige Nutzbarkeit der Flächen gewährleistet werden muss, dass die zur Vernetzung von Biotopen erforderlichen Landschaftselemente zu erhalten sind und dass die Tierhaltung in einem ausgewogenen Verhältnis zum Pflanzenbau stehen soll und schädliche Umweltauswirkungen zu vermeiden sind. Bereits aus diesen Beispielen wird deutlich, dass die Anforderungen an die gute fachliche Praxis – wie bei allgemeinen Grundsätzen zu erwarten – nicht sehr präzise gefasst sind. Eine Ausnahme ist § 5 Absatz 2 Nummer 5 BNatSchG nach dem auf erosionsgefährdeten Hängen, in Überschwemmungsgebieten, auf Standorten mit hohem Grundwasserstand sowie auf Moorstandorten ein Grünlandumbruch zu unterlassen ist. Der Bundesgesetzgeber selbst ging 2001 bei Erlass des Bundesnaturschutzgesetzes davon aus, dass die einzelnen Grundsätze auf Ausfüllung und Ergänzung durch das Landesrecht angelegt sind (Deutscher Bundestag 2001, S. 33). Umstritten ist, ob die Behörden gemäß § 3 Absatz 2 BNatSchG konkretisierende Anordnungen zu § 5 Absatz 2 BNatSchG erlassen

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dürfen (bejahend AGENA 2012; skeptisch REHBINDER 2011, S. 242; KÖCK 2010, S. 534; LOUIS 2010, S. 79) und ob die Behörden in Anbetracht der rechtlichen Unsicherheiten hiervon Gebrauch machen werden (MÖCKEL et al. 2014, S. 121 f.). Anders verhält es sich im Agrarrecht, wo die Behörden nach § 3 Absatz 5 PflSchG ausdrücklich Anordnungen zur Einzelfallbestimmung der guten fachlichen Praxis erlassen dürfen. Auch § 13 Nummer 1 Düngegesetz (DüngeG) gestattet Anordnungen bei Verstößen gegen die Anforderungen der Düngeverordnung. Keine Regelungen zur guten landwirtschaftlichen Praxis der Düngung weisen das Wasserhaushaltsgesetz und das Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) auf. Allerdings enthält das Wasserhaushaltsgesetz ebenfalls eine Privilegierung der Landwirtschaft mit Bezug zur guten fachlichen Praxis in § 38 Absatz 4 Satz 2 Nummer 4, indem die Anwendung von Pflanzenschutzmitteln und Düngemitteln in Gewässerrandstreifen erlaubt wird, da § 3 Absatz 5 DüV und § 12 Absatz 2 PflSchG geringere Abstände gestatten (vgl. Tz. 395). Im Ergebnis lässt sich daher konstatieren, dass die Bestimmungen zur guten fachlichen Praxis unter Defiziten leiden. Im Umweltrecht sind sie als allgemeine Grundsätze gefasst und auch im Agrarrecht noch zu wenig handlungsanweisend und kontrollierbar, wie das Beispiel der Düngeverordnung zeigt (vgl. Abschn. 6.4.2). Manche Bestimmungen (§ 17 BBodSchG und § 5 Abs. 2 BNatSchG) sind zudem für die Verwaltung kaum durchsetzbar, da eine konkrete Ermächtigungsgrundlage fehlt. Daher erstaunt es nicht, dass die gute fachliche Praxis bisher keine positivere Entwicklung der Umweltwirkungen der Landwirtschaft einleiten konnte. Zu fordern wäre daher mit MÖCKEL (2014, S. 15), dass die in der guten fachlichen Praxis definierten gesetzlichen Pflichten sehr viel präziser gefasst werden. Dann könnten (und müssten) sie in der Praxis besser durch die Landwirtschaft umgesetzt werden und wären gleichzeitig durch die Kontrollinstanzen überprüfbar und vollziehbar. Verzichtet man auf konkretere Bestimmungen im Umweltrecht, um konkurrierende Detailbestimmungen zu vermeiden, so ist im Gegenzug zu fordern, dass das landwirtschaftliche Fachrecht bzw. Düngerecht präzisere Vorgaben machen muss. Im Hinblick auf die Stickstoffproblematik erweisen sich vor allem die Regelungen der Düngeverordnung im Hinblick auf die gute fachliche Praxis als problematisch, sodass hier eine Reform dringend notwendig ist. Dies ist von nicht zu unterschätzender Bedeutung: Das fachliche Anspruchsniveau und die praktische Vollziehbarkeit dieser rechtlichen Regelungen bestimmen maßgeblich, inwieweit zusätzlich öffentliche Mittel für Ausgleichszahlungen an den landwirtschaftlichen Sektor benötigt werden, um Umweltqualitätsziele zu erreichen. Gerade vor dem Hintergrund knapper Förderbudgets (s. Tz. 451) und dem enormen Handlungsbedarf im landwirtschaftlichen Sektor sind anspruchsvolle und vollziehbare ordnungsrechtliche Regelungen wichtig.

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6.4.2
411.

Ambitionierte Reform der Düngeverordnung
Die Düngeverordnung nimmt eine zentrale Rolle bei der Regulierung des Stickstoff-

eintrags aus der Landwirtschaft in die Umwelt ein. Ihre Vorgaben stellen die „gute fachliche Praxis bei der Anwendung von Düngemitteln […]“ dar und dienen dem „Vermindern von stofflichen Risiken durch die Anwendung von Düngemitteln […] auf landwirtschaftlich genutzten Flächen […] (§ 1 DüV 2006).“ Die Düngeverordnung ist ein ordnungsrechtliches Instrument und setzt das Verursacherprinzip um, da von dem landwirtschaftlichen Betrieb als potenziellem Verursacher des Austrags von reaktivem Stickstoff die Vorgaben ohne finanzielle Entschädigung einzuhalten sind. Die Düngeverordnung besteht aus zahlreichen, aufeinander abgestimmten Maßnahmen, die den Einsatz von organischem und mineralischem Dünger reglementieren. Organische Düngemittel beinhalten tierische und pflanzliche Wirtschaftsdünger (z. B. Stroh und Pflanzenrückstände) sowie organische Handelsdünger. Tierische Wirtschaftsdünger in Form von Gülle, Jauche und Mist sind von größter Bedeutung für die Stickstoffproblematik. 412. Die Düngeverordnung dient der Umsetzung von wesentlichen Teilen der Nitratricht-

linie 91/676/EWG in nationales Recht. Letztere hat zum Ziel „die durch Nitrat aus landwirtschaftlichen Quellen verursachte oder ausgelöste Gewässerverunreinigung zu verringern und weiterer Gewässerverunreinigung dieser Art vorzubeugen“ (Art. 1 Nitratrichtlinie). Nach der Nitratrichtlinie haben die Mitgliedstaaten Flächen als durch Nitratbelastung gefährdete Gebiete auszuweisen und für diese Aktionsprogramme zur Verminderung des Nitrataustrags aufzustellen. Im Rahmen der Nitratrichtlinie müssen die Mitgliedstaaten der EU im Abstand von vier Jahren der Europäischen Kommission einen Bericht zu den Maßnahmen des Aktionsprogramms und zu der Belastungssituation vorlegen. Dies geschieht in Deutschland in Form des Nitratberichts (BMU und BMELV 2012). Deutschland hat, wie einige weitere Mitgliedstaaten, das gesamte Bundesgebiet für das Aktionsprogramm ausgewiesen. Die einzelnen Mitgliedstaaten haben Regeln der guten fachlichen Praxis aufzustellen, die die Mindestvorgaben von Anhang II der Nitratrichtlinie enthalten müssen. Die Vorgaben zur guten fachlichen Praxis sind innerhalb der im Aktionsprogramm ausgewiesenen Gebiete verbindlich. Darüber hinaus werden in Anhang III der Nitratrichtlinie explizit Vorgaben für das Aktionsprogramm gemacht, wie beispielsweise die Limitierung der Ausbringung von Wirtschaftsdünger tierischen Ursprungs auf 170 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Diese Maßnahmen finden sich in der Düngeverordnung wieder (vgl. Abschn. 6.4.2.1). Die Nitratrichtlinie bzw. die Düngeverordnung, die weite Teile der Nitratrichtlinie in Deutschland umsetzt, ist als grundlegende Maßnahme von essenzieller Bedeutung zur Erreichung der Umweltqualitätsziele der Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG (vgl. Abschn. 6.3.1). Darüber hinaus trägt sie zur Umsetzung der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie 2008/56/EG (vgl. Abschn. 6.3.3) und zum Erreichen der Ziele der NEC-Richtlinie 2001/81/EG bei (vgl. Abschn. 6.1.1). Auch das in der Nachhaltigkeitsstrategie der Bundesregierung festgehaltene

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Ziel, den jährlichen Stickstoffbilanzüberschuss der Landwirtschaft auf 80 kg Stickstoff pro Hektar (Bundesregierung 2002, S. 114) zu reduzieren, kann maßgeblich durch die Düngeverordnung realisiert werden. Notwendigkeit einer Reform der Düngeverordnung 413. Die Düngeverordnung regelt nicht nur den Eintrag von Nitrat in die Umwelt, sondern

wirkt sich auch auf Ammoniak- und Lachgasemissionen aus. Sie trägt sowohl zum Schutz der menschlichen Gesundheit als auch zum Schutz von terrestrischen und aquatischen Ökosystemen bei. Die Notwendigkeit einer ambitionierten Verschärfung der Düngeverordnung lässt sich daraus ableiten, dass verschiedene Umweltziele in diesem Zusammenhang verfehlt werden, wie beispielsweise die in der Nachhaltigkeitsstrategie der Bundesregierung verankerte, anzustrebende Reduzierung des Stickstoffüberschusses der deutschen Landwirtschaft (vgl. Tz. 214), die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie (vgl. Abschn. 6.3.1) oder das Ziel der Biodiversitätsstrategie zum Schutz empfindlicher Ökosysteme vor Eutrophierung (vgl. Tz. 603). In Deutschland werden die Anforderungen der Nitratrichtlinie nicht ausreichend erfüllt. Aus diesem Grund hat die Europäische Kommission im Oktober 2013 den ersten Schritt eines Vertragsverletzungsverfahrens gegen Deutschland vorgenommen. Im Juli 2014 hat die Europäische Kommission mit der Versendung einer mit Gründen versehenen Stellungnahme an Deutschland den nächsten Schritt im Verfahren eingeleitet („Nitratbelastung im Grundwasser: Kommission fordert Deutschland zum Handeln auf“, Pressemitteilung der Europäischen Kommission vom 10. Juli 2014). Sie folgert den Verstoß aus der Belastungssituation der Wasserkörper in Deutschland und ihrer Entwicklung, die sich im Nitratbericht widerspiegelt (vgl. auch Abschn. 3.2.4.1). Deutschland versäume, auf diese Entwicklung mit einer Verschärfung des Aktionsprogramms zu reagieren. Die Europäische Kommission sieht die Notwendigkeit, auf den Ausbau der Biogaserzeugung in den vergangenen Jahren zu reagieren (Europäische Kommission 2013a, S. 12) und mahnt darüber hinaus Maßnahmen, wie verschärfte Sperrfristen oder ausgewogenere Düngung, zur Erfüllung der Richtlinie an. Die Düngeverordnung aus dem Jahre 2006 befand sich bei Redaktionsschluss des vorliegenden Gutachtens im Herbst 2014 noch in Überarbeitung. Der Novellierungsprozess wird voraussichtlich im Laufe des Jahres 2015 beendet werden.

6.4.2.1
414.

Strengere Vorgaben der Düngeverordnung

Der SRU hat bereits in der Vergangenheit die Bedeutung der Düngeverordnung be-

tont und sich für eine Verschärfung der Vorgaben ausgesprochen (SRU 2004b; 2008). Anlässlich der Novellierung der Düngeverordnung in der Fassung von 2006 hat der SRU im Jahr 2013 mit dem Wissenschaftlichen Beirat für Agrarpolitik (WBA) und dem Wissenschaftlichen Beirat für Düngungsfragen (WBD) beim Bundesministerium für Ernährung und Landwirtschaft (BMEL) in einer gemeinsamen Kurzstellungnahme für eine ambitionierte Reform

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plädiert (SRU et al. 2013). Die Vorschläge basieren auf den Reformvorschlägen der BundLänder-Arbeitsgruppe (BLAG) zur Evaluierung der Düngeverordnung, die im Auftrag des BMEL die Düngeverordnung bewertet und notwendigen Änderungsbedarf aufgezeigt hat (BLAG 2012). In einigen zentralen Aspekten weichen die Empfehlungen der Räte jedoch von den Vorschlägen der BLAG (ebd.) ab. Die gesamten Forderungen sind in Tabelle 6-9 zusammengefasst, einzelne Maßnahmen werden im Folgenden erläutert. Die Empfehlungen des SRU zu Abstandsregelungen von Gewässern werden in Abschnitt 6.3.2 (Tz. 395) thematisiert. Tabelle 6-9 Empfehlungen des SRU, WBA und WBD (2013) zu düngerechtlichen Vorgaben und ihrem Vollzug (Novellierung der Düngeverordnung von 2006)
Anpassung des Düngegesetzes Düngegesetz Erweiterung der guten fachlichen Praxis, Verankerung der Gleichrangigkeit von Ernährung der Pflanzen und Umweltschutz Anpassung im Düngegesetz zur Ermöglichung des Einbezugs aller organischen Dünger in die Ausbringungsobergrenze sowie der Erstellung des Nährstoffvergleichs nach Hoftorbilanz Maßnahmen nach Düngeverordnung Düngeplanung* Ausbringungstechnik und Einarbeitung Sperrfristen* Durchführung der Düngebedarfsermittlung nach fachlich anerkannten Methoden, Dokumentation dieser und Anwendung in der Düngeplanung Verschärfung der Anforderungen an Ausbringungstechnik und Einarbeitung von organischen Düngemitteln Ausweitung der Sperrfristen für die Ausbringung von organischen Düngemitteln (Abstimmung mit Vorgaben zur Mindestlagerkapazität notwendig) Erstellung des Nährstoffvergleichs mittelfristig nach Hoftorbilanz Einbezug aller organischen Dünger in die Ausbringungsobergrenze Präzisierung der Abstandsregelungen Einführung einer allgemeinen Verpflichtung zur Vermeidung von Abschwemmungen Stärkere Beschränkung des zulässigen Phosphatüberschusses im Rahmen des Nährstoffvergleichs Vollzug und Monitoring Kontrollierbarkeit und Sanktionen* Flächenlose Viehhaltungsbetriebe und Biogasanlagen Datenerfassung Verbesserung der Kontrollierbarkeit von Vorgaben der Düngeverordnung Erleichterung der Sanktionierung von Verstößen Verpflichtung zur Hoftorbilanzierung für flächenlose Viehhaltungsbetriebe und Biogasanlagen zur besseren Durchsetzung düngerechtlicher Vorgaben Melden der Nährstoffvergleiche von allen Betrieben an autorisierte Stelle

Nährstoffvergleich Ausbringungsobergrenze* Standort- und bodenzustandsspezifische Restriktionen* Phosphat

*Vorschläge stimmen mit den Empfehlungen der BLAG (2012) überein SRU/SG 2015/Tab. 6-9; Datenquelle: SRU et al. 2013, S. 15 ff.

322

Düngeplanung 415. SRU, WBA und WBD (2013) unterstützen die Forderung der BLAG (2012) nach einer

Harmonisierung der Düngeempfehlungen zwischen den Bundesländern, nach einer verbindlicheren Düngebedarfsermittlung und deren Dokumentation, die nach Mindeststandards erfolgen sollte. Diese Maßnahmen können dazu beitragen, dass Düngemittel bedarfsgerecht eingesetzt werden und die Umweltbelastung durch Stickstoff reduziert wird. Entscheidend ist dabei, dass bei den Düngeempfehlungen keine zu hohen Werte, zum Beispiel durch Sicherheitszuschläge, ausgewiesen werden. Es ist jedoch zu betonen, dass der Nährstoffvergleich, der ein Indikator für die Verluste von Stickstoff in die Umwelt ist, die entscheidende Größe für den Stickstoffeinsatz ist. Die bedarfsgerechte Düngung ist zu unterschreiten und Ertragseinbußen hinzunehmen, wenn die Begrenzung des Nährstoffvergleichs, die zum Schutz der Umwelt notwendig ist, an einem Standort sonst nicht eingehalten werden kann. Dies gilt insbesondere, wenn an naturräumlichen Gegebenheiten angepasste, räumlich differenzierte Vorgaben zum Düngemanagement gemacht werden, wie vom SRU erwogen (vgl. Abschn. 6.4.6). Das optimale Düngungsniveau darf nicht nur nach Ertrag und Qualität der landwirtschaftlichen Produkte gewählt werden, sondern muss auch auf Umweltbelange abgestimmt sein. Ausbringungstechnik 416. Die Düngeverordnung legt fest, welche Ausbringungstechniken für Düngemittel unzu-

lässig bzw. nach gewissen Übergangsfristen untersagt sind. Diese beziehen sich primär auf die Ausbringung von Wirtschaftsdünger tierischen Ursprungs. Hintergrund ist, dass die Ammoniakemissionen je nach Ausbringungstechnik variieren (WEBB et al. 2010; FAL et al. 2001). Die Verringerung der Ammoniakemissionen bei der Flüssigmistausbringung durch den Ersatz von Breitverteilern durch Schleppschlauch wird mit bis zu 50 % angegeben, durch Schleppschuh mit bis zu 60 % (FAL et al. 2001, S. 70). In Deutschland wurde 2010 59 % des flüssigen Wirtschaftsdüngers auf Ackerflächen und 89 % auf Dauergrünland mit Breitverteilern ausgebracht (Statistisches Bundesamt 2010, S. 14). Die Anwendung von emissionsarmen Ausbringungstechniken und die zeitlichen Vorgaben zur Einarbeitung sind sehr wichtig für die Einhaltung der zulässigen Ammoniakemissionen nach der NEC-Richtlinie (vgl. Abschn. 6.1.1). Die Vorgaben zur Ausbringung erhöhen die Stickstoffeffizienz des eingesetzten Wirtschaftsdüngers, da bei geringeren Ausbringungsverlusten über die Luft eine größere Menge Stickstoff im Boden potenziell der Aufnahme durch die Pflanze zur Verfügung steht. 417. SRU, WBA und WBD (2013) empfehlen daher, wie auch die BLAG (2012), dass auf

bewachsenen Flächen die Ablage streifenförmig erfolgen soll (u. a. Schleppschuh, Schleppschlauch). Die von der BLAG (2012) vorgeschlagene Verbindlichkeit dieser Technologien für Ackerland ab 2020 und für Grünland ab 2025 sind jedoch nach Einschätzung des SRU, WBA und WBD (2013) nicht ambitioniert genug. Emissionsarme Ausbringungsverfahren sind als

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Stand der Technik anzusehen und in anderen europäischen Ländern bereits verpflichtend. So sind beispielsweise in Dänemark generell keine Breitverteiler mehr zulässig (Danish Environmental Protection Agency und Ministry of the Environment 2009, S. 65 f.). Unterstützend sollen verstärkt Investitionsförderungen für umweltverträgliche Ausbringungstechniken erwogen werden. Der geforderte Einsatz von emissionsarmer Ausbringungstechnik muss sich auch in der Anpassung der Verlustfaktoren für die Berechnung des Nährstoffvergleichs und des ausgebrachten organischen Stickstoffs wiederfinden (vgl. Tz. 420 und Tz. 427). Sperrfristen 418. Die Vorgabe von Sperrfristen unterbindet den Einsatz von Düngemittel im Herbst und

Winter. In dieser Zeit werden von den Pflanzen keine oder nur sehr geringe Mengen Stickstoff aufgenommen und das Risiko von Nitrat-Auswaschungen ist besonders groß (z. B. SIELING und KAGE 2006). Die Ausbringung von stickstoffhaltigem Dünger ist generell für einige Monate im Herbst und Winter untersagt. Im Ackerbau ist zusätzlich die Ausbringungsmenge von Wirtschaftsdünger nach Ernte der Hauptkultur begrenzt. Die Sperrfristen unterbinden primär die Ausbringung von Wirtschaftsdünger zu Zeiten, wenn unter dem Aspekt der Pflanzenernährung bei den meisten Kulturen kein Anlass zur Stickstoffdüngung besteht und die Gefahr von Nitratauswaschungen besonders groß ist. Die zeitliche Begrenzung der Wirtschaftsdüngeranwendung steht dabei in direktem Zusammenhang zur Lagerkapazität, die für die Aufbewahrung von Wirtschaftsdünger während der Sperrfristen notwendig ist. 419. SRU, WBA und WBD (2013) sehen, wie die BLAG (2012), die Notwendigkeit, dass

die Sperrfrist für organische Düngemittel auf Ackerflächen früher beginnt. Nach der Ernte der Hauptkultur sollen keine organischen Düngemittel und somit auch kein Wirtschaftsdünger tierischen Ursprungs mehr ausgebracht werden. Ausnahmen sollen nur für einige wenige Folgekulturen bestehen, die im Herbst noch Düngebedarf aufweisen. Die Mindestlagerkapazitäten für Wirtschaftsdünger sind den Sperrfristen anzupassen. So wird gewährleistet, dass diese eingehalten werden können. Die Vorgaben sollen auch umfassend für Biogasanlagen und für flächenlose Viehhaltungsbetriebe gelten (siehe zur Implementierung BLAG 2012, S. 25 ff.). Nährstoffvergleich 420. Ein zentrales Element der Düngeverordnung ist die Erstellung eines Nährstoff-

vergleichs, der Stickstoffzufuhr und -abfuhr als Bilanz gegenüberstellt. Der Bilanzsaldo stellt den Überschuss dar und wird durch die Düngeverordnung begrenzt. Nach der Düngeverordnung von 2006 ist der Nährstoffvergleich jährlich nach Flächenbilanz (Feld-Stall-Bilanz) oder aggregierter Schlagbilanz zu ermitteln. Dazu werden die Stickstoffabfuhr durch Ernteprodukte und die Stickstoffzufuhr, bestehend aus organischem und mineralischem Dünger sowie der Stickstofffixierung durch Leguminosen, gegenübergestellt. Der betriebliche Stick-

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stoffanfall an organischem Dünger in Form von tierischen Exkrementen errechnet sich in der Flächenbilanz aus dem Tierbestand der Betriebe und festgelegten Ausscheidungsfaktoren. Der Bilanzsaldo des Nährstoffvergleichs darf im Dreijahresdurchschnitt 60 kg Stickstoff pro Hektar nicht überschreiten. Dieser Wert ist aufgrund der abweichenden Berechnungsmethodik nicht mit dem Zielwert für den Stickstoffüberschuss der Gesamtbilanz für Deutschland in der Nachhaltigkeitsstrategie vergleichbar (vgl. Tz. 214). Für verschiedene Gemüsekulturen sind durch die Einrechnung von sogenannten unvermeidlichen Verlusten deutlich höhere Überschüsse zulässig. Die Limitierung des Bilanzsaldos ist eine wirksame Maßnahme, um ein effizientes Düngemanagement und den Ersatz von mineralischem Stickstoffdünger durch Wirtschaftsdünger im Sinne der Konsistenz anzureizen (vgl. Kap. 2.4). Bei dem Vollzug dieser Maßnahme gibt es unter der Düngeverordnung von 2006 gravierende Mängel, da beispielsweise das Überschreiten des Nährstoffvergleichs nicht als Ordnungswidrigkeit geahndet wird (vgl. Abschn. 6.4.2.2). 421. SRU, WBA und WBD (2013) haben sich dafür ausgesprochen, dass der betriebliche

Nährstoffvergleich in der Düngeverordnung nach Hoftorbilanz berechnet werden sollte. Die Flächenbilanz oder die aggregierte Schlagbilanz, wie sie die Düngeverordnung 2006 vorschreibt, weisen große Ungenauigkeiten und Manipulationsmöglichkeiten auf. Besonders auf Betrieben mit Viehhaltung ist die Erfassung der Stickstoffflüsse mithilfe der bisherigen Bilanzierungsmethoden ungenau. So liefert die Flächenbilanz für Betriebe mit Futterbau keine verlässlichen Resultate, da die Erträge und damit der Stickstoffentzug geschätzt werden müssen (BAUMGÄRTEL et al. 2007, S. 7). Auch kann die Bestimmung der Stickstoffausscheidungen aus der Tierhaltung anhand von Faustzahlen, ohne die Berücksichtigung der tatsächlichen Fütterung, zu Verzerrungen führen (KELM et al. 2007, S. 28). Im Gegensatz zur Flächenbilanz wird bei der Hoftorbilanz primär auf durch Buchhaltungsdaten belegbare Werte zurückgegriffen (Abb. 6-12), wodurch sich die Ungenauigkeiten und Manipulationsmöglichkeiten deutlich verringern. Der Stickstoffeintrag in den Betrieb durch Futterzukauf, Düngerzukauf und Fixierung von Luftstickstoff durch Leguminosen wird dem Stickstoffaustrag durch den Verkauf von Erzeugnissen gegenübergestellt. Die Hoftorbilanz wird auf Betriebsebene ermittelt, kann jedoch in eine Flächen- und Stallbilanz aufgegliedert werden. Berechnungen unter der Annahme von Unsicherheiten von einzelnen Bilanzgrößen zeigen, dass der Schwankungsbereich der Nährstoffsalden nach Hoftorbilanz deutlich geringer ist als nach Flächenbilanz (SCHECK und HAAKH 2008, S. 43 f.). Eine Berechnung des Nährstoffvergleichs nach Hoftorbilanz ist auch für eine Verbesserung des Vollzugs der Düngeverordnung von Bedeutung, da sich die Kontrollierbarkeit der Angaben erhöht (vgl. Abschn. 6.4.2.2). Zur umfassenden Durchsetzung von düngerechtlichen Vorgaben ist nach Ansicht von SRU, WBA und WBD (2013) auch die verpflichtende Erstellung einer Hoftorbilanz für flächenlose Veredelungsbetriebe und Biogasanlagen notwendig.

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422.

Die

Flächenbilanz

wird

als

sogenannter

Nettobilanz-Ansatz

bezeichnet,

da

Ammoniakemissionen durch Stall-, Lager- und Ausbringungsverluste mit Hilfe von standardisierten Verlustfaktoren abgezogen werden. Auch bei der Hoftorbilanz können je nach Vorgehen Ammoniakverluste abgezogen werden. Diese Stickstoffverluste in die Umwelt finden sich dann nicht im Bilanzsaldo wieder. Der SRU fordert, dass Bruttowerte im Rahmen der Hoftorbilanz ausgewiesen werden, die sogenannte unvermeidbare Stickstoffverluste in Stall, Lager und bei der Ausbringung enthalten. So wird dem Landwirt der gesamte Stickstofffluss im Betrieb verdeutlicht und Ammoniakemissionen, die unter Umweltaspekten sehr relevant sind, werden nicht von vornherein abgezogen. Darüber hinaus ist eine Bruttobilanzierung sinnvoll, um alle Emissionen von reaktivem Stickstoff im Rahmen einer Überschussabgabe einzubeziehen (vgl. Tz. 461). Es ist jedoch unbedingt darauf zu achten, dass die angestrebten Reduktionsziele nicht durch mit dem Wechsel von Netto- zu Bruttobilanzierung einhergehende Anpassungen der zulässigen Nährstoffsalden verwässert werden. Abbildung 6-12 Berechnung des Flächensaldos nach Hoftorbilanz

Quelle: BAUMGÄRTEL et al. 2007, S. 5

423.

Die BLAG (2012) empfiehlt die Einführung einer plausibilisierten Flächenbilanz auf

Futterbaubetrieben, um die beschriebene Problematik (Tz. 421) zu entschärfen. Dabei wird die Nährstoffabfuhr durch die Ernte von Grundfutter aus dem Futterbedarf des Tierbestandes abgeleitet, wodurch das Verhältnis zwischen Tierbestand und Futtererzeugung plausibilisiert wird. Darüber hinaus sollen die Koeffizienten für die Berechnung der Verluste bei Weidehaltung und der unvermeidlichen Verluste im Gemüsebau angepasst werden. SRU, WBA und WBD (2013) unterstützen diese Forderungen und betonen, dass die Anwendung der

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plausibilisierten Flächenbilanz eine Verbesserung gegenüber der Erstellung des Nährstoffvergleichs nach den Vorgaben der Düngeverordnung von 2006 darstellt. Eine schnellstmögliche Einführung der Hoftorbilanz ist jedoch trotzdem notwendig. Dafür sollten nach Ansicht des SRU bereits bei der aktuellen Reform die Weichen gestellt werden. Die plausibilisierte Flächenbilanz erhöht die Genauigkeit der Nährstoffbilanzen von Futterbaubetrieben, jedoch nicht von Veredelungsbetrieben, intensiv wirtschaftenden Ackerbaubetrieben oder Betrieben mit hofeigener Biogasanlage (WÜSTHOLZ und BAHRS 2013, S. 209 ff.). Es ist fraglich, ob das bestehende Düngegesetz die Grundlage für eine Verpflichtung zur Hoftorbilanzierung in der Düngeverordnung bietet (SRU et al. 2013). Daher sollten frühzeitig die notwendigen rechtlichen Voraussetzungen geschaffen werden und auch Vorbereitungen in der Verwaltung sowie zur EDV-Unterstützung der Bilanzierung getroffen werden. 424. Mit einer Verbesserung der Bilanzierungsmethodik sollte aus Sicht des Natur- und

Umweltschutzes auch eine Absenkung der zulässigen betrieblichen Stickstoffüberschüsse einhergehen, um den Eintrag von Stickstoff in die Umwelt weiter zu reduzieren. Es ist zu prüfen, ob alternativ zu einer pauschalen Verschärfung eine räumlich differenzierte Absenkung der zulässigen Nährstoffüberschüsse genutzt werden kann, um einen stärkeren Wirkungsbezug der Vorgaben herzustellen. Dieser Ansatz wird in Abschnitt 6.4.6 erläutert. Exkurs: Phosphat 425. Phosphat liegt in Wirtschaftsdünger in Kombination mit Stickstoff vor und wird eben-

falls in mineralischer Form gedüngt. Im Rahmen der Erstellung des Nährstoffvergleichs reglementiert die Düngeverordnung neben Stickstoff auch den zulässigen Überschuss an Phosphat. Verschiedene Quellen weisen darauf hin, dass bereits unter der Düngeverordnung von 2006 in bestimmten Regionen die zulässigen Grenzwerte bei hohem Einsatz von Wirtschaftsdünger bei Phosphat schneller erreicht sind als bei Stickstoff (BLAG 2012, S. 214; GARBERT 2013). Somit können Betriebe aufgrund der Beschränkung des Phosphatsaldos die Ausbringungsobergrenze von 170 kg Stickstoff für Wirtschaftsdünger tierischer Herkunft nicht vollständig ausschöpfen (Tz. 427) und weisen unter Umständen auch noch Kapazitäten hinsichtlich des zulässigen Stickstoffsaldos auf (Tz. 420). 426. Phosphat reichert sich im Boden an, was zu unterschiedlich hohen Versorgungs-

stufen führt (Gehaltsklasse A bis E). In Regionen mit hohem Wirtschaftsdüngeranfall kommt es häufig zu hohen Phosphatversorgungen der Böden (Gehaltsklasse D und E), die über die anzustrebenden und für die Pflanzenernährung notwendigen Phosphatgehalte hinausgehen. SRU, WBA und WBD (2013) haben sich dafür ausgesprochen, dass auf Böden mit anzustrebendem Phosphatgehalt (Gehaltsklasse C) ausgeglichene Phosphatbilanzsalden sowie mittelfristig auf hoch versorgten Böden (Gehaltsklasse D und E) negative Phosphatbilanzsalden vorliegen sollen. Hintergrund ist, dass Phosphat bei Eintrag in Gewässer zur Eutrophierung beiträgt. Darüber hinaus stellt Phosphat eine endliche Ressource dar, die möglichst effizient verwendet werden sollte. Die Begrenzung der Phosphatanreicherung in Böden ist

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neben dem Erosionsschutz eine wirksame Maßnahme zur Verringerung des Eintrags von Phosphat in Gewässer. Eine stärkere Begrenzung des Phosphatüberschusses, wie von SRU, WBA und WBD (2013) vorgeschlagen, wird in manchen Regionen auch verringernd auf die ausgebrachte Menge organischen Stickstoffs und die Stickstoffüberschüsse wirken. Ausbringungsobergrenze 427. Im Gegensatz zum Nährstoffvergleich, der das Verhältnis vom gesamten Stickstoff-

input und -output reguliert, limitiert die Ausbringungsobergrenze nur den Einsatz von Wirtschaftsdünger tierischen Ursprungs und ist somit vor allem für Tierhaltungsbetriebe relevant. Im Betriebsdurchschnitt dürfen nicht mehr als 170 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr ausgebracht werden. Der Anfall von Stickstoff aus der Tierhaltung errechnet sich dabei aus dem Tierbestand sowie festgelegten Ausscheidungsfaktoren. Er darf nach Verrechnung mit der vorhandenen Betriebsfläche nicht oberhalb der Ausbringungsobergrenze liegen. Die Vorgabe wirkt der Überversorgung mit organischem Stickstoff entgegen und begrenzt im Prinzip den Tierbesatz pro Flächeneinheit. Da Wirtschaftsdünger jedoch aus den Betrieben exportiert werden kann, stellt die Ausbringungsobergrenze keine einzelbetriebliche Flächenbindung der Tierhaltung dar und kann räumliche Konzentration von Tierhaltungsbetrieben nicht verhindern. Die Mitgliedstaaten können zeitlich begrenzte Ausnahmen von der Ausbringungsobergrenze beantragen (Derogation), wenn dadurch nicht das Erreichen der Ziele der Nitratrichtlinie gefährdet wird. In Deutschland war für Grünland bis 2013 unter der Erfüllung bestimmter Auflagen eine Ausbringung von 230 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr zulässig, die von den Betrieben jährlich neu beantragt werden musste. 428. Die Ausbringungsobergrenze bezieht sich unter der Düngeverordnung von 2006 nur

auf organischen Dünger tierischen Ursprungs, also auf Exkremente aus der Tierhaltung. Durch den Zuwachs der landwirtschaftlichen Biogasproduktion in der letzten Dekade fallen jedoch auch relevante Mengen organischen Düngers pflanzlichen Ursprungs aus der Vergärung von Anbaubiomasse an (vgl. Abschn. 4.1.4). Diese wurden nicht unter der Ausbringungsobergrenze erfasst, wodurch es zu Ausbringungsmengen von organischem Stickstoff kam, die oberhalb von 170 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr lagen. SRU, WBA und WBD (2013) fordern daher, wie auch die BLAG (2012), den Einbezug sämtlicher organischen Dünger, also tierischen und pflanzlichen Ursprungs in die Ausbringungsobergrenze. So werden die Gärreste aus der Biogaserzeugung vollständig erfasst und es wird der Überversorgung mit organischen Stickstoffdüngern entgegengewirkt. Damit die Ausbringungsobergrenze auf alle organischen Dünger ausgedehnt werden kann, ist eine Anpassung des Düngegesetzes erforderlich. 429. Nach GUTSER et al. (2010, S. 36 ff.) ist die Ausbringungsobergrenze von 170 kg

Stickstoff pro Hektar und Jahr zu hoch, um eine effiziente Ausnutzung von organischem Dünger auf Ackerland zu gewährleisten und Stickstoffüberschüsse zu minimieren. Sie quantifizieren die Zufuhr an organischem Stickstoff, die eine effiziente Verwertung erlaubt und

328

potenzielle Verluste reduziert, auf 80 bis 120 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr. Dies entspricht bei der Anrechnung von Verlusten durch Lagerung und Ausbringung tierischer Ausscheidungen circa 120 bis 160 kg Stickstoff. Der Verband Deutscher Landwirtschaftlicher Untersuchungs- und Forschungsanstalten (VDLUFA) spricht sich dafür aus, dass die Düngeverordnung Orientierungswerte für eine optimal verwertbare organische Düngung ausgibt, die unterhalb der Vorgaben der Nitratrichtlinie von 170 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr liegen (VDLUFA 2012, S. 7). Der SRU empfiehlt daher, die Grenzwerte der Ausbringungsobergrenze zu evaluieren und gegebenenfalls mit der nächsten Novelle der Düngeverordnung anzupassen.

6.4.2.2
430.

Effektiver Vollzug der Düngeverordnung

Der Vollzug der Düngeverordnung ist in den Bundesländern sehr unterschiedlich aus-

gestaltet. In manchen Ländern liegt die Agrarverwaltung in den Händen der Landwirtschaftskammern, die damit zum Teil auch die Düngeverordnung vollziehen. In anderen Ländern sind behördliche Institutionen wie Untere Landwirtschaftsbehörden oder Landesämter bzw. Landesanstalten für Landwirtschaft mit dem Vollzug betraut (vgl. Tab. 6-10). Landwirtschaftskammern existieren aus historischen Gründen nur in einigen nördlichen und westlichen Bundesländern (Schleswig-Holstein, Hamburg, Bremen, Niedersachsen, Nordrhein-Westfalen, Rheinland-Pfalz und Saarland). Sie sind Körperschaften des öffentlichen Rechts, mitgliedschaftlich verfasst und unabhängig vom Wechsel der Mitglieder. Die Kammern verdanken ihre Rechtsfähigkeit einem Hoheitsakt und sind öffentlich-rechtlich organisiert und können öffentlich-rechtlich handeln. Beispielsweise können sie Beamte ernennen, haben die Rechtsetzungsbefugnis Satzungen zu erlassen und können Beiträge erheben. Im Bereich der Selbstverwaltungsangelegenheiten bestehen öffentlich-rechtliche Körperschaften, weil staatliche Aufgaben von den Betroffenen eigenverantwortlich geregelt werden sollen (weitere Beispiele für diese Organisationsform sind Gemeinden, Landesärztekammern oder Rechtsanwaltskammern). Die Landwirtschaftskammern finanzieren sich über Beiträge des jeweiligen Bundeslandes für die übertragenen staatlichen Aufgaben, die sogenannte Umlage (Mitgliedsbeiträge der landwirtschaftlichen Betriebe) und Einnahmen aus Dienstleistungen. 431. Grundsätzlich wird die Einhaltung der Düngeverordnung im Rahmen von Cross-

Compliance-Kontrollen einerseits und von Fachrechtskontrollen andererseits überprüft (vgl. Tz. 452 zur Definition von Cross Compliance). Beide werden in der Regel von den gleichen Behörden verantwortet (BLAG 2012, S. 224). Für die Erfüllung der Cross Compliance sind nicht alle Vorgaben der Düngeverordnung relevant. So ist es beispielsweise keine Voraussetzung der Cross Compliance, dass der zulässige Saldo des Nährstoffvergleichs eingehalten wird. Fachrechtskontrollen dagegen beziehen sich explizit auf die Einhaltung der Düngeverordnung. Die Düngeverordnung gibt dabei vor, welche Verstöße als Ordnungs-

329

widrigkeit zu ahnden sind. Die Überschreitung der zulässigen Nährstoffsalden stellt unter der Düngeverordnung von 2006 keine Ordnungswidrigkeit dar (Tz. 420). Tabelle 6-10 Organisation des Vollzugs der Düngeverordnung und Kontrollhäufigkeit nach Bundesländern
BB Verantwortung für Vollzug Cross-ComplianceKontrolle FachrechtsKontrolle Kontrollquoten in % Cross-ComplianceKontrolle FachrechtsKontrolle k.A. k.A. 1,15 ca. 0,5 1 k.A. 1 1 1 1 1 1 k.A. 2-3 1 k.A. 1 0,25 >1 k.A. 1,5 5 1 k.A. 1 5 ULB ULB FÜAK Kreisausschüsse, LK ULB* RP Kassel ULB LWK LWK DLR LfL LfL LfL UNB Zahlstelle + ULB LfL + ULB BW BY HE MV NI NW RP SH SL SN ST TH

ULB

ULB

ULB

LWK

LWK

DLR

LfL

k.A.

LfL

UNB

* mit Fachzentrum Agrarökologie DLR = Dienstleistungszentrum Ländlicher Raum; FÜAK = Staatliche Führungsakademie für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten, Zentraler Prüfdienst; LfL = Landesamt/Landesanstalt für Landwirtschaft (teilweise mit weiteren Aufgabenbereichen); LK = Landkreise; LWK = Landwirtschaftskammer; RP = Regierungspräsidium; ULB = Untere Landwirtschaftsbehörden (zuständige Fachbehörden, Ämter für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten, Landkreise u. ä.); UNB = Untere Naturschutzbehörde SRU/SG 2015/Tab. 6-10; Datenquelle: BLAG 2012, S. 225

432.

Die Frage nach dem ausreichenden Vollzug der Düngeverordnung ist gegenwärtig

nicht leicht zu beantworten, weil der Umfang der Verstöße aufgrund der schlechten Datenlage schwer zu quantifizieren ist und sowohl die Kontrollquoten des Fachrechts als auch im Rahmen der Cross Compliance sehr gering sind. Durch Fachrechtskontrollen werden im Durchschnitt der Bundesländer 0,25 % bis 5 % der Betriebe erfasst. Die Einhaltung der Cross Compliance wird in fast allen Bundesländern bei 1 % der Betriebe überprüft (vgl. Tab. 6-10). Die zu kontrollierenden Betriebe werden zufällig und nach Risikofaktoren wie vorherige Kontrollergebnisse oder Größe des Tierbestandes ausgewählt (BLAG 2012, S. 225). Neben der geringen Kontrollquote ist die Einhaltung bestimmter Vorgaben allgemein schwer zu überprüfen, wie zum Beispiel die Ausbringungsmengen im Herbst oder der Eintrag in Gewässer (ebd., S. 226 ff.). Die BLAG (2012) hat im Rahmen der Evaluierung der Düngeverordnung die zuständigen Institutionen der Bundesländer hinsichtlich der Ausgestaltung und Häufigkeit der Kontrollen (s. a. Tab. 6-10) sowie festgestellter Verstöße befragt. Im Jahr 2010 wurden bei 1.606 Fachrechtskontrollen in acht Bundesländern bei 1 % der Kontrollen Verwarnungen ausgesprochen und bei 21 % Bußgelder verhängt. Jedoch handelt es sich bei Fachrechtskontrollen häufig auch um Anlasskontrollen, wodurch generell eher Verstöße festgestellt werden (ebd., S. 230). Aufgrund von fahrlässigen Verstößen gegen Cross-Compliance-Vorgaben bezüglich Nitrats wurden 2010 auf 11 % der bundesweit kontrollierten Betriebe Kürzungen der Direktzahlungen vorgenommen. Kürzungen aufgrund von vorsätzlichen Verstößen wurden nur gegen 0,3 % der kontrollierten Betriebe verhängt. Bei fahrlässigen Verstößen werden die

330

Direktzahlungen um 1 bis 5 % gekürzt, bei vorsätzlichen Verstößen sind Kürzungen bis zu 100 % möglich (BMU und BMELV 2012, S. 48 f.). 433. SRU et al. (2013) und auch die BLAG (2012) fordern, den Vollzug der Düngeverord-

nung dadurch zu verbessern, dass Sanktionierungen erleichtert werden. Außerdem sollten die Vorgaben so gestaltet werden, dass sie besser kontrollierbar sind. Ein zentraler Aspekt ist die Sanktionierung bei Nichteinhaltung der zulässigen Stickstoffsalden des Nährstoffvergleichs. Diese Vorgabe ist nach der Düngeverordnung von 2006 weder Cross Compliance relevant noch wurde sie als Ordnungswidrigkeit gewertet. Dies sollte geändert und bei Verstößen im ersten Schritt kostenpflichtige Beratungen angesetzt werden. Bei erneuter und bei hoher Überschreitung sind behördliche Anordnungen auszusprechen, die Missachtung der Anordnung oder Beratungspflicht sollten als Ordnungswidrigkeit geahndet werden. SRU, WBA und WBD (2013) fordern darüber hinaus, dass die Betriebe die Resultate ihres Nährstoffvergleichs an eine autorisierte Stelle melden. Dies ist nicht nur für bessere Kontrollen notwendig, sondern auch um Optimierungspotenziale zu erkennen. 434. In Nordrhein-Westfalen und Niedersachsen werden zur Kontrolle von überbetrieb-

lichen Nährstoffflüssen detaillierte Daten über Aufnahme und Abgabe von Wirtschaftsdünger erhoben. Dafür müssen in Nordrhein-Westfalen Betriebe seit 2013 die Abgabe von Wirtschaftsdünger im Rahmen der Wirtschaftsdüngernachweisverordnung (WDüngNachwV) in einem internetbasierten Meldeprogramm angeben. Die Daten werden mit Angaben des aufnehmenden Betriebes abgeglichen. In Niedersachsen geschieht dies im Rahmen der Verordnung über Meldepflichten in Bezug auf Wirtschaftsdünger (WDüngMeldPflV ND). Darüber hinaus wurde kürzlich in Niedersachsen eine Initiative gestartet, um die Transparenz beim Nährstoffmanagement weiter zu verbessern (Niedersächsischer Landtag 2014a). So sollen in Zukunft die Daten zu den gemeldeten Verbringungen von Wirtschaftsdünger mit den vorhandenen Daten über die Anzahl gehaltener Nutztiere und der Flächenausstattung der Betriebe abgeglichen werden (Niedersächsischer Landtag 2014a; 2014b). Darüber hinaus wird überlegt, die Betriebe zur Erstellung eines Nährstoffkatasters bzw. einer Dokumentation zu verpflichten, die darlegt, auf welchen Flächen die Betriebe betriebseigenen und aufgenommenen Wirtschaftsdünger sowie mineralischen Dünger einsetzen. Eine entsprechende Erlassvorlage hierzu existiert bereits, die Idee konnte sich bisher jedoch nicht durchsetzen (Niedersächsischer Landtag 2012; EUWID 2014; Land & Forst 2013). Nach Ansicht des SRU erhöht das Vorgehen in Nordrhein-Westfalen und Niedersachsen die Nachvollziehbarkeit von Nährstoffflüssen deutlich. Unter dem Vorbehalt der datenschutzrechtlichen Zulässigkeit scheint eine digitale Erfassung der Angaben im Rahmen der Düngeverordnung (Nährstoffvergleich, Anfall Wirtschaftsdünger) und ein Zusammenführen dieser Daten mit Angaben über überbetriebliche Nährstoffverbringung und weiterer Betriebsdaten sinnvoll, um den Vollzug von düngerechtlichen Vorgaben entscheidend zu verbessern.

331

435.

Für eine Verbesserung des Vollzugs wäre es darüber hinaus interessant zu unter-

suchen, welchen Einfluss die institutionelle Verankerung auf die Durchsetzung der Düngeverordnung hat. Da der Vollzug von Bundesland zu Bundesland unterschiedlich organisiert ist, sollten weitergehende Studien zum Einfluss der verschiedenen Organisationsformen durchgeführt werden (vgl. Tab. 6-10). Mit dem vorhandenen Wissen lassen sich keine fundierten Aussagen darüber treffen, welche institutionelle Ausgestaltung des Vollzugs zu bevorzugen ist. 436. Nach Auffassung des SRU ist Beratung ein wichtiges Instrument, um die Umsetzung

der Düngeverordnung zu unterstützen. Im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und in Wasserschutzgebieten ist Beratung bereits ein fester Bestandteil des Gewässerschutzes, wie ausführlich in Abschnitt 6.3.1.2.3 erläutert wird. Beratungsangebote mit konkretem Bezug zur Düngeverordnung sind beispielsweise EDV-Unterstützung für die Erstellung des Nährstoffvergleichs, Informationen zu aktuellen Rechtsvorschriften oder einzelbetriebliche Beratung zum Düngemanagement (BLAG 2012, S. 223 f.). Beratungsangebote sind auf ihre Effektivität und Effizienz zu überprüfen und mit ausreichenden Ressourcen zu versehen, damit sie einen Beitrag zur Reduktion der Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft leisten können (vgl. Tz. 380). Ebenfalls sollte das in Abschnitt 5.3.3 vorgestellte schwedische Beratungsprogramm „Greppa Näringen“ auf mögliche Ansatzpunkte für eine effizientere und effektivere Beratung der deutschen Landwirtschaft hin analysiert werden. Das Programm zeichnet sich durch eine enge Kooperation verschiedener staatlicher sowie privater Akteure aus und ist damit komplementär zur Vielschichtigkeit der deutschen Beratungslandschaft (s. a. Abschn. 6.3.1.2.3). Zwischenfazit 437. Die Düngeverordnung ist das zentrale Instrument, um den Einsatz von Stickstoff in

der Landwirtschaft zu reglementieren. Sie stellt die nationale Umsetzung von wesentlichen Teilen der Nitratrichtlinie in Deutschland dar und trägt zur Umsetzung weiterer Richtlinien wie der Wasserrahmenrichtlinie bei. Die Maßnahmen der Düngeverordnung reduzieren nicht nur die Nitratbelastung von Wasserkörpern, sondern wirken auch verringernd auf die Emissionen von Lachgas und Ammoniak. Die Düngeverordnung ist daher auch für die Einhaltung der Emissionshöchstmenge von Ammoniak unter der NEC-Richtlinie von Bedeutung. Der SRU hat bereits in einer gemeinsamen Stellungnahme mit dem WBA und WBD anlässlich der Novellierung der Düngeverordnung von 2006 für eine ambitionierte Reform plädiert. Von besonderer Bedeutung sind nach Ansicht des SRU eine verbindliche Düngeplanung, strengere Anforderungen an die Ausbringungstechnik, eine angemessene Ausweitung der Sperrfristen, die Erstellung eines Nährstoffvergleichs nach Hoftorbilanz sowie ein besserer Vollzug der Vorgaben. Nur so kann die Düngeverordnung den notwendigen Beitrag zum Erreichen verschiedener Umweltqualitätsziele leisten.

332

6.4.3
438.

Verbesserter Immissionsschutz bei Tierhaltungsanlagen
Von den gesamten Ammoniakemissionen in Deutschland stammen circa 80 % aus

dem Management von Wirtschaftsdünger, sind also unmittelbar mit der Tierhaltung verknüpft. Je nach Tierart entstehen zwischen circa 40 % und circa 80 % der Ammoniakemissionen im Stall und bei der Lagerung von Wirtschaftsdünger, der Rest wird bei der Ausbringung von Wirtschaftsdünger emittiert (Tz. 216). 439. Für die Reduktion von Stickstoffemissionen, in diesem Fall speziell Ammoniak-

emission, spielen Tierhaltungsanlagen daher eine große Rolle. Im Rahmen der Anlagengenehmigung können gezielt Anforderungen bezüglich der zulässigen Emissionen formuliert werden. Ställe, Lager und Abfüllstationen sind als Betriebsstätten Anlagen im Sinne des § 3 Absatz 5 Nummer 1 BImSchG. Diese Anlagen bedürfen ab einer gesetzlich festgelegten Größe für ihre Errichtung und ihren Betrieb einer Genehmigung. Die Genehmigungspflicht richtet sich bei „Anlagen zum Halten und zur Aufzucht von Tieren“ nach der Tierplatzanzahl und ist im Anhang 1 der 4. BImSchV aufgeführt. Ihr zufolge sind Anlagen mit mehr als 1.500 Mastschweinen (> 30 kg), mehr als 560 Sauen (inklusive Ferkel < 30 kg) oder mehr als 15.000 Hennen genehmigungspflichtig. Gemäß § 5 BImSchG dürfen von diesen Anlagen keine schädlichen Umwelteinwirkungen und sonstige Gefahren ausgehen. Darüber hinaus muss Vorsorge gegen schädliche Umwelteinwirkungen und Gefahren getroffen werden, insbesondere durch die dem Stand der Technik entsprechenden Maßnahmen. Anlagen unterhalb der oben aufgeführten Grenzen sind nicht nach BImSchG genehmigungspflichtig und benötigen zu ihrer Errichtung nur eine Baugenehmigung nach dem Baugesetzbuch (BauGB). Allerdings müssen nach § 22 Absatz 1 Nummer 1 und 2 BImSchG auch nicht genehmigungsbedürftige Anlagen so errichtet und betrieben werden, dass schädliche Umweltwirkungen, die nach dem Stand der Technik vermeidbar sind, verhindert werden sowie die nach dem Stand der Technik nicht vermeidbaren schädlichen Umwelteinwirkungen auf ein Mindestmaß beschränkt werden. Nicht genehmigungspflichtig ist auch das Aufbringen von Dünger auf landwirtschaftliche Flächen, auch wenn durch Bewirtschaftungsmaßnahmen Emissionen entstehen. MÖCKEL et al. (2014, S. 262 und 267) schlagen deshalb eine gesetzliche Klarstellung dahingehend vor, dass auch landwirtschaftliche Acker- und Grünlandflächen Anlagen im Sinne des BImSchG sind. Für die Anlagen, die einer Genehmigungspflicht unterliegen, gilt wiederum, dass ab einer bestimmten Größe eine Umweltverträglichkeitsprüfung (UVP) durchgeführt werden muss. Dabei wird zwischen Anlagen, bei denen eine UVP-Pflicht im vollen Umfang durchgeführt werden muss, und Anlagen, für die über eine UVP nach einer Vorprüfung entschieden wird, unterschieden. Eine UVP-Pflicht besteht beispielweise bei Tierhaltungsanlagen mit mehr als 3.000 Mastschweinen (> 30 kg), bzw. mehr als 900 Sauen (inklusive Ferkel < 30 kg) bzw. mehr als 60.000 Hennen (UVPG Anlage 1 Nr. 7).

333

Zudem ist bei großen Tierhaltungsanlagen nach § 15 Raumordnungsgesetz (ROG) ein Raumordnungsverfahren für genehmigungspflichtige und UVP-pflichtige Vorhaben durchzuführen, wenn sie im Außenbereich errichtet werden, im Einzelfall raumbedeutsam sind und überörtliche Bedeutung haben. Über die Auslegung dieser Kriterien bestehen unterschiedliche Ansichten, sodass ein Raumordnungsverfahren nicht die Regel ist (MÖCKEL et al. 2014, S. 265). Anforderungen an Tierhaltungsanlagen 440. Genehmigungsbedürftige Anlagen müssen nach § 5 Absatz 1 Nummer 2 BImSchG

dem Stand der Technik entsprechen. Anlage 3 zu § 3 Absatz 6 BImSchG enthält Kriterien zur Bestimmung des Standes der Technik. Demnach umfasst der Stand der Technik den Entwicklungsstand fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder Betriebsweisen, die ein allgemein hohes Schutzniveau für die Umwelt sichern. Die immissionsschutzrechtlichen Anforderungen werden für genehmigungsbedürftige Tierhaltungsanlagen in der Technischen Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA Luft) näher konkretisiert. In den Anforderungen zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen (Nr. 4 TA Luft) werden keine Immissionswerte für Ammoniak festgelegt. Es muss aber geprüft werden, „[...] ob der Schutz vor erheblichen Nachteilen durch Schädigung empfindlicher Pflanzen (z. B. Baumschulen, Kulturpflanzen) und Ökosysteme durch die Einwirkung von Ammoniak gewährleistet ist“. Anhaltspunkte dafür liegen zum Beispiel vor, wenn bestimmte Mindestabstände zum Schutzgut nicht eingehalten werden (Sonderfallprüfung nach Nr. 4.8 TA Luft). Außerdem muss nach Nummer 4.8 ergänzend geprüft werden, ob Anhaltspunkte dafür vorliegen, dass der Schutz vor erheblichen Nachteilen durch Schädigung empfindlicher Pflanzen und Ökosysteme durch Stickstoffdepositionen nicht gewährleistet ist. Ein Anhaltspunkt ist zum Beispiel, wenn eine Viehdichte von 2 Großvieheinheiten je Hektar Landkreisfläche überschritten wird. Dabei müssen die Vorbelastung und die Gesamtbelastung ermittelt werden und die möglichen nachteiligen Auswirkungen auf die Ökosysteme abgeschätzt werden. Dies erfordert eine einzelfallbezogene und teils aufwändige Prüfung durch die zuständigen Genehmigungsbehörden (LAI 2012, S. 4). Einige Bundesländer haben länderspezifische Abstandsregelungen entwickelt. Um diese Prüfung zu vereinfachen und zudem eine national einheitliche, standardisierte Methodik zu generieren, hat die Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft für Immissionsschutz (LAI) einen Leitfaden zur Ermittlung und Bewertung von Stickstoffeinträgen erarbeitet (LAI 2012; UBA 2014c). Die Erarbeitung einer einheitlichen Methodik ist zu begrüßen. Naturschutzverbände kritisieren allerdings, dass das Vorgehen nach dem LAI-Leitfaden aufgrund der Abschneide- und Irrelevanzkriterien nicht geeignet ist, den Schutz empfindlicher Biotoptypen angemessen zu gewährleisten (BECKER und REBSCH 2013), was aber auch darauf zurückzuführen ist, dass die TA Luft nur ein geringes Schutzniveau vorschreibt.

334

Spezielle Anforderungen zur Vorsorge gegen schädliche Umwelteinwirkungen finden sich für Tierhaltungsanlagen unter Nummer 5.4.7.1 TA Luft. Dort werden für Anlagen zum Halten oder zur Aufzucht von Geflügel und Schweinen Mindestabstände zur Wohnbebauung vorgeschrieben, die nur unterschritten werden dürfen, wenn durch primärseitige Maßnahmen oder durch den Einbau von Abluftreinigungsanlagen die Emissionen gemindert werden können. Diese Anforderung bezieht sich aber nur auf Geruchsstoffe. Außerdem werden in Nummer 5.4.7.1 TA Luft bauliche und betriebliche Anforderungen an Tierhaltungsanlagen aufgeführt (u. a. Maßnahmen bezüglich der Tierhaltung, der Fütterung und Anforderungen an die Lagerung des Wirtschaftsdüngers). Der Betrieb von Abluftreinigungsanlagen ist bei Tierhaltungsanlagen durch die TA Luft bislang nicht vorgeschrieben. 441. Hauptanwendungsbereich der Abluftreinigung bei Tierhaltungsanlagen ist die

Schweine- und Geflügelhaltung (HAHNE 2012). In Nordrhein-Westfalen (Erlass des Umweltministeriums NRW „Immissionsschutzrechtliche Anforderungen an Tierhaltungsanlagen“ vom 19. Februar 2013), Niedersachsen (Gemeinsamer Runderlass des Umweltministeriums, Sozialministeriums und des Landwirtschaftsministeriums vom 22. März 2013 – 3340501/207.01) und Schleswig-Holstein (Erlass des Ministeriums für Energiewende, Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume vom 26. Juni 2014 – V 64/V62-570.220.200) wurde per Erlass klargestellt, dass der Einbau von Abluftreinigungsanlagen bei der Genehmigung von großen Schweinehaltungsanlagen als Stand der Technik betrachtet werden kann. Inzwischen stehen auch für zwangsbelüftete Anlagen zur Haltung von Geflügel zertifizierte Abluftreinigungsanlagen zur Verfügung (DLG 2014). 442. Das Baugesetzbuch privilegiert nach § 35 Absatz 1 Nummer 1 Anlagen, die einem

land- oder forstwirtschaftlichen Betrieb dienen und nur einen untergeordneten Teil der Betriebsfläche einnehmen. Als landwirtschaftlicher Betrieb gelten auch Tierhaltungsbetriebe, soweit das Futter überwiegend auf den zum landwirtschaftlichen Betrieb gehörenden, landwirtschaftlich genutzten Flächen erzeugt werden kann. Bei Tierhaltungsanlagen müssen sich daher mehr als 50 % des benötigten Futters auf eigenen oder angepachteten Flächen des Betriebes gewinnen lassen (MÖCKEL et al. 2014, S. 276 m.w.N.). Tierhaltungsbetriebe, die nicht über die erforderlichen Flächen verfügen, gehören zur gewerblichen Tierhaltung, sind aber nach § 35 Absatz 1 Nummer 4 BauGB ebenfalls privilegiert, weil sie wegen ihrer besonderen Anforderungen an die Umgebung, wegen ihrer nachteiligen Wirkung auf dieselbe oder wegen ihrer besonderen Zweckbestimmung nur im Außenbereich angesiedelt werden sollen. Für große Tierhaltungsanlagen, die einer UVPPflicht unterliegen, ist dieses Privileg aber Mitte 2013 abgeschafft worden (§ 35 Abs. 1 Nr. 4 BauGB). Damit ist zur Errichtung solcher Anlagen im Außenbereich nunmehr der Erlass eines Bebauungsplans erforderlich, was den Kommunen eine bessere Steuerungsmöglichkeit gibt.

335

Empfehlungen 443. Grundsätzlich wäre eine Novellierung der TA Luft mit dem Ziel, klare und anspruchs-

volle Vorgaben für Tierhaltungsanlagen zu schaffen, wünschenswert. In der TA Luft sollte für alle zwangsbelüfteten Schweinemastanlagen eine Abluftreinigung vorgeschrieben werden, weil dies den Stand der Technik darstellt (Deutscher Bundestag 2013a, S. 12; AMK 2013). Diese Anforderung sollte sich nicht nur auf Neubauten und wesentlich geänderte Anlagen beschränken, sondern – wie auch in den Erlassen von Niedersachsen, Nordrhein-Westfalen und Schleswig-Holstein vorgesehen – mit Übergangsfristen und – wo erforderlich – Einzelfallprüfungen für bestehende Stallbauten gelten. Würde die Abluftreinigung in allen genehmigungspflichtigen Mastschweineställen Pflicht werden (das sind ca. 20 % aller Mastschweinebestände oder rund 3 % der Mastschweinebetriebe), könnten schätzungsweise 7,7 kt/a Ammoniakemissionen (etwa 2 % der Ammoniakemissionen aus der Tierhaltung) gemindert werden (JÖRß et al. 2014). Die lokale Wirkung wäre erheblich größer, da die Abscheidegrade von Abluftreinigungsanlagen für Ammoniak zwischen 70 und 90 % betragen (HAHNE 2012). Außerdem werden gleichzeitig auch Gerüche und Stäube gemindert. Auch bei Geflügelbetrieben stehen inzwischen zertifizierte Abluftreinigungsanlagen zur Verfügung, sodass diese Weiterentwicklung des Standes der Technik bei der Novellierung der TA Luft berücksichtigt werden sollte. Derzeit wird das BVT-Merkblatt (= Beste Verfügbare Technik) „Beste verfügbare Techniken der Intensivhaltung von Geflügel und Schweinen“ (EIPPCB 2013) revidiert. Die Schlussfolgerungen der BVT-Merkblätter enthalten zusammenfassend Spannbreiten von Emissionswerten für Luft und Wasser, die von den Anlagen in der EU nicht überschritten werden dürfen. Die im Entwurf für das BVT-Merkblatt bislang eher schwach formulierten Anforderungen zu Abluftreinigungsanlagen für bestimmte Geflügelhaltungen sollten ebenfalls anspruchsvoller ausgestaltet werden. Es wäre zu begrüßen, wenn diese auch in der Endfassung des Dokuments zu den BVT zählen würden. 444. Ein weiteres Minderungspotenzial besteht bei der Abdeckung von Güllelagern. Die

entsprechenden Auflagen der TA Luft gelten aber nur für genehmigungspflichtige Betriebe und damit nur für große Tierbestandseinheiten. Sinnvoll wäre es daher, durch eine Verordnung nach § 23 BImSchG (der die Anforderungen an die Errichtung, die Beschaffenheit und den Betrieb nicht genehmigungsbedürftiger Anlagen regelt) auch für kleinere, nicht genehmigungsbedürftige Tierhaltungsanlagen Anforderungen zu formulieren, die sowohl die Abdeckung von Güllelagern als auch Anforderungen an den Stall betreffen sollten. 445. Wenn der Bau oder die Erweiterung einer Tierhaltungsanlage ein FFH-Gebiet erheb-

lich zu beeinträchtigen droht, muss das Projekt auf seine Verträglichkeit mit den Erhaltungszielen des FFH-Gebietes überprüft werden (§ 34 BNatSchG, s. a. Tz. 349). Der SRU empfiehlt, dass die hierzu für Straßenbau-Projekte entwickelte Methodik der Fachkonvention im Straßenbau (vgl. Tz. 349) auch im Falle der Beurteilung der Belastung von Ökosystemen durch Tierhaltungsanlagen angewandt wird.

336

6.4.4
446.

Für eine natur- und umweltverträgliche Agrarpolitik
In Kapitel 4 (Tz. 228) wurde gezeigt, dass die Gemeinsame Agrarpolitik (GAP) der

EU historisch gesehen ein wichtiger Treiber für die heutige intensive landwirtschaftliche Produktion war. Im Jahr 2014 begann die neue Förderperiode mit dem mehrjährigen EUFinanzrahmen 2014 bis 2020. Zeitlich parallel zu der Erarbeitung des Finanzrahmens wurden die Verordnungen im Bereich der GAP novelliert. Aufgrund der Verzögerung im Reformprozess gelten die neuen Regelungen sowohl für die Direktzahlungen (Teil der ersten Säule) als auch für die Förderung der ländlichen Entwicklung (Teil der zweiten Säule) allerdings erst ab 2015. Der SRU hat sich bereits 2009 mit Vorschlägen für eine grundsätzliche Neuausrichtung in die Diskussion eingebracht: Ein Paradigmenwechsel weg von der Einkommensstützung und hin zur Zahlung „öffentlicher Gelder für öffentliche Güter“ und damit zu einer ökologischen Neuausrichtung war die zentrale Empfehlung (SRU 2009). Die Europäische Kommission unternahm mit ihren Vorschlägen einen Anlauf für eine dezidiert ökologische Reform der GAP (Europäische Kommission 2010; 2012b; 2012c; 2012d). Die Ergebnisse dieses Prozesses sind jedoch ernüchternd und werden im Allgemeinen als nicht ausreichend beurteilt, um die notwendige Wende hin zu einer natur- und umweltverträglichen Agrarpolitik zu vollziehen. Was die ökologischen Anforderungen für den Erhalt der Direktzahlungen (das sogenannte Greening, näher erläutert in Tz. 447) betrifft, fallen die Vorgaben nun deutlich hinter die Vorschläge der Kommission zurück. Letztere stellten aus Sicht des Umwelt- und Naturschutzes ohnehin schon nur Minimalanforderungen dar, konnten aber immerhin als Schritt in die richtige Richtung gesehen werden (u. a. SRU 2013b; KLU 2012). Die Bundesregierung hat in doppelter Hinsicht ihre Chance für eine stärkere Ökologisierung nicht genutzt. Auf EUEbene hat sie eher für eine Absenkung der Anforderungen an das Greening votiert (Rat der Europäischen Union 2012) und bei der nationalen Umsetzung an vielen Stellen die Gestaltungsspielräume nicht zugunsten des Umwelt- und Naturschutzes ausgenutzt (s. nachfolgende Kritik am Direktzahlungen-Durchführungsgesetz vom 9. Juli 2014 (BGBI. I S. 897); Tz. 447 ff.). Im Sinne einer kohärenten nationalen Politik zur Stickstoffminderung, aber auch um Kohärenz mit wesentlichen EU-Richtlinien, wie der NEC-Richtlinie 2001/81/EG sowie der Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG herzustellen, mahnt der SRU für die nächste Förderperiode deutlich weitergehende Reformschritte an. Hierzu sei auch auf die Vorschläge des SRU in der 2009 veröffentlichten Stellungnahme verwiesen. Kurzfristig, das heißt noch während der aktuellen Förderperiode, sollten aber im Rahmen der Halbzeitüberprüfung der Reform in 2017 und in der nationalen Gesetzgebung bereits einige Anpassungen erfolgen.

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Nachbesserung des Greenings auf EU-Ebene und in der nationalen Umsetzung 447. Nach Beendigung der Übergangsfrist sind ab 2015 die Direktzahlungen für die

landwirtschaftlichen Betriebe zu 30 % an die Einhaltung der sogenannten GreeningVorschriften gekoppelt. Diese bestehen aus drei Elementen: Restriktionen zum Grünlandumbruch, der Vorgabe zur Ausweisung ökologischer Vorrangflächen (Flächennutzung im Umweltinteresse) sowie Vorgaben für eine Anbaudiversifizierung (Art. 43 bis 46 EU-Direktzahlungsverordnung Nr. 1307/2013 (DZ-VO)). Alle drei Elemente sind für eine Minderung der Belastungen durch Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft relevant, weshalb im Folgenden die zentralen Punkte aufgezeigt werden, an denen Nachbesserungsbedarf im Rahmen der Halbzeitüberprüfung der EU-Direktzahlungsverordnung sowie im Rahmen der nationalen Umsetzung besteht. 448. Trotz ihrer großen ökologischen Bedeutung ist die Grünlandfläche in Deutschland in

den letzten Jahrzehnten deutlich zurückgegangen (BfN 2014). Beim Umbruch von Grünland kommt es zu starken punktuellen Freisetzungen von reaktivem Stickstoff in Luft und Wasser (z. B. SRU 2008, Tz. 969; 2009; Osterburg et al. 2009, S. 11). Nach Artikel 45 Absatz 1 EUDirektzahlungsverordnung ist umweltsensibles Dauergrünland in den nach der FFH-Richtlinie 92/43/EWG oder der Vogelschutzrichtlinie 2009/147/EG geschützten Gebieten (zusammen Natura 2000-Gebiete) als Teil der Greeningauflagen mit einem Umbruchverbot belegt, das heißt dieses Grünland darf weder umgewandelt noch umgepflügt werden. Die Mitgliedstaaten sind darüber hinaus ermächtigt, das Umbruchverbot auf weitere sensible Gebiete auszuweiten. Nach Artikel 45 Absatz 2 DZ-VO ist der Umbruch von Dauergrünland auf maximal 5 % der gesamten durch die Betriebe angemeldeten Dauergrünlandflächen im Vergleich zum Referenzjahr 2012 für altes Dauergrünland begrenzt. Für nach 2012 hinzu gekommenes Dauergrünland gilt das Referenzjahr 2015. Die Mitgliedstaaten können festlegen, ob diese Regelung auf Betriebs-, subregionaler, regionaler oder nationaler Ebene greift, das heißt auf welcher Ebene die 5 %-Obergrenze ansetzt. Deutschland hat sich im Direktzahlungen-Durchführungsgesetz (DirektZahlDurchfG) für die regionale Ebene entschieden. In Umsetzung der neuen Greening-Vorgaben hat der Bund den Schutz des Dauergrünlandes ergänzt und ein generelles Umwandlungsverbot von Dauergrünland in FFH-Gebieten erlassen. Davon ist aber Grünland auf Stilllegungsflächen und Grünland, welches durch Agrarumweltmaßnahmen gemäß Europäischem Landwirtschaftsfonds für die Entwicklung des ländlichen Raums (ELER) oder Europäischem Ausrichtungs- und Garantiefonds für Landwirtschaft (EAGFL) aus Ackerland geschaffen wurde, ausgenommen (§ 15 DirektZahlDurchfG). Die Umwandlung von sonstigem Dauergrünland unterliegt zukünftig einem Genehmigungsverfahren (§ 16 DirektZahlDurchfG). Die Genehmigung wird aber bei einer kompensierenden Neuanlage von Grünland sowie aus Gründen des öffentlichen Interesses und in Härtefällen erteilt. Ist der Grünlandanteil insgesamt gegenüber dem Referenzanteil um 5 % gesunken, werden grundsätzlich keine Genehmigungen mehr erteilt. Darüber hinaus ist

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Dauergrünland durch verschiedene Bundes- und Landesgesetze geschützt (MÖCKEL et al. 2014, S. 130 – 134). Der SRU hat in verschiedenen Gutachten die hohe Relevanz des Grünlanderhalts auch im Zusammenhang mit reaktiven Stickstoffverbindungen betont und die bessere Verankerung des Dauergrünlanderhalts im Rahmen der GAP gefordert. Im Umweltgutachten 2008 forderte er „ein absolutes Umbruchverbot für altes Grünland und wertvolle Grünlandbiotope (SRU 2008, Tz. 974). HOFFMANN et al. (2012b) sehen ein vollständiges Verbot mit Ausnahmeregelungen oder zumindest eine deutliche weitere Reduktion des Prozentsatzes als in der EU-Direktzahlungsverordnung für notwendig, zumal in den vergangenen Jahrzehnten das Grünland bereits massiv zurückgegangen ist. Der SRU empfiehlt deshalb auf EU-Ebene im Rahmen des Mid-Term-Reviews 2017 die Vorgaben in der Direktzahlungsverordnung schärfer zu fassen. Die 5 %-Klausel sollte überprüft werden und die Europäische Kommission sollte die in der Verordnung formulierte Befugnis nutzen, im Rahmen delegierter Rechtsakte weitere gefährdete Gebiete mit Umbruchverbot auszuweisen. Auf nationaler Ebene empfiehlt der SRU, die Ergänzung im DirektzahlungenDurchführungsgesetz um ein Umbruchverbot auf umweltsensible Grünlandflächen außerhalb von FFH-Gebieten, insbesondere Moorstandorte, Überschwemmungsgebiete und artenreiche Grünlandflächen auszudehnen. ISERMEYER (2014, S. 9) und SCHMIDT et al. (2014) weisen darauf hin, dass mit den FFH-Gebieten erhebliche Teile des aus Natur- und Umweltschutzsicht erhaltenswerten, umweltsensiblen Grünlands nicht abgedeckt sind. 449. Nach Artikel 46 Absatz 1 DZ-VO muss jeder Betrieb zukünftig ökologische Vorrang-

flächen in Höhe von 5 % seiner Ackerflächen ausweisen. Ökologische Vorrangflächen bzw. im Umweltinteresse genutzte Flächen sind keine Stilllegungsflächen, vielmehr ist auf ihnen eine Bewirtschaftung nach bestimmten Kriterien erlaubt. Absatz 2 enthält eine Liste der Flächen- und Landnutzungstypen, unter denen die Mitgliedstaaten solche auswählen können, die als ökologische Vorrangflächen gelten sollen. Neben Brachflächen und Landschaftselementen, die einen wichtigen Beitrag zum Biodiversitätsschutz leisten, gehören hierzu nach der EU-Direktzahlungsverordnung aber auch Flächen mit Zwischenfrüchten und Leguminosen. Der Einsatz von Mineraldüngung ist in der EU-Verordnung lediglich auf Kurzumtriebsplantagen explizit ausgeschlossen. Der Verzicht der Stickstoffdüngung auf ökologischen Vorrangflächen ist jedoch sowohl für den Schutz der terrestrischen Ökosysteme vor Eutrophierung (Erhaltung der biologischen Diversität) als auch für den Gewässerschutz von großer Bedeutung (u. a.OPPERMANN et al. 2013, S. 146; UBA et al. 2014, S. 3). Deshalb empfiehlt der SRU, auf EU-Ebene im Rahmen der Halbzeitüberprüfung zum einen die Liste der anrechenbaren ökologischen Vorrangflächen anzupassen und zum anderen den Einsatz von Düngemitteln (synthetische Düngemittel sowie Wirtschaftsdünger) und Pestiziden auf sämtlichen ökologischen Vorrangflächen auszuschließen. Artikel 46 Absatz 1 Unterabsatz 2 DZ-VO sieht außerdem vor, dass nach einer Evaluierung der Wirkungen der

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ökologischen Vorrangflächen ab 2018 der Flächenanteil von 5 auf 7 % des Ackerlandes eines Betriebs erhöht werden soll. Dies unterstützt der SRU ausdrücklich und verweist auf Untersuchungen, denen zufolge sogar noch höhere Anteile erforderlich sind (zitiert in SRU 2013b, S. 10; 2009, S. 16). Die Umsetzung der Vorgaben zu ökologischen Vorrangflächen in deutsches Recht ist zu kritisieren. Zum einen wurde nicht wie in der EU-Direktzahlungsverordnung freigestellt und oben als sinnvoll beschrieben, die Auswahl an ökologischen Vorrangflächen dahingehend eingeschränkt, dass nur solche Maßnahmen, die einen deutlichen Mehrwert für die Erhaltung der Biodiversität leisten, anrechenbar sind. Und zum anderen hat der Gesetzgeber nicht, wie vielerseits (s. o.) gefordert, den vollständigen Verzicht von Düngemitteleinsatz (synthetische sowie organische Düngemittel) und Pestiziden auf ökologischen Vorrangflächen festgeschrieben. Nach § 18 Absatz 3 DirektZahlDurchfG dürfen „im Antragsjahr nach der Ernte der Vorkultur weder chemisch-synthetische Pflanzenschutzmittel noch mineralische Stickstoffdüngemittel noch Klärschlamm eingesetzt werden“. Die Ausbringung von Wirtschaftsdüngern, die (s. Kap. 4.1) massiv das hohe Überschussproblem begründet, ist somit auf ökologischen Vorrangflächen zulässig. Außerdem ist die Ermächtigung, weitere Kriterien für ökologische Vorrangflächen im Rahmen einer Rechtsverordnung zu erlassen, eingeschränkt worden. Darüber hinaus wird mit § 18 DirektZahlDurchfG festgelegt, dass die Startdüngung und der Pflanzenschutz nach guter fachlicher Praxis im Leguminosenanbau auch auf ökologischen Vorrangflächen zulässig bleiben. Die in diesem Absatz genannten Punkte unterwandern nach Ansicht des SRU die Zielsetzung der ökologischen Vorrangfläche im Rahmen des Greenings und sollten korrigiert werden. Das Thünen-Institut bewertet in seinem Arbeitspapier zur nationalen Umsetzung der GAP den Anbau von Zwischenfrüchten und Leguminosen zwar grundsätzlich als unter Umweltgesichtspunkten sinnvoll, sofern Düngung (synthetische und organische Dünger) sowie Pestizideinsatz ausgeschlossen sind. Der direkte positive Einfluss auf die Erhaltung der Biodiversität sei aber vergleichsweise gering. Die Wissenschaftler empfehlen deshalb, Zwischenfruchtanbau nicht als ökologische Vorrangfläche anrechenbar zu machen, sondern als Bestandteil der guten fachlichen Praxis zu definieren (SCHMIDT et al. 2014, S. 55 f). Für den Leguminosenanbau empfehlen sie, diesen nur in Kombination mit anderen ökologischen Vorrangflächen als anerkennungsfähig gelten zu lassen (ebd., S. 57). 450. Auch die Anbaudiversifizierung ist aus Sicht der Stickstoffproblematik relevant, da sie

die Stickstoffintensität und -effizienz beeinflussen kann. Die in der neuen EU-Direktzahlungsverordnung verabschiedeten diesbezüglichen Anforderungen, sind jedoch in verschiedener Hinsicht unzureichend, um eine Verbesserung des Status Quo herbeizuführen (SCHMIDT et al. 2014; KLU 2013b; 2013c; SRU 2013b). Ab 10 ha Ackerland müssen mindestens zwei verschiedene landwirtschaftliche Kulturen angebaut werden und die Hauptkultur darf einen Anteil von 75 % des Ackerlandes nicht übersteigen bzw. ab 30 ha Ackerland

340

müssen drei verschiedene Kulturen angebaut werden, wobei die beiden Hauptkulturen zusammen maximal 95 % des Ackerlandes einnehmen dürfen (Art. 44 DZ-VO). Die zulässigen Anteile der Hauptfruchtarten sind deutlich zu hoch, um eine biodiversitätswirksame Steigerung der Heterogenität der Landschaft herbeizuführen (HOFFMANN et al. 2012a, S. 198 ff.). Untersuchungen von FORSTNER et al. (2012, S. 17 ff.) zu den Vorschlägen der Europäischen Kommission hinsichtlich des Greenings legen nahe, dass ein Großteil der Betriebe, welche die Vorgaben zur Anbaudiversifizierung zum Untersuchungszeitpunkt nicht erfüllten, tendenziell zu hohe Maisanteile in der Fruchtfolge aufwiesen. Die EU-Direktzahlungsverordnung macht aber keine Vorgaben oder gibt keine weitere Differenzierung dahingehend, wie die Diversifizierung hinsichtlich der Wahl der Feldfrüchte, der Nutzungsintensität sowie Fruchtfolgen und Fruchtfolgenweite umgesetzt werden soll. Gerade aus Sicht der Düngungsintensität bzw. des Stickstoffmanagements auf der Fläche sind aber die vorgenannten Aspekte zentral. Das Thünen-Institut geht davon aus, dass Betriebe, die aufgrund der Vorgaben zu einem Fruchtartenwechsel auf vorherigen Maisanbauflächen gezwungen sind, im Dünge- und Pestizideinsatz ähnlich intensive alternative Fruchtarten wählen werden. Ohne zusätzliche Spezifizierungen zur Umsetzung der Anbaudiversifizierung kann dem nicht vorgebeugt werden (SCHMIDT et al. 2014, S. 24). Vorschläge für eine Weiterentwicklung der Anforderungen zur Anbaudiversifizierung machen auch zum Beispiel OPPERMANN et al. (2013) und OPPERMANN (2009). Für die Wirkung der Reform werden neben den Greening-Anforderungen die künftigen Prämienabzüge und Sanktionen bei Verstößen entscheidend sein (ISERMEYER 2014, S. 9 f.). Eine zielgerichtete Mittelbereitstellung und Programmierung in den ländlichen Entwicklungsplänen 451. In der heutigen Stickstoffpolitik werden in erheblichem Maße freiwillige Förder-

maßnahmen wie Agrarumweltmaßnahmen und Vertragsnaturschutz zum Erreichen einer Vielzahl von Umweltqualitätszielen eingesetzt, unter anderem im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie (vgl. Tz. 374) und auch im terrestrischen Naturschutz (vgl. Abschn. 6.2.6). Während das Greening und die Cross-Compliance-Auflagen für die Direktzahlungen der erste Säule eher einen Beitrag zu einer gebietsunspezifischen, flächendeckenden Begrenzung der Stickstoffeinträge leisten sollen, werden Zahlungen aus der zweiten Säule für Agrarumweltmaßnahmen und Vertragsnaturschutz gebiets- oder flächenspezifisch geleistet und sollen lokal zur Einhaltung anspruchsvollerer Schutzstandards bzw. zur gezielten Minderung von Emissionen in Hochbelastungsgebieten beitragen. Die zweite Säule der GAP stellt eine wichtige Finanzierungsquelle für diese freiwilligen Minderungsmaßnahmen dar. Die Mittelausstattung wurde jedoch bereits in der Vergangenheit aus Sicht des Biodiversitäts- und Gewässerschutzes als unzureichend beurteilt (OPPERMANN et al. 2013; SRU 2009, S. 16). Im Rahmen der aktuellen Reform wurden die EU-Mittel für die zweite Säule noch weiter gekürzt (s. Tab. 6-11).

341

Tabelle 6-11 Mehrjähriger Finanzrahmen 2014 bis 2020 von EU-Mitteln für die ländliche Entwicklung Deutschlands
20072013 (Mrd. Euro) 20142020 (Mrd. Euro) Absenkung der 2. Säule-Mittel unter Berücksichtigung der Inflation Aggregierte Mittel aus Umschichtung aus 1. in 2. Säule, wenn jährlich 4,5 % der jährlichen nationalen Obergrenze umgeschichtet werden (Mrd. Euro) 0,996** 2014 – 2020 Absenkung 2. Säule Gesamtunter Berücksichtigung summe Mittel der Umschichtungen für 2. Säule (Mrd. Euro) 8,3** -9 %**

9,117* 7,304* -19,9%*

* Zahlen aus http://www.europarl.europa.eu/RegData/etudes/note/join/2013/495846/IPOLAGRI_NT(2013)495846_EN.pdf, S. 45, konstante Preise von 2011 ** im Direktzahlungen-Durchführungsgesetz sind Umschichtungen nur für die Jahre 2015 bis 2019 vorgesehen; Zahlen berechnet auf Grundlage der Angaben für 1. Säule-Obergrenzen für D 2015-2019 in der Verordnung (EU) Nr. 1307/2013 Anhang III, umgerechnet in Preise von 2011 SRU/SG 2015/Tab. 6-11

Nach Artikel 14 DZ-VO haben die Mitgliedstaaten die Möglichkeit, die Mittelkürzungen der zweiten Säule durch eine Umschichtung von bis zu 15 % der jährlichen nationalen Obergrenzen nach Anhang II auszugleichen. Die Bundesregierung plant jedoch hiervon nur in sehr begrenztem Umfang Gebrauch zu machen. Statt, wie vom SRU und anderen Akteuren empfohlen (SRU 2013b; SRU et al. 2013; KLU 2012), diesen Spielraum voll auszunutzen, wurde entschieden lediglich 4,5 % umzuschichten (§ 5 DirektZahlDurchfG). Dadurch wird national ein Teil der Absenkung der zweiten Säule auf EU-Ebene aufgefangen, es bleibt aber insgesamt bei einer Reduktion dieser Fördermittel für Deutschland (s. Tab. 6-11). Da das Preisniveau in der Landwirtschaft gleichzeitig steigt, nimmt das Finanzierungsproblem für Agrarumwelt- und Vertragsnaturschutzmaßnahmen folglich zu und ist ein Hemmnis für die Umsetzung der Stickstoffpolitiken. Vor dem Hintergrund, dass die Stickstoffminderungspolitik in Deutschland bei gebietsspezifischen Minderungsmaßnahmen derzeit stark auf freiwillige Fördermaßnahmen baut, empfiehlt der SRU, zusätzliche Gelder hierfür auf nationaler Ebene oder Bundesländerebene zu mobilisieren, zum Beispiel aus den Finanzmitteln für die Gemeinschaftsaufgabe „Verbesserung der Agrarstruktur und des Küstenschutzes“. Auch Einnahmen aus einer Überschussabgabe, wie sie in Abschnitt 6.4.5 vorgeschlagen wird, könnten zur Deckung der Finanzierungslücke genutzt werden. Bei einer Auswertung der tatsächlich umgesetzten Agrarumweltmaßnahmen in vier Bundesländern in der vergangenen Förderperiode (2007 – 2013) stellten OPPERMANN et al. (2013) fest, dass nur zwischen 1,5 % (Baden-Württemberg) und 19 % (Niedersachsen und Bremen) des gesamten Flächenumfangs von Agrarumweltmaßnahmen auf raumspezifische oder nach ihrer Definition anspruchsvolle Maßnahmen entfiel. Der für solche Maßnahmen aufgewendete Finanzumfang lag zwischen 7,1 und 47 % der gesamten Ausgaben für Agrarumweltmaßnahmen (ebd., S. 85). Insbesondere vor dem Hintergrund immer knapperer Mittel empfiehlt der SRU, wie auch die eben genannten Autoren, eine stärkere räumliche und inhaltliche Fokussierung des Mitteleinsatzes in den ländlichen Entwicklungsplänen (ebd.,

342

S. 88 f.). Der Mitteleinsatz sollte räumlich deutlich stärker nach Kriterien des maximalen Nutzens für Umwelt- und Naturschutz ausgerichtet werden und eine Förderung in Gebietskulissen erfolgen (ALBERT et al. 2008). Modellierungen in der Art wie sie das Thünen-Institut in dem AGRUM-Weser-Projekt (Analyse von Agrar- und Umweltmaßnahmen im Bereich des landwirtschaftlichen Gewässerschutzes) zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in der Flussgebietseinheit Weser vorgenommen hat, beziehen die bestehenden Produktionsschwerpunkte und Nutzungsweisen der landwirtschaftlichen Nutzflächen in Potenzialanalysen für Agrarumweltmaßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffproblematik ein (KREINS et al. 2010; HEIDECKE et al. 2012; GÖMANN et al. 2013). Solche Modellierungen können gegebenenfalls auch bei der Aufstellung und Evaluierung der ländlichen Entwicklungspläne zu Rate gezogen werden. Für die Wirksamkeit von Agrarumweltmaßnahmen ist außerdem die räumlich-zeitliche Kontinuität relevant. Für den Schutz terrestrischer Ökosysteme mit geringer Stickstofftoleranz ist es für den dauerhaften Erfolg maßgeblich, dass die Maßnahme kontinuierlich auf ein und derselben Fläche durchgeführt wird. Wird eine Maßnahme nach wenigen Förderjahren beendet oder unterbrochen, gehen bereits erzielte Erfolge im terrestrischen Biodiversitätsschutz und damit auch die bereits investierten öffentlichen Gelder verloren. Dies gilt, selbst wenn in diesem Zeitraum auf einer anderen neuen Fläche die gleiche Maßnahme durchgeführt wird. Hier besteht ein Konflikt mit den Interessen der Landwirtschaft, die ihre Planung möglichst frei den Entwicklungen auf den Agrarmärkten anpassen möchte. Für Maßnahmen zur Minderung der Stickstoffeinträge in Gewässer stellt sich der Zusammenhang etwas weniger kritisch dar. Minderungsmaßnahmen können auch bei wechselnden Flächen den gleichen Entlastungsbeitrag leisten, vorausgesetzt die Flächen sind mit den gleichen Wasserkörpern verbunden und die Retentionsgrade sind gleich. Außerdem leistet jedes vermiedene Kilogramm Stickstoffeintrag einen nachhaltigen Beitrag zur Entlastung, weil die Gewässer teilweise als Senken fungieren. Deshalb wäre es sinnvoll, Maßnahmen, die auf den terrestrischen Naturschutz abzielen, prioritär auf Flächen durchzuführen, die dieser Anwendung sicher langfristig zur Verfügung stehen. Gewässerschutzmaßnahmen können hingegen tendenziell eher auch an wechselnden Standorten gefördert werden. Wirkungsvolle Cross Compliance 452. Im Rahmen der Agrarreform im Jahr 2003 wurde der Cross-Compliance-Mechanis-

mus zum zentralen Bestandteil der GAP. Seit dem Jahr 2005 sind die Mitgliedstaaten verpflichtet, Direktzahlungen an die Einhaltung bestimmter EU-Verordnungen und Richtlinien sowie Anforderungen zur Erhaltung der landwirtschaftlichen Flächen im guten landwirtschaftlichen und ökologischen Zustand (GLÖZ) zu binden. Durch Cross Compliance wurde auf EUEbene eine Konditionierung der Beihilfezahlungen und damit ein umweltpolitisches Steuerungsinstrument eingeführt, welches für Landwirte finanzielle Anreize erzeugen soll, um einschlägige fachrechtliche Normen einzuhalten (SRU 2008; 2009, S. 19; NITSCH und

343

OSTERBURG 2007; OPPERMANN et al. 2013, S. 69). Hiermit besteht neben den im nationalen Recht verankerten ordnungsrechtlichen Sanktionsmöglichkeiten ein zusätzlicher gewichtiger Hebel, um aus Sicht einer kohärenten Stickstoffpolitik zentrale Mindestanforderungen durchzusetzen. Voraussetzung dafür, dass dies Wirkung erzielen kann, ist jedoch eine anspruchsvolle Umsetzung der Cross Compliance relevanten Vorgaben auf der nationalen Ebene, eine hohe Vollzugsfreundlichkeit der Regelungen sowie eine zur Abschreckung von Nicht-Einhaltung ausreichend hohe Kontrollintensität (u. a. BLAG 2012, S. 223 ff.; OPPERMANN et al. 2013, S. 72 f.). In allen drei Punkten gibt es nach Einschätzung des SRU Nachbesserungsbedarf. In der EU-Verordnung über die Finanzierung, die Verwaltung und das Kontrollsystem der Gemeinsamen Agrarpolitik (EU) Nr. 1306/2013 sind als Cross Compliance relevante Vorgaben die „Grundanforderungen an die Betriebsführung“ sowie „Standards für einen guten landwirtschaftlichen und ökologischen Zustand der Fläche“ (GLÖZ) aufgeführt. Diese werden aus zwanzig EU-rechtlichen Verordnungen und Richtlinien in den genannten Regelungsbereichen abgeleitet, wobei mit der Novellierung 2013 einige Vorschriften der FFH- und der Vogelschutz-Richtlinie aus der Cross Compliance gestrichen wurden. Diese europarechtlichen Mindeststandards müssen von den Mitgliedstaaten präzisiert werden und auf sämtlichen prämienberechtigten Flächen – in Deutschland also auf fast der gesamten landwirtschaftlichen Nutzfläche – eingehalten werden. Die Präzisierung der Standards erfolgt in Deutschland durch das Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz sowie die darauf gestützte Direktzahlungen-Verpflichtungenverordnung (z. B. OPPERMANN et al. 2013, S. 68; MÖCKEL et al. 2014, S. 127). Aus Sicht der Stickstoffproblematik sind von den Grundanforderungen an die Betriebsführung vor allem die Grundwasserrichtlinie 2006/118/EG, die Nitratrichtlinie 91/676/EWG und die FFH-Richtlinie relevant (vgl. Abschn. 6.4.2). Empfehlungen zur besseren Umsetzung der FFH-Richtlinie im Hinblick auf die Minderung von Stickstoffeinträgen finden sich in Kapitel 6.2 und zur Grundwasserrichtlinie in Kapitel 6.3. Die Cross Compliance muss auch insofern weiterentwickelt werden, dass die relevanten Inhalte der EU-Richtlinien bzw. Verordnungen Kontroll- und Sanktionsgegenstand werden. Hinsichtlich der Einhaltung der Düngeverordnung wird (wie in Tz. 431 erläutert) im Rahmen der Cross-Compliance-Kontrollen nur überprüft und gegebenenfalls sanktioniert, ob der Landwirt die Unterlagen für einen Nährstoffvergleich vorlegen kann. Ob dem Ergebnis des Nährstoffvergleichs nach die Vorgabe der Düngeverordnung zu den Überschussgrenzen eingehalten wird, ist hingegen nicht Kontrollgegenstand (BLAG 2012). Dies ist für die Wirksamkeit von Cross Compliance sehr nachteilig. Bei den GLÖZ-Standards besteht ein größerer Spielraum bei der nationalen Umsetzung. Die deutsche Direktzahlungen-Verpflichtungenverordnung von 2004 war bei Redaktionsschluss noch nicht an die neue Rechtslage auf EU-Ebene angepasst. Bisher enthält sie unter anderem auch Vorgaben zur Erosionsvermeidung (§ 2 DirektZahlVerpflV), zum Schutz von Dauergrünland (§ 4a DirektZahlVerpflV), zur Schaffung von Pufferzonen entlang von

344

Wasserläufen (§ 5b DirektZahlVerpflV) sowie zum Schutz des Grundwassers (§ 5c DirektZahlVerpflV). Durch diese Einzelvorgaben können die Länder grundsätzlich bei der Ausgestaltung der Agrarumweltmaßnahmen einschränkt werden. Wird eine Bewirtschaftungsweise als Förderstandard (und damit Mindeststandard) definiert, kann sie nicht mehr Fördergegenstand sein. Sie wird zum Mindeststandard, der nicht durch zusätzliche Fördergelder honoriert wird (OPPERMANN et al. 2013, S. 70). Der SRU empfiehlt, die GLÖZ-Standards in den Bundesländern auf ihr Anspruchsniveau zu überprüfen. Hier besteht auch ein starker Bezug zu der Empfehlung, öffentliche Gelder zielgerichtet mit hohem Nutzen für den Umwelt- und Naturschutz einzusetzen (Tz. 446). Die EU schreibt eine Kontrolldichte von 1 % der Beihilfe empfangenden Betriebe vor, weit weniger als die 5 %ige Kontrollrate von Betrieben, die an den freiwilligen Agrarumweltprogrammen teilnehmen (SRU 2008, Tz. 973; OPPERMANN et al. 2013, S. 73). In Deutschland liegt die Rate für Cross-Compliance-Kontrollen bei Betrieben mit über 10 ha landwirtschaftlicher Nutzfläche in den meisten Bundesländern bei 1 % (Tz. 431). Zwischen den Bundesländern bestehen Unterschiede sowohl hinsichtlich der Kontrolldichte, des Auswahlsystems der Betriebe für Kontrollen als auch der zuständigen Kontrollinstanzen (BLAG 2012, S. 223 ff). Die Kontrollen erfolgen nach vorheriger Ankündigung und beschränken sich in der Regel auf die schriftliche Dokumentation (SRU 2008, Tz. 973). Nach Einschätzung des SRU und zahlreicher Experten (u. a. OPPERMANN et al. 2013, S. 72 f.; MÖCKEL 2014) ist das derzeitige Kontrollsystem für Cross Compliance stark verbesserungswürdig, um Verstößen gegen die an die Direktzahlungen gebundenen Standards wirkungsvoll vorzubeugen und damit das Potenzial dieses Instrumentes zur flächendeckenden Begrenzung von Stickstoffemissionen zu entfalten, insbesondere was die Umsetzung der Düngeverordnung anbelangt. So würde auch ein Beitrag geleistet, insgesamt das Ordnungsrecht in diesem Bereich zielorientierter zu nutzen.

6.4.5
453.

Überschussabgabe für Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft
In einigen EU-Mitgliedstaaten werden oder wurden in der Vergangenheit stickstoff-

bezogene Steuern oder Abgaben im Bereich der Landwirtschaft eingesetzt (eine Übersicht, wenn auch nicht vollständig, geben zum Beispiel OECD 2007; WEGENER und THEUVSEN 2010; NIENHAUS und KNICKEL 2004). In Deutschland ist dies bisher nicht der Fall, auch wenn ökonomische Instrumente der Theorie nach eine sinnvolle Ergänzung zu ordnungsrechtlichen Instrumenten, Förderpolitik und informatorischen Instrumenten darstellen (vgl. Kap 5). Ihre Einführung wird in zahlreichen Publikationen, die sich mit der Stickstoffproblematik befassen, als erwägenswert beurteilt (GAWEL et al. 2011, S. 234 und 279 f.; MÖCKEL 2006; SRU 2008; UBA 2009, S. 37; WEGENER und THEUVSEN 2010). Ökonomische Instrumente unterstützen die übergeordneten und langfristigen Ziele einer aus Stickstoffsicht nachhaltigen Landwirtschaft, indem sie (wie in Kap. 5 hergeleitet) die gesellschaft-

345

lichen Kosten des Stickstoffeinsatzes zumindest teilweise den Landwirten anlasten, sodass sie stärker als zuvor in deren betriebswirtschaftliche Kalkulation eingehen. So wirken sie auf einen gesamtgesellschaftlich gesehen effizienteren Ressourceneinsatz hin. Dies dient bei entsprechender Ausgestaltung auch dem Ziel, dass Wirtschaftsdünger vermehrt als Ressource und nicht als Nebenprodukt mit Abfallentsorgungsproblematik wahrgenommen wird und stärkt so die Kreislaufführung des reaktiven Stickstoffs (vgl. Tz. 56 Kap 4.1). Abgaben können dazu beitragen, das Verursacherprinzip umzusetzen und fördern (stärker als ordnungsrechtliche Regulierungen) die dynamische Weiterentwicklung der landwirtschaftlichen Praxis hin zu einem im Sinne der Stickstoffeffizienz sparsameren Einsatz von reaktivem Stickstoff. Außerdem fördern sie durch ihren Preissteigerungseffekt bei den landwirtschaftlichen Absatzprodukten auch die Suffizienz (vgl. Kap. 2.4), auch wenn ein Nachfragerückgang für die verteuerten heimischen Produkte teilweise durch Importe ersetzt werden kann. Darüber hinaus führen sie im Vergleich zu ordnungsrechtlichen Instrumenten zu einer kosteneffizienteren Verteilung von Minderungsanstrengungen innerhalb des Sektors. 454. Der große Nachteil von räumlich undifferenzierten Abgaben liegt allerdings darin,

dass keine räumlich gezielte Eintragsminderung sichergestellt werden kann, da die Emissionen dort vermieden werden, wo dies besonders kostengünstig möglich ist. Die unterschiedliche Höhe der Schadenswirkung durch die Emissionen, die sich, wie in Kapitel 3 dargelegt, aufgrund der natürlichen Standortfaktoren räumlich stark unterscheiden können, bleibt unberücksichtigt. Ein ökonomisches Instrument ohne räumliche Differenzierung eignet sich also gut dazu, im Landwirtschaftssektor eine Absenkung des Gesamtemissionsniveaus kosteneffizient anzureizen. Dies ist zur Verringerung der Hintergrundbelastung und für den Schutz von Ökosystemen ebenso wichtig wie aus Klimaschutzsicht. Deutlich verringerte Gesamtemissionen werden auch dazu führen, dass die Auswirkungen von Verlagerungseffekten vermindert werden. Bei geringeren Gesamtemissionen gibt es auch weniger Emissionen, die potenziell verlagert werden können. Mit Sicherheit kann die Entstehung von neuen HotspotBelastungen mit diesem Instrument allerdings nicht vermieden werden. Daher sind, wie in Abschnitt 6.4.6 dargestellt, flankierende Instrumente zur räumlich differenzierten Steuerung des landwirtschaftlichen Nährstoffmanagements notwendig. 455. Wie in Kapitel 5 erläutert, ist eine Vielzahl von Varianten eines ökonomischen

Instruments für die Landwirtschaft denkbar und die theoretischen Vor- und Nachteile sind dort diskutiert. Der SRU hat sich schon in früheren Gutachten wiederholt für die Einführung eines ökonomischen Instruments zur Minderung der Stickstoffemissionen in der Landwirtschaft ausgesprochen, und zwar seit dem Umweltgutachten 2004 konkret für die Überschussabgabe als das problemgerechteste ökonomische Instrument für diesen Sektor (SRU 2004b).

346

456.

Der SRU vertritt die Einschätzung, dass eine Abgabe auf Mineraldünger (Input-

abgabe) erhebliche Lenkungsdefizite aufweist, da diese in erster Linie Ackerbaubetriebe belastet und nicht die für die erheblichen Umweltprobleme weitaus relevanteren intensiven Tierhaltungsbetriebe. Zudem wird nicht berücksichtigt, dass ein Großteil des zugeführten Düngers im Produkt verbleibt und dementsprechend keine Schadwirkung entfaltet. BERNTSEN et al. (2003) modellieren die Wirkung von unterschiedlichen inputbezogenen Stickstoffsteuern in der Landwirtschaft (unterschiedliche Besteuerungsgegenstände) und kommen zu dem Ergebnis, dass ein effizientes Stickstoffsteuersystem zwischen Betriebstypen differenzierte Steuerarten ansetzen sollte (für weitere Ausführungen s. SRU 2004a, Tz. 324, WEGENER und THEUVSEN 2010). 457. Die Überschussabgabe setzt im Gegensatz zu Abgaben auf Mineraldünger oder

eiweißhaltige Futtermittel am Stickstoffüberschuss des individuellen Betriebs an. Der Stickstoffüberschuss errechnet sich aus Stickstoffzufuhr und -abfuhr und gibt damit die Höhe der Stickstoffemissionen an, die potenziell in die Umwelt entweichen können. Eine Reduktion der Überschüsse wirkt sich positiv auf die Belastung von Grund- und Oberflächenwasser aus (OENEMA et al. 2005). Der Überschuss steht somit in direktem Bezug zum Schaden durch Stickstoffemissionen. Damit setzt die Überschussabgabe einen tendenziell problemgerechten Indikator ein. Dies ist vor allem bei einer langfristigeren Betrachtung der Stickstoffverluste der Fall (BUCZKO et al. 2010). Dies lässt eine bessere Lenkungswirkung erwarten als eine Besteuerung des Stickstoffinputs von landwirtschaftlichen Betrieben. Allerdings resultiert, wie oben dargestellt, die räumliche Verteilung der Emissionsminderungen bei einer Überschussabgabe aus den unterschiedlichen Grenzvermeidungskosten der Quellen und nicht aus der Höhe des Schadens, der stark von örtlichen Gegebenheiten abhängt. Ohne weitergehende Differenzierung, zum Beispiel nach natürlichen Standortfaktoren wie Bodenart, Geologie, Hydrologie oder der Nähe zu empfindlichen Ökosystemen, ist der Stickstoffüberschuss nur ein begrenzter Indikator für die tatsächliche Schadenswirkung der Emissionen. In einem Instrumentenmix können jedoch räumlich differenzierte Vorgaben durch andere Instrumente umgesetzt werden (vgl. Abschn. 6.4.6), wobei eine Überschussabgabe nur auf eine Reduzierung der Gesamteinträge abzielt. Die schwedische Umweltbehörde hat ein Konzept für ein räumlich differenziertes, ökonomisches Instrument entwickelt (s. Kap. 5.3). Dies stellt ein in der Theorie ideales Instrument dar, für das der SRU aber in der politischen Praxis in Deutschland wenig Umsetzungschancen sieht, auch weil es einen sehr hohen Informations- und Koordinationsbedarf mit sich bringt, der teilweise die in Textziffer 453 dargelegten Vorteile überkompensieren dürfte. Auch die Überschussabgabe könnte eine stärkere räumliche Lenkungswirkung erhalten, wenn sie räumlich differenziert ausgestaltet werden würde. Sie bleibt in ihrer räumlichen Treffsicherheit dennoch hinter dem räumlich gezielt eingesetzten Ordnungsrecht zurück. Aus diesen Gründen erscheint dem SRU ein ökonomisches Instrument zur Umsetzung räumlicher Differenzierung heute vergleichsweise weniger gut geeignet. Daher spricht er sich für eine

347

Kombination des ordnungsrechtlichen Instrumentariums mit seiner relativ hohen ökologischen Treffsicherheit mit einer Überschussabgabe aus, welche die Möglichkeit bietet, die Gesamtemissionen kostengünstig zu senken. 458. Es gibt nur wenige empirische Untersuchungen zur Überschussabgabe in der

Landwirtschaft, da dieses Instrument bisher nur in den Niederlanden in Form des Mineral Accounting System (MINAS) von 1998 bis 2005 eingesetzt wurde. Dieses wird vielfach als gescheitert angesehen. Die im MINAS eingesetzte Abgabe verursachte bei nur geringen Einnahmen hohe staatliche Verwaltungskosten (WEGENER und THEUVSEN 2010, S. 17) und wurde 2003 vom Europäischen Gerichtshof aufgrund der nicht gesicherten Einhaltung der Vorgaben der Nitratrichtlinie als nicht europarechtskonform angesehen (EuGH, Urteil v. 2. Oktober 2003, Rs. C-322/00). Diese negativen Erfahrungen können aber nicht grundsätzlich auf eine Überschussabgabe übertragen werden. MINAS wurde eingeführt, um die Ziele der Nitratrichtlinie (weniger als 50 mg Nitrat/l im Grundwasser) sowie eine Reduzierung der Oberflächenzuflüsse in die Nordsee um 50 % zu erreichen, ohne die Vorgaben der Nitratrichtlinie zur Wirtschaftsdüngeraufbringung verpflichtend zu machen (OENEMA et al. 1998, S. 474). Für jeden Betrieb wurden nach Bodentyp und Landnutzung individuell gestaffelte Freibeträge ermittelt, die zumindest in den Anfangsjahren so festgelegt wurden, dass sie von den Betrieben leicht erreichbar sein sollten (ebd.). Spätere, etwas geringere Freibeträge waren ein Kompromiss zwischen landwirtschaftlichen und Umweltinteressen (ebd.; OENEMA und BERENTSEN 2005, S. 14). Die Abgabe sollte prohibitiv wirken und verhindern, dass diese Freibeträge überschritten wurden (OENEMA und BERENTSEN 2005, S. 13). Damit war es niemals Ziel des Systems, Einnahmen zu erzielen. Die EU-Kommission hat von vornherein bezweifelt, dass die eingeräumten Freibeträge ausgereicht hätten, um die Umweltziele in Grundwasser- und Oberflächengewässern zu erreichen (HENKENS und van KEULEN 2001, S. 125) und deshalb Klage beim Europäischen Gerichtshof eingereicht, der schlussendlich stattgegeben wurde (s. o.). Gleichzeitig konnten mit den hohen Freibeträgen auch andere Vorteile einer Abgabe wie Kosteneffizienz oder dynamische Anreizwirkung nicht erreicht werden. Auch die hohen Verwaltungskosten sind zum überwiegenden Teil durch die Erfassung und Kontrolle der Überschüsse verursacht (van ZEIJTS 1999, S. 184). Diese fallen bei der Einführung und Kontrolle der Hoftorbilanz in das Düngerecht, die vom SRU als dringend angesehen wird (vgl. Tz. 421), ohnehin an. Zudem ist davon auszugehen, dass durch die Erarbeitung von ITgestützten Erfassungsmethoden im Rahmen der Einführung der Hoftorbilanz auch die Erfassungskosten deutlich gesenkt werden können. Modellrechnungen zur Überschussabgabe (BERNTSEN et al. 2003; HELMIG 1998) liefern Indizien dafür, dass die Überschussabgabe in der Tendenz eine höhere Kosteneffizienz und ein höheres Minderungspotenzial hat als inputbasierte Abgaben und Steuern. Die Analyse von HELMIG (1998) legt außerdem nahe, dass bei der Überschussabgabe das Problem-

348

verlagerungspotenzial am geringsten ist. Eine Steuer auf zugekaufte Futtermittel führte in der Modellrechnung zu vermehrtem Grünlandumbruch und zu einer Intensivierung im Grünland sowie im Ackerbau. Ungewünschten Anpassungseffekten, wie beispielsweise der Umbruch von Grünland, könnten jedoch ordnungsrechtliche Vorgaben entgegenwirken. Beide Publikationen zeigen, dass die Wirkung sämtlicher ökonomischer Instrumente stark zwischen den verschiedenen Betriebstypen variiert, sowohl was die Verluste von Stickstoff in die Umwelt als auch die Einkommenseinbußen anbelangt. Während eine Mineraldüngersteuer Ackerbaubetriebe stärker belastet, reduziert die Überschussabgabe stärker die Einkommen von Schweinehaltungsbetrieben (BERNTSEN et al. 2003, S. 835 f.). 459. Das Minderungspotenzial aller ökonomischen Instrumente ist stark von der Höhe der

Abgabe bzw. Steuer – insbesondere in Relation zu den Erzeugerpreisen – abhängig (BERNTSEN et al. 2003, S. 835 f.). Darüber hinaus gibt es Wechselwirkungen mit anderen Instrumenten: Maßnahmen, die sich direkt (z. B. über ordnungsrechtliche Vorgaben) oder indirekt (z. B. über Anreize für eine Steigerung der Produktionsintensität) auf das Nährstoffmanagement des Betriebes auswirken, werden die Wirkung des ökonomischen Instruments beeinflussen. Zur konkreten Ausgestaltung einer Überschussabgabe in Deutschland empfiehlt der SRU deshalb, Forschungsvorhaben zu fördern, die unter Berücksichtigung dieser Zusammenhänge sowie der Agrarstruktur die Wirkungen dieses Instruments in unterschiedlichen Varianten modellieren. 460. Neben den quantitativen Analysen gibt es Literatur, die sich auf der theoretischen

Ebene mit der Frage des „besten“ ökonomischen Instruments zur Stickstoffminderung in der Landwirtschaft befasst. Auch hier wird die Überschussabgabe im Grundsatz als das problemadäquateste Instrument benannt. Es wird jedoch vielfach auf die Problematik des schwierigen Indikators und des hohen Kontrollaufwandes für diesen Instrumententyp hingewiesen (z. B.GAWEL et al. 2011). Der SRU folgt dieser Argumentation nicht. Bereits um die Einhaltung ordnungsrechtlicher Auflagen im Rahmen der Düngeverordnung sicherzustellen, ist eine genaue Erfassung der Nährstoffströme auf Betriebsebene erforderlich. Eine deutlich präzisere Ermittlung, Dokumentation und Bereitstellung der Überschüsse auf den Betrieben wird von vielen Seiten gefordert (z. B. BLAG 2012; BDEW 2014), damit die Vorgaben der Düngeverordnung besser überprüfbar werden. Deshalb ist auch im Rahmen der Novellierung der Düngeverordnung eine deutliche Verbesserung der Methode zur Nährstoffbilanzierung erforderlich. Aus Sicht des SRU ist dafür die Nährstoffbilanzierung nach Hoftorbilanz einzuführen (vgl. Tz. 421). Für die Erhebung der Überschussabgabe könnte, wenn die Forderungen zur Änderung der Düngegesetzgebung umgesetzt werden, auf das gleiche Erhebungsund Kontrollinstrument zugegriffen werden. Andersherum lässt sich aus den Erfahrungen mit der Einführung der Abwasserabgabe ableiten, dass für die Institution, die eine Abgabe erhebt, ein starker Anreiz zur Entwicklung und Implementierung eines funktionierenden Erhebungs- und Kontrollsystems besteht. Hieraus könnte sich auch für die Reformprozesse im Rahmen der Düngeverordnung ein begünstigendes Momentum ergeben.

349

461.

Ein weiterer Vorteil im Vergleich zu anderen Ausgestaltungen eines ökonomischen

Instruments ist, dass die Überschussabgabe alle Zu- und Abgänge von Stickstoff berücksichtigt, vorausgesetzt, sie knüpft an eine Brutto-Hoftorbilanz an, bei der auch „unvermeidbare“ Verluste reaktiven Stickstoffs in die Luft berücksichtigt werden. Durch die umfassende Abbildung der Nährstoffflüsse im Rahmen einer Hoftorbilanz entsteht der Anreiz zur gesamtbetrieblichen effizienten Stickstoffverwertung, weil sowohl die Zufuhr von Stickstoff in Form mineralischen Düngers für die Landbewirtschaftung als auch der Zukauf von eiweißhaltigen Futtermitteln für die Tierhaltung in die Kalkulationen eingehen. Es ist jedoch zu verifizieren, ob die existierenden Ansätze der Hoftorbilanzierung alle besteuerungswürdigen Stickstoffflüsse erfassen. So werden beispielsweise beim Umbruch von Grünland große Mengen Stickstoff mineralisiert, die nicht in die Hoftorbilanz eingehen. Die Überschussabgabe unterstützt die Schließung von Nährstoffkreisläufen in der Landwirtschaft. Die Betriebe haben bei der Überschussabgabe einen größeren Spielraum in ihren Anpassungsstrategien, als es bei einer Inputbesteuerung der Fall ist. Dies wirkt sich positiv auf die Kosteneffizienz des Instruments aus. Das Instrument belastet nur die Überschüsse aus der Bewirtschaftung, nicht jeglichen Einsatz von reaktivem Stickstoff, und orientiert sich damit stärker an der Schadenswirkung als inputbezogene Instrumente. Es trägt auch stärker der Tatsache Rechnung, dass Stickstoff zunächst ein wichtiger Pflanzennährstoff und Bestandteil tierischer Futtermittel ist und erst durch den übermäßigen Gebrauch zum Schadstoff wird. Auch wenn die Abgaben ordnungsrechtlich flankiert werden und damit ein Teil ihrer Kosteneffizienz zugunsten einer verbesserten ökologischen Treffsicherheit aufgegeben wird, so bleibt die dynamische Anreizwirkung, denn alle Anstrengungen zur Verringerung des Stickstoffüberschusses werden lohnender. Konkrete Empfehlungen zur Einführung einer Überschussabgabe 462. Die Überschussabgabe ist in die Gesamtheit der Empfehlungen dieses Gutachtens

eingebettet und stellt in diesem Sinne keinen Ersatz der ordnungsrechtlichen Durchsetzungsmechanismen der Düngeverordnung zur Überschussbegrenzung dar. Diese sollen durch das ökonomische Instrument unberührt bleiben. Die Überschussabgabe sollte vielmehr unterhalb des in der Düngeverordnung ordnungsrechtlich festgelegten Wertes ansetzen und eine Ergänzung zum Ordnungsrecht in der Gesamtminderungsstrategie darstellen, das heißt zusätzliche Minderungsmaßnahmen anreizen. 463. Die Überschussabgabe soll die Landwirte dazu anreizen, innerbetrieblich das Stick-

stoffmanagement möglichst ressourceneffizient zu gestalten. Anpassungseffekte an die Überschussabgabe, die der Reduktion von Stickstoffemissionen oder anderen umweltpolitischen Zielen entgegenwirken, sind zu bedenken und möglichst zu unterbinden. So können Konflikte mit Tierwohlinteressen entstehen. Viele aus Sicht des Tierwohls wünschenswerte Haltungsformen, wie die Weidehaltung, offene Stallsysteme oder Haltung auf Stroh bringen vergleichsweise höhere Stickstoffverluste mit sich als zum Beispiel geschlossene Stall-

350

systeme auf Spaltenböden. Für den Einzelbetrieb bedeutet dies einen höheren Stickstoffsaldo und damit höhere Abgaben. Diese Problematik muss bei der Gestaltung einer Überschussabgabe mit bedacht werden. Auch der Humusaufbau im Oberboden, der mit Stickstoffbilanzüberschüssen einhergeht, würde durch eine Überschussabgabe sanktioniert, so dass auch hierfür Lösungen gefunden werden müssten. In diesem Zusammenhang ist auch der Ersatz von mineralischem Dünger durch Wirtschaftsdünger zu nennen, den der SRU als wichtiges Element zur Verringerung der Stickstoffbelastung durch die Landwirtschaft ansieht (vgl. Kap. 2.4, Abschn. 6.4.6.1). Betriebe mit Nährstoffüberschuss (in der Regel Tierhaltungsbetriebe) sollen Wirtschaftsdünger an Betriebe mit Nährstoffbedarf (zum Beispiel intensiv wirtschaftende Ackerbaubetriebe) abgeben. Die Einführung einer Überschussabgabe würde die Aufnahme von Wirtschaftsdünger unattraktiver machen, da dessen Einsatz mit höheren Überschüssen verbunden ist, die besteuert werden. Um dennoch eine Aufnahmebereitschaft für Wirtschaftsdünger in solchen Betrieben zu schaffen und damit auch den Ersatz synthetischer Dünger zu fördern, muss als Teil des Systems gegebenenfalls ein Kompensationsmechanismus (finanziert durch die abgebenden Betriebe) integriert werden. Dies ist in Dänemark bereits heute Teil des AbgabenQuoten-Systems (s. Tz. 306). Eine weitere zu prüfende Möglichkeit ist die Begünstigung eines moderaten Einsatzes von Wirtschaftsdünger bei der Berechnung der vom Betrieb zu entrichtenden Abgabe. 464. Bisherige Untersuchungen lassen darauf schließen, dass hohe Abgabensätze

erforderlich sind, um nennenswerte Verhaltensänderungen auszulösen (u. a. BERNTSEN et al. 2003). Dies gilt sowohl für input- als auch emissionsbasierte Abgaben. Langfristig sollte ein Abgabensatz anvisiert werden, der ausreichend hoch ist, damit das Instrument die intendierte Wirkung voll entfaltet. Allerdings muss zunächst definiert werden, wie groß der Beitrag der Abgabe zur Emissionsreduktion im gesamten Instrumentenmix sein soll und in welchem Umfang folglich damit zusätzliche Minderungseffekte erzielt werden sollen. Grundsätzlich empfiehlt der SRU weitere Forschung über die Rolle einzelner Instrumente in einem Instrumentenmix und erst einmal einen sanften Einstieg mit allmählicher Steigerung der Abgabenhöhe. So wird den landwirtschaftlichen Betrieben die Möglichkeit gegeben, Anpassungsstrategien zu entwickeln. Weitreichende strukturelle Änderungen in den Betrieben können nicht in kurzen Zeiträumen erfolgen (z. B. WEGENER und THEUVSEN 2010, S. 27). 465. Die durch das Instrument eingenommenen Mittel sollten nach Deckung der

administrativen Kosten (Datenerfassung, Kontrollen usw.) dem landwirtschaftlichen Sektor rückerstattet werden. Sie können zur Finanzierung von Maßnahmen genutzt werden, die ein umweltverträgliches Nährstoffmanagement fördern. Denkbar sind zum Beispiel zusätzliche Beratungsangebote, Investitionsförderung für technische Modernisierungen im Bereich der Wirtschaftsdüngerlagerung und -ausbringung sowie die Förderung von Management-

351

maßnahmen in sensiblen Ökosystemen im Rahmen von Agrar- und Klimaschutzmaßnahmen oder Vertragsnaturschutz. Ein Instrument, das einkommensneutral für den Sektor als Ganzes ist, kann dennoch erhebliche Distributionseffekte innerhalb des Sektors haben (z. B. SCHOU et al. 2000; HELMIG 1998). Aus umweltpolitischer Sicht unerwünschte Anpassungen innerhalb des Sektors, zum Beispiel die Aufgabe ökologisch wertvoller Bewirtschaftung in benachteiligten Gebieten aufgrund der finanziellen Belastung durch die Abgabe, sollten durch flankierende Instrumente aufgefangen werden. Hier könnten Agrarumweltmaßnahmen zu Win-win-Situationen für den Naturschutz und die betroffenen Landwirte führen. Für eine rechtliche Prüfung der Überschussabgabe, die im Rahmen dieses Gutachtens nicht durchgeführt wird, sei auf GAWEL et al. (2011) und MÖCKEL (2007) verwiesen.

6.4.6
466.

Räumliche Aspekte im Stickstoffmanagement der Landwirtschaft
Die räumliche Verteilung von landwirtschaftlichen Betrieben beeinflusst die Umwelt-

belastung durch Stickstoffemissionen entscheidend. Der räumlich konzentrierte Anfall von Wirtschaftsdünger durch Viehhaltung und Biogasanlagen sowie auf Gemüsebau spezialisierte Regionen sind verantwortlich für Hotspots, die durch ein hohes Emissionsniveau gekennzeichnet sind. Die Darstellung in Abschnitt 6.4.6.1 beschränkt sich auf die Konzentration der Tierhaltung als wichtigsten Faktor. Die Lösung dieser Hotspot-Problematik kann zu ungewünschten, negativen Verlagerungseffekten führen (Abschn. 6.4.6.2), die durch entsprechende Instrumente verhindert werden sollten (Abschn. 6.4.6.3). 467. Der Ort der Stickstoffemission ist darüber hinaus für ihre Umweltwirkung von Bedeu-

tung, da die Empfindlichkeit gegenüber Stickstoffeinträgen in Abhängigkeit von naturräumlichen Gegebenheiten variiert. So ist die Wirkung von landwirtschaftlicher Nutzung auf den Nitrateintrag in Grund- und Oberflächengewässer stark von den vorliegenden Böden und Gesteinsschichten sowie klimatischen Bedingungen abhängig, wie ausführlich in Kapitel 3 dargelegt wird. Beispielsweise können in Trockengebieten, wie Regionen in Sachsen oder Thüringen, Stickstoffüberschüsse zu einer deutlich höheren Konzentration von Nitrat in Wasserkörpern führen als identische Überschüsse an Standorten mit höherer Grundwasserneubildung. Die variierenden Standorteigenschaften bestimmen somit den Zusammenhang zwischen Stickstoffeinsatz bzw. -überschuss und Nitrat-Konzentration des Wasserkörpers. Problemregionen hinsichtlich der Wasserqualität entstehen somit nicht nur durch ein hohes Emissionsniveau, sondern auch durch ungünstige Standorteigenschaften. Ökosysteme weisen eine unterschiedliche Empfindlichkeit gegenüber dem Eintrag von Stickstoff auf. So wird das Vorkommen der meisten höheren Pflanzenarten durch komplexe biotische (z. B. Konkurrenz) und abiotische (z. B. Bodeneigenschaften) Wechselwirkungen bestimmt, die räumlich stark variieren können. Beispielsweise kommen Heiden und Moor-

352

heiden nur auf sauren bis subneutralen und nährstoffarmen bis mäßig nährstoffversorgten Böden vor und sind deshalb empfindlich gegenüber Stickstoffeinträgen. Für den Schutz unbelasteter und sensibler Ökosysteme ist somit ein geringerer Stickstoffeintrag anzustreben als für andere Gebiete (vgl. Kap. 3.4).

6.4.6.1
468.

Verringerung der durch die Konzentration der Tierhaltung verursachten Umweltbelastung

Zurzeit resultieren vor allem für das Grund- und Oberflächenwasser, aber auch für die

Vegetation, negative Effekte aus der Konzentration der Viehhaltung im Nordwesten und Südosten Deutschlands, mit der ein regional hoher Anfall organischen Stickstoffs einhergeht (vgl. Kap. 4.1). Regionale Nährstoffkreisläufe sind durch den Import von Futtermitteln angereichert und die anfallenden Nährstoffe können nur zu einem Teil wieder sinnvoll zur Produktion von selbst erzeugten Futtermitteln und Marktfrüchten verwendet werden. In der Folge sind die Nährstoffkreisläufe nicht mehr geschlossen. Um diesem Problem entgegenzuwirken, kann entweder Wirtschaftsdünger aus Viehhaltungsregionen exportiert oder die Bestände in den entsprechenden Regionen reduziert werden. 469. Wirtschaftsdünger kann durch den Transport einer pflanzenbaulichen Verwendung

zugeführt werden und Mineraldünger ersetzen. Er bietet so die Möglichkeiten zur Verringerung der Stickstoffemissionen in Hotspot-Regionen und gleichzeitig zur Minderung des Eingangs reaktiven Stickstoffs in das Gesamtsystem. Jedoch ist nicht aufbereiteter Wirtschaftsdünger, mit Ausnahme von Geflügelmist und -trockenkot, wirtschaftlich nicht über längere Distanzen transportwürdig und der Transport ist mit Kohlenstoffdioxidemissionen verbunden. Zudem ist für eine sinnvolle Nutzung der Nährstoffe im Wirtschaftsdünger häufig die zweifache Lagerung des Düngers – am Entstehungsort und am Aufnahmeort – nötig, was zu weiteren hohen Kosten führt und deshalb häufig unterbleibt. Es besteht dann die Gefahr, dass der Einsatz von Wirtschaftsdünger nicht an den Pflanzenbedarf angepasst erfolgt und so das Potenzial, Mineraldünger durch Wirtschaftsdünger zu ersetzen, nicht ausgeschöpft wird (vgl. Kap. 2.4). 470. Die Aufbereitung von Wirtschaftsdünger bietet die Möglichkeit, die zu transpor-

tierende Masse zu reduzieren, wodurch sich die mit dem Transport verbundenen Kosten und Umweltbelastungen verringern lassen. Dabei stehen zahlreiche Verfahren zur Verfügung, die unterschiedliche Vor- und Nachteile aufweisen. So kann beispielsweise durch die Vollaufbereitung von Gülle durch Membrantrennung das auszubringende Volumen bis um die Hälfte reduziert werden (MERITEC et al. 2008, S. 20). Die Verfahren sind jedoch noch mit hohen Kosten und weiteren Hemmnissen verbunden. Darüber hinaus sind die Umweltwirkungen der Aufbereitung von Wirtschaftsdünger nicht nur im Hinblick auf Stickstoffemissionen nicht eindeutig bewertbar (de VRIES et al. 2012; LOPEZ-RIDAURA et al. 2009) und es besteht weiterer Forschungsbedarf.

353

471.

Der SRU weist auf die Notwendigkeit hin, den Transport von Wirtschaftsdünger so

auszugestalten, dass es auch tatsächlich zu einer Reduktion der Stickstoffbelastung kommt. Dabei ist es von wesentlicher Bedeutung, dass der transportierte Wirtschaftsdünger effizient im Pflanzenbau eingesetzt wird und die Transporte erfasst und kontrolliert werden (vgl. Tz. 434). Wenn eine lückenlose Nachvollziehbarkeit der Transporte nicht sichergestellt werden kann, ist eine stärkere räumliche Entzerrung der Tierhaltung unausweichlich. Diese würde deutlich größere Anpassungen des landwirtschaftlichen Sektors beinhalten. Eine räumliche Verlagerung der Tierhaltung ist auch als Reaktion auf höhere Kosten für den Transport von Wirtschaftsdünger denkbar. Das Potenzial von Aufbereitungsverfahren zur Reduktion der Transportmengen sollte genutzt werden, sofern diese sich nach einer umfassenden Analyse der Umweltwirkungen im Vergleich zu nicht behandeltem Wirtschaftsdünger als vorteilhaft erweist. Nach Auffassung des SRU bestehen momentan die größten Herausforderungen darin, einen bedarfsgerechten Einsatz des transportierten Wirtschaftsdüngers sicherzustellen und dessen Verbleib effektiv zu kontrollieren. Um dies zu gewährleisten, sind die Forderungen des SRU bezüglich der Düngeverordnung und ihres Vollzugs umzusetzen (vgl. Abschn. 6.4.2). 472. Der Transport von Wirtschaftsdünger kann nach Ansicht des SRU helfen, den verfüg-

baren organischen Stickstoff im Sinne der Konsistenz besser zu nutzen und die Belastung in Hotspot-Regionen zu reduzieren. Es stellt sich jedoch die grundsätzliche Frage, wie hoch der Tierbestand – und in diesem Zusammenhang auch der Konsum tierischer Produkte – sein darf, um flächendeckend bestehende Umweltziele zu erreichen und innerhalb des sicheren Handlungsraums im Hinblick auf Stickstoff zu bleiben (Kap. 2). Hierbei ist zu beachten, dass einerseits die Belastung in Hotspot-Regionen verringert werden muss. Anderseits darf es jedoch nicht zu negativen Verlagerungseffekten durch den Transport von Wirtschaftsdünger, und unter Umständen durch die Verlagerung der Tierhaltung, kommen (Abschn. 6.4.6.2). Die Entwicklung eines Gesamtbudgets für Stickstoff im Zuge einer Stickstoffstrategie, wie vom SRU in Kapitel 7 gefordert, kann zur Diskussion über das Ausmaß der Tierhaltung, das mit dem Erreichen von Umweltzielen vereinbar ist, beitragen.

6.4.6.2
473.

Räumliche Verlagerungseffekte durch Stickstoffpolitik

Maßnahmen zur Reduktion von Stickstoffemissionen können zu ungewünschten Ver-

lagerungseffekten, auch Pollution Swapping genannt, führen. Verlagerungseffekte entstehen auf stofflicher Ebene, wenn die Reduktion der Emissionen eines Schadstoffs zur Erhöhung der Emissionen eines anderen führt (STEVENS und QUINTON 2009). Aus diesem Grund werden bei Politikmaßnahmen bezüglich des Stickstoffs zunehmend verschiedene Stickstoffspezies gleichzeitig betrachtet. Maßnahmen können jedoch nicht nur zu Verlagerungseffekten auf stofflicher Ebene, sondern auch auf räumlicher Ebene führen (OENEMA und VELTHOF 2007). Im Folgenden werden mögliche negative räumliche Verlagerungseffekte durch die Stickstoffpolitik in der Landwirtschaft thematisiert.

354

Die Umsetzung der in Kapitel 6.4 entwickelten Vorschläge für Instrumente und Maßnahmen, die die Stickstoffemissionen des Landwirtschaftssektors adressieren, wird zu erheblichen Anpassungsreaktionen innerhalb des Sektors führen. Die Anpassung der Ausbringungsobergrenze, die stärkere Limitierung der zulässigen Phosphatüberschüsse und auch die vom SRU empfohlene Überschussabgabe dürften dazu führen, dass sich die Menge an Wirtschaftsdünger, die pro Hektar ausgebracht wird, verringert. Als Anpassungsstrategien kommen für die Betriebe primär eine Abstockung der Bestände, eine Vergrößerung der Betriebsfläche oder der Export von Wirtschaftsdünger in Frage. Da bereits getätigte Investitionen in Stallkapazitäten eine Abstockung erschweren und der Pachtmarkt für zusätzliche Flächen in Veredelungs- und Biogasregionen sehr eng ist, ist vor allem kurzfristig eine Zunahme von überbetrieblich verwertetem Wirtschaftsdünger zu erwarten. Der Transport von Wirtschaftsdünger aus Tierhaltungs- in Ackerbauregionen und der Ersatz von Mineraldünger im Sinne der Konsistenz können zur Entschärfung der Stickstoffproblematik beitragen (Abschn. 6.4.6.1). In der aufnehmenden Region kann es jedoch zu einem Anstieg der Stickstoffüberschüsse kommen, da Wirtschaftsdünger eine geringere Düngeeffizienz aufweist als der ersetzte mineralische Dünger. Bei gleichzeitiger Betrachtung der aufnehmenden und abgebenden Region sollten die Überschüsse in der Summe grundsätzlich jedoch nicht ansteigen (LAWA 2014, S. 18). 474. Es ist jedoch nicht auszuschließen, dass Wirtschaftsdünger in Regionen exportiert

wird, die hinsichtlich der Nährstoffeinträge ungünstigere Standorteigenschaften aufweisen oder in der Nähe von ökologisch sensiblen Gebieten liegen. In diesen Regionen würde eine Zunahme der Wirtschaftsdüngerausbringung und der Stickstoffüberschüsse eine besonders negative Wirkung für die Umwelt entfalten. Auch eine Verlagerung von Tierhaltung in solche Gebiete ist nicht auszuschließen. Nach Einschätzung des SRU können die bestehenden Instrumentarien in ihrer jetzigen Ausgestaltung solche Problemverlagerungen nicht ausreichend verhindern. Räumliche Verlagerung ist somit Teil der Lösung der Stickstoffproblematik (vgl. Tz. 469), kann jedoch unter Umständen auch die Belastung durch Stickstoffemissionen erhöhen. So besteht beispielsweise die Möglichkeit, Wirtschaftsdünger über den Mittellandkanal aus Gebieten mit hoher Tierhaltungsdichte in die neuen Bundesländer zu transportieren, wo die Viehbesatzdichten und die Nährstoffüberschüsse gering sind. Jedoch sind dort einige Gebiete durch eine sehr geringe Grundwasserneubildung gekennzeichnet, wodurch schon geringere Überschüsse zu einer hohen Nitratkonzentration im Sicker- und Grundwasser führen. Ein vermehrter Einsatz von Wirtschaftsdünger in diesen Regionen würde, auch wenn dabei die Vorgaben der Düngeverordnung eingehalten werden, zu einem Anstieg der Überschüsse führen und negative Auswirkung auf die Qualität des Grundwassers haben. Es käme somit zu einer Verlagerung der Überschüsse an einen Standort, wo sie besonders schädlich wirken (schriftliche Mitteilung von Peter Kreins/Johann Heinrich von ThünenInstitut vom 4. September 2014).

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Szenarien, in denen im Zuge des Transports von Wirtschaftsdünger die Einträge in das Grundwasser reduziert werden, jedoch in Oberflächengewässern steigen, lassen sich aus dem flussgebietsweiten Modellvorhaben AGRUM Weser ableiten (KREINS et al. 2010). So liegt in bestimmten Hotspot-Regionen im Nordwesten Deutschlands Lockergestein vor, mit einem hohem Potenzial Stickstoff zu denitrifizieren. Bei diesen Standorteigenschaften kommt es zu hohen Einträgen von Stickstoff ins Grundwasser, aber auch zu einer starken Umwandlung von Nitrat zu elementarem Stickstoff. Die Einträge in die Oberflächengewässer sind, solange keine Dränagen zum Einsatz kommen, verhältnismäßig gering. Anders stellt sich die Situation in Festgesteinsregionen, wie in dem südlichen Teil des Einzugsgebiets der Weser, dar. Aufgrund der Standorteigenschaften gelangt Stickstoff vor allem direkt über den natürlichen Interflow in Oberflächengewässer und nur zu geringen Teilen in das Grundwasser. Ein Transport von Wirtschaftsdünger aus den Hotspot-Regionen mit Lockergestein in Regionen mit Festgestein, wo geringe Überschüsse vorliegen, wäre innerhalb der Vorgaben der Düngeverordnung möglich. Dies würde das Grundwasser der abgebenden Region entlasten, jedoch zu einer deutlichen Zunahme der Belastung der Oberflächengewässer in der aufnehmenden Region führen. 475. Die Beispiele verdeutlichen die Notwendigkeit von räumlich differenzierten Vorgaben

zum Stickstoffmanagement in der Landwirtschaft, um die verschiedenen Umweltziele flächendeckend zu erreichen. Diese Vorgaben müssen eine Lenkungswirkung für den Transport von Wirtschaftsdünger und die Neuansiedlung von landwirtschaftlichen Betrieben mit hohen Stickstoffemissionen entfalten. Nur so kann räumlichen Verlagerungseffekten vorgebeugt werden. Im Hinblick auf den Schutz von sensiblen und unbelasteten Gebieten müssten regional differenzierte Vorgaben verhindern, dass der Transport von Wirtschaftsdünger und die Ansiedlung von Viehhaltung zu zusätzlichen Ammoniakemissionen in der Nähe dieser schützenswerten Gebiete führt. Bei einer Belastungsminderung in HotspotGebieten sowie dem gleichzeitigen Unterbinden von Verlagerungen mit negativer Umweltwirkung ist es wahrscheinlich, dass eine Verringerung der Gesamtemissionen notwendig ist. Dies würde auch eine Reduktion der Tierbestände beinhalten (vgl. Tz. 472).

6.4.6.3
476.

Instrumentarium für räumlich differenzierte Vorgaben

Die bestehenden ordnungsrechtlichen Vorgaben hinsichtlich des Stickstoffeinsatzes

in der Landwirtschaft, wie die Düngeverordnung, sind bisher nicht differenziert an den Schutzanforderungen der verschiedenen Schutzgüter ausgerichtet. Eine Ausnahme bilden mögliche Einschränkungen im Rahmen der Ausweisung von Natur-, Boden-, und Wasserschutzgebieten. Weitere Instrumente zu einer räumlichen, wirkungsbezogenen Differenzierung sind jedoch sowohl aus Gewässerschutzsicht als auch zum Schutz von sensiblen und noch weitestgehend unbelasteten Gebieten notwendig, da die Schadenswirkung von Stickstoffeinträgen stark durch die vorliegenden natürlichen Standortfaktoren beeinflusst wird. Nur so kann das notwendige Schutzniveau an besonders ungünstigen Standorten, wie

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zum Beispiel Trockengebieten, und im Bezug auf sensible Ökosysteme realisiert werden. Das im Folgenden diskutierte Instrumentarium ist notwendig, um einerseits die in Abschnitt 6.4.6.2 beschriebenen negativen Auswirkungen von Verlagerungseffekten in der Landwirtschaft zu verhindern. Anderseits kann so auch unabhängig von diesen Effekten ein stärkerer Wirkungsbezug der Vorgaben in der Stickstoffpolitik hergestellt werden. Es ist ausdrücklich zu betonen, dass Instrumente für räumlich differenzierte Vorgaben keine flächendeckenden Regelungen, wie momentan im Rahmen der Düngeverordnung (vgl. Abschn. 6.4.2), ersetzen, sondern ergänzend an bestimmten Standorten strengere Vorgaben durchsetzen sollen. 477. Es bestehen verschiedene Optionen zur instrumentellen Gestaltung räumlich differen-

zierter Vorgaben zum Stickstoffmanagement landwirtschaftlicher Betriebe. Die Schwierigkeit besteht darin, die Notwendigkeit einer hohen regionalen Auflösung der Vorgaben mit deren Umsetzbarkeit und Kontrollierbarkeit zu vereinbaren. Im ersten Schritt müssen differenzierte Belastungsgrenzen ausgewiesen und Vorgaben zum Düngemanagement daraus abgeleitet werden. Dabei kann auf agrarökonomische und hydrologische Modellierungen zurückgegriffen werden. Sowohl für die Modellierung der gebietsspezifischen Belastungsgrenzen als auch für die Wahl des geeigneten Instrumentes ist jedoch zu prüfen, ob eine gemeinsame Lösung für die relevanten Standortfaktoren im Hinblick auf die terrestrische Biodiversität (Empfindlichkeit der Ökosysteme) und den Gewässerschutz (Bodenarten, Geologie und Hydrologie) gefunden werden kann. Eine getrennte Implementierung könnte sich unter Umständen als sinnvoll herausstellen. Im letzteren Fall stellt sich jedoch die Herausforderung, die Ziele und Maßnahmen widerspruchsfrei zu formulieren und so aufeinander abzustimmen, dass es nicht zu unerwünschten Verlagerungen zwischen den Medien kommt. Um die gebietsspezifischen Anforderungen im nächsten Schritt instrumentell zu verankern, wären aus Sicht des SRU räumlich differenzierte Vorgaben im Rahmen der Düngeverordnung zu prüfen. Darüber hinaus können bestehende Möglichkeiten im Rahmen des Gebietsschutzes und der Raumplanung besser ausgenutzt werden. 478. Die räumliche Verteilung von Tierhaltungsanlagen lässt sich bereits jetzt mit Hilfe der

Raumplanung bzw. Bauleitplanung steuern. Die größten Steuerungsmöglichkeiten bieten kommunale Bebauungspläne. Sofern die Gemeinde einen Bebauungsplan aufgestellt hat, sind nach § 30 BauGB nur solche Vorhaben zulässig, die den dort enthaltenen Festlegungen nicht widersprechen. Im Außenbereich ist ein Vorhaben nach § 35 Absatz 3 Satz 2 unzulässig, wenn es den Darstellungen eines anderen Plans, zum Beispiel eines Regionalplans, widerspricht. Neue Möglichkeiten bestehen seit der Novellierung (s. a. Abschn. 6.4.3) im Hinblick auf gewerbliche Tierhaltungsanlagen, die einer UVP-Pflicht unterliegen. Diese sind nicht mehr im Außenbereich privilegiert, sondern können nur noch errichtet werden, wenn ein Bebauungsplan dies gestattet. Alle anderen Tierhaltungsanlagen sind dagegen weiter im Außenbereich privilegiert (ausführlich MÖCKEL et al. 2014, S. 391 ff.). Diskutiert wird auch

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die Erweiterung der Bauleitplanung zu einer allgemeinen Bodennutzungsplanung mit der Möglichkeit für die Kommunen, im Konfliktfall verbindliche Bodenpläne – ähnlich Bebauungsplänen – zu erlassen (ausführlich MÖCKEL 2013a). 479. Im Rahmen der Düngeverordnung können die zulässigen Stickstoffüberschüsse, so-

wie gegebenenfalls weitere Regulierungselemente, nach Bodenarten sowie geologischen und klimatischen Standorteigenschaften variiert werden. Auch die Empfindlichkeit der Ökosysteme könnte dabei Beachtung finden. Ein Vorteil der Implementierung im Rahmen der Düngeverordnung ist die sofortige Wirksamkeit. Ein ähnlicher Ansatz befindet sich bereits in der Direktzahlungen-Verpflichtungenverordnung (DirektZahlVerpflV). Nach dieser sind besonders erosionsgefährdete Flächen auszuweisen. Auf den Flächen sind strengere Vorgaben zur Bewirtschaftung im Rahmen der Cross Compliance einzuhalten. Eine Überschussabgabe, wie sie der SRU empfiehlt (vgl. Abschn. 6.4.5), könnte räumlich unterschiedlich hoch angesetzt werden. Dieser Ansatz wird auch im theoretischen Konzept für ein Abgaben-Zertifikate-System der schwedischen Umweltbehörde verfolgt, bei dem die Abgabenhöhe vom Schadenbeitrag abhängt. Im Vergleich zu der Differenzierung im Rahmen der Düngeverordnung ist allerdings zu erwarten, dass bei einer Verankerung in einem ökonomischen Instrument eine deutlich geringere ökologische Treffsicherheit erreicht wird (vgl. Tz. 294). 480. Eine weitere Option ist eine verstärkte Implementierung räumlich differenzierter Vor-

gaben im Rahmen des Gebietsschutzes. In Natur-, Boden- und Wasserschutzgebieten dürfen die ausweisenden Behörden alle erforderlichen Schutzmaßnahmen sowie Ge- und Verbote festsetzen, wovon land- und forstwirtschaftliche Flächen nicht ausgenommen sind. Bodenschutzgebiete sind bundesrechtlich in § 21 Absatz 3 BBodSchG nur rudimentär geregelt, sodass es auf das jeweilige Landesrecht ankommt. Über die Reichweite der Landesbefugnis besteht aber Uneinigkeit (REESE et al. 2010, S. 254 ff.). In Schutzgebieten können bereits jetzt in der Schutzgebietsverordnung Maßnahmen festgesetzt werden, die den Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft limitieren (vgl. Abschn. 6.2.4 und Abschn. 6.2.5). Es können auch im Rahmen von Zonierungen differenzierte Vorgaben gemacht werden. Wenn allerdings in diesen Gebieten Freistellungen für landwirtschaftliche Tätigkeiten eingeräumt werden, so kann die Deposition von Stickstoff dann nicht wirksam verringert werden, wenn zur Beschränkung der Einträge pauschal auf die gute fachliche Praxis verwiesen wird (s. Tz. 409 ff.). Der Eintrag in Schutzgebiete ist jedoch nicht nur auf landwirtschaftliche Tätigkeiten innerhalb dieser Gebiete zurückzuführen, sondern auch auf die Deposition von Stickstoff, der von außerhalb in das Schutzgebiet in Form von Ammoniak oder Stickstoffoxiden eingetragen wird. Neben der Reduktion der Hintergrundbelastung (vgl. Tz. 175) ist insbesondere die Reduktion von Ammoniakemissionen in der Nähe des sensiblen oder unbelasteten Gebiets von Bedeutung, da ein Großteil der landwirtschaftlichen Ammoniakemissionen nahe der Quelle

358

deponiert. Es besteht somit ein direkter Zusammenhang zwischen der landwirtschaftlichen Praxis in der Umgebung des zu schützenden Gebietes und der Ammoniakdeposition innerhalb dieses Gebietes. Neben den Möglichkeiten über die Raumplanung die Ansiedlung von Tierhaltungsanlagen zu steuern (vgl. Tz. 438 ff.), wäre es insofern von großer Bedeutung, dass von der Möglichkeit des § 22 Absatz 1 Satz 3 BNatSchG Gebrauch gemacht wird, auch die für den Schutz notwendige Umgebung des Schutzgebietes einzubeziehen (Abschn. 6.2.5). Auf diese Weise können nachteilige Einträge aus angrenzenden Landnutzungen in die Schutzgebiete limitiert werden. Hier wären vor allem bindende Vorgaben an die Bewirtschaftung sowie die Freistellungen von denselben strenger zu fassen. Die Ausweisung von Schutzgebieten wiederum kann nur genutzt werden, wenn das Gebiet schutzwürdig und schutzbedürftig im Sinne von §§ 22 bis 29 BNatSchG, § 51 Absatz 1 WHG und § 21 Absatz 3 BBodSchG ist. Schutzgebiete sind deshalb nicht für eine allgemeine Steuerung von Bodennutzungen geeignet (MÖCKEL 2013a, S. 428). 481. Der SRU sieht in dem Zusammenhang mit räumlich differenzierten Vorgaben auch

eine besondere Stärke von extensiveren Formen der Landwirtschaft. Sie können in der Regel auf der Fläche geringere Stickstoffemissionen realisieren, was für Schutz von Wasser und Biodiversität an sensiblen Standorten essenziell ist. In diesem Zusammenhang ist auch der ökologische Landbau zu nennen, der tendenziell pro Flächeneinheit zu geringerer Umweltbelastung führt (MONDELAERS et al. 2009; TUOMISTO et al. 2012). Daher ist beispielsweise der ökologische Landbau in Wasserschutzgebieten zum Schutz des Grundwassers vor Nitrateintrag besonders sinnvoll, wobei auch der Einfluss von verschiedenen Betriebstypen zu beachten ist. 482. Zusammenfassend betont der SRU die Notwendigkeit von räumlich differenzierten

Vorgaben zum Stickstoffeinsatz in der Landwirtschaft. Nur so können naturräumliche Gegebenheiten berücksichtigt werden und die Stickstoffpolitik stärker an den unterschiedlichen Wirkungen von Emissionen an verschiedenen Standorten ausgerichtet werden. Dies ist von elementarer Bedeutung, um mögliche negative Folgen von Verlagerungseffekten aufgrund von strengeren ordnungsrechtlichen Vorgaben zu vermeiden. Der SRU empfiehlt daher die Evaluierung der genannten und die Eruierung weiterer Möglichkeiten zur Umsetzung des Konzepts räumlich differenzierter Vorgaben zum Stickstoffmanagement in der Landwirtschaft. Vorgaben im Rahmen der Ausweisung von Natur-, Boden-, und Wasserschutzgebieten, die bereits heute möglich sind, sollten konsequenter genutzt werden.

6.5
483.

Stromerzeugung aus Biomasse
Biomasse wird zur Herstellung von Kraftstoffen, für die Wärmebereitstellung und zur

Stromerzeugung angebaut. Darüber hinaus ist die stoffliche Nutzung von Biomasse in der Industrie von Interesse. Aus Umweltsicht ist der Anbau von Biomasse zur energetischen

359

Nutzung kritisch zu bewerten (vgl. Abschn. 4.1.4). Der SRU hat sich mit den Potenzialen des Biomasseanbaus bereits 2007 in einem Sondergutachten intensiv befasst (SRU 2007a). In diesem Gutachten hat der SRU dafür plädiert, die zum Biomasseanbau verfügbaren Flächen primär für die stoffliche Nutzung einzusetzen und insbesondere auf die Erzeugung von Kraftstoffen zu verzichten und der Kaskadennutzung zur Strom- und Wärmeerzeugung den Vorzug zu geben. Mit Blick auf die Entwicklung seit Veröffentlichung dieses Gutachtens ist festzustellen, dass der Anbau von Biomasse für Kraftstoffe in Deutschland nicht abgenommen und der Anbau von Biomasse zur Stromerzeugung stark zugenommen hat (Tz. 229 und 234). 484. Die Biomasseverstromung ist vor allem mit Blick auf das Stickstoffproblem von

besonderer Bedeutung. Die Vergütungsstruktur der Stromerzeugung aus Biomasse im Erneuerbare-Energien-Gesetz (EEG) hat zu einem deutlichen Anstieg der Anlagenzahl und der installierten Leistung geführt. Deren Substratbedarf kann nicht allein durch landwirtschaftliche Reststoffe gedeckt werden und hat zu einer steigenden Nachfrage nach Anbaubiomasse geführt. Daher wurde das EEG in Abschnitt 4.1.4 als ein Treiber der Stickstoffbelastung identifiziert. Vor allem der 2004 eingeführte NaWaRo-Bonus (NaWaRo – nachwachsende Rohstoffe) sowie der 2009 hinzu gekommene Gülle-Bonus steigerten die Nachfrage nach landwirtschaftlichen Substraten deutlich. Insbesondere der Anbau von Mais zur Energieerzeugung nahm sehr stark zu, da Mais im Durchschnitt gegenüber anderen pflanzlichen Substraten neben einem hohen Flächenertrag auch den höchsten Ertrag an elektrischer Energie pro Hektar aufweist (FNR und KTBL 2013, S. 108 ff.). Mais ist jedoch in Abhängigkeit vom Düngemanagement als problematisch hinsichtlich des Nitrataustrags einzuschätzen. Darüber hinaus hat der Anbau nachwachsender Rohstoffe die Flächennachfrage erhöht und zu Intensivierungstendenzen in der Landwirtschaft beigetragen. So hat der Anbau von nachwachsenden Rohstoffen zum vermehrten Grünlandumbruch beigetragen, bei dem in großem Umfang organisch gebundener Stickstoff mineralisiert wird (Tz. 236). In Biogasanlagen fallen, unabhängig von der Substratzusammensetzung, räumlich konzentriert sehr hohe Mengen organischen Stickstoffs in Form von Gärresten an, die häufig ortsnah ausgebracht werden. Dies geschieht bei Anlagen, die auf Basis von Anbaubiomasse und Gülle betrieben werden, häufig in Regionen, in denen die Nährstoffüberschüsse durch hohe Tierhaltungsdichte ohnehin bereits groß sind (Tz. 237). Die Ausbringung von Gärresten auf landwirtschaftlichen Nutzflächen wird bisher nicht ausreichend im Düngerecht erfasst und beispielsweise nicht auf die erlaubte Ausbringungsobergrenze für Stickstoff aus Wirtschaftsdünger angerechnet (Tz. 428). 485. Für die Landwirtschaft ist es aufgrund der festen Vergütung des Stroms aus Bio-

masse wirtschaftlich lukrativ, Bioenergiepflanzen anzubauen und an Anlagenbetreiber zu verkaufen oder selbst Biogasanlagen zu betreiben. Hinzu kommt, dass die Vergütung der Stromerzeugung nach EEG für das Jahr der Inbetriebnahme und weitere zwanzig Jahre

360

gewährt wird. Der Betrieb einer Biogasanlage kann somit langfristig einen erheblichen Teil des Einkommens eines Landwirtes gewährleisten. Auch die dauerhafte Absicherung der Substratlieferung durch langfristige Lieferverträge der Anlagenbetreiber kann für Landwirte, die Energiepflanzen anbauen, attraktiv sein, da sie so nicht von Nachfrageänderungen am Markt und damit verbundenen Preisschwankungen abhängen. Der Anbau von Biomasse zur Stromerzeugung verringert den Anreiz freiwillige Agrarumweltmaßnahmen durchzuführen, da die hierdurch erzielbaren Einnahmen im Verhältnis deutlich niedriger liegen als durch Anbau von Biomasse zur energetischen Nutzung. Agrarumweltmaßnahmen sind jedoch bedeutende Elemente der zweiten Säule der Gemeinsamen Agrarpolitik (Tz. 451) und ein wichtiges Element zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie (Abschn. 6.3.1). Ähnliche Konflikte können beim Anbau von Biomasse für Kraftstoffe auftreten, die hier jedoch nicht weiter behandelt werden (Tz. 240). 486. Die Vergütung von Bioenergie auf Basis von Anbaubiomasse bildet somit einen

starken Zielkonflikt zwischen Klima- und Energiepolitik gegenüber der Umweltpolitik ab. Dieser Konflikt schien lange Zeit schärfer zu sein, als er heute bewertet wird. Zunächst wurden bei der Bilanzierung nur die verbrennungsbedingten Emissionen von Biomasse den Emissionen aus fossilen Energieträgern gegenüber gestellt. Dabei wurde angenommen, dass nur die Menge an Treibhausgasen freisetzt wird, die in der Wachstumsphase gebunden wurde, mithin Energieerzeugung aus Biomasse klimaneutral ist. Erst verzögert erfolgte eine umfassendere Bilanzierung der Klimarelevanz von Energieerzeugung aus Biomasse, die die über die reine Verbrennung hinausgehenden Effekte berücksichtigt. Obgleich bei der Verbrennung nur das zuvor gespeicherte Kohlendioxid freigesetzt wird, kann bei einer Gesamtbilanzierung nicht von Treibhausgasneutralität gesprochen werden, da die gesamte Produktionskette und damit unter anderem auch Düngung und Landnutzung sowie die damit verbundenen negativen Klimaeffekte einbezogen werden müssen (KLU 2013a). Vor dem Hintergrund des Zielkonfliktes zwischen Klima- und Energiepolitik auf der einen und umweltpolitischen Erwägungen auf der anderen Seite deutet sich an, dass die dargestellten negativen Umweltwirkungen, etwa durch Flächeninanspruchnahme, Einsatz von Pestiziden und Nährstoffüberschuss, die energie- und klimapolitischen Erfolge durch die Einsparung von fossilen Energieträgern überwiegen könnten. Die Höhe der Treibhausgasreduktion durch den Einsatz von Biomasse gegenüber fossilen Energieträgern hängt von verschiedenen Faktoren wie den eingesetzten Substraten und den Anbauverfahren ab (MÜHLENHOFF 2013; SRU 2007a). Die Höhe der Stickstoffbelastung durch den Anbau von Energiepflanzen ist darüber hinaus abhängig von Standort, Fruchtfolge, dem gewählten Dünger und dem Düngemanagement (CLAUS 2013). 487. In seinem Sondergutachten „Den Strommarkt der Zukunft gestalten“ ist der SRU zu

dem Schluss gekommen, dass eine Beendigung der Förderung von Anbaubiomasse unbedingt erwogen werden sollte, da der Biomasseanbau erhebliche unerwünschte ökologische

361

Folgen und Verlagerungseffekte mit sich bringt (SRU 2013a, Tz. 111). In jedem Fall ist einer Ausweitung der Anbauflächen entgegenzuwirken. An die Bewirtschaftung der weiterhin für Anbaubiomasse genutzten Flächen sind hohe Umweltanforderungen zu stellen. Ausgehend von den bislang landwirtschaftlich genutzten Flächen ist grundsätzlich eine Abwägung vorzunehmen, in welchem Verhältnis die verfügbare Fläche zur Nahrungsmittelerzeugung, für den Anbau von Biomasse zur stofflichen Verwertung oder zum Anbau von Energiepflanzen eingesetzt werden soll. Dabei ist eine Abwägung unter den Aspekten Nutzen und Alternativen vorzunehmen.

6.5.1
488.

Reduzierung der Stickstoffbelastung aus der Biogaserzeugung
Eine Reduktion der Stickstoffbelastung aus der Biogaserzeugung ist, abgesehen von

den Emissionen bei der Stromerzeugung, die durch die Verbrennung des Gases entstehen (s. Tz. 264), über den Substrateinsatz möglich. Grundsätzlich gilt zunächst, je weniger Substrat eingesetzt wird, desto geringer ist die resultierende Stickstoffbelastung. Die Substratwahl entscheidet zudem über die erzeugbare Gasmenge und damit über die auf Biogasbasis verfügbare Strommenge. Darüber hinaus beeinflusst die Substratwahl durch den unterschiedlichen Flächenertrag und Energiegehalt verschiedener Pflanzen die Flächennachfrage und schlägt sich im Stickstoffgehalt der Gärreste nieder. Bei gegebener Strommengennachfrage aus Biogasanlagen sind die Möglichkeiten, die Stickstoffbelastung aus der Nachfrage nach Anbaubiomasse zu reduzieren, begrenzt und können vor allem durch technologische Effizienzsteigerungen im Fermenter realisiert werden. Darüber hinaus kann durch strengere Vorgaben zur Lagerung und Ausbringung von Gärresten die Stickstoffbelastung durch die Biogaserzeugung verringert werden. 489. Mit Blick auf die Stickstoffproblematik ist besonderes Augenmerk auf die bestehen-

den Anlagen zu richten, die die derzeit hohe Nachfrage nach Substraten und Anbaubiomasse erzeugen. Die durch die Bestandsanlagen induzierten Wirkungen auf den Biomasseanbau werden aufgrund der Vergütungsdauer auch in den nächsten Jahren und Jahrzehnten von großer Bedeutung sein. Anlagen, die 2014 und damit zum überwiegenden Teil noch nach den Rahmenbedingungen des EEG 2012 in Betrieb genommen werden, erhalten bis 2034 eine Vergütung. Der größte Zubau mit insgesamt fast 3.300 Anlagen und einer installierten Leistung von 1.720 MW erfolgte mit der 2. Novelle des EEG zwischen 2009 und 2011.

362

Abbildung 6-13 Entwicklung der nach EEG vergüteten Biogasanlagen und installierter Leistung (Inbetriebnahme 1999 bis 2014)

SRU/SG 2015/Abb. 6-13; Datenquelle: Fachverband Biogas 2014

490.

Abbildung 6-13 verdeutlicht die Entwicklung des nach EEG vergüteten Anlagen-

bestandes sowie der installierten Leistung bis zum Jahr 2035 für Inbetriebnahmen von 1999 bis 2014 (Daten 2014 Prognose). Für frühere Jahre liegen keine Daten zur Ermittlung des jährlichen Kapazitätszubaus vor, sodass hilfsweise von 1999 ausgegangen wird. Erkennbar ist, dass, auch wenn nach 2014 keine Neuanlagen mehr gebaut würden, die Anlagenzahl erstmals 2030 unter der von 2008 liegen würde, die verfügbare Leistung erst ab 2031. Die Darstellung kann allerdings lediglich einen Trend abbilden. Durch die seit dem EEG 2012 angereizte Flexibilisierung von Bestandsanlagen ist davon auszugehen, dass die installierte Leistung nicht vollständig ausgenutzt wird und damit weniger Substrat nachgefragt wird. Allerdings ist die Flexibilisierung nicht für alle Anlagen eine ökonomisch vorteilhafte Option, sodass die Wirkungen auf die Substratnachfrage verschiedenen Bedingungen unterliegen. Darüber hinaus können weitere Faktoren nicht berücksichtigt werden, die starken Einfluss auf die Korrelation von Kapazität und Substratnachfrage haben, so etwa die Preisentwicklung für Biomasse im Allgemeinen sowie im Verhältnis zu anderen Brennstoffen, die auch zur Stilllegung von Anlagen führen kann. Dennoch ist der Trend deutlich erkennbar: Der Anlagenbestand und die bereits installierte Leistung werden, sofern sich die Marktbedingungen (z. B. Einstandspreis der Substrate) nicht grundlegend verschlechtern, auf lange Sicht Auswirkungen auf den Anbau von Biomasse zur Stromerzeugung, den Gärresteanfall und die damit verbundenen Umweltfolgen haben. Im Mittelpunkt der Überlegungen, wie den durch die Bestandsanlagen verursachten Umweltproblemen unter der Prämisse des wirtschaftlich und energiepolitisch notwendigen Bestandsschutzes begegnet werden kann, sollte daher die Verringerung des Substrateinsatzes stehen. Grundsätzlich können zunächst Effizienzsteigerungen dazu führen, dass weniger Substrat zur Erzeugung derselben Strommenge benötigt wird. Einerseits können Maßnahmen am Fermenter ansetzen, die die Energieausbeute beim Vergärungsprozess durch veränderte Verweilzeiten, Enzymeinsatz oder Durchmischung steigern. Andererseits kann

363

die Effizienz bei der Verstromung des Biogases durch Austausch von Komponenten verbessert werden. Diese Maßnahmen sind jedoch politisch kaum beeinflussbar und unterliegen in erster Linie einer betriebswirtschaftlichen Entscheidung des Anlagenbetreibers. Darüber hinaus spielt die flexible Fahrweise von Biogasanlagen eine bedeutende Rolle.

6.5.1.1
491.

Flexibilisierung der Stromerzeugung aus Biogas

Das in Kapitel 4 als politischer Treiber des Stickstoffproblems identifizierte EEG ist

ein energiepolitisches Instrument, über das nur begrenzt Einfluss auf die Verminderung des bestehenden Stickstoffproblems genommen werden kann. Das EEG kann jedoch Anreize für eine verminderte Substratnachfrage durch Flexibilisierung setzen. Die Flexibilisierung entspricht der auch politisch gewünschten Rolle der Biomasseverstromung im Gesamtsystem als Ausgleich für die dargebotsabhängige Stromerzeugung aus Wind und Sonne. Auch um andere Funktionen im Strommarkt übernehmen zu können, etwa die Bereitstellung von Systemdienstleistungen oder die Teilnahme am Regelenergiemarkt, ist eine flexible Steuerung der Stromerzeugung notwendig. Darüber hinaus kann Biogas als Speichermedium fungieren und, bei entsprechender Aufbereitung, in das Erdgasnetz eingespeist werden (SRU 2013a; KRZIKALLA et al. 2013). Die Flexibilisierung der Stromerzeugung ist technisch grundsätzlich machbar und wird zunehmend eingesetzt (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 56; THRÄN et al. 2014). Flexibilisierte Anlagen erzeugen Strom, wenn das Angebot aus den dargebotsabhängigen erneuerbaren Energien knapp ist und sie am Markt einen entsprechend höheren Preis erzielen können. Die Stromerzeugung wird gedrosselt, wenn der Marktpreis niedrig ist. Voraussetzung für die Wirtschaftlichkeit ist allerdings eine hinreichend große Spanne des Marktpreises. Zudem muss der Gasspeicher im Verhältnis zur Gesamtleistung der Anlage und der gewünschten Speicherdauer stehen. Bislang laufen Biogasanlagen und die daran gekoppelte Stromerzeugung zu einem Großteil aus wirtschaftlichen Erwägungen im Dauerbetrieb, sodass sie konstant Strom erzeugen (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 67; KRZIKALLA et al. 2013). Die Vorteile der Biomasse werden somit nicht genutzt und führen aufgrund der hohen Substratnachfrage zu den dargestellten Problemen. Flexibilisierung von Bestandsanlagen als Option 492. Einen Anreiz zur stärkeren Steuerung der Stromerzeugung auf Biogasbasis von Be-

standsanlagen hat das EEG 2012 in § 33i durch die Flexibilitätsprämie gesetzt. Diese Regelung wird im novellierten EEG 2014 in § 54 fortgeführt. Allerdings kann die Prämie nur geltend gemacht werden, wenn zusätzliche, flexibel verfügbare, Kapazitäten im Umfang von mindestens 20 % der gesamten installierten Leistung zur Stromerzeugung errichtet werden, mithin die installierte Leistung insgesamt zunimmt. Die Flexibilisierung von Bestandsanlagen muss verschiedene technische und standortbezogene Bedingungen erfüllen, beispielsweise muss hinreichend Platz für Erweiterungen

364

und den Speicher verfügbar sein (EDEL 2014). Voraussetzung für die Inanspruchnahme der Flexibilitätsprämie ist darüber hinaus eine Direktvermarktung des produzierten Stroms, das heißt ein Verzicht auf die feste EEG-Vergütung. Die Direktvermarktung ist jedoch ein Lernprozess, und auch für die Bereitstellung von Systemdienstleistungen notwendig. Die Anlagenbetreiber vermarkten in einem ersten Schritt den Strom an der Börse, stellen dann negative Regelenergieleistung bereit und investieren bei positiven Erfahrungen in die Flexibilisierung (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 56). Nicht abschätzbar ist bislang, welche Akzeptanz die Flexibilitätsprämie für Bestandsanlagen im Zeitverlauf erreicht und welche Wirkung sie insgesamt entfaltet. Die Erwartungen an die Wirksamkeit des Flexibilisierungsanreizes waren Anfang 2014 noch nicht erfüllt (EDEL 2014). Mögliche Gründe hierfür liegen in rechtlichen Unklarheiten und fehlenden Erfahrungen. Gleichwohl stieg die Kapazität von Anlagen, die die Flexibilitätsprämie in Anspruch nehmen, von etwa 55 MW Ende 2012 auf über 180 MW im Februar 2014 (Daten der Bundesnetzagentur nach VOLLPRECHT et al. 2014, S. 56). 493. Die Flexibilitätsprämie für Bestandsanlagen führt nur zu einer zeitlichen Verschiebung

der Stromproduktion, indem zwischengespeichertes Gas bei Bedarf verstromt wird. Durch eine konstante Gasproduktion bleiben auch der Substrateinsatz und die insgesamt produzierte Strommenge gleich. Eine dementsprechend ausgerichtete Anlage führt somit nicht zwingend zu einer Reduzierung der Gesamtmenge erzeugten Biogases und einer damit einhergehenden Verringerung des Substrateinsatzes. Vielmehr erzeugt die Anlage aus derselben Menge Gas in weniger Betriebsstunden dieselbe Strommenge wie eine kleinere Anlage im Dauerbetrieb und dient damit der Erzeugung von Spitzenlast (HOCHLOFF et al. 2013). Die Flexibilitätsprämie scheint aufgrund der notwendigen Investitionen für eine erhöhte Anlagenleistung und Erweiterung der Speicherkapazität in erster Linie für größere Anlagen attraktiv zu sein (HOCHLOFF et al. 2013; KRZIKALLA et al. 2013). Bei Anlagen unter 500 MW Leistung steigen die spezifischen Investitionskosten einer Anlagenflexibilisierung deutlich (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 58 f.). Die Prämie wird gerade dann in Anspruch genommen, wenn ohnehin der Generator nach acht bis zehn Jahren oder andere Anlagenteile ersetzt werden müssen. Bei neueren Anlagen sind ein Austausch und eine damit einhergehende Kapazitätserweiterung aufgrund der technischen Restlaufzeit wirtschaftlich nicht sinnvoll. Dies betrifft vor allem Anlagen, die nach EEG 2009 vergütet werden und einen erheblichen Teil des Bestandes und der Kapazität ausmachen (zum Anlagenbestand s. a. Abb. 4-11). Auch für ältere Anlagen, deren Vergütungsdauer nach EEG nur noch weniger als zehn Jahre beträgt, bietet eine Flexibilisierung keine Anreize, da sie die Flexibilitätsprämie nicht mehr voll ausschöpfen können und die notwendigen Investitionen trotz höherer Wirkungsgrade neuer Generatoren in der Regel nicht mehr refinanziert werden können (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 61 ff.). Insoweit lässt sich die umweltpolitisch wünschens-

365

werte Wirkung der bestehenden Flexibilisierungsregelung auf eine verminderte Substratnachfrage von Bestandsanlagen nur schwer abschätzen. 494. Im Referentenentwurf des EEG 2014 vom 4. März 2014 war in § 32c eine gegenüber

dem EEG 2012 veränderte Flexibilitätsprämie enthalten. Anlagenbetreiber sollten die Prämie in Anspruch nehmen können, wenn sie den Strom direkt vermarkten und die Anlage nur eine Strommenge von 50 bis 70 % der in der Vergangenheit maximal erzeugten Strommenge produziert (BMWi 2014). Da die Gestaltung der Flexibilitätsprämie im Referentenentwurf auf eine verminderte Stromerzeugung und damit auch einen geringeren Substrateinsatz abzielte (ebd., S. 2), scheint diese grundsätzlich besser geeignet, dem Stickstoffproblem zu begegnen als die letztlich im verabschiedeten Gesetz verankerte Flexibilitätsprämie. Flexibilisierung von Neuanlagen als Voraussetzung 495. Neuanlagen mit Inbetriebnahme nach den Regeln des EEG 2014 besitzen grundsätz-

lich nur dann Anspruch auf den Vergütungsrahmen, wenn sie flexibel Strom erzeugen (§ 47 Abs. 1) und können einen Flexibilitätszuschlag nach § 53 in Anspruch nehmen. Ziel ist eine stärkere Nachfrageorientierung der Stromerzeugung aus Biogas und die Erzeugung einer insgesamt geringeren Strommenge aus Biomasse bezogen auf die installierte Leistung. Zudem können hierdurch die Gesamtkosten der Stromerzeugung aus Biogas verringert werden (Bundesregierung 2014, S. 136). Darüber hinaus soll Strom aus Biomasse vor allem auf Rest- und Abfallstoffen basieren. Auch ist der Zuwachs der nach EEG vergütungsfähigen Leistung auf 100 MW jährlich beschränkt. Damit entkoppelt das derzeit geltende EEG den Kapazitätszuwachs von der Nachfrage nach Anbaubiomasse.

6.5.1.2
496.

Flexibilisierung der Gaserzeugung aus Biomasse

Die Flexibilisierung der Gaserzeugung ist hinsichtlich der Stickstoffproblematik rele-

vant, wenn hierdurch insgesamt eine geringere Gasmenge, also auch eine geringere Strommenge erzeugt wird und somit die Nachfrage nach Gärsubstraten sinkt. Für Anlagenbetreiber führt eine bessere Steuerbarkeit des Fermenters zu verminderten Investitionen in Speicherkapazität. Jedoch lässt sich die Gaserzeugung aus Biomasse aus systemimmanenten Gründen nur in begrenztem Maß steuern und damit flexibilisieren. Zum Erhalt ihrer Leistungsfähigkeit benötigen die in der Anlage arbeitenden Mikroorganismen eine definierte Bandbreite von Temperatur und Feuchtigkeit. Darüber hinaus ist die Reaktionszeit einer Anlage zur Biogaserzeugung verhältnismäßig träge und lässt sich nicht beliebig situativ steuern oder unterbrechen, sondern benötigt einen Vorlauf und damit eine Planungsgrundlage (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 67). Der Verlauf der Gaserzeugung und die insgesamt innerhalb einer Zeiteinheit erzeugte Menge erfolgen nicht linear und sind abhängig vom eingesetzten Substrat bzw. Zusammensetzung des Substratgemisches, dessen Zucker- und Feuchtigkeitsgehalt sowie der Temperatur.

366

Erforscht wird zurzeit, inwieweit sich die Gasproduktion durch die Speicherung von Zwischenprodukten im Fermenter und das Fütterungsmanagement, das heißt die zeitliche Steuerung der Substratzufuhr sowie die Substratzusammensetzung flexibilisieren lässt. JACOBI et al. (2013) kommen zu dem Schluss, dass die Flexibilisierung der Gasproduktion den Speicherbedarf um bis zu 40 % reduzieren kann. 497. Eine flexibilisierte Gasproduktion in Verbindung mit einem Gasspeicher kann die ge-

samte Steuerbarkeit der Stromerzeugung aus Biomasse deutlich erhöhen und den Vorteil der Biomasseverstromung gegenüber anderen erneuerbaren Energietechnologien steigern. Damit steigt die Attraktivität der Biogasverstromung als Option zur Ergänzung dargebotsabhängiger Energien weiter an. Dieser Weg der Flexibilisierung bietet auch Chancen, den Substrateinsatz ökologischer als bislang zu gestalten, da die eingesetzte Substratmenge sowie deren Zusammensetzung nicht zu einer maximalen Gasproduktion in möglichst kurzer Zeit führen sollen. Vor allem für Bestandsanlagen kann eine Flexibilisierung der Gaserzeugung eine ökonomisch interessante Option sein, wenn diese technische Veränderung durch geringere Investitionen erreichbar ist, da der Gasspeicher kleiner und damit weniger kostenintensiv als bei der ausschließlichen Flexibilisierung der Stromerzeugung ist (Tz. 493). Allerdings ist die Flexibilisierung der Gaserzeugung bisher noch nicht bis zur Marktreife entwickelt.

6.5.1.3
498.

Reduktion der Stickstoffbelastung durch Substratauswahl

Die beschriebene Flexibilisierung zielt primär darauf ab, die Menge an eingesetztem

Substrat und daraus entstehende Gärreste zu verringern. Um der Stickstoffproblematik zu begegnen, kann auch die Art und Zusammensetzung des Substrates angepasst werden. In diesem Zusammenhang ist prioritär der vermehrte Einsatz von Rest- und Abfallstoffen zu nennen (vgl. Abschn. 6.5.1.5). Aber auch die verstärkte Verwendung von Wirtschaftsdünger und alternativen Anbausubstraten ist zu prüfen. Diese Substrate sind für die Anlagenbetreiber bislang wenig attraktiv, da sie den Stromertrag vermindern und die Anlagen innerhalb der zwanzigjährigen Vergütungsdauer nur den höchsten finanziellen Ertrag erzielen, wenn sie durchgehend die maximale Kapazität ausnutzen. Ersatz von Anbaubiomasse durch Wirtschaftsdünger 499. Aus Sicht des SRU ist die Verankerung eines Anreizes im EEG zu prüfen, der zu ei-

ner vermehrten Verstromung von Wirtschaftsdünger in Neuanlagen und Bestandsanlagen führt. Dies kann zu einer Reduktion der Methan- und Lachgasemissionen aus der Lagerung von Wirtschaftsdünger führen (AMON et al. 2006; de VRIES et al. 2010). Darüber hinaus können die Anbaufläche für nachwachsende Rohstoffe und der Anfall von Gärresten pflanzlichen Ursprungs verringert werden, wenn Wirtschaftsdünger Anbaubiomasse in bestehenden Anlagen ersetzt. Dadurch würden sich auch die Ammoniakemissionen aus der bestehenden Biogaserzeugung verringern (JÖRß et al. 2014, S. 99 ff.).

367

Beim Ersatz von nachwachsenden Rohstoffen durch Wirtschaftsdünger in Bestandsanlagen verringert sich die Stromproduktion, da tierische Exkremente deutlich geringere Energieerträge aufweisen als nachwachsende Rohstoffe wie Silomais. Der vermehrte Einsatz von Wirtschaftsdünger anstelle von Energiepflanzen ist für Biogasanlagen ohne entsprechende Anreize nicht wirtschaftlich (THIERING und BAHRS 2011). Der SRU empfiehlt, die Förderung des vermehrten Einsatzes von Wirtschaftsdünger in bestehenden Anlagen zu prüfen. Die zusätzliche Vergütung des Einsatzes von Wirtschaftsdünger in Neuanlagen ist so auszugestalten, dass es nicht zu einer starken Ausdehnung des Einsatzes nachwachsender Rohstoffe kommt. In der Vergangenheit hat der sogenannte Güllebonus des EEG 2009 zu einer vermehrten Verwendung von tierischen Exkrementen geführt. Dies förderte jedoch auch den vermehrten Anbau von nachwachsenden Rohstoffen, da Wirtschaftsdünger zum Erhalt des Bonus nur 30 % des eingesetzten Substrats ausmachen musste. Die Vergütung von sehr kleinen Anlagen unter dem EEG 2012 und 2014, die mindestens zu 80 % Gülle verstromen, scheint ein sinnvoller Weg zu sein. Sowohl beim vermehrten Einsatz von Wirtschaftsdünger in Bestandsanlagen als auch in Neuanlagen ist eine umfassende Abschätzung der Umweltwirkung vorzunehmen. In diese sind unter anderem die Auswirkungen möglicher Transporte von Wirtschaftsdüngern zu Biogasanlagen einzubeziehen und der Effekt auf verschiedene Stickstoffverbindungen differenziert zu ermitteln. Einsatz von umwelt- und naturschutzverträglichen Anbaukulturen 500. Hinsichtlich alternativer Anbausubstrate in Bestands- und Neuanlagen ist jenen Kultu-

ren ein Vorrang einzuräumen, die Synergien mit dem Natur- und Umweltschutz realisieren und die Stickstoffbelastung verringern. Verschiedene Studien unterbreiten Vorschläge, den Bioenergieeinsatz naturschutzverträglich zu gestalten (KLU 2013a; VOHLAND et al. 2012; PETERS et al. 2010). Auch der SRU (2007a, S. 59 ff.) hat in der Vergangenheit darauf hingewiesen, dass der Einsatz von bestimmten Anbauverfahren und Kulturen, wie Kurzumtriebsplantagen oder Mischkulturen, potenzielle Synergien zwischen Natur- und Umweltschutz und der Bioenergieerzeugung realisieren kann. Sowohl beim Einsatz in Bestands- als auch in Neuanlagen ist jedoch zu beachten, dass durch eine Substitution von Kulturen wie Mais durch extensivere Kulturen aufgrund geringerer Erträge ein höherer Flächenbedarf besteht. Substrate, die Synergien zum Natur- und Umweltschutz aufweisen, sollten daher primär auf solchen Flächen angebaut werden, auf denen aus Gründen des Natur- und Gewässerschutzes ohnehin eine Extensivierung erforderlich ist. Der Einsatz extensiv angebauter Substrate hat unweigerlich eine Verminderung der erzeugten Strommenge zur Folge, da Maissilage den höchsten Energieertrag besitzt. Darüber hinaus ist zu bedenken, dass Gärreste aus Mais im Verhältnis zu vielen anderen Substraten geringere Mengen Stickstoff enthalten (MÖLLER et al. 2009, S. 11).

368

Implementierung einer veränderten Substratauswahl 501. Vorgaben zur Substratzusammensetzung können aufgrund des Bestandsschutzes

nur für Neuanlagen gelten. Dabei wäre der Zubau zwingend mit einer Kapazitätsbegrenzung zu verknüpfen. Für Bestandsanlagen ist ein Anreizmechanismus notwendig, der einen veränderten Substrateinsatz und damit eine geringere erzeugte Strommenge für die Anlagenbetreiber finanziell attraktiv macht. Hierdurch sollten sie zur Refinanzierung der getätigten Investitionen zumindest ähnliche Einnahmen erzielen können wie durch die bisherige Vergütungssystematik, die auf die Produktion einer möglichst großen Strommenge ausgerichtet ist. Beim Einsatz der diskutierten Substrate ist eine umfassende Wirkungsabschätzung auf die vorliegenden landwirtschaftlichen und naturräumlichen Gegebenheiten sowie den Flächenbedarf vorzunehmen. Prinzipiell können sogenannte Einsatzstoffvergütungsklassen einen Beitrag zur ökologisch vorteilhaften Diversifizierung von Substraten leisten. Vergütungsklassen legen – ähnlich einem Bonussystem – fest, für welche Substrate bestimmte Zuschläge zur Grundvergütung bezahlt werden. Einsatzstoffvergütungsklassen wurden mit dem EEG 2012 in § 27 Absatz 2 eingeführt und in der Verordnung über die Erzeugung von Strom aus Biomasse (Biomasseverordnung – BiomasseV) konkretisiert. So beinhaltete die Einsatzstoffvergütungsklasse II im EEG 2012 verschiedene, im Vergleich zu intensiv angebauter Biomasse, ökologisch vorteilhafte Substrate wie Kleegras oder Landschaftspflegematerial, die jedoch einen geringeren Methanertrag besitzen als Mais. Dem gegenüber wurde Mais der Einsatzstoffvergütungsklasse I zugeordnet, für deren Einsatz eine geringere Zusatzvergütung gezahlt wird. Die Vergütungsberechnung berücksichtigt die Anteile der unterschiedlichen Substrate (Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft und Fachverband Biogas 2011). Eine Weiterentwicklung der Vergütungsklassen nach ökologischen Kriterien könnte eine ökologisch vorteilhafte Substratdiversifizierung in der Vergütung spiegeln, ökologisch problematische Substrate könnten ausgenommen oder in der Menge begrenzt werden. Im EEG 2014 ist das Konzept der Einsatzstoffvergütungsklassen jedoch nicht mehr enthalten. 502. Der vermehrte Einsatz von Wirtschaftsdünger und alternativen Anbaukulturen in der

Biogaserzeugung scheint ein Potenzial zur Verringerung der Stickstoffbelastung aufzuweisen und kann weitere Synergien mit Natur- und Umweltschutz realisieren. Eine umfassende Analyse der Umweltwirkungen ist jedoch notwendig. Dabei sind auch indirekte Effekte, wie zum Beispiel mögliche Transporte von Substraten, einzubeziehen.

6.5.1.4
503.

Vorgaben zum Umgang mit Gärresten und dem Anbau von nachwachsenden Rohstoffen

Verschiedene agrar- und umweltpolitische Instrumente können die Umweltverträglich-

keit der Biogaserzeugung erhöhen und zu einer Verminderung der bioenergieinduzierten Stickstoffproblematik beitragen. Nach Einschätzung des SRU ist dabei der Umgang mit Gär-

369

resten von besonderer Bedeutung. Die Verschärfung dieser Vorgaben kann auch auf Bestandsanlagen einwirken. Bei den im Folgenden beschriebenen Vorgaben handelt es sich zum Teil um Forderungen, die nicht spezifisch auf die Biogaserzeugung wirken, sondern auch negativen Folgen der Nahrungs- und Futtermittelerzeugung entgegenwirken. 504. Vorgaben zur Lagerung und Ausbringung von Gärresten können die Stickstoff-

emissionen im Zuge der Biogasproduktion verringern. Zahlreiche Vorgaben werden dabei im Rahmen der Düngeverordnung gemacht, deren Reformbedarf in Abschn. 6.4.2 ausführlich aufgezeigt wird. So sollen im Rahmen der Düngeverordnung die gesamten Gärreste in die Berechnung der zulässigen Ausbringungsobergrenze einbezogen werden. In der Düngeverordnung von 2006 ist dies für Gärreste aus pflanzlicher Herkunft nicht der Fall, wodurch Anwendungen von organischem Stickstoff von mehr als 170 kg pro Hektar und Jahr möglich sind (Tz. 428). Darüber hinaus können strengere Vorgaben zur Ausbringung von Wirtschaftsdünger, die auch für Gärreste gelten, Ammoniakverluste deutlich reduzieren (vgl. Tz. 416). Zur Verhinderung der Ausgasung von Ammoniak und Methan ist auch sicherzustellen, dass Gärreste in gasdichten Vorrichtungen gelagert werden. Nach Schätzungen wurden in Deutschland 2011 nur 50 % der Gärreste in gasdichten Lagerstätten aufbewahrt (KTBL 2012; s. a. RÖSEMANN et al. 2013, S. 93). Auch eine ausreichend hohe Lagerkapazität für Gärreste ist von elementarer Bedeutung, damit die Ausbringung an den Pflanzenbedarf angepasst werden kann und nicht zu Zeiten geschieht, wenn die Nährstoffe von den Pflanzen nicht aufgenommen werden und die Gefahr für Nitratauswaschungen besonders hoch ist. Damit die Nährstoffflüsse der Biogasanlagen nachvollziehbar sind, ist die Erstellung einer Hoftorbilanz verpflichtend einzuführen (Tz. 421). In diesem Zusammenhang ist auch die Kontrolle der überbetrieblichen Verwertung von Gärresten, wie sie in Niedersachsen und Nordrhein-Westfalen bereits erfolgt, ein wichtiger Schritt, um die Einhaltung von ordnungsrechtlichen Beschränkungen zur Anwendung von Gärresten sicherzustellen (Tz. 434). 505. Die vom SRU geforderte ökologischere Ausrichtung der Gemeinsamen Agrarpolitik,

insbesondere der Gestaltung des Greenings und der Stärkung der zweiten Säule, kann ebenfalls die Stickstoffbelastung durch den Anbau von nachwachsenden Rohstoffen zur Biogaserzeugung reduzieren (Abschn. 6.4.4). So kann die im Rahmen des Greenings vorgesehene Anbaudiversifizierung zu einem verminderten Anbau von Mais als Kultur mit hohem Potenzial zum Nitrataustrag beitragen und zu einer Diversifizierung der Gärsubstrate führen. Ein zu hoher Anteil von Mais in der Fruchtfolge ist ein Hauptgrund, warum Betriebe Anpassungen zur Erfüllung der Auflagen im Rahmen des Greenings vornehmen müssen (FORSTNER et al. 2012, S. 17 f.) 506. Über die ordnungsrechtlichen Anforderungen hinaus sollte durch informatorische und

förderpolitische Instrumente der Anbau von Substraten umweltverträglicher gestaltet werden. Maßnahmen können auch im Rahmen der zweiten Säule der GAP gefördert werden (vgl.

370

Tz. 451). So können beispielsweise die emissionsarme Ausbringung von Gärresten oder Beratungsangebote zur Verbesserung des Nährstoffmanagements im Maisanbau gefördert werden. Synergien zwischen Naturschutz und Biogaserzeugung, beispielsweise durch die energetische Nutzung von Grünland- und Gehölzschnitt, sind besonders zu begrüßen (SRU 2007a, Abschn. 4.2.1.2). Durch ihre Freiwilligkeit ist die ökologische Treffsicherheit dieser Instrumente jedoch sehr gering.

6.5.1.5
507.

Nutzung der Potenziale von Abfall- und Reststoffen

Die Nutzung von Abfall- und Reststoffen verursacht geringere negative Folgen als der

Einsatz von Anbaubiomasse (KLU 2013a) und verfügt über ein – wenn auch vergleichsweise geringes – Ausbaupotenzial. Für die Gewinnung dieser Substrate muss kein zusätzlicher Aufwand betrieben werden, vielmehr kann das energetische Potenzial ohnehin zu entsorgenden Abfalls genutzt werden. Verfügbar sind zum einen Bioabfälle: Darunter fallen nach § 11 Kreislaufwirtschaftsgesetz (KrWG) biologisch abbaubare Garten- und Parkabfälle, Landschaftspflegeabfälle, Nahrungs- und Küchenabfälle (aus Haushaltungen, aus dem Gaststätten- und Cateringgewerbe, aus dem Einzelhandel und aus Nahrungsmittelverarbeitungsbetrieben) sowie diesen vergleichbare Abfälle. Zum anderen werden weitere Potenziale in der Nutzung von Waldrestholz, Landschaftspflegematerial sowie von landwirtschaftlichen Reststoffen wie Stroh und Zwischenfrüchten gesehen (THRÄN et al. 2014). Hier müssen jedoch sowohl die Nutzungskonkurrenzen der verschiedenen energetischen Verwendungsmöglichkeiten (Verbrennung, Biogasgewinnung, Kraftstoffgewinnung) verglichen werden als auch die Auswirkungen, wenn diese Stoffe dem Ökosystem als Humus- und Nährstoffquelle bzw. als Lebensraum entzogen werden. Aus Haushalten wurden im Jahr 2012 insgesamt 9,1 Mio. t an organischen Abfällen gesammelt und verwertet, davon 4,4 Mio. t Abfälle aus der Biotonne sowie 4,7 Mio. t an Gartenund Parkabfällen (KERN und SIEPENKOTHEN 2014). RAUSSEN und KERN (2014) gehen davon aus, dass die Kapazitäten zur Vergärung von Bioabfällen bislang nur für ein Drittel des Aufkommens ausreichen. Zukünftig ist eine steigende Substratmenge zu erwarten, da ab 1. Januar 2015 Bioabfälle zwingend getrennt zu erfassen sind (§ 11 KrWG). Das Mengenpotenzial lässt sich jedoch aufgrund verschiedener offener Fragen nur unzureichend abschätzen, sodass die Angaben in verschiedenen Studien stark schwanken. Das Witzenhausen Institut für Abfall, Umwelt und Energie weist erhebliche Potenziale aus, wobei das Maximum jedoch nur unter optimalen Rahmenbedingungen erreicht wird (RAUSSEN und KERN 2014): – Bioabfälle werden flächendeckend gesammelt, – die jetzige Durchschnittserfassungsleistung wird zur Mindesterfassungsleistung, – Bioabfälle, die vom Verbraucher bisher dem Restmüll zugeordnet wurden, werden zur Hälfte in der Biotonne erfasst.

371

Unter diesen Annahmen ist eine Steigerung von 4,4 Mio. t. (im Jahre 2012) auf bis zu 7,5 Mio. t Biogut jährlich möglich (RAUSSEN und KERN 2014). In einem aktuellen Forschungsvorhaben des UBA werden für das Jahr 2015 nur geringe Mengensteigerungen auf 4,7 bis 4,9 Mio. t erwartet. Wird die Anschlussquote der Haushalte mittelfristig auf 70 bis 100 % gesteigert, liegt das erfassbare Potenzial zwischen 6,4 und maximal 9,1 Mio. t Biogut (OETJEN-DEHNE et al. 2014). Greifen gleichzeitig die Initiativen gegen die Verschwendung von Lebensmitteln, was zu begrüßen wäre (s. Tz. 247 und Abschn. 6.6.1), würde dieses Potenzial gegebenenfalls eingeschränkt. Mit der anstehenden Umsetzung der Getrenntsammlungspflicht geht ein Zubau an Behandlungskapazitäten einher, um den Mengenzuwachs ordnungsgemäß entsorgen zu können. Welche Anteile dabei in die Kompostierung und welche in die Vergärung gehen, hängt derzeit von den lokalen Randbedingungen wie Mengenaufkommen, Flächenverfügbarkeit, Abnehmer für erzeugte Produkte, Investitionskosten usw. ab. § 11 KrWG enthält jedoch eine Ermächtigungsgrundlage, stoffstromspezifische Regelungen für die Verwertung von Bioabfällen vorzugeben, sodass eine Lenkung in die Vergärung durchaus möglich wäre. Die erzeugten Mengen an Energie aus der Vergärung von kommunalen Reststoffen (11 PJ/a) sind erheblich geringer als die Erzeugung von Strom aus Energiepflanzen (222 PJ/a) (THRÄN et al. 2014). Auch eine vollständige Nutzung der bisher nicht genutzten Bioabfallpotenziale von etwa 10 PJ/a könnte also die Anbaubiomasse nur in geringem Umfang ersetzen. Auch weitere Studien geben für das Jahr 2020 lediglich ein technisches Brennstoffpotenzial der Bio- und Grünabfälle (mit Ernteresten) von 23 PJ (BMVBS 2010) bzw. 33 PJ (NITSCH et al. 2012) an.

6.5.2
508.

Zukünftige Bedeutung der Stromerzeugung aus Biomasse
Gemäß § 1 Absatz 2 EEG 2014 soll der Anteil erneuerbarer Energien am

Bruttostromverbrauch 40 % bis 45 % bis zum Jahr 2025 betragen, 55 % bis 60 % bis 2035. Die Stromerzeugung aus Biomasse gewinnt mit steigendem Anteil dargebotsabhängiger Energie aus Wind und Sonne an Bedeutung, wenn sie zum Ausgleich des fluktuierenden Stromangebots aus Wind und Sonne eingesetzt wird. Eine wichtige Rolle kommt bedarfsgerecht steuerbaren Anlagen bei der Bereitstellung von Systemdienstleistungen und am Regelenergiemarkt zu. Allerdings ist der Zugang zu diesen Teilmärkten bisher schwierig, die Direktvermarktung negativer Minuten- und Sekundärregelleistung ist seit Einführung des EEG 2012 jedoch bei Erfüllung bestimmter technischer Voraussetzungen möglich (EDEL 2014). Wird zum Ausgleich der dargebotsabhängigen Energie aus Wind und Sonne keine Biomasse eingesetzt, muss auf fossile Energieträger zurückgegriffen werden, solange keine aus-

372

reichenden Speicherkapazitäten zur Verfügung stehen und auch die Herstellung von Methan aus überschüssig erzeugtem Strom noch nicht marktreif ist. Inwieweit die Nutzung von Biomasse zum Ausgleich fluktuierender erneuerbarer Energien bei Betrachtung der gesamten Produktionskette klimafreundlicher ist als der Einsatz von konventionell gewonnenem Erdgas, ist jedoch intensiv zu prüfen. Bei Bewertung der ökonomischen Effizienz ist somit neben dem Abgleich mit den Kosten für Strom aus Wind und Sonne auch eine Bewertung gegenüber anderen Optionen des Lastausgleichs einzubeziehen. So kommen KRZIKALLA et al. (2013) zu dem Schluss, dass die Verstromung von Biomasse „im Vergleich zu Stromspeichern […] eine sehr kostengünstige Ausgleichsoption“ darstellt. Allerdings werden die externen Kosten, das heißt die unerwünschten Folgen der Anbaubiomasse, in diese Berechnungen nicht einbezogen. 509. § 3 Nummer 4 EEG 2014 sieht einen begrenzten Neubau von Biogasanlagen im Um-

fang von bis zu 100 MW brutto pro Jahr vor, das heißt auch Repowering, also der Ersatz von Anlagen durch möglicherweise effizientere Neuanlagen, wird eingerechnet. Lediglich der Ausbau bestehender Anlagen wird nicht einbezogen, wenn er flexibel steuerbar ist. Allerdings erhalten diese Kapazitätserweiterungen auch keine feste Vergütung nach EEG, sondern unterliegen der Direktvermarktung. Dabei soll die zugebaute Leistung insbesondere auf Abfall- und Reststoffe als Substrat zurückgreifen. Befördert wird dies durch eine höhere Vergütung (§ 43 EEG 2014) als beim Einsatz von Anbaubiomasse (§ 42 EEG 2014), wobei vor allem für große Anlagen über 5 MW installierter Leistung die Vergütung mehr als doppelt so hoch ausfällt. Allerdings ist die Biogaserzeugung in diesen Anlagen auch kostenintensiver (VOLLPRECHT et al. 2014, S. 59), sodass die höhere Vergütung durch die entsprechenden Kosten kompensiert wird und sich in Summe keine Vorteile ergeben dürften. Die Begrenzung der maximalen jährlich zugebauten Kapazität und die Besserstellung von Anlagen zur Vergärung von Abfall- und Reststoffen sollen den bestehenden Nutzungskonkurrenzen des Biomasseanbaus begegnen und zum Erhalt der biologischen Vielfalt beitragen (BMWi 2014, S. 101). Damit erkennt die Bundesregierung die negativen ökologischen Folgen der Biomasseverstromung an. Die Beschränkung des vergütungsfähigen Zubaus sowie die Ausrichtung auf Abfall- und Reststoffe sind gegenüber den bisherigen Regelungen hinsichtlich der Substratnachfrage und Gärresteproduktion positiv zu bewerten. Allerdings errechnet das Witzenhausen Institut (2014) für eine Anlage zur Vergärung von 20.000 t Biound Grüngut pro Jahr, dass diese Anlage nach den Bedingungen des EEG 2014 bei flexibler Fahrweise einen etwa gleichbleibenden Erlös erzielen kann wie nach dem EEG 2012. Gegenüber der Erzeugung von Grundlast nach dem Vergütungsrahmen des EEG 2012 ergibt sich jedoch ein um 35.000 Euro geringerer jährlicher Erlös. 510. Würde der Ausbaukorridor von 100 MW Zubau dennoch jährlich ausgeschöpft,

stünde auch zukünftig kontinuierlich eine Kapazität von 2.000 MW Stromerzeugung aus Biomasse und damit in etwa eine installierte Leistung wie zu Beginn der Vergütung nach

373

EEG 2009 zur Verfügung. Diese würde jedoch nicht vollständig abgerufen, da neue Anlagen aufgrund der Vorgaben in § 47 Absatz 1 EEG 2014 bedarfsgerecht Strom erzeugen und nicht mehr in Grundlast gefahren werden, wenn sie eine EEG-Vergütung erhalten. Sie erzeugen demnach nur noch die Hälfte der jährlich maximal möglichen Strommenge. Bezogen auf den Substratbedarf entsprechen daher zwei Einheiten neu installierter Leistung einer Substratnachfrage von einer Einheit Leistung alter Anlagen, die im Volllastbetrieb gefahren werden. 511. Vertreter der Biogasbranche äußerten auf einer Anhörung des Bundestagsaus-

schusses für Landwirtschaft und Ernährung zur Novelle des EEG am 19. Mai 2014 die Befürchtung, dass der Vergütungsrahmen des EEG 2014 sowie die Begrenzung des Zubaus und dessen Berechnung den tatsächlichen Zubau stark einschränken und deutlich unter 100 MW jährlich liegen würden. Einen Hinweis darauf ergeben auch die im Vergleich zum EEG 2009 deutlich geringeren Zubauraten an Biogasanlagen im Rahmen des EEG 2012, das den Vergütungsrahmen für die Biomasseverstromung bereits deutlich eingeschränkt hat (Abb. 4-11).

6.5.3
512.

Empfehlungen zur Reduktion der Stickstoffbelastung durch die Biogaserzeugung
Der Einsatz von Biomasse zur Stromerzeugung stellt einen weitreichenden Zielkon-

flikt zwischen klima- und energiepolitischer Motivation auf der einen und Natur- und Umweltschutz auf der anderen Seite dar. Die Vergütungsstruktur des EEG hat vor allem bis 2012 zu einer erheblichen Steigerung der Nachfrage nach Anbaubiomasse (vor allem Mais) geführt. Die erbauten Anlagen genießen Bestandsschutz, wodurch die Möglichkeiten begrenzt sind, negativen Umweltwirkungen durch Änderungen des EEG entgegenzuwirken. Durch die Beschränkung der vergütungsfähigen Kapazität neuer Anlagen zur Stromerzeugung aus Biomasse, die Bedingung einer flexiblen Fahrweise und das Bestreben, vor allem Rest- und Abfallstoffe einzusetzen, bremst das EEG 2014 eine mögliche weitere Problemverschärfung. Der SRU begrüßt grundsätzlich, dass die Nachfragesteigerung nach Anbaubiomasse durch die Regelungen im EEG 2012 und 2014 gebremst wurde. Auch die Priorisierung der Biomasseverstromung aus Rest- und Abfallstoffen sowie die Begrenzung des nach EEG vergütungsfähigen Kapazitätszuwachses sind die richtigen Bausteine, um das bestehende Stickstoffproblem nicht weiter zu verschärfen. Grundlegende Voraussetzung, um Strom auf Basis von Biomasse über das EEG zu vergüten und dem in § 1 Absatz 1 EEG 2014 gesetzten Ziel einer „im Interesse des Klima- und Umweltschutzes“ stehenden Energieversorgung gerecht zu werden, sollte sein, dass bei der Erzeugung des vergüteten Stroms deutlich weniger Treibhausgase emittiert werden als beim Einsatz fossiler Energieträger. Um dies zu gewährleisten, könnten umfassende Nachhaltigkeitskriterien entwickelt werden, die zur Geltendmachung der Vergütung nachgewiesen werden müssten. Der SRU empfiehlt daher, die energiepolitischen Vorgaben dahin gehend zu

374

erweitern, die negativen Folgen der Substratnachfrage in möglichst großem Umfang zu vermindern, da letztlich nur ein insgesamt verminderter Substrateinsatz und ein möglichst hoher Anteil von Rest- und Abfallstoffen dem Problem entgegenwirken können. Eine verringerte Substratmenge geht jedoch zwangsläufig mit einer insgesamt niedrigeren Strommenge aus Biomasse einher. 513. Der flexibilisierte Betrieb von Anlagen zur Stromerzeugung scheint grundsätzlich ge-

eignet, einerseits eine insgesamt geringere Strommenge zu erzeugen und damit den ökologischen Problemdruck zu vermindern. Andererseits bedient eine flexibilisierte Fahrweise der Anlagen die Systemvorteile gegenüber den dargebotsabhängigen erneuerbaren Energien Wind und Sonne und ist Voraussetzung für die Bereitstellung von Systemdienstleistungen. Dementsprechend bietet die Flexibilisierung eine Win-win-Situation zur Verringerung des bestehenden Zielkonflikts. Um dem bereits bestehenden Problem zu begegnen, ist der Anlagenbestand in den Blick zu nehmen. Hier bedarf es entsprechender Anreizstrukturen, die den Anlagenbetreibern einen Ausgleich bieten, wenn diese weniger Substrat einsetzen und dadurch weniger Strom erzeugen. Die bereits im EEG 2012 verankerte und im derzeit gültigen EEG 2014 unveränderte Flexibilitätsprämie scheint nicht geeignet, den Substrateinsatz zu senken, da die Flexibilisierung hier mit Kapazitätserweiterungen einhergeht und nicht auf die Erzeugung einer deutlich geringeren Strommenge ausgelegt ist. Der SRU empfiehlt daher, bei der Weiterentwicklung des EEG auf das im Referentenentwurf zur Novelle 2014 enthaltene Konzept zur Flexibilisierung von Bestandsanlagen zurückzugreifen. Durch die insgesamt geringere erzeugte Strommenge im Verhältnis zur in der Vergangenheit maximal erzeugten Strommenge würden auch weniger Substrate eingesetzt und das Stickstoffproblem könnte durch sinkende Nachfrage nach Anbaubiomasse vermindert werden. 514. Darüber hinaus sollte überprüft werden, ob der vermehrte Einsatz von Wirtschafts-

dünger und alternativen Anbaukulturen sinnvoll ist. Bei letzteren liegt der Schwerpunkt auf Kulturen, die generell Synergien zum Natur- und Umweltschutz aufweisen. Wirtschaftsdünger kann im Prinzip Anbaubiomasse ersetzen, was die Nachfrage nach Anbaubiomasse reduzieren und Emissionen aus der Wirtschaftsdüngerlagerung vermindern kann. Es bedarf jedoch einer umfassenden Wirkungsabschätzung dieser Maßnahmen. Bei der Vergütung des Einsatzes von Wirtschaftsdünger muss darauf geachtet werden, dass es nicht zu einer indirekten Förderung von Anbaubiomasse wie in der Vergangenheit beim Güllebonus kommt. Im Zusammenhang mit alternativen Anbaukulturen ist zu betonen, dass Umweltleistungen der Landwirtschaft primär durch die Agrarpolitik und nicht durch die Energiepolitik zu vergüten sind (vgl. Abschn. 6.4.4).

375

515.

Nach Ansicht des SRU ist es von großer Wichtigkeit, Vorgaben zum Umgang mit

Gärresten und dem Anbau von nachwachsenden Rohstoffen zu verschärfen. Hierbei handelt es sich zum Teil um Instrumente, die nicht spezifisch auf die Biogaserzeugung, sondern auf die gesamte landwirtschaftliche Produktion wirken, wie beispielsweise ökologisch wirksame Anforderungen im Rahmen des Greenings. Von besonderer Bedeutung sind außerdem die Vorgaben zur Lagerung und Ausbringung von Gärresten. So sind Gärreste vollständig in die Ausbringungsobergrenze der Düngeverordnung einzubeziehen und sollten in gasdichten Lagerstätten aufbewahrt werden. Grundsätzlich besteht die Notwendigkeit, die Nährstoffflüsse im Rahmen der Biogaserzeugung besser nachzuvollziehen. Da die beschriebenen Forderungen zum Großteil auch für bestehende Anlagen gelten, ist von diesen ein großer Effekt auf die Stickstoffbelastung durch die Biogaserzeugung zu erwarten.

6.6
516.

Lebensmittelkonsum
In diesem Kapitel möchte der SRU den Blick auf den Lebensmittelkonsum als Gegen-

stand der Politik lenken. Wie die Ausführungen in Abschnitt 4.1.5 gezeigt haben, ist der Konsum tierischer Eiweiße pro Person in Deutschland auf einem weitestgehend konstant hohen Niveau und ein zentraler Treiber der Stickstoffproblematik. Unsere westlichen Muster des Lebensmittelkonsums sind in Kombination mit den hohen Stickstoffverlustraten bei der Produktion, den großen Abfallmengen (vgl. Tz. 247) und der gleichzeitig wachsenden Weltbevölkerung nicht „globalisierungsfähig“, wenn der sichere Handlungsraum nicht verlassen werden soll (vgl. Kap. 2). Instrumente, die lediglich die Produktionsseite adressieren, greifen zu kurz, da sie das Risiko beinhalten, dass es durch die deutschen Politiken zur Intensivierung in der Landwirtschaft im Ausland kommt und damit Umweltauswirkungen verlagert werden. Mit Blick auf Natur, Umwelt und Tierwohl können höhere Anforderungen an die Produktionsweise eingeführt werden, ohne dass negative Umweltbelastungen im Rest der Welt zu befürchten sind, sofern diese mit einer sinkenden Nachfrage im Inland einhergehen (SRU 2012, Tz. 236). Die Kombination von Politiken auf der Produktions- und Nachfrageseite kann auch positive Synergien mit der Klimapolitik entfalten. Der Ansatz einer Ressourceneffizienzsteigerung in der Produktion sollte nach Einschätzung des SRU daher nicht alleine stehen, sondern durch eine Suffizienzpolitik (zum Begriff der Suffizienz vgl. Tz. 57) ergänzt werden. Auch wenn Anpassungen und Verlagerungen in den Rest der Welt (z. B. Export, steigende Nachfrage im Ausland) eine intendierte Wirkung vermindern können, so können veränderte Konsummuster in Industrieländern auch einen Beitrag zur Reduktion globaler Stickstoffemissionen in anderen Ländern leisten und außerdem die Umweltsituation im Inland verbessern. In jedem Fall werden positive Effekte für die menschliche Gesundheit bei den Personen erreicht, die ihren Konsum an tierischen Eiweißen und Fleisch reduzieren (WOLF et al. 2011; WESTHOEK et al. 2014; MEIER und CHRISTEN 2013). Darüber hinaus ist zu beobachten, dass sich weltweit die Konsummuster einkommensstarker Haushalte ähneln,

376

verbunden mit einer großen Nachfrage nach tierischen Produkten („The Nutrition Transition“; vgl. POPKIN 1993; 2006). Ein verändertes Konsumverhalten hierzulande könnte im Sinne einer Pionierfunktion langfristig Effekte auf Lebensstil und Konsumverhalten in Schwellenund Entwicklungsländern anstoßen (CORDTS et al. 2013b). Die Diskussion über das „richtige“ Maß des Konsums ist in der Mitte der Gesellschaft angekommen, wie die wachsende Anzahl konsumkritischer Bücher zeigt (WELZER 2013; PAECH 2012; ULLRICH 2012; MARWITZ 2013). Auf der anderen Seite ist der zunächst eher moderat wirkende Vorschlag im Bundestagswahlkampf 2013, an einem Tag in der Woche in öffentlich betriebenen Kantinen lediglich vegetarisches Essen anzubieten (sog. Veggieday), auf massive öffentliche Ablehnung gestoßen. Gerade das Thema Fleischkonsum polarisiert, denn hier treffen zwei typische Aspekte des privaten Konsums aufeinander: Einerseits fragen sich manche Konsumentengruppen zunehmend, wie sie durch die Änderung ihres persönlichen Lebensmittelkonsums zum Natur- und Umweltschutz, zu einem besseren Tierwohl und zu ihrer eigenen Gesundheit beitragen können. Andererseits ist gerade der Lebensmittelkonsum ein Bereich, in dem individuelle Geschmackspräferenzen, Genuss, Prägungen und Gewohnheiten eine große Rolle spielen. Eine Einmischung in die Lebensmittelauswahl wird daher häufig als Eingriff in den Kernbereich der persönlichen Lebensgestaltung empfunden. Die nachfolgenden Empfehlungen knüpfen hieran an und legen den Fokus auf Instrumente, die direkt beim Konsumenten ansetzen und gleichzeitig die verschiedenen Lebensstile in einer pluralistischen Gesellschaft anerkennen (VOGET-KLESCHIN et al. 2014). 517. Der SRU hat sich im Umweltgutachten 2012 eingehend zum Lebensmittelkonsum

geäußert. Viele Ansatzpunkte, mit denen die Politik Einfluss auf Konsum und Ernährung und damit auf die Umweltauswirkungen des Lebensmittelkonsums nehmen kann, wurden diskutiert, bewertet und entsprechende Empfehlungen ausgesprochen (SRU 2012, Tz. 159 ff.). Mit Blick auf die Stickstoffproblematik und die große Bedeutung, die die Lebensmittelproduktion dabei hat, werden einige der zentralen Empfehlungen hier wieder aufgegriffen und im Sinne einer Suffizienzpolitik weiterentwickelt. Diese adressieren den Verbraucher als sozioökonomischen Treiber der hohen Stickstoffbelastungen aus der Landwirtschaft. 518. Die deutsche und europäische Verbraucherpolitik verhält sich weitgehend inter-

ventionsskeptisch (JANNING 2004; DAGEVOS und VOORDOUW 2013). Die derzeitigen Initiativen der Politik (EU, Bund, Länder) zur Beeinflussung des individuellen Lebensmittelkonsumverhaltens im Hinblick auf die Umwelteffekte umfassen informatorische Instrumente wie Informationsbereitstellung und Aufklärungskampagnen für freiwillige und bewusste Verhaltensänderungen. Dazu zählt zum Beispiel die Kampagne des Bundesministeriums für Ernährung und Landwirtschaft „Zu gut für die Tonne“ für eine Reduzierung von Lebensmittelabfällen in Haushalten (BMEL 2014). Daneben werden Programme für eine umwelt-

377

verträglichere Beschaffung in Gemeinschaftsverpflegungsbetrieben angeboten und die Durchführung und Förderung von Aktionstagen unterstützt. Insgesamt fehlt es aber an einer politisch konsistenten Steuerung in Richtung eines umweltverträglichen Lebensmittelkonsums (SRU 2012, Tz. 202; HÜNECKE et al. 2010), die jedoch im Sinne einer Gestaltung der Strukturen und Rahmenbedingungen entscheidend ist (Enquete-Kommission Wachstum Wohlstand Lebensqualität 2013). So empfiehlt der Wissenschaftliche Beirat Verbraucher- und Ernährungspolitik des BMEL dem Ministerium, die Förderung eines nachhaltigen Konsums als grundlegende und umfassende verbraucherpolitische Herausforderung zu erkennen und anzunehmen. Er betont die Bedeutung einer stärkeren Interaktion mit anderen Ministerien sowie der Entwicklung und Umsetzung eines Instrumentenmix aus verschiedenen Instrumenten (Wissenschaftlicher Beirat Verbraucherund Ernährungspolitik beim BMELV 2013). Dies ist auch vor dem Hintergrund zu sehen, dass verschiedene Instrumententypen (vgl. Kap. 5.1) verschiedene soziale Gruppen innerhalb der Gesamtbevölkerung unterschiedlich stark ansprechen. So werden beispielsweise Personen mit geringem Problembewusstsein und niedrigem Bildungsstand oftmals mit Informationskampagnen nur unzureichend erreicht. Einige Lebensstilgruppen reduzieren eher die konsumierte Menge tierischer Produkte, wenn der Produktpreis steigt und reagieren damit eher auf finanzielle Anreize (CORDTS et al. 2013a). Es sind daher mehrere Maßnahmen im Sinne eines Instrumentenmix erforderlich, um das Problem erfolgreich adressieren zu können (HEISKANEN et al. 2009).

6.6.1
519.

Instrumente und Maßnahmen für eine Reduzierung der Lebensmittelabfälle
Ein zentraler konsumseitiger Ansatzpunkt ist es, die Lebensmittelabfälle zu redu-

zieren. Hier gibt es nach wie vor große Potenziale für mehr Stickstoffeffizienz (vgl. Tz. 247). Die EU hat sich selbst das Ziel gesetzt, die Menge der Lebensmittelabfälle bis 2020 zu halbieren, um die Nachhaltigkeit in der europäischen Lebensmittelproduktion sowie im Konsumbereich zu verbessern („Welternährungstag: Die Kommission ist entschlossen, die Lebensmittelverschwendung in Europa zu reduzieren“, Pressemitteilung der Europäischen Kommission vom 16. Oktober 2013). 520. Lebensmittelverluste und Abfälle im Haushalt können unterschieden werden: in ver-

meidbare Verluste durch vermeintlichen Verderb und Verfall, zum Teil vermeidbare Verluste, die durch hohe Qualitätsansprüche sowie Normen und individuelle Präferenzen verursacht werden, und unvermeidbare Verluste unterschieden werden. Unter Letzteren werden Abfälle von nicht essbaren Teilen der Lebensmittel (z. B. Schalen, Knochen) gefasst sowie solche Verluste, die durch Unfälle bei der Lagerung entstehen (PARFITT et al. 2010; VAAK und GÄTH 2014). Diese Differenzierung sollte nach Auffassung des SRU für die Entwicklung von Maßnahmen für eine Reduzierung der Nahrungsmittelverluste im Haushalt nutzbar gemacht

378

werden, da sie die Motive für die Entsorgung und damit die Herausforderungen in der Öffentlichkeitsarbeit konkreter offen legt. Gesellschaftliches Umdenken bei Qualitätsansprüchen an Gemüse anstoßen 521. Um die zum Teil vermeidbaren Verluste zu reduzieren, die durch hohe Qualitäts-

ansprüche (z. B. Makellosigkeit), Normenvorgaben und Präferenzen an das Produkt verursacht werden, können Bewusstseins- und Bildungskampagnen sowie weitere informatorische Maßnahmen genutzt werden. Dabei sollte über die Stickstoffbelastung in der Umwelt informiert werden, die aus den hohen Ansprüchen der Verbraucher an Gemüse in Bezug auf gleichmäßige Größe, Form und Farbe resultiert, und diese damit infrage gestellt werden. Denn diese Ansprüche führen dazu, dass einige Gemüsesorten kurz vor der Ernte gedüngt werden müssen, wobei nur ein geringer Anteil des zugeführten Stickstoffs letztendlich im Erntegut enthalten ist und mit diesem von der Fläche abgefahren wird. Folglich kommt es zu hohen Nitrateinträgen in die Umwelt, nur damit beispielsweise die dunkelgrüne Farbe des Gemüses den optischen Ansprüchen der Verbraucher genügt (z. B. Brokkoli, Farbe der Kohlrabiblätter; vgl. Tz. 248). Entsprechende Kampagnen können dazu führen, dass die hohen Ansprüche der Verbraucher an die Optik des Gemüses (Form, Farbe) sinken und eher Gehalt, Textur und Geschmack des Produkts im Vordergrund stehen, sodass die Stickstoffeffizienz in der Düngung erhöht werden kann. Zudem entstehen weniger Abfälle bereits beim Erzeuger, da das Gemüse verkauft werden kann. Diese Maßnahmen sollten mit Instrumenten für weitere Sektoren wie die Lebensmittelindustrie, den Lebensmitteleinzelhandel, die Gastronomie und die Landwirtschaft (vgl. Kap. 6.4) kombiniert werden. So werden auch diese gerade bei den zum Teil vermeidbaren Verlusten wichtigen Akteure vom Gesetzgeber in die Verantwortung genommen und es kann zu einem gesamtgesellschaftlichen Umdenken kommen. Der SRU empfahl bereits 2012 unter anderem die Einrichtung von Dialogforen und Runden Tischen sowie weitere Maßnahmen, die den Lebensmitteleinzelhandel in seiner wichtigen Rolle als Kuppelstelle adressieren (vgl. SRU 2012, Tz. 227). Verbraucherinformation für konsequente Abfallvermeidung im Haushaltsbereich ausbauen 522. Der SRU empfiehlt weiterhin, Instrumente der Verbraucherinformation und -bildung

wie Informationskampagnen, zum Beispiel die des BMEL „Zu gut für die Tonne“, sowie weitere Beratungsangebote auszubauen, die eine größere Wertschätzung für Lebensmittel schaffen und Handlungswissen zur Abfallvermeidung vermitteln. Die Diskussion um eine andere Bezeichnung für das Mindesthaltbarkeitsdatum spielt hier eine Rolle (vgl. SRU 2012, Tz. 218). Möglich wäre eine differenzierte Kennzeichnung wie die englischsprachige „use by“ für frische Waren wie Fleisch und Käse sowie die Bezeichnung „best before“ oder „best by“ für Produkte, die auch nach Ablauf des Datums in der Regel

379

noch bedenkenlos verzehrt werden können, zum Beispiel Müsli (vgl. Barilla Center for Food and Nutrition 2012). Ergänzend könnte hier der verbindliche Zusatz „kein Verderbsdatum“ aufgedruckt werden. Auf Initiative der Niederlande und Schweden wird auf EU-Ebene diskutiert, Produkte mit einer langen Haltbarkeit aus der Verpflichtung herauszunehmen, überhaupt ein Verbrauchsdatum wie „best before“ aufzudrucken (Rat der Europäischen Union 2014). Bei einer Neuregelung des Mindesthaltbarkeits- und Verbrauchsdatums sollten begleitende Maßnahmen auch die dahinter liegenden Gründe berücksichtigen, die dazu führen, dass die Lebensmittel im Verbrauchszeitraum nicht verzehrt werden und schließlich zur Entsorgung nach Überschreitung des Datums führen (Überschreitung des aufgedruckten Datums als Rechtfertigung zum Wegwerfen; KRANERT et al. 2012). Wertvolle Anregungen kann auch die WRAP-Kampagne „Love Food – Hate Waste“ liefern, die seit 2007 in Großbritannien erfolgreich durchgeführt wird. Sie hat sowohl zu signifikanten Reduzierungen der vermeidbaren und zum Teil vermeidbaren Verluste als auch zu einem bewussteren Einkaufsverhalten und einem besseren Verständnis des Mindesthaltbarkeitsdatums geführt (WRAP 2010; WILTS und RADEMACHER 2014).

6.6.2
523.

Nachfragepolitische Maßnahmen zur Verringerung des Verbrauchs von tierischen Produkten
Gerade in der Produktion tierischer Eiweiße sind die Emissionsraten – insbesondere

aus der Haltung von Rindern und Schweinen – insgesamt sehr hoch. In der Regel wird bei der Herstellung einer pflanzlichen Kalorie weniger Stickstoff emittiert als bei der Produktion einer tierischen Kalorie (XUE und LANDIS 2010; Task Force on Reactive Nitrogen 2009; ausführlich vgl. Abschn. 4.1.5). Entsprechend wird im Folgenden der Schwerpunkt auf den Möglichkeiten zur Reduzierung des Konsums tierischer Erzeugnisse liegen. Synergien mit Gesundheitspolitik nutzen und Verbraucherinformation ausbauen: „weniger tierische Produkte für Gesundheit und Umwelt“ 524. Die Effizienz- und Einsparpotenziale in Bezug auf die Emissionen von Stickstoff durch

eine Reduzierung des Verbrauchs tierischer Eiweiße können mit positiven Effekten für die menschliche Gesundheit einhergehen. So übersteigt die Menge der in Deutschland verzehrten tierischen Proteine zum Teil erheblich die für eine gesunde Ernährung notwendigen und von Fachgesellschaften empfohlenen Werte (vgl. Abschn. 4.1.5). Der SRU empfiehlt, die verschiedenen Instrumente ressortübergreifend zu entwickeln und umzusetzen und gegebenenfalls auch weitere Partner einzubinden, zum Beispiel die Krankenkassen. Dadurch können Synergieeffekte genutzt und die Akzeptanz der Maßnahmen erhöht werden.

380

525.

Nach Auffassung des SRU sollten entsprechend verstärkt Informationskampagnen

initiiert werden, die für eine Reduzierung des Konsums tierischer Produkte werben. CORDTS et al. (2013a) zeigen, dass sich die Wahrnehmung einer gesundheitsbeeinträchtigenden Wirkung von Fleisch rund dreimal so stark reduzierend auf das Konsumverhalten auswirkt wie die Umweltbewertung. Nach der Gesundheit ist allerdings der Umweltaspekt der zweitwichtigste Prädiktor. Tierschutzmotive haben dagegen einen eher geringen Einfluss auf die Höhe des Fleischkonsums. Deshalb sollten Informationskampagnen die Vorteile für die eigene Gesundheit und die Umwelt durch eine Reduzierung der verzehrten Fleischmenge als wesentliche Kampagnenbotschaft in den Vordergrund stellen und dadurch die Maßnahmen resonanzfähiger und damit effektiver gestaltet werden. Gleichzeitig sollten nach Auffassung des SRU verbrauchergerechte Informationen zu gesunder Ernährung und zu Möglichkeiten einer umweltgerechten Substitution von tierischen Eiweißen präsentiert werden. Damit kann eine ausgewogene und gleichzeitig umweltgerechte Ernährung garantiert werden, die die unterschiedliche Stickstoffeffizienz verschiedener Produktgruppen, wie zum Beispiel Getreide oder Gemüse, berücksichtigt. Eine Informationskampagne, die so zur Reduzierung des Fleischkonsums führt, kann als eine No-regret-Maßnahme bezeichnet werden. CORDTS et al. (2013a; 2013b) gehen davon aus, dass unter der Annahme effektiver Informations- und Gesundheitskampagnen die Fleischnachfrage bezogen auf das Jahr 2006 insgesamt um etwa 22 % bis 2020 sinken würde. Eine besondere Rolle könnten Instrumente der Verbraucherbildung spielen, die umweltgerecht produzierte Güter fördern und gleichzeitig ein „Weniger“ an tierischen Produkten propagieren. Vorbild hierfür kann die „Eating Better: for a fair, green, healthy future“Kampagne aus Großbritannien sein, die ein „Weniger“ an konsumiertem Fleisch und gleichzeitig nachhaltiger produzierten Lebensmitteln empfiehlt (Eating Better 2014). Entscheidend ist bei solchen Kommunikationskampagnen, Meinungsführer als Fürsprecher (Testimonials) zu gewinnen, die gesamtgesellschaftlich anerkannt und beliebt sind, um in die Breite zu wirken. Darüber hinaus ist es sinnvoll, die Verbraucherinformationen bei der Ansprache in Themenbereiche einzubetten, die einen gesamtgesellschaftlich verbindenden Charakter haben. Infrage kommt dafür beispielsweise der Fußballsport, der in allen Bevölkerungs- und Lebensstilgruppen eine große Rolle spielt (SPILLER 2014). Lebensstil als Einflussfaktor auf den Lebensmittelkonsum anerkennen und nachhaltige Lebensstile fördern 526. Lebensstil, Werte und Einstellungen haben einen wesentlichen Einfluss auf Präferen-

zen und damit auf den individuellen Konsum tierischer Eiweiße. Soziale Gruppen, die ihren Konsum und dessen Folgen für Umwelt, Gesundheit und Gesellschaft hinterfragen, einen umweltfreundlicheren Lebensstil anstreben und entsprechend dieser Überlegungen ihr Konsumverhalten anpassen, werden häufig als Gruppe der LOHAS (Lifestyle of Health and

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Sustainability) bezeichnet. Nach Einschätzungen des GfK ConsumerScan gehören 26 % der Verbraucher in Deutschland zur Gruppe der LOHAS (PECH-LOPATTA 2013). Diese legen Wert auf individuelles Wohlbefinden, aber auch auf kollektive Zukunftssicherung. Damit üben sie sich nicht unbedingt in Verzicht, sondern legen im Gegenteil großen Wert auf Genuss. Sie stellen im Hinblick auf die Herstellung eines Lebensmittels in ökologischer Perspektive hohe bis sehr hohe Anforderungen und bezeichnen sich selbst beim Essen und Trinken als generell sehr anspruchsvoll. Die eingekaufte Menge an Frischfleisch pro Kopf liegt um rund ein Viertel unter der Menge der anderen Lebensstilgruppen, wie beispielsweise sogenannte Indifferente oder Unbedachte, man könnte sie also als „Flexitarier“ bezeichnen (ebd.). Die LOHAS stellen trotz des steten Wachstums gesamtgesellschaftlich noch eine Minderheit dar, sind aber schon heute aufgrund ihres hohen Bildungsniveaus und ihres hohen Einkommens eine wichtige soziale Gruppe, auch, weil sie Vorbild für andere Lebensstilgruppen und damit wichtiger Multiplikator sind (ebd.). Zwar ist das Ernährungsverhalten geprägt durch individuelle Gewohnheiten, gleichwohl aber eingebettet in kulturelle und soziale Kontexte. So steht Fleischverzehr in unserer Gesellschaft weiterhin allgemein für Männlichkeit, Luxus und Festlichkeit (DAGEVOS und VOORDOUW 2013). CORDTS et al. (2013a; 2013c) kommen jedoch zu dem Schluss, dass die Skepsis meinungsführender gesellschaftlicher Gruppen gegenüber Fleisch langfristig dazu führen wird, das der Fleischkonsum mit einem Werte- und Einstellungswandel zurückgehen wird. Der SRU empfiehlt Politik und Verwaltung, die sozialen Initiativen engagierter Minderheiten für eine suffizientere Ernährung mit der Gestaltung förderlicher Rahmenbedingungen zu unterstützen und diesen damit eine Entfaltungschance zu geben. Ein Beispiel hierfür kann der Aufbau entsprechender Austauschplattformen sein (vgl. BLÄTTEL-MINK et al. 2013). Es besteht jedoch ein gewisses Spannungsfeld zwischen der Spontanität und Initiative „von unten“ und Politik und Verwaltung, das beachtet werden sollte (ebd.). Durch soziale Initiativen können Netzwerke entstehen und überzeugte Individuen und Gruppen als „Pioniere des Wandels“ (sogenannte Change Agents) Innovationen aus der Nische in die Mitte der Gesellschaft führen und damit den Wandel verstärken (SCHNEIDEWIND und ZAHRNT 2013; KRISTOF 2011). Wichtige Rolle der Gemeinschaftsverpflegung bei Kindern nutzen 527. Die Gemeinschaftsverpflegung in Kindertagesstätten und Schulen spielt eine wichtige

Rolle, um die Kompetenz für eine gesunde und umweltverträgliche Ernährung zu lehren. Dies gilt auch deshalb, weil Ernährungsgewohnheiten und Präferenzen, die in der Kindheit und Jugend angenommen werden, das Ernährungsverhalten noch im Erwachsenenalter prägen. Darüber hinaus wird in deutschen Kindertagesstätten auch aus ernährungsphysiologischer Sicht zu häufig Fleisch angeboten (ARENS-AZEVÊDO et al. 2014).

382

Der SRU empfiehlt, eine ausgewogene, umweltbewusste Ernährung in der Gemeinschaftsverpflegung in Kindertagesstätten und Schulen zu fördern und gleichzeitig auch über diesen Zugang einen ressourcenschonenderen Umgang mit Lebensmitteln zu lehren (SRU 2012, Tz. 226). Eine besondere Rolle spielt die Gemeinschaftsverpflegung im Hinblick auf die Einflussnahme auf Konsumenten aus sozial-ökonomisch schwächeren Milieus. MUFF und WEYERS (2010) haben eine Übersicht mit zwölf Kriterien guter Praxis in der Gesundheitsförderung mit sozial benachteiligten Menschen entwickelt. Diese kann durch einen Umweltbezug ergänzt werden und dann auch zur Verbesserung von Maßnahmen genutzt werden, um das Ernährungsverhalten sozial benachteiligter Menschen auch mit Blick auf die Umweltauswirkungen zu verbessern. Instrumente der Verbraucherorientierung weiterentwickeln 528. Produktlabels liefern dem Verbraucher Orientierung bei der Kaufentscheidung (vgl.

Kap. 5.1). Es ist zu prüfen, ob die Weiterentwicklung des Stickstofffußabdrucks für die Entwicklung eines Produktlabels sowie eine plakative Verbraucherorientierung geeignet ist. Der Stickstofffußabdruck (gemessen in Gramm Stickstoff pro Kilogramm Nahrungsmittel) ist ein Maß für die Eutrophierung von Böden, Gewässern und Meeren bei der Produktion von Nahrungsmitteln (XUE und LANDIS 2010). Er differenziert jedoch nicht nach Stickstoffspezies und ist auch bisher nicht regionalisiert. Es wird also nicht erfasst, wo der Stickstoff bei der Herstellung des Produkts emittiert wird. Eine erfolgreiche Operationalisierung für ein Produktlabel wird weiter dadurch behindert, dass in der Bevölkerung bisher ein sehr geringes Problembewusstsein für die Folgen zu hoher Stickstoffeinträge in die Umwelt vorhanden ist (Verbraucherzentrale Bundesverband 2014). Daher sollte untersucht werden, ob ein Produktlabel konkret zu Stickstoff neben den zahlreichen anderen Labels mit Nachhaltigkeitsbezug (Wissenschaftlicher Beirat Verbraucher- und Ernährungspolitik beim BMELV 2013) eine relevante Wirkung entfalten kann. Die sogenannten Stickstoffkalkulatoren, die bereits für die Niederlande, die USA, England und Deutschland entwickelt und erprobt wurden (LEACH et al. 2012; STEVENS et al. 2014; N-Print.org 2014), liefern dem interessierten und bereits sensibilisierten Verbraucher Aufklärung und Orientierung, indem dieser im Internet kostenfrei ausrechnen lassen kann, wie hoch die durch ihn verursachten Stickstoffemissionen sind. Der individuelle Konsum wird dabei auf die vier Bereiche Ernährung, Haushalt, Mobilität sowie Güter und Dienstleistungen aufgeteilt (s. Tz. 246). Applikationen für mobile Endgeräte zur Verbraucherorientierung bei eiweißreichen Produkten funktionieren ähnlich. Zum Beispiel liefert eine SmartphoneApplikation, die 19.000 proteinreiche Lebensmittel auf dem niederländischen Markt listet, nach dem Scannen des Produktbarcodes einen Nachhaltigkeitspunktestand und schlägt umweltfreundlichere Produkte als Kaufalternative vor (HEAD et al. 2013; 2011). Der SRU

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empfiehlt, diese Entwicklungen zu beobachten und gegebenenfalls die Anwendung auch für den deutschen Markt zu fördern. Potenziale der geführten Entscheidungsfindung ausschöpfen 529. Der Konsum tierischer Produkte kann dadurch reduziert werden, dass umwelt-

gerechte Auswahlstrukturen am Verkaufsort geschaffen werden, zum Beispiel durch sogenanntes „Anstupsen“ (s. Tz. 283). Man spricht hier auch von einer „geführten Entscheidungsfindung“. Hinter der Idee des „Anstupsens“ („Nudging“) steht die Erkenntnis, dass alleinige Appelle an die Vernunft häufig nicht ausreichen, um das individuelle Ernährungsverhalten in Richtung einer umweltgerechteren und gesünderen Ernährung zu ändern (THALER und SUNSTEIN 2013). Kaufentscheidungen werden gerade auch bei der Ernährung von unterbewussten Handlungstriebkräften (z. B. Stress) beeinflusst und sind geprägt durch Automatismen und Routinen (MARTEAU et al. 2012). Diese sind oftmals persistent und stehen häufig im Konflikt mit Vernunft, Werten und Absichten, zum Beispiel dem Anspruch, umweltgerecht zu handeln. Das Wissen aus verhaltensökonomischen Studien kann genutzt werden, um umweltfreundlicheren Konsum durch nicht-monetäre Anreizinstrumente unterschwellig zu fördern, zum Beispiel bei der Gestaltung von Angebotsoptionen und der Produktplatzierung in Supermärkten und Gemeinschaftsverpflegungsbetrieben (ROZIN et al. 2011). Da weite Teile der Bevölkerung unabhängig von Bildungsstand und sozio-ökonomischem Hintergrund mit Anstupsmaßnahmen, die beispielsweise die Einkaufssituation in einem Supermarkt verändern, erreicht werden können (MARTEAU et al. 2012), sollte geprüft werden, ob Maßnahmen zur geführten Entscheidungsfindung eine sinnvolle Ergänzung zur klassischen Verbraucherkommunikation hin zu einer stickstoffeffizienteren Ernährung darstellen können. 60 % der Kaufentscheidungen werden erst am Einkaufsort getroffen (BLOCK und MORWITZ 1999). Daher bestehen hier große Möglichkeiten für die Beeinflussung des Verbrauchers hin zu einem umweltfreundlicheren Konsum, indem die Auswahlstrukturen gezielt in Richtung Nachhaltigkeit gestaltet werden (REISCH und KENNING 2013). Es ist zu prüfen, inwieweit dies mit privatwirtschaftlichen Strukturen vereinbar ist. Eine besondere Rolle können Dialogforen und Runde Tische spielen (vgl. SRU 2012, Tz. 227). In Gemeinschaftsverpflegungsbetrieben sollte die Entscheidung zu fleischärmeren bzw. fleischlosen Mahlzeiten dahin gehend gefördert werden, dass die Entscheidung für eine fleischarme Mahlzeit grundsätzlich nicht mit mehr Aufwand für den Kunden verbunden sein darf (sogenannte default option). An den attraktivsten Standorten sollten die gesunden und gleichzeitig umweltgerechten Gerichte angeboten werden. Neue Ansätze, zum Beispiel der „Demiterianische Ernährungsstil“ („Demitarian Diet“), also das Angebot von „halben“ Fleischportionen in Gemeinschaftsverpflegungsbetrieben (Task Force on Reactive Nitrogen 2009; SUTTON et al. 2013), kann mit der Idee des „Anstupsens“ kombiniert werden. Eine entsprechende Möglichkeit ist die Darstellung einer halben Fleischportion als reguläre Portion und

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der ursprünglichen Portion als „doppelten“, um die Auswahlentscheidung der Gäste in Richtung der kleineren Fleischportionen zu beeinflussen. Der Staat als Träger sehr vieler Gemeinschaftsverpflegungsbetriebe (Behördenkantinen, öffentlich geförderte Einrichtungen, Schulkantinen, Kindertagesstätten etc.) sollte hier seiner Vorbildfunktion gerecht werden und in Bezug auf eine große Auswahlvielfalt und eine hohe Qualität vegetarischer und fleischarmer Gerichte vorangehen. Finanzielle Anreize schaffen und auf Veränderung der Preisrelation setzen 530. Neben ökonomischen Instrumenten zur Förderung von mehr Stickstoffeffizienz in der

Landwirtschaft (vgl. Abschn. 6.4.5) hat der Gesetzgeber auch die Möglichkeit, mit konsumseitigen ökonomischen Instrumenten Einfluss auf die Verbrauchernachfrage zu nehmen, indem die Konsumenten über einen höheren Preis hin zu einem stickstoffeffizienteren Konsum gesteuert werden. Instrumente, die auf die Veränderung der Preisrelationen abzielen, können aufgrund der deutlich ausgeprägten Preisabhängigkeit beim Konsum tierischer Produkte (THIELE 2008; WILDNER und von CRAMON-TAUBADEL 2000) als Erfolg versprechend eingestuft werden (ausführlich vgl. SRU 2012, Tz. 209). Deshalb hat sich der SRU bereits 2012 dafür ausgesprochen, für tierische Produkte den ermäßigten Mehrwertsteuersatz von 7 % abzuschaffen und den regulären Mehrwertsteuersatz von 19 % anzuwenden (SRU 2012, Tz. 205). Darüber hinaus kann die Reform gemeinsam mit einer Diskussion über die Etablierung des regulären Mehrwertsteuersatzes dazu führen, dass Fleisch vermehrt nicht als Grundnahrungsmittel, sondern eher als „Genussmittel“ gesehen wird und die Wertschätzung gegenüber dem Produkt gesamtgesellschaftlich steigt. Für eine dahin gehende Novellierung des Mehrwertsteuersystems spricht, dass das System ohnehin aufgrund der unübersichtlichen und widersprüchlichen Begünstigung von einzelnen Lebensmitteln und Gegenständen als reformbedürftig gilt (Bundesrechnungshof 2010). Die Europäische Kommission (2011a) empfiehlt schon länger, grundsätzlich keine Ermäßigungen für umweltschädliche Produkte mehr zu gewähren. Die Reform wäre administrativ leicht durchführbar und der Verwaltungsaufwand sowie die Transaktionskosten recht gering (BUSCHMANN et al. 2013; LUDEWIG 2014). Im Umweltgutachten 2012 hat sich der SRU dafür ausgesprochen, die Entwicklungen der im Jahr 2011 in Dänemark eingeführten sogenannten Fettsteuer zu beobachten und zu evaluieren (SRU 2012, Abschnitt 3.6.1). In Dänemark wurde diese allerdings bereits 2013 wieder abgeschafft, da sich neben fehlender Akzeptanz auch die sehr hohen Transaktionskosten negativ auswirkten. 531. Darüber hinaus können höhere ordnungsrechtliche Anforderungen an die

Produktionsweise den Nebeneffekt haben, dass die Verbrauchernachfrage aufgrund höherer Preise sinkt, auch wenn Anpassungen und Verlagerungen aus dem Rest der Welt (z. B. Importe) den konsumseitigen Effekt dämpfen können.

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Deutschland ist in der Schlachtbranche Niedriglohnland und die Branche ist durch hohe Anteile an Leiharbeitern und Lohnarbeiten geprägt. Im Vergleich zu Belgien, Dänemark, Frankreich und den Niederlanden wird hierzulande deutlich weniger für Personal ausgegeben (EFKEN 2013). Der SRU befürwortet auch aus ökologischer Perspektive ausdrücklich die Einführung und schrittweise Erhöhung des gesetzlichen Mindestlohns in der Fleischwirtschaft ab August 2014. Die höheren Lohnkosten können Auswirkungen auf die Preise von Fleischprodukten haben. Es kann davon ausgegangen werden, dass ein Preiseffekt Auswirkungen auf das Konsumverhalten haben würde (Tz. 530). 532. Einen Preiseffekt auf tierische Produkte kann auch die Verschärfung der Haltungs-

bedingungen in Bezug auf das Tierwohl haben, zum Beispiel die Vergrößerung der Stallfläche pro Tier (BMELV 2012). Aufgrund der wachsenden ethisch motivierten Tierwohlbedenken in der Gesellschaft und der intensiven öffentlichen und politischen Debatte ist eine Verschärfung nicht auszuschließen und in einigen Bundesländern bereits in Erarbeitung bzw. Umsetzung, zum Beispiel der „Tierschutzplan Niedersachsen“ (Niedersächsisches Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft, Verbraucherschutz und Landesentwicklung 2014). Diese Entwicklung ist grundsätzlich zu begrüßen, wenn auch aufgrund der teilweise mehrdimensionalen Zielkonflikte und gerade auch mit Blick auf die Stickstoffemissionen (vgl. Abschn. 6.4.3) eine integrative Betrachtung der Tierhaltung erforderlich ist (BMELV 2013). Preisaufschläge für Fleisch aus artgerechter Tierhaltung sind im Markt weiterhin nur in geringen Mengen durchzusetzen. Gleichzeitig geben aber fast 90 % der Verbraucher an, dass ihnen artgerechte Tierhaltung wichtig sei (SIMONS et al. 2014). Aufgrund dieses Widerspruchs zwischen schlechtem Gewissen auf der einen Seite und dem Wunsch nach dem Verzehr von günstigen Fleischprodukten kommen SIMONS et al. (ebd.) zu der These, dass ein Teil der Verbraucher ihren Fleischkonsum bereits reduziert haben oder reduzieren werden und, da der durch den Tierwohl-versus-Genuss-Konflikt ausgelöste Verdrängungsaufwand immer höher werde. Perspektiven der Verbraucherpolitik 533. Eingriffe des Staates in die Präferenzen der Verbraucher sind ein kontrovers

diskutiertes Politikinstrument. Das gesamte Feld der Suffizienzpolitik im Lebensmittelbereich stellt sich – auch im Lichte der Diskussionen um den Veggieday – als Herausforderung dar. Vegetarische und vegane Ernährung liegen im Trend, angetrieben von einem ganzen Bündel an Motiven, die die Verbraucher zum Umdenken bewegen. Dazu tragen auch gesellschaftliche Gruppen bei, die das Thema in Medien und Öffentlichkeit tragen. Es ist also perspektivisch nicht auszuschließen, dass in wenigen Jahrzehnten im Zuge eines Werte- und Kulturwandels viele Maßnahmen als normal wahrgenommen werden und auf eine breite gesellschaftliche Akzeptanz stoßen, die die Einführung heute noch als sehr weitgehend empfundener ordnungsrechtlicher Maßnahmen möglich machen. Denkbar erscheint hier beispiels-

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weise ein Gesetz, das verlangt, dass in Restaurants eines der preiswertesten Gerichte vegetarisch sein muss, analog zum sogenannten „Apfelsaft-Paragrafen“ im deutschen Gaststättengesetz, der vorschreibt dass mindestens ein alkoholfreies Getränk höchstens genauso teuer wie das billigste alkoholhaltige Getränk sein muss.

6.6.3
534.

Fazit Lebensmittelkonsum
Der Lebensmittelkonsum stellt einen zentralen Treiber für die Stickstoffproblematik

dar, wobei die Produktion von tierischen Produkten besonders hohe Stickstoffemissionen aufweist. Höhere Umweltanforderungen an die Produktionsweise hierzulande müssen gepaart sein mit veränderten, suffizienteren Konsummustern, um zu verhindern, dass es durch die deutschen Politiken zu Intensivierungen der Landwirtschaft im Ausland und damit zu negativen Verlagerungseffekten kommt. Ein wesentlicher Prädiktor für den Lebensmittelkonsum ist der Lebensstil. Da unterschiedliche Lebensstilgruppen gleichzeitig unterschiedlich stark auf politische Maßnahmen reagieren, ist ein Instrumentenmix verschiedener Maßnahmen besonders Erfolg versprechend. Gleichzeitig haben Vertreter bestimmter Lebensstilgruppen das Potenzial, als „Pioniere des Wandels“ einen gewünschten gesamtgesellschaftlichen Wertewandel mit zu unterstützen. Der SRU empfiehlt der Bundesregierung, einen umweltverträglichen Lebensmittelkonsum im Sinne einer Suffizienzpolitik zu fördern, indem sie die entscheidenden Rahmenbedingungen dafür schafft. Konkret empfiehlt der SRU als ersten Schritt einen Instrumentenmix, der drei wesentliche Ansatzpunkte verfolgt: eine Minderung des derzeit hohen Konsums tierischer Produkte, eine Minderung der Lebensmittelabfälle und eine gesamtgesellschaftliche Änderung des Anspruchsdenkens an bestimmte Lebensmittel, insbesondere an Gemüse, bei dem häufig optische Produktmerkmale im Vordergrund stehen. Hierbei spielen zielgruppenspezifische, informatorische Maßnahmen eine bedeutende Rolle, die wirkungsvolle Botschaften senden. Instrumente, die die Preisrelation tierischer Produkte verändern (zum Beispiel durch die Abschaffung des reduzierten Mehrwertsteuersatzes für diese Produktgruppen), führen zu Preisen, die die externen Kosten besser reflektieren und spielen daher aufgrund des Preiseffekts bei der Reduzierung des Konsums tierischer Produkte eine weitere wichtige Rolle. Außerdem sollte das Potenzial von nicht-monetären Anreizinstrumenten (dem sogenannten Nudging) in diesem Kontext eruiert werden und gezielt besonders umweltschonende Lebensstile gefördert werden. Darüber hinaus hat der SRU bereits 2012 weitere Maßnahmen empfohlen, die auch Lebensmittelindustrie, Lebensmitteleinzelhandel, Gastronomie, Landwirtschaft und Nichtregierungsorganisationen adressieren.

387

6.7
535.

Verkehr
Die Stickstoffoxidemissionen des Verkehrs stellen ein Risiko insbesondere für die

menschliche Gesundheit dar (s. Tz. 118 ff.). Sie tragen aber auch zur Versauerung und Eutrophierung der Ökosysteme bei (s. Tz. 143 ff. und Tz. 158 ff.). Im Folgenden werden in Analogie zu Kapitel 4.2 nur die beiden großen Quellkategorien Straßenverkehr und Seeverkehr näher betrachtet. Bei den Aktivitäten zur Minderung der Stickstoffoxidemissionen des Verkehrs kann zwischen zwei Handlungskategorien unterschieden werden: zum einen technische Maßnahmen und zum anderen Maßnahmen, die zur Verkehrsverlagerung auf umweltfreundlichere Verkehrsträger und zur Verkehrsvermeidung beitragen.

6.7.1
536.

Minderung der Stickstoffoxidemissionen des Straßenverkehrs
Der SRU hat in der jüngeren Vergangenheit eine Fülle von Empfehlungen zur Ausge-

staltung einer nachhaltigen Mobilität und für einen umweltgerechten Straßenverkehr gegeben (SRU 2005b; 2005a; 2008; 2012, Kap. 4 und 5). Eine Reihe von Maßnahmen kann zur Minderung der Stickstoffoxidemissionen des Verkehrs beitragen. Dabei stehen nicht nur technische Maßnahmen im Vordergrund. Vielmehr ist es erforderlich, das Verkehrsgesch