Beitrag zu einer nachhaltigen Landwirtschaft

Ökobilanzen

Beitrag zu einer nachhaltigen Landwirtschaft

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FAL

Schriftenreihe der FAL 38 Les cahiers de la FAL 38

FAL-Tagung vom 18. Januar 2002

41)

Agrarökologie und Landbau, Zürich-Reckenholz

Von diesem Heft können Sie auch eine französische Ausgabe beziehen.

Impressum:

ISSN 1421-4393 Schriftenreihe der FAL ISBN 3-905608-59-6

Herausgeberin Eidgenössische Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau Zürich-Reckenholz, CH-8046 Zürich

Tel. ++41 (0)1 377 71 11

info@fal.admin.ch www.reckenholz.ch Redaktion Ruth Floeder-Bühler, 8494 Bauma;

Marianne Bodenmann und Gerard Gaillard, FAL Gestaltung Ursus Kaufmann

Preis CHF 30.00 / € 20.00 inkl. MwSt.

Copyright by FAL 2002

Vorwort

Die Rolle des Bauern hat unser früherer Direktor und späterer Bundesrat Friedrich Traugott Wahlen vor 45 Jahren wie folgt geschildert: »Der Bauer war von jeher ein Landschaftsgestalter, weil es nicht nur seine Berufung ist, Nahrung für seine Generation zu erzeugen, sondern das ihm anvertraute Stück Erde unversehrt und in der dauernden Fruchtbarkeit verbessert an die nächste Generation weiterzu- geben.« In diesem Sinne und Geist erarbeitet die FAL Reckenholz Problemlösungen für eine umweltschonende Landwirtschaft. Wir wollen, dass in der landwirtschaft- lichen Produktion die Ressourcen Boden, Wasser, Luft und Energie schonend genutzt und die natürlichen Lebensräume und die Biodiversität gefordert werden.

In unseren Bemühungen um eine ökologische Landwirtschaft ist es besonders wichtig, über anerkannte Instrumente zur Quantifizierung der ökologischen Wir- kungen von Produktionsprozessen zu verfügen. Dabei spielt die Ökobilanzierung seit mehreren Jahren eine wichtige Rolle. Dies aus zwei Gründen: Einerseits kann diese Methode dank einer anerkannten internationalen Normierung breit abgestützt entwickelt werden, andererseits wendet sie sich infolge ihrer grossen Flexibilität an alle Akteure: Landwirtschaftliche Praxis, Beratung, Politik, Konsumenten- schaft, Umweltverbände, Verarbeitungsindustrie, Verteiler und selbstverständlich Forschung.

Zwei Hauptmerkmale der Methode sind für unsere Forschungsvorhaben von zentraler Bedeutung: Das holistische Prinzip, das heisst, die Tatsache, dass die sowohl negativen als auch positiven Umweltfolgen einer landwirtschaftlichen Aktivität umfassend auf alle Umweltaspekte geprüft werden, und der Lebens- zyklusansatz, das heisst, die Erkenntnis, dass eine verantwortungsvolle ökologische Umweltverbesserung nur eingebettet im ganzen Produktzyklus, von der Förderung der Rohstoffe bis zur Nutzung durch die Konsumentinnen und Konsumenten, erfolgen kann.

Dabei stehen wir grossen Herausforderungen gegenüber. Zum Beispiel eine umfas- sende Systemanalyse der Produktionsprozesse in der Graswirtschaft, welche Vergleiche von Alternativen zur ökologischen Optimierung zulässt. Oder es soll eine Aggregationsmethode zur Bewertung der Wirkung einer landwirtschaftlichen Aktivität auf die Biodiversität bereitgestellt werden. Von grosser Bedeutung ist, dass unsere Forschungsergebnisse den Bedürfnissen unseres Zielpublikums — gleichzeitig unserer Kunden — entspricht, was nur durch eine aktive Kontaktpflege erfolgen kann.

In diesem Sinne haben wir die FAL-Tagung 2002 in drei Hauptblöcke eingeteilt:

aktuelle Anwendungsbereiche, methodische Entwicklung und Nutzen für den Kunden. Wir hoffen sehr, eine breite Diskussionsgrundlage mit der getroffenen Auswahl der Beiträge zu fördern, und nehmen Anregungen gerne entgegen.

Zürich-Reckenholz, im Januar 2002

Paul Steffen Direktor

Programm

09.40 Begrüssung, Einleitung Dr. Paul Steffen, Direktor, FAL

Ökobilanzen

09.50 Was ist eine Ökobilanz am Anwendungsbeispiel gentechnisch veränderter Produkte?

Isa Renner, C.A.U. GmbH, Dreieich/D

11.00 Bilan ecologiques de l'exploitation agricole Dr. Gerard Gaillard, FAL

11.25 Beurteilung von Graslandsystemen

Dr. Thomas Nemecek, Dr. Olivier Huguenin, FAL

Bewertung einzelner Umweltwirkungen

11.50 Bodenqualität und -fruchtbarkeit Dr. Hans-Rudolf Oberholzer, FAL

12.10 Biodiversite et esthetique du paysage

Dr. Philippe Jeanneret, FAL, Dr. Yvonne Reisner, FiBL, FricldFAL 13.50 Toxicologie, m6taux lourds et pesticides

Raphael Charles, RAC Changins, Nyon

Nutzen der Ökobilanzen

14.10 LCA - A tool to support sustainable thinking in the food industry Phil McKeown, Unilever, Wirral, Merseyside/UK

14.40 Produktvermarktung

Christof Dietler, Bio Suisse, Basel

15.30 Agrarökonomie und Betriebsführung Stefan Erzinger, FAT, Tänikon

15.50 Nutzen der Ökobilanzen für die politische Entscheidungsfindung Hans-Jörg Lehmann, Bundesamt für Landwirtschaft/BLW, Bern

16.10 Schlussdiskussion 16.30 Tagungsende

Inhalt

Was ist eine Ökobilanz am Anwendungsbeispiel gentechnisch veränderter

Produkte? 5

Grundgedanke der Ökobilanz 5

Methodik der Ökobilanz 6

Ökobilanzierung von GVO 6

Ziel und Untersuchungsrahmen 6

Sachbilanz 8

Wirkungsabschätzung 8

Auswertung 9

Kritische Prüfung 10

Ergebnisse 10

Schlussfolgerung 11

Ökobilanzierung landwirtschaftlicher Betriebe 13

Energie, Eutrophierung und Ökotoxizität 14

Positionierung der Betriebe 14

Energiebedarf für die Milchproduktion 14

Ausblick 15

Beurteilung von Graslandsystemen 16

Nutzungsart und Konservierung 17

Nutzungsintensität und Düngung 17

Nutzungsdauer 17

Fazit und Ausblick 18

Bewertung der Umweltwirkungen landwirtschaftlicher Bewirtschaftung auf

die Bodenfruchtbarkeit 19

Rahmenbedingungen 19

Begriff »Bodenfruchtbarkeit« 20

Bodeneigenschaften als direkte Indikatoren 20

Erfassen der Wirkung von Bewirtschaftungsmassnahmen auf direkte Indikatoren 20

Anwendung der Ökobilanzierungsmethode 21

Biodiversität und Landschaftsästhetik in der Ökobilanzierung 22

Indikatoren 22

Bewertungsmethode 23

Ausblick 24

Toxizität von Pestiziden und Schwermetallen 25

Rückstände von Pestiziden 26

Schwermetalle 27

Toxizität 27

Schlussfolgerungen 27

Ökobilanz: Ein Instrument zur Unterstützung des Nachhaltigkeits-

gedankens in der Nahrungsmittelindustrie 28

Ökobilanz 28

Ökologische Effizienz in der Versorgungskette 29

Öko-Innovation in Produkten und Dienstleistungen 29

Stakeholder Assessment 29

Nachhaltige Landwirtschaft 30

Nutzen der Ökobilanzierung für die Agrarökonomie und die

Betriebsführung 31

Bedeutung auf allen Entscheidungsebenen 31

Zentrale Auswertung und betriebliches Umweltmanagement 32 Nutzen der Ökobilanzen für die politische Entscheidungsfindung 34

Indikatorenfelder 35

Ökobilanzierung 35

Adressliste der Autorinnen und Autoren 36

Bestandteile einer Ökobilanz nach ISO 14040.

Abbildung 1

Direkte Anwendungen:

Entwicklung und Ver- besserung von Produkten Strategische Planung Politische Entscheidungs- prozesse

Marketing Sonstige Festlegung des

Ziels und

Untersuchungsrahmens

Sachbilanz Auswertung

Wirkungs-

abschätzung emmii>

Rahmen einer Ökobilanz

Was ist eine Ökobilanz am Anwendungsbeispiel gentechnisch veränderter Produkte?

Isa Renner, C.A.U. GmbH

Die Befürworter der Gentechnik erhoffen von der Verwendung gentechnisch veränderter Organismen (GVO) in der Landwirtschaft ökologische Vorteile durch höhere Erträge oder die Verminderung des Pestizideinsatzes. Dem- gegenüber stehen Bedenken wegen möglicher Risiken, die mit der Frei- setzung von GVO verbunden sind. Zur Abschätzung der Folgen des Anbaus von gentechnisch veränderten Nutzpflanzen müssen die Auswirkungen auf die landwirtschaftliche Praxis untersucht und mit anderen Anbaumethoden verglichen werden. Wenn man sich zunächst auf den ökologischen Aspekt der Nachhaltigkeit von landwirtschaftlichen Produktionsformen beschränkt, bietet sich die Ökobilanz als geeignetes Instrument an.

Eine nachhaltige Landwirtschaft muss sowohl dem Leitbild einer nachhaltigen Entwicklung mit den drei Säulen Ökologie, Ökonomie und Sozialverträglichkeit als auch mit ihren Produkten den Erwartungen der Verbrauchenden gerecht werden.

Bei der nachhaltigen Landwirtschaft sind die natürlichen Ressourcen so zu bewirt- schaften, dass sie auch in Zukunft genutzt werden können.

Grundgedanke der Ökobilanz

Die Ökobilanz oder Lebenszyklusanalyse (Life Cycle Assessment, LCA) verfolgt einen holistischen Ansatz, indem sie sämtliche Umweltaspekte entlang des gesamten Lebensweges eines Produktes oder einer Dienstleistung erfasst, quantifiziert und bewertet. Dieser ganzheitliche Ansatz unterstützt Strategien, die wegführen von

lsa Renner C.A.U. GmbH Gesellschaft für Consulting und Analytik im Umweltbereich Daimlerstr. 23 D-63303 Dreieich

den Verlagerungen von Umweltbelastungen in andere Medien oder Lebensweg- abschnitte.

Sie ist die bisher einzige international genormte Methode (ISO EN 14040-49) zur vergleichenden Umweltanalyse von Produkten, Verfahren und Dienstleistungen.

Gerade diese Normung, verbunden mit einer international abgestimmten Methoden- entwicklung, hat wesentlich zur Akzeptanz und Bedeutung der Ökobilanz als Entscheidungshilfe in Umweltmanagement und -politik beigetragen. Ziel der Öko- bilanz ist nicht die Entscheidung selber, sondern eine wissenschaftliche fundierte Entscheidungsgrundlage.

Methodik der Ökobilanz

Die Methodik der Ökobilanz geht von dem Ansatz aus, alle relevanten Umwelt- auswirkungen eines Produktes oder einer Dienstleistung über den gesamten Lebens- weg zu erfassen, zu quantifizieren und zu bewerten (Abb. 1). Um für das Instrument der Ökobilanz beziehungsweise der LCA einen allgemein akzeptierten methodischen Rahmen zu schaffen, bemüht man sich seit einigen Jahren um eine Standardi- sierung. Ein erstes Ergebnis lag zunächst mit dem internationalen Standard ISO 14040 »Environmental management — Life cycle assessment — Principles and frame- work« vor.

Ökobilanzierung von GVO

Die Untersuchung wurde auf den Vergleich verschiedener Anbauformen von zwei Nutzpflanzen (Mais und Winterraps) angewendet (Klöpffer et al. 1999). Dabei sollte ermittelt werden, ob sich durch den Einsatz von GVO ökologische Vorteile gegenüber dem konventionellen und biologischen Landbau ergeben. Der politische Hintergrund der Studie war einerseits die emotionell geführte Diskussion über die Gefahren der Gentechnik und andererseits die im Rahmen der EU vorangetriebene Gesetzgebung über den Einsatz von GVO.

Ziel und Untersuchungsrahmen

Die Normen der 14040-Reihe beinhalten in vielen Punkten prinzipielle Anfor- derungen und keine konkreten Handlungsanweisungen, was bei einer entwicklungs- begleitenden Normung auch sinnvoll ist und besonders bei der Wirkungsabschätzung beim gegenwärtigen Entwicklungsstand der Methode auch gar nicht anders sein kann. Aber auch bei der Sachbilanz gibt es Freiräume, zum Beispiel bei der Allo- kation von Koppelprodukten, die von der Norm offengehalten wurden. Neben der eigentlichen Zieldefinition für eine spezielle Ökobilanz sollen hier festgelegt werden:

• Systemgrenzen (technisch, räumlich und zeitlich)

• Funktionelle Einheit (Bezugseinheit im Systemvergleich)

• Regeln und Annahmen (Abschneide- und Allokationsregeln, Aggregation)

• Datenbeschaffung

• Art der Wirkungsabschätzung und Bewertung

• Zielgruppe(n) (intern, Marketing, Öffentlichkeit, Politik usw.)

• Prüfung durch Sachverständige.

Unter den direkten Anwendungen der Ökobilanz werden in der Norm politische Entscheidungsprozesse ausdrücklich genannt. Dies erscheint wichtig, weil Industrie- kreise die Auffassung vertreten, die Ökobilanz sei ausschliesslich zur Produkt- optimierung in Eigenverantwortung der Wirtschaft einzusetzen.

System Körnermais

Vorkette Pestizide Vorkette

Düngemittel

Vorkette Maschineneinsatz

Transporte

\4"

Entsorgung von Reststoffen Vorkette

Saatgut

LCA mit f. E.

1000 kg Körnermais

Bereitstellung von Energie

Übersicht über das System Körnermais:

Die technische System-.

grenze der hier durch- geführten Okobilanz ist durch den beige unter- legten Bereich grafisch dargestellt. Als Vergleichseinheit (funk- tionelle Einheit, f.E.) wurde die Produktion von 1000 kg Körner- mais bzw. 1000 Liter Rapsöl zu Speise- zwecken festgelegt.

Abbildung 2 /CAU Körnermaisbau

Bestellung Pflege

Ernte

1

Trocknung

Die Analyse erstreckt sich im Idealfall von der Rohstoffgewinnung bis zur Ent- sorgung. In vergleichenden Ökobilanzen können aber solche Teilbereiche wegge- lassen werden, die in allen untersuchten Varianten praktisch identisch sind. Dies fand im vorliegenden Fall Anwendung, indem die Module Gebrauch und Entsorgung von Körnermais bzw. Rapsöl nicht bilanziert wurden (Abb. 2). Der Schwerpunkt lag auf der landwirtschaftlichen Produktion in den drei Varianten

• konventioneller Landbau

• konventioneller Landbau mit GVO

• Biolandbau

für die Produktion von Körnermais und Rapsöl. Die gentechnische Veränderung bezieht sich auf Bacillus-thuringiensis-Gensequenzen mit einer insektiziden Wir- kung gegen den Zünslerbefall bei Mais und auf die Resistenz gegen das Herbizid BASTA bei Winterraps.

Verwendung, z.B. als Tierfutter

Gülle, Mist Abwasser feste Abfälle

1

Klärschlamm, Oberflächenwasser

Überblick über die Szenarien Szenario Beschreibung Körnermais

KM-Sz. 1 konventionell, 100% Befall durch Maiszünsler KM-Sz. 2 wie 1, aber Anwendung von Insektizid KM-Sz. 3 konventionell, kein Befall

KM-Sz. 4 GVO, kein Befall KM-Sz. 5 GVO, 100% Befall

KM-Sz. 6 konventionell, 25% Befall, 10% Insektizid KM-Sz. 7 konventionell, 25% Befall, 10% GVO KM-Sz. 8 Biolandbau

Winterraps

WR-Sz. 1 konventionell

WR-Sz. 2 GVO, eine Anwendung von Basta WR-Sz. 3 GVO, zwei Anwendungen von Basta WR-Sz. 4 Biolandbau

Abbildung 3 / CAU

Sachbilanz

Die Sachbilanz ist der zentrale, am besten entwickelte und wissenschaftlichste Bestandteil der Ökobilanz (Hunt et al. 1992; Boustead 1992). In der Sachbilanz werden alle Inputs und Outputs zunächst nach ihren Massen und Energiewerten erfasst und auf die funktionelle Einheit bezogen. Dabei wird, abgesehen von klei- neren Nebenzweigen, der gesamte Lebensweg erfasst.

Die Daten werden entweder direkt erhoben oder es werden generische Daten ver- wendet. Direkte Daten liegen meist für die Produktion und die Vorprodukte vor sowie für die Entsorgung oder das Recycling. Generische Daten werden meist für die Energiebereitstellung, für die Transporte, für häufig vorkommende Rohstoffe und Materialien (z.B. Metalle, Kunststoffe, Chemikalien usw.) sowie für Standard- entsorgungsprozesse eingesetzt. Die generischen Daten sind meistens Mittelwerte für einen bestimmten Wirtschaftsraum oder repräsentative Einzelwerte.

Das Ergebnis der quantitativen Analyse in der Sachbilanz ist eine Aufstellung der Massenströme (einschliesslich der Emissionen) und des Energiebedarfs sowie der Flächennutzung. Bei landwirtschaftlichen Produkten und Systemen sind nicht nur die üblicherweise erhobenen Emissionen in Luft und Oberflächengewässer sondern auch die Emissionen in Boden und Grundwasser (Stickstoff- und Phosphor- verluste, Schwermetalle aus Dünge- mitteln, Pestizide) zu berücksichtigen.

Da das österreichische Umweltbundes- amt Auftraggeber der Studie ist, wur- den die Daten für österreichtypische Szenarien erhoben, welche die landwirt- schaftliche Praxis des Körnermais- und Winterrapsanbaus widerspiegeln. Diese dienen als Basis für Szenarien, die Ände- rungen der landwirtschaftlichen Praxis bei der Verwendung von GVO darstellen (Abb. 3). Die Szenariotechnik wurde ge- wählt, da keine realen Anbaudaten für die gentechnisch veränderten Nutzpflan- zen verfügbar waren.

Wirkungsabschätzung

Eine Sachbilanz allein kann in Verbindung mit einer guten Zieldefinition bereits nützliche Ergebnisse für Produktverbesserungen, Energiesparmassnahmen, Emis- sionsreduktionen, Benchmarking (Vergleich mit anderen Produktionsverfahren) usw. geben. Sie ist jedoch nicht ausreichend für vergleichende Untersuchungen von Produktsystemen. Zur vertieften Schwachstellenanalyse, zur Aggregation und syste- matischen Auswertung der Sachbilanzergebnisse mit ihren zahlreichen Einzeldaten ist eine Wirkungsabschätzung nötig.

Die Kategorienliste nach SETAC-Europe (Udo de Haes et al. 1999; Udo de Haes 1996) beinhaltet die folgenden Punkte, welche den Grossteil der jetzt diskutierten Umweltproblemfelder abdeckt:

Inputbezogene Kategorien:

Abiotische Ressourcen Biotische Ressourcen

Land-(nutzung)/Naturraumbeanspruchung

Outputbezogene Kategorien:

Treibhauseffekt (Klimaveränderungen) Stratosphärischer Ozonabbau

Humantoxikologische Wirkungen Ökotoxikologische Wirkungen

Bildung von Photo-Oxidantien/Sommersmog Versauerung

Eutrophierung (einschliesslich biologischem Sauerstoffbedarf und Wärme) (Geruch)

(Lärm) (Strahlung)

Um die quantitativen Daten der Sachbilanz in Wirkungsindikatorergebnisse zu überführen, sind folgende Schritte nötig (ISO 1999; Udo de Haes et al. 1999; SETAC 1993 a und b; Udo de Haes 1996; Heijungs et al. 1992):

• Auswahl der Wirkungskategorien

• Klassifizierung

• Charakterisierung

Die Klassifizierung ist die Zuordnung der Input- und Outputdaten der Sachbilanz zu den einzelnen Kategorien, zum Beispiel CO2, CH4, N20 zur Kategorie «Treib- hauseffekt», die Säuren und säurebildenden Gase (z.B. NH3, SO2) zur Kategorie

«Versauerung», die smogbildenden Kohlenwasserstoffe (VOC) zur «Bildung von Photo-Oxidantien» usw. Zu jeder Wirkungskategorie gehört ein Wirkungsindikator, z.B. die Freisetzung von Protonen (H+,) für die Kategorie «Versauerung», von dem sich die Charakterisierungsfaktoren zur Umwandlung der Sachbilanzergebnisse in Wirkungsindikatorergebnisse ableitet. Die Charakterisierung ist der wichtigste Schritt, in dem die klassifizierten Daten in Wirkungsindikatorergebnisse umge- rechnet und aggregiert werden.

Bei der Wirkungsabschätzung der GVO-Ökobilanz mussten neue Wege beschritten werden, weil die Indikatormethode nach ISO 14042 auf die hier zentrale Frage der potenziellen Auswirkungen gentechnisch veränderter Nutzpflanzen noch nicht anwendbar war. Es wurde daher eine Kombination aus «klassischer» Wirkungs- abschätzung nach ISO 14042 (mit Wirkungskategorien wie beispielsweise Treib- hauseffekt oder Versauerung) und verbaler (qualitativer) Risikobetrachtung entwi- ckelt and angewendet. Diese Methode muss als Übergangslösung betrachtet werden, bis eine mit der Norm übereinstimmende Indikatormethode entwickelt ist.

Auswertung

Die letzte Phase der Ökobilanz zielt auf eine gründliche Überprüfung aller Resultate — nicht nur der Wirkungsabschätzung — und verbindet die Ökobilanz mit den Anwendungen. Die Auswertung umfasst folgende Bestandteile (ISO 1999):

• Identifizierung der signifikanten Parameter auf der Grundlage der Ergebnisse der Sachbilanz- und Wirkungsabschätzungs-Phasen der Ökobilanz

• Beurteilung, die die Vollständigkeits-, Sensitivitäts- und Konsistenzprüfungen berücksichtigt

• Schlussfolgerungen, Empfehlungen und der Bericht der signifikanten Parameter.

Zu den Grundsätzen der Auswertung gehört die Anwendung eines iterativen Verfahrens, sowohl in der Auswertungsphase als auch in den anderen Phasen einer Ökobilanz.

Kritische Prüfung

Die kritische Prüfung (ISO 1997) durch einen unabhängigen Sachverständigen kann zum besseren Verständnis beitragen und die Glaubwürdigkeit von Ökobilanz- Studien erhöhen. Sie soll sicherstellen, dass

• die bei der Durchführung der Ökobilanz angewendeten Methoden mit der inter- nationalen Norm übereinstimmen

• die bei der Durchführung der Ökobilanz angewendeten Methoden wissenschaftlich begründet sind und dem Stand der Ökobilanz-Technik entsprechen

• die verwendeten Daten in Bezug auf das Ziel der Studie hinreichend und zweck- mässig sind

• die Auswertungen die erkannten Einschränkungen und das Ziel der Studie berück- sichtigen

• der Bericht transparent und in sich stimmig ist

Die Begutachtung wurde durch einen Experten (Gerard Gaillard, damals FAT, Tänikon, Schweiz) durchgeführt.

Ressourcenverbrauch für den Maisanbau inkl. Vorketten (be- zogen auf die funktio- nelle Einheit f.E. von 1000 kg Körnermais);

Vergleich der unter- suchten Szenarien.

Abbildung 4

Ressourcenverbrauch des Anbaus von 1000 kg Körnermais 40

35 30 25 20

• Pestizide (Vorkette)

▪ Mineraldünger (Vorkette)

• Maschinen und Treibstoff

kg Rohöläq./f.E. 15

10 05 00

Szenarien col/

Ergebnisse

Die Resultate der Ökobilanz gelten zunächst nur für österreichische Verhältnisse und für die beiden untersuchten Systeme. Das Hauptergebnis der «klassischen»

Wirkungsabschätzung innerhalb der Ökobilanz ist, dass die gentechnische Veränderung in beiden untersuchten Systemen keine signifikanten ökologischen Vorteile gegenüber dem konventionellen Anbau und dem Biolandbau erbringt. Der Biolandbau schnitt bei den meisten Wirkungskategorien besser ab als der konven- tionelle Landbau mit und ohne GVO (Abb. 4).

Neben dem zugrundegelegten Ertragsniveau ist in den meisten Wirkungs- kategorien vor allem die Stickstoffdüngung ergebnisbestimmend. Während die Datenlage für die Vorkette der Mineraldünger bis auf einige Datenlücken im Bereich der prozessbedingten Emissionen zufriedenstellend ist, muss auf die grosse Unsicherheit bei den Schwermetallgehalten vor allem der Wirtschaftsdünger hinge- wiesen werden.

Da im Maisanbau der Schwerpunkt des Pflanzenschutzmitteleinsatzes bei den Herbiziden liegt und sich die Szenarien 1 bis 7 nur im Insektizideinsatz unter- scheiden, ergeben sich in den human- und ökotoxikologischen Kategorien nur gering- fügige Unterschiede (Abb. 5).

Wirkungskategorie Körnermais-Szenario 4/5 (GVO) KEA (Hu)

RES GWP AP NPT NPA HTPa+w+f AEPa+w+s TEPa+s - Hem.stufe 3 Hem.stufe 4/5

Hem.stufe 7

Prozentuale Abwei- chung des Körner- mais-Szenario 4/5 (GVO, 0 bzw. 100 % Maiszünslerbefall) vom Standard-Körnermais- Szenario 6 (25 % Maiszünslerbefall, Standardertrag, Insektizid auf 10%

der Fläche).

Hu: unterer Heizwert RES: Ressourcen- verbrauch

GWP: Greenhouse Warming Potential Abbildung 5 / CAU

-80% -40% 0% 40% 80%

Vorteil <- im Vergleich zum Standardszenario -> Nachteil Wirkungskategorie Körnermais-Szenario 8 (Biolandbau)

KEA (Hu) RES GWP AP NPT NPA - HTPa+w+f AEPa+w+s TEPa+s Hem.stufe 3 Hem.stufe 4/5 Hem.stufe 7

-80% -40% 0% 40% 80%

Vorteil im Vergleich zum Standardszenario ---> Nachteil

Signifikante Vorteile zeigen sich dagegen für den Bioanbau in Szenario 8 in den Kategorien Kumulierter Energieaufwand (KEA), Versauerung (AP) und Eutrophie- rung (NPT und NPA) sowie Naturraumbeanspruchung. Die signifikanten Mehr- belastungen in den Kategorien Human- und Ökotoxikologie (HTP, AEP, TEP) entste- hen durch die Schwermetallgehalte der Wirtschaftsdünger. Bei einer zum Vergleich durchgeführten zweiten Allokation, in der die Schwermetalleinträge in den Boden mit dem Wirtschaftsdünger nicht dem System Maisanbau zugerechnet werden, ergeben sich auch in diesen Kategorien deutliche Vorteile für Szenario 8 (Abb. 6).

Schlussfolgerung

Die Risikoabschätzung im Rahmen der Wirkungsabschätzung erbrachte eine Reihe von bereits erkannten und zusätzlich mehrere vermutete, aber durch die Forschung noch nicht abgesicherte Risiken, die mit der Freisetzung von GVO-Mais (gegen Zünslerbefall) und GVO-Winterraps (Basta Toleranz) verbunden sind. Diese Risiken müssen im Sinne des Vorsorgeprinzips ernst genommen werden und in eine Nutzen- Risiko-Betrachtung eingehen. Den identifizierten Risiken steht unter österreichi- schen Rahmenbedingungen kein erkennbarer ökologischer Nutzen gegenüber.

Für Länder mit anderen landwirtschaftlichen und ökologischen Rahmen- bedingungen könnte das Resultat einer analogen LCA natürlich anders ausfallen

Prozentuale Abweichung des Körnermais-Szenario 8 (Bio, 25 %

Maiszünslerbefall) vom Standard-Körnermais- Szenario 6 (25 % Maiszünslerbefall, Standardertrag, Insektizid auf 10 % der Fläche), 2. Allokation der Schwermetalle aus Wirtschaftsdüngern.

Hu: unterer Heizwert RES: Ressourcen- verbrauch

GWP: Greenhouse Warming Potential Abbildung 6 / CAU

beziehungsweise eine andere Interpretation erlauben. Dies wird zur Zeit mit dem von der EU-Kommission geforderten Projekt CAMPLES (Comparative Assessment of Maize Production with and without Genetically Modified Organisms by Life Cycle Assessment on a European Scale) untersucht.

Literatur

Boustead I., 1992. Eco-balance methodology for commodity thermoplastics. Report to The European Centre for Plastics in the Environment (PVVMI), Brussels.

Hei jungs R., Gulf-16e J.B., Huppes G., Lamkreijer R.M., Udo de Haes H.A., VVegener Sleeswijk A., Ansems A.M.M., Eggels P.G., van Duin R. und de Goede H.P., 1992. Environmental Life Cycle Assessment of Products. Guide (Part 1) and Backgrounds (Part 21, prepared by CML, TNO and B&G.

Leiden. English Version 1993.

Hunt R.G., Sellers ID. und Franklin VV.E., 1992. Resource and Environmental Profile Analysis:

A Life Cycle Environmental Assessment for Products and Procedures. Environ. Impact Assess. Rev. 12:

245-269.

ISO, 1997. EN ISO 14040: Umweltmanagement — Ökobilanz — Prinzipien und allgemeine Anforderungen.

ISO, 1999. DIN EN ISO 14043: Umweltmanagement — Okobilanz — Auswertung.

Klöpffer W., Renner I., Tappeser B., Eckelkamp C. und Dietrich R., 1999. Life Cycle Assessment gentechnisch veränderter Produkte als Basis für eine umfassende Beurteilung möglicher Umwelt- auswirkungen. UBA Monographie 111, Umweltbundesamt, Wien.

Klöpffer W., Renner I., Schmidt E., Tappeser B., Gensch C.-0. und Gaugitsch H., 2001. Methodische Weiterentwicklung der Wirkungsabschätzung in Ökobilanzen gentechnisch veränderter Nutzpflanzen.

UBA-Monographie 143, Umweltbundesamt, Wien.

Renner I., Klöpffer W. und Tappeser B., 2001. Integrating the risk of the agricultural use of transgenic plants into Life Cycle Impact Assessment - new methodological developments. llth Annual Meeting of SETAC Europe 6-10 May, Madrid, Spain. Abstract No. 151, p. 36.

SETAC, 1993a. Guideslines for Life-Cycle-Assessment: A code of Practice, Edition, 1. Publikation der SETAC Society of Environmental Toxicology and Chemistry, Brüssel.

SETAC, 1993b. Society of Environmental Toxicology and Chemistry: Guidelines for Life-Cycle Assessment: A »Code of Practice«. From the SETAC Workshop held at Sesimbra, Portugal, 31 March - 3 April 1993. Edition 1.

Udo de Haes H. A. (ed.), 1996. Towards a Methodology for Life Cycle Impact Assessment. SETAC- Europe, Brussels.

Udo de Haes H. A. et al. (ed.), 1999. Best available practice regarding impact categories and category indicators in Life Cycle Impact Assessment. Background document for the second working group on Life Cycle Impact Assessment of SETAC-Europe (VVIA-2) •

Ökobilanzierung landwirtschaftlicher Betriebe

Gerard Gaillard, FAL

Ökologische Fortschritte in der Landwirtschaft setzen die aktive Mitwirkung der Landwirte und Landwirtinnen voraus. Diese benötigen Instrumente, die ihnen erlauben, ihre Betriebe ökologisch zu beurteilen, mit anderen Betrieben zu vergleichen und, falls nötig, Korrekturmassnahmen auszuarbei- ten. Ökobilanzen können dafür eine wichtige Rolle spielen, wie die Studie Rossier und Gaillard (2001) zeigt.

Um den Einfluss einzelner Produktionszweige zu analysieren, wurde eine schema- tische Beschreibung des Landwirtschaftsbetriebs vorgenommen. Dadurch konnten die Stoff- und Energieflüsse den einzelnen Produktgruppen (Ackerbau, Milch, Fleisch usw.) zugewiesen und quantifiziert werden. Dokumente der Bewirtschaftenden dienten der Erstellung des vollständigen Inventars der Produktionsdaten (Dünge- mittel, Treibstoffe usw.) für 50 in der ganzen Schweiz verteilte und die meisten Zweige abdeckende Betriebe. Die Umweltdaten (Methan-, Ammoniakemission usw.) und die Wirkungsabschätzung (Indikatoren zum Treibhauseffekt, zur Eutrophierung usw.) wurden anhand von Modellen abgeleitet.

Lineare Korrelationen zwischen einzelnen Schlüsselgrössen (z.B. die Milch- leistung) und Umweltwirkungen traten teilweise auf. Insgesamt zeigte die Aus- wertung der Ergebnisse jedoch, dass das individuelle Verhalten der Bewirtschaften- den die Umweltwirkungen des Betriebes massgebend bestimmt.

Der Maschinenpark und die Okonomie- gebäude sind massgebend für den Energieverbrauch.

Abbildung 1 / Gabriela Brändle, FAL

Gerard Gaillard

Eidgenössische Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau (FAL), Reckenholz, CH-8046 Zürich

Energie, Eutrophierung und Ökotoxizität

Mittels statistischer Untersuchungen wurden drei Umweltwirkungen hervorgeho- ben, welche stellvertretend für die anderen drei wichtigen Quellen von Emissionen in der Landwirtschaft entsprechen:

• Verbrauch an fossilen Energieressourcen: Dieser Indikator zeigt die Effizienz der Nutzung der Infrastruktur und zahlreicher Produktionsmittel wie Treibstoffe.

• Gesamteutrophierung: Dieser Indikator erlaubt eine Beurteilung des Manage- ments der Stickstoff- und Phosphorflüsse.

• Terrestrische und aquatische Ökotoxizität. Diese eng verknüpften Indikatoren geben Aufschluss über punktuell starke toxische Belastungen, wie Pestizideinsatz oder Anwendung von Düngern mit hohen Schwermetallgehalten.

Positionierung der Betriebe

Bezogen auf diese drei Gruppen von Wirkungskategorien wurden die Landwirt- schaftsbetriebe nach dem arithmetischen Mittel pro Produktgruppe und pro Betriebstyp positioniert. Sowohl die produktive (Wirkung bezogen auf das Produkt) als auch die gesellschaftliche Funktion des Betriebs (Wirkung bezogen auf die Fläche) wurde dabei berücksichtigt. Der Vergleich erlaubte es, die ökologischen Stärken und Schwächen jedes Betriebs aufzuzeigen, die Ursachen zu finden und Massnahmen vorzuschlagen. Die letzeren lassen sich je nach Lang-, Mittel- oder Kurzfristigkeit wie folgt zusammenfassen:

• eine rationellere Nutzung der oft überdimensionierten Infrastruktur

• eine Senkung des Verbrauchs an fossilen Energieträgern mit Suche nach Alternativen

• ein besseres Management des Stickstoffkreislaufs unter anderem auf Parzellen- ebene und bei der Hofdüngerausbringung

• grössere Vorsicht bei der Auswahl von Hilfsstoffen mit toxischen Substanzen Energiebedarf für die Milchproduktion

Als Illustration der Methode wird der Bedarf an fossilen Energieressourcen heran- gezogen, ausgedrückt in MJ Äquivalent pro kg produzierter Milch (Abb. 2). Für die 35 analysierten Betriebe variiert dieser in der Grössenordnung von eins zu drei. Im Mittel beträgt er 16 Liter Äquivalent Diesel für 100 Liter Milch. Die graue Energie und der direkte Zugriff auf die Energieträger verursachen mehr als neun Zehntel des Energieverbrauchs. Der Maschinenpark und die Ökonomiegebäude liefern zu einem grossen Teil die Erklärung für die berechneten Werte. Der Stromverbrauch für die Heubelüftung kann zudem sehr hoch sein. In gewissen Fällen spielen der Futter- zukauf und der Einsatz von Stickstoffmineraldüngern für die Futtermittelproduktion ebenfalls eine wichtige Rolle.

Aus der Abbildung 2 ist die Tendenz ersichtlich, dass die fossilen Energie- ressourcen gut genutzt sind, wenn die jährliche Milchleistung pro Kuh höher ist als 6300 kg. Wenn sie aber sehr niedrig ist (unter 5000 kg), werden die fossilen Energie- ressourcen schlecht genutzt. Zwischen diesen Werten gibt es keine Korrelation. Die Unterschiede ergeben sich aus dem Know-how und den individuellen Entschei- dungen der Landwirte und Landwirtinnen.

Die Grösse des Milchviehbestandes und die Höhenlage des Betriebes haben kaum Einfluss auf den Verbrauch an fossilen Energieressourcen pro kg Milch. Es kann auch keine Beziehung mit der Produktionszone, dem Betriebstyp oder der Anbauform festgestellt werden.

C\I C C 1.0 cY) C\I h- CO 0) C3) e CY) co 0) CD CO CY) *le (N CN in IC) d' N- co CO 0 L() 7. c1) T'D

CY) C\1 CY) CV CN (N (N ‘-• C\1 ‘"- (

Y) "- (N (N

8000

7000

6000

5000 3 4000 0 0) 3000

2000

1000

0 14

12

10

4

2

0 11111111111111111111

ma Andere Inputs Futtermittel 1 Saatgut

Pestizide Dünger am Energieträger mu Maschinen 2ezzo Gebäude

Milchleistung kg/Kuh Bedarf an fossilen Energieressourcen für die Produktion von 1 kg Milch in den analysierten Betrieben (Nummer in der x- Achse angegeben);

Referenzjahr 1998;

Quelle: Rossier und Gaillard 2001).

Abbildung 2

Analysen über weitere Umweltwirkungen, andere Produktgruppen sowie auf Stufe des Gesamtbetriebes zeigen deutlich, dass sich die Positionierung eines Betriebes nicht auf einen einzigen Indikator einschränken lässt: Zum Beispiel schneidet der in Abbildung 2 am besten platzierte Betrieb Nummer 31 infolge zu hoher Nitrat- und Ammoniakemissionen bei der Gesamteutrophierung schlecht ab.

Ausblick

Die Methode hat ein gutes Echo bei den teilnehmenden Landwirten und Land- wirtinnen gefunden. Für eine erfolgreiche Einführung in der Praxis sind neben methodischen Ergänzungen (Bodenfruchtbarkeit, Biodiversität) allerdings in zwei Bereichen Verbesserungen erforderlich:

• Automatisierung der Erhebung der Produktionsdaten

• Bildung von Kompetenzzentren in der landwirtschaftlichen Beratung

Literatur

Rossier D. und Gaillard G., 2001. Bilan kologique de l'exploitation agricole - Methode et application a 50 entreprises. Studie im Auftrag des Bundesamtes für Landwirtschaft, SRVA und FAL, 105 Seiten und Anhänge •

Die Futterproduktion für die Stall- und Winterfütterung des Rindviehs ist arbeits- intensiv. Die Wiesen

werden für die Düngung, das Auf-

bereiten und Einbringen des Futters mehrmals befahren.

Abbildung 1 / Gabriela Brändle, FAL

Thomas Nemecek Olivier Huguenin Eidgenössische Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau (FAL), Recken holz, CH-8046 Zürich

Beurteilung von Graslandsystemen

Thomas Nemecek und Olivier Huguenin, FAL

Ökobilanzen der Graslandsysteme unterscheiden sich wesentlich von Öko- bilanzen der Ackerkulturen: Die mehrjährigen oder dauerhaften Grasland- bestände werden bis zu sechs Mal jährlich genutzt. Die Produktionsintensität, die Menge und Qualität des Erntegutes weisen viel grössere Unterschiede auf, als dies im Ackerbau der Fall ist. Graslandsysteme müssen im Zusammen- hang mit der Tierproduktion betrachtet werden. Erträge, Nutzungs- und Konservierungsarten werden in der Raufutterproduktion lückenhaft erfasst, was zu einer unvollständigen statistischen Datenlage führt.

Das Ziel ist die Ermittlung der wichtigsten Einflussfaktoren auf die Umweltwirkungen bei der Bewirtschaftung einer einzelnen Parzelle: Nutzungsart, Futterkonservierung, Produktionsintensität und Anlagedauer bei Kunstwiesen. Die Ökobilanz erstreckt sich bis zur Krippe und berücksichtigt alle Prozesse, welche für die Bereitstellung des Futters notwendig sind, nämlich alle Arbeitsgänge, die Pro- duktion der zugehörigen Inputs, die Lagerung der Hofdünger, die Konservierung und Lagerung des Futters und die direkten Emissionen auf dem Feld.

Die Produktionsdaten basieren auf einer üblichen Mechanisierung. Die Felderträge und die Düngung entsprechen den neuesten Düngungsgrundlagen.

Die Unterschiede zwischen den verschiedenen Produktionsverfahren bezüglich ihrer potenziellen ökologischen Auswirkungen (Methode vgl. Rossier und Gaillard 2001) sind gross. Produktionsverfahren mit hohem Verbrauch an fossiler Energie (Abb. 2) weisen auch hohe Potenziale beim Treibhauseffekt, bei der Ozonbildung und der Humantoxizität auf. Die Gesamteutrophierung (Abb. 3) und die Versauerung zeigen ähnliche Ergebnisse.

Kunstw. 2 J.

Dauerwiese Kunstw. 3 J.

Bel.heu W.INT

Eingrasen_INT W.INT Weide

Bodenheu W.INT

Grassilage_INT EXT Bodenheu

W.INT Bodenheu

Gras+Bel.heu INT INT _Gras+Bel.heu W.INT_Gras+Bel.heu

Belüftungsheu_INT

1,0

0,9 Nutzungsart und Konservierung

• Saatgut

• PBM

• Dünger Treibstoffe Elektrizität Maschinen

• Gebäude 0,8

0,7

0,6 Nutzungsintensität

Dauer 0,5

'PE*

.1

0,4 0,3 0,2

I

0,1 0,0

Energieressourcen (MJ Äq./MJ NEL)

Verbrauch fossiler Energieressourcen für die Produktion von Gras, Heu und Silage mit unterschiedlichen Nutzungsarten, Nutzungsintensitäten und Anlagedauern pro tv‘J NEL (NEL: Netto- energie Laktation).

PBM: Pflanzen- behandlungsmittel INT: intensiv,

VV.INT: wenig intensiv, EXT: extensiv,

2J.: zwei Jahre, 3J.: drei Jahre.

Abbildung 2

Nutzungsart und Konservierung

Weide schneidet bei den meisten Umweltkategorien günstiger ab als Eingrasen.

Für die Schätzung der Nährstoffverluste auf Weide besteht noch Forschungsbedarf.

Beim Eingrasen fällt der Aufwand für die Futterkonservierung (Gebäude, Elektrizität) weg, dafür ist die Einbringung des Futters aufwändiger. Stark ins Gewicht fällt die Anzahl Fahrten mit dem Ladewagen. Silieren ist eine energetisch günstigere Form der Konservierung als Heubelüftung (Kaltbelüftung), die einen hohen Stromverbrauch aufweist.

Nutzungsintensität und Düngung

Pro Flächeneinheit sind die wenig intensiven gegenüber den intensiven Wiesen bei allen Kategorien vorteilhaft. Pro produzierte Biomasse oder MJ NEL sind sie aber energetisch im Nachteil. Die Produktion von Bodenheu ist, sowohl pro Hektare als auch pro MJ NEL, günstiger auf extensiven Wiesen als auf wenig intensiven Wiesen, weil keine Düngung auf die extensive Fläche ausgebracht wird.

Organische Düngung bringt gegenüber mineralischer Vorteile bei der Energie und der damit verbundenen Umweltwirkungen, hingegen Nachteile bei der Eutro- phierung und Versauerung. Die in den Abbildungen 2 und 3 präsentierten Resultate basieren auf einer organisch betonten Düngung.

Nutzungsdauer

Der zusätzliche Energieaufwand für die Anlage von Kunstwiesen (Boden- bearbeitung, Saat) beträgt nur 5 bis 10 Prozent des gesamten Aufwandes. Das Eutro- phierungspotenzial der Kunstwiesen ist wegen der Gefahr einer Nitratauswaschung grösser als bei Dauerwiesen. Je länger die Kunstwiese genutzt wird, umso geringer sind die Unterschiede zur Dauerwiese.

0,4 3 cp_

2 • 0,2 a)

• 0,1 cc3 a)

• 0,0 0,3

Dauer

Nutzungsintensität

• Übrige Emissionen

Stickoxide in der Luft (N0x) Phosphat im Wasser P043") Nitrat (NO3-)

• Ammoniak in der Luft (NH3) Nutzungsart und

Konservierung

WI

70 a) 5 1

U) 1

X Dauerwiese Kunstw. 2 J.

W.INT Weide Kunstw. 3 J.

EXT Bodenheu

Grassilage_INT

Eingrasen_INT Bel.heu W.INT

Gras+Bel.heu INT W.INT Bodenheu

INT Gras+Bel.heu

Bodenheu W.INT W.INT_Gras+Bel.heu

Belüftungsheu_INT

I I 1 1 1 1 1 Iii Ii. I I I

Fazit und Ausblick

Die hier präsentierten, ersten Ergebnisse zeigen, dass eine ökologische Optimierung der Raufutterproduktion in Bezug auf mehrere Umweltkategorien möglich ist. Eine ausführliche Analyse des Wiesenbaus ist deshalb von grossem Interesse. Dabei sind auch ökonomische und soziale Aspekte zu beachten sowie wei- tere Umweltwirkungen, beispielsweise die Biodiversität und Bodenfruchtbarkeit.

Um die Umweltverträglichkeit des Wiesenbaus in der Schweiz beurteilen zu können, müssen für die Schweiz repräsentative Produktionsinventare erstellt werden.

1.0

0.9

0.8 Eutrophierungspotenzial 0 7

(Gesamteutrophierung) bei der Produktion Silage mit unterschied-

lichen Nutzungsarten, Nutzungsintensitäten und Anlagedauern pro MJ NEL (NEL: Netto-

energie Laktation).

INT: intensiv, VV.INT: wenig intensiv, EXT: extensiv, 2J.: zwei Jahre, 3J.: drei Jahre.

Abbildung 3

• 0 6 von Gras, Heu und .<

Weidende Tiere nehmen das Futter direkt auf, was für den Energieverbrauch günstig ist.

Abbildung 4 / Gabriela Brändle, FAL

Auf den verschiedenen Parzellen eines Betriebs wird gezielt Futter mit unterschiedlichen Konservierungs- und Einsatz- möglichkeiten produziert. Deshalb ist das gesamte Milch- oder Fleischproduktionssystem eines Betriebes zu berücksichtigen, was in unserer Arbeit mit ausgewählten Praxisbetrieben geschieht. Geplant ist die Beurteilung zweier Strategien der Milchproduktion: mit einem minimalen Produktionsmittel- einsatz einen optimalen Ertrag zu erwirtschaften oder mit dem gezielten Einsatz von Produktionsmitteln eine maximale Milchleistung pro Kuh und Stallplatz zu erreichen.

Literatur

Rossier D. et Gaillard G., 2001. Bilan kologique de l'exploitation agricole: r.rithode et application a 50 entreprises. Rapport SRVA, FAL sur mandat de l'Office fkgq-ale de l'agriculture •

Bewertung der Umweltwirkungen landwirtschaftlicher Bewirtschaftung auf die Bodenfruchtbarkeit

Hans-Rudolf Oberholzer, Peter Weisskopf, Gerard Gaillard, FAL

Fruchtbare Böden sind das wichtigste Kapital einer nachhaltigen Land- wirtschaft. Eine Beurteilung von landwirtschaftlichen Systemen ohne Berück- sichtigung ihrer Auswirkungen auf die Bodenfruchtbarkeit kann deshalb nicht vollständig sein. Die Bodenfruchtbarkeit lässt sich allerdings nicht durch eine einzelne Messgrösse darstellen. In Zusammenarbeit mit einer Arbeitsgruppe', bestehend aus Vertretern mehrerer Forschungsanstalten (FAL, FiBL, RAC, FAT und FAW) wurde eine Methode entwickelt, die es erlaubt, Auswirkungen von landwirtschaftlichen Bewirtschaftungsmassnahmen auf die Bodenfruchtbarkeit abzuschätzen.

In Ökobilanzen sollte die Beurteilung von Auswirkungen auf sogenannte Lebens- raumfunktionen (Bodenfruchtbarkeit, Biodiversität, Landschaftsbild) nicht fehlen.

Während für andere Wirkungskategorien Beurteilungsmethoden beschrieben und allgemein anerkannt sind, fehlt eine entsprechende Methode für die Bodenfrucht- barkeit. Dafür gibt es verschiedene Gründe:

• sowohl die konzeptionelle als auch die methodische Beschreibung ist schwierig und nicht unumstritten

• Standort-, Witterungs- und Bewirtschaftungseinflüsse sind sehr komplex und quantitativ oft nicht definierbar

• Interaktionen zwischen den bestimmenden Prozessen sind sehr vielfältig und können oft nur grob abgeschätzt werden

Ziel ist es, Auswirkungen der landwirtschaftlichen Bewirtschaftung auf die Boden- fruchtbarkeit nach einer genau beschriebenen Vorgehensweise nachvollziehbar (und damit auch entwicklungsfähig) zu erfassen und zu beurteilen.

Rahmenbedingungen

Als räumliche Einheit wird ein Landwirtschaftsbetrieb gewählt, die Art der Einwirkungen ist beschränkt auf landwirtschaftliche Tätigkeiten. Jede Bewirt- schaftungsmassnahme (bewusst ausgelöst oder billigend beziehungsweise zwangs- läufig in Kauf genommen) wirkt sich auf eine oder mehrere Bodeneigenschaften positiv oder negativ aus.

Befahren und Boden- bearbeitung sind Bewirtschaftungs- massnahmen, deren Wirkung auf die Bodenfruchtbarkeit in Okobilanzen geprüft wird.

Abbildung 1 / Peter Weisskopf, FAL

'Mitglieder der Arbeits- gruppe: Hans-Rudolf Oberholzer (FAL), Leitung; Etienne Diserens, Eidge- nössische Forschungs- anstalt für Agrar- wirtschaft und Landtechnik, Tänikon (FAT); Andreas Fliess- bach, Forschungsinstitut für biologischen Landbau, Frick (FiBL);

Christian Gysi, Eidgenössische Forschungsanstalt für Obst-, Wein- und Gartenbau, VVädenswil (FAVV); Jean-Auguste Neyroud, Station fädärale de recherches en production vgätale, Changins (RAC); Peter Weisskopf und Ulrich Walther (FAL).

Hans-Rudolf Oberholzer Peter Weisskopf Gerard Gaillard Eidgenössische Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau (FAL), Reckenholz, CH-8046 Zürich

Oft sind diese Effekte kurzfristig reversibel oder werden durch gezielte Mass- nahmen korrigiert. Bei einer Ökobilanzierung werden deshalb nur mittelfristig wirk- same Bewirtschaftungseffekte erfasst. Damit ist gewährleistet, dass sowohl Wirkungen regenerativer Prozesse als auch Effekte auf langsam veränderbare Bodeneigenschaften erfasst werden.

Begriff «Bodenfruchtbarkeit»

Als Grundlage dient die Definition der Bodenfruchtbarkeit gemäss Verordnung über Belastungen des Bodens 1998 (VBBo). Grundsätzlich wird davon ausgegangen, dass ein Boden dann fruchtbar ist, wenn er seine Funktionen den Standort- verhältnissen entsprechend erfüllt.

Gemessen werden in der Regel aber nicht Bodenfunktionen, sondern einzelne Bodeneigenschaften. Durch Kenntnisse über den Zusammenhang zwischen Boden- eigenschaften und Bodenfunktionen können die für eine bestimmte Frage relevanten Bodeneigenschaften abgeleitet werden.

Bodeneigenschaften als direkte Indikatoren

Die Bodenfruchtbarkeit lässt sich über die Bestimmung relevanter Boden- eigenschaften beurteilen. Die für eine bestimmte Frage relevanten Bodeneigen- schaften dienen als direkte Indikatoren für die Bodenfruchtbarkeit. Für deren Aus- wahl wurden in der vorliegenden Arbeit folgende Kriterien verwendet:

a) direkter Bezug zu einer oder mehreren relevanten Bodenfunktionen b) durch eine oder mehrere Bewirtschaftungsmassnahmen mindestens mittel- fristig beeinflussbar

c) durch eine anerkannte Methode mess- oder schätzbar

d) in Bezug auf die Bodenfruchtbarkeit gemäss Definition in der VBBo inter- pretierbar

e) nicht kurzfristig, das heisst innerhalb eines Jahres, reversibel.

Physikalische Unterkategorie

Chemische Unterkategorie

Biologische Unterkategorie

Direkter Indikator

Pflanzennutzbare Gründigkeit Grobporenvolumen

Aggregatstabilität Corg-Gehalt

Schwermetall-Gehalt (Cd, Cu, Zn) Organische Schadstoffe

Regenwurm biomasse Mikrobielle Biomasse Mikrobielle Aktivität Die ausgewählten

direkten Indikatoren für die Beurteilung von Auswirkungen land-

wirtschaftlicher Produktionssysteme auf die Bodenfrucht-

barkeit.

Tabelle 1

Bodeneigenschaften, welche alle diese Kriterien erfüllen, werden als direkte Indikatoren für die Bodenfruchtbarkeit verwendet (Tab. 1). Die Bodenfruchtbar- keit wird in Ökobilanzen durch den Zustand beziehungsweise die Verände- rung dieser direkten Indikatoren be- schrieben.

Erfassen der Wirkung von Bewirtschaftungsmassnahmen auf direkte Indikatoren

Die Auswirkungen der Bewirtschaftung auf die Bodenfruchtbarkeit könnten zwar durch Messung aller direkten Indikatoren auf den Parzellen eines Betriebes fest- gestellt werden. In Ökobilanzen stehen jedoch keine entsprechenden Messdaten zur Verfügung, so dass die Bewirtschaftungseffekte aus Bewirtschaftungsdaten (= indirekte Indikatoren) abgeschätzt werden müssen.

Dazu werden die Auswirkungen von Einzelmassnahmen, von Massnahmen- kombinationen oder der Summe von mehreren Einzelmassnahmen auf einzelne oder mehrere direkte Indikatoren beschrieben. Für jede dieser Auswirkungen ist eine

genaue Umschreibung sowohl der beeinflussenden Bewirtschaftungsmassnahme, der wirksamen Prozesse als auch des Ausmasses der Wirkung auf den direkten Indikator notwendig, teilweise unter Berücksichtigung von massgebenden Bedingungen wie Boden- und Klimaeigenschaften (Abb. 2). Das Ausmass der Beeinflussung der direk- ten Indikatoren kann quantitativ, kategorial oder mittels einer Kombination davon beschrieben werden.

Indirekte Indikatoren Direkte Indikatoren

nii—flanzennutzbare Gründigkeit Grobporenvolumen Aggregatstabilität CorrGehait

Schwennetallgehatt (Cd, Cu, Zn) Organische Schadstoffe Regenwurmblomasse Mikrobielle Biomasse Mikrobielle Aktivität

Bodenqualität für definierte Fragestellung zesse-__

Auswahlkriterien Ökobilanz Schematische

Zusammenhänge zwischen den ver- schiedenen Schritten der Okobilanz- methode Bodenfrucht- barkeit

Abbildung 2

Boderenkdonen

nettnessenachatInclie an ökeogie

Bodenfruchtbarkeit generell

Anwendung der Ökobilanzierungsmethode

Zuerst werden alle Bewirtschaftungsmassnahmen erfasst und katalogisiert (Sach- bilanz). Dann werden sie so zu indirekten Indikatoren zusammengefasst beziehungs- weise ausgewertet, dass ihre Auswirkungen auf die direkten Indikatoren beurteilt werden können (Wirkungsabschätzung). Aufbauend auf Art und Menge der Einzel- wirkungen pro indirektem Indikator werden dann sukzessive die gesamten Auswirkungen auf jeden einzelnen direkten Indikator sowie auf die chemische, physikalische und biologische Unterkategorie der Bodenfruchtbarkeit ermittelt (Abb. 2) und anschliessend anhand eines Interpretationsschemas beurteilt.

Weil die Bodenfruchtbarkeit nicht einfach eine Summe von Einzelkomponenten (direkte Indikatoren) darstellt, sondern durch jeden einzelnen direkten Indikator limitiert werden kann, wird eine Gefährdung der Bodenfruchtbarkeit angenommen, sobald nur schon eine der drei Unterkategorien beeinträchtigt ist.

Auf der Basis von indirekten Indikatoren abgeleitete Beurteilungen der Boden- fruchtbarkeit verschiedener Betriebe lassen sich nicht quantitativ miteinander ver- gleichen. Dazu müssten die einzelnen direkten Indikatoren analysiert werden.

Das Resultat von Bewertungen aufgrund indirekter Indikatoren zeigt im Wesentlichen an, ob auf einem Betrieb Probleme bezüglich der Erhaltung der Boden- fruchtbarkeit zu erwarten sind. Die Methode bietet daneben auch Möglichkeiten, aus der Bewertung Schlüsse für die Beratung zu ziehen und Verbesserungen der Bewirt- schaftungsweise vorzuschlagen •

Tagfalter sind gute Indikatoren zur Beurteilung landwirt- schaftlicher Aktivitäten,

da sie sensibel auf Umweltveränderungen reagieren.

Abbildung 1 / Gabriele Brändle, FAL

Yvonne Reisner Forschungsinstitut für Biologischen Landbau (FiBL) CH-5070 Frick Beatrice Schüpbach Philippe Jeanneret Eidgenössische Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau (FAL), Reckenholz, CH-8046 Zürich

Biodiversität und Landschaftsästhetik in der Okobilanzierung

Yvonne Reisner, FiBL/FAL, Beatrice Schüpbach und Philippe Jeanneret, FAL Seit der Einführung des ökologischen Leistungsnachweises stellt sich zu- nehmend die Frage, welche Leistungen die Landwirtschaftsbetriebe tatsäch- lich erbringen und wie diese Leistungen mit möglichst einfachen Methoden abgeschätzt werden können. Der Einbezug von Biodiversität und Landschafts- ästhetik in die Ökobilanzierung soll eine umfassende Beurteilung und einen Vergleich der Anbausysteme ermöglichen.

Der Begriff «Biodiversität» (biologische Vielfalt) umfasst sowohl die genetische Vielfalt, die Artenvielfalt, als auch die Vielfalt an Lebensräumen (Biotope bzw. Öko- systeme; Rio Konvention 1992 in Heywood und Baste 1995). Die Bewirtschaftung der einzelnen Flächen sowie die An- oder Abwesenheit von natürlichen und halb-natür- lichen Biotopen können zusammen die biologische Vielfalt fördern oder vermindern.

Die Landschaft wird wesentlich durch die Landwirtschaft geprägt — gestaltet durch unterschiedliche Betriebstypen und Produktionsformen. Der Mensch nimmt die gestaltete Landschaft mit all seinen Sinnen wahr und macht sich gemäss seinen Erfahrungen und Kenntnissen ein subjektives Bild daraus, das Landschaftsbild.

Im Rahmen einer Ökobilanzierung soll die potenzielle Belastung, respektive die Bereicherung der Biodiversität und des Landschaftsbildes abgeschätzt werden. Die Auswirkungen werden auf Betriebsebene ausgewertet.

Indikatoren

Die Indikatorenliste wurde nach umfangreicher Literaturstudie und Konsul- tationen von Experten weiterer Forschungs- und Beratungsinstitutionen erstellt.

Basierend auf der ISO-Norm 14042 wurde sie einer Eignungsprüfung unterzogen.

Sowohl für die Biodiversität als auch für das Landschaftsbild gelten als Auswahl- kriterien (nach ISO-Norm 14042): Zielkonformität, Messbarkeit und Interpretier- barkeit.

Inhaltlich müssen die ausgewählten Indikatoren möglichst die ganze Breite der Biodiversität beziehungsweise des Landschaftsbildes erfassen. Für die Biodiversität ist zum Beispiel wichtig, dass die Lebensräume der ausgewählten Indikator-Orga- nismen alle Agrarökosystemtypen abdecken. Beim Landschaftsbild muss unter ande- rem sichergestellt werden, dass alle Sinne des Menschen (Sehen, Hören, Riechen) berücksichtigt werden.

Ein weiterer, wesentlicher Aspekt ist die Reproduzierbarkeit der Indikatorwerte.

Das heisst zum Beispiel, dass die Indikatoren eine objektive, personenunabhängige Bearbeitung erlauben.

Auswahl der Indikator-Organismen zur Bewertung der Biodiversität nach Agrarökosystemtyp und Lebensraum Agrarökosystemtyp

Wiesen Acker- kulturen

Spezielle Kulturen

Halb- natürliche Lebens- räume

Lebensraum

Hypo- Epigaion2 gaion'

Aquat.

Lebens- räume

Indikatoren Streu Kraut- Baum-

schicht schicht Flora

Flora x x

Fauna

Vögel x x

Säugetiere x x

Amphibien

Mollusken x x

Regenwürmer x x

Spinnen x x

Laufkäfer x x

Tagfalter x

Hymenopteren x x

Heuschrecken x

' Lebensraum unter der Bodenfläche

2 Lebensraum auf der Bodenfläche

(x)

Tabelle 1

Bewertungsmethode

Biodiversität

Für die einzelnen Indikator-Organismen (Tab. 1), werden drei Komponenten der Artenvielfalt betrachtet: die Artenzahl, die Artenzusammensetzung sowie das Vorhandensein von stenöken Arten (empfindlich gegenüber Schwankungen der Umweltfaktoren) und/oder speziellen, bedeutenden Arten (z.B. Rote-Liste-Arten).

Eine detaillierte Analyse der Literatur schafft die Grundlage, um den Einfluss der landwirtschaftlichen Aktivitäten auf jeden einzelnen Indikator-Organismus zu beur- teilen. Ein System zur Aggregation der Einflüsse auf die Indikator-Organismen führt dann zu einer globalen Evaluation des Effektes der landwirtschaftlichen Aktivitäten auf die Biodiversität.

Landschaftsbild

Die vorliegende Indikatorenliste repräsentiert die drei Erlebnisfaktoren Vielfalt, Naturnähe und Eigenart des erkenntnistheoretischen Modells von Nohl (1980) (Tab. 2). Für die Beurteilung des Landschaftsbildes muss auf regionale Leitbilder, Landschaftsentwicklungskonzepte und Richtwerte kantonaler Ämter zurückgegrif- fen werden, da die Einbettung des Betriebes in die Landschaft wichtig ist. Damit soll