InKalkTier-Bewertungsmethode Emissionspotenzial Ammoniak Milchkuhhaltung

Einführung

Zur Bewertung der Emissionspotenziale von Ammoniak (NH₃) für Haltungsverfahren der Milchkuhhaltung werden für InKalkTier eigens erstellte Stoffflussmodelle verwendet. Sie ermöglichen die Bewertung des Emissionspotenzials von Ammoniak für

• Liegeboxenlaufställe mit planbefestigter Lauffläche,
• Liegeboxenlaufställe mit perforierter Lauffläche,
• Liegeboxenlaufställe mit perforierter Lauffläche und Flüssigmistlagerung im Stall,
• Zweiraumlaufställe als Tiefstreustall,
• Zweiraumlaufställe als Flachstreustall und
• Zweiraumlaufställe als Kompostierungsstall

jeweils kombinierbar mit einem Laufhof sowie Weidegang.

Beispielhaft ist in Abbildung 1 das verwendete Stoffflussmodell für Liegeboxenlaufställe mit perforierten Laufflächen dargestellt.

Abb. 1: Stoffflussmodell für Liegeboxenlaufställe mit perforierten Laufflächen für Milchkühe (TAN: Total Ammoniacal Nitrogen; WD: Wirtschaftsdünger) (© KTBL)

Mit Stoffflussmodellen können Effekte auf die Emissionsraten der einzelnen Stufen innerhalb eines Modells abgebildet werden (Reidy et al. 2009). Zunächst wird die TAN-Menge je Milchkuh aus der ausgeschiedenen Menge an Stickstoff unter Verwendung von Bilanzierungsmodellen geschätzt (KTBL 2023a). Der sich aus den Stickstoffausscheidungen der Nutztiere bildende ammoniakalische Stickstoff (TAN) ist die Quelle für Stickstoffemissionen in Form von Ammoniak (NH₃-N-Emissionen) (Reidy et al. 2009). Die Stickstoffausscheidung beeinflusst deshalb direkt die Emissionsrate des Stalls. Von der Stall-Emissionsrate hängt die TAN-Menge ab, die im Wirtschaftsdünger verbleibt und im Wirtschaftsdüngerlager emissionsrelevant wird. Die Emissionsrate des Wirtschaftsdüngerlagers hat einen Einfluss auf den Stickstoffgehalt des Wirtschaftsdüngers bei der Ausbringung. Das Prinzip der Stoffflussmodelle und den Zusammenhang zwischen den Emissionsraten und der TAN-Menge verdeutlicht Abbildung 2.

Abb. 2: Darstellung der TAN-Mengen und NH₃-N-Emissionsraten für die einzelnen Stufen des Stoffflussmodells am Beispiel eines Liegeboxenlaufstalls mit perforierter Lauffläche, Wirtschaftsdüngeraußenlager und ganzjähriger Stallhaltung für unterschiedliche Szenarien: ohne Einsatz von Minderungsmaßnahmen, bei Einsatz einer Minderungsmaßnahme im Stall und bei Einsatz jeweils einer Minderungsmaßnahme im Stall und im Wirtschaftsdüngeraußenlager (TAN: Total Ammoniacal Nitrogen; WD: Wirtschaftsdünger) (©KTBL)

1 Berechnung der Emissionspotenziale

Die Gleichungen zur Berechnung der Emissionspotenziale sind nachfolgend aufgeführt. Dabei wird auf die Kapitel verwiesen, in denen die einzelnen Variablen hergeleitet bzw. erläutert werden.

Die Emissionspotenziale für Haltungsverfahren der Milchkuhhaltung werden in der Web-Anwendung InKalkTier als prozentuale Relativwerte angegeben. Sie bezeichnen die Abweichung der NH₃-Emissionsrate für das bewertete Haltungsverfahren von der NH₃-Emissionsrate eines Bezugsverfahrens (Gl. 1).

Die NH₃-Emissionsrate eines Haltungsverfahrens setzt sich zusammen aus den Emissionen des Stalls und den Emissionen des Wirtschaftsdüngeraußenlagers. Dabei gilt: Der Begriff „Stall“ ist einschließlich des Laufhofs zu verstehen, sofern vorhanden, und bei Haltungsverfahren mit perforierten Bereichen werden die Emissionen in jene vom perforierten Boden (oberflur) und jene aus den Flüssigmistkanälen (unterflur) aufgeteilt. Die Berechnungsschritte können den Gleichungen 2 bis 6 entnommen werden.

1.1 Stickstoffausscheidung und TAN-Anteil

Die Stickstoffausscheidung von Milchkühen variiert je nach Rationszusammenstellung, Rohproteingehalt der Ration und Leistung der Tiere (DLG 2014). Zur Modellierung des Ammoniakemissionspotenzials werden die von der DLG (2014) definierten Fütterungsstrategien herangezogen (Tab. 1). Die errechneten Emissionspotenziale gelten somit für mittelschwere und schwere Rassen auf Ackerfutterbaubetrieben und basieren auf einer Milchleistung von 8.000 kg ECM (ECM: 4,0 % Fett und 3,4 % Eiweiß) plus 0,9 Kalb pro Jahr.

In den verwendeten Stoffflussmodellen für Milchkühe wird ein TAN-Anteil von 58 (ohne Weidegang) bzw. 59 % (mit Weidegang) an den Gesamtstickstoffausscheidungen zugrunde gelegt (KTBL 2023a).

Tab. 1: Stickstoff(N)-Standardausscheidung pro Tierplatz auf einem Ackerfutterbaubetrieb bei einer Milchleistung von 8.000 kg ECM plus 0,9 Kalb pro Jahr in Abhängigkeit der Fütterungsstrategie sowie TAN-Anteil an den Gesamtstickstoffausscheidungen

Fütterungsstrategie	N-Ausscheidung		TAN-Anteil an der N-Ausscheidung
	NAus	Quelle	rTAN	Quelle
	kg/(TP ‧ a)
Ohne Weidegang mit Heu	115	DLG (2014)	0,58	KTBL (2023a)
Mit Weidegang	117	DLG (2014)	0,59	KTBL (2023a)

1.2 Emissionen des Stalls

Die Emissionen des Stalls umfassen die Emissionen aus dem Innenbereich sowie die Emissionen des Laufhofs (sofern vorhanden). Emissionsrelevant sind alle Laufflächen, freie Liegeflächen in Zweiraumlaufställen sowie die Flüssigmistoberfläche unter perforierten Böden.

Als nicht emissionsrelevant werden hingegen Liegeboxen und erhöhte Fressstände betrachtet. Diese werden so dimensioniert und gestaltet, dass sie von den Kühen im Idealfall nicht verschmutzt werden. Hierfür kommen sowohl in den Liegeboxen (DLG 2012) als auch den erhöhten Fressständen (Zähner und Schrade 2020) Steuerungselemente zum Einsatz.

Die Sonderbereiche, wie der Abkalbebereich, Selektionsbereiche oder der Wartebereich, finden in den Stoffflussmodellen indirekt Berücksichtigung. Die Emissionsrate für diese Bereiche wird nicht verfahrensspezifisch berechnet, jedoch werden die Sonderbereiche bei Emissionsmessungen von Milchkuhlaufställen miterfasst. Dadurch sind die Emissionen aus diesen Bereichen bereits in den Emissionsraten für die Laufställe enthalten. In der Regel sind die Sonderbereiche zudem in den Ställen ähnlich gestaltet und werden je nach Bereich nur zeitweise genutzt.

1.2.1 Grundlagen

Bei Haltungsverfahren mit perforierten Laufflächen teilt sich der Stofffluss auf die Bereiche oberflur und unterflur auf (Tab. 2). Es wird in den Stoffflussmodellen eine Aufteilung der anfallenden TAN-Menge auf ober- und unterflur von 10 % bzw. 90 % angenommen.

In Laufställen mit planbefestigten Laufflächen entfällt der Unterflurbereich, sodass 100 % der TAN-Menge dem Oberflurbereich zugeordnet werden. Für Zweiraumlaufställe mit perforierten Laufflächen erfolgt aufgrund der geringen Datenverfügbarkeit keine Aufteilung auf ober- und unterflur. Rechnerisch werden 100 % der TAN-Menge dem Oberflurbereich zugeordnet.

Tab. 2: Aufteilung der TAN-Menge auf ober- und unterflur in Abhängigkeit von der Haltungsform (WD: Wirtschaftsdünger)

Haltungsform	Anteil an der TAN-Menge
	Laufbereich oberflur	Laufbereich unterflur
	rO	rU
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich	0,10	0,90
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich, WD-Lagerung unterflur	0,10	0,90
Liegeboxenlaufstall, planbefestigter Laufbereich	1,00	0,00
Zweiraumlaufstall	1,00	0,00

Ammoniakemissionsraten von Liegeboxenlaufställen wurden im Projekt „Ermittlung von Emissionsdaten für die Beurteilung der Umweltwirkungen der Nutztierhaltung“ (EmiDaT) (KTBL 2024) systematisch unter Praxisbedingungen in Deutschland erhoben. Der für Liegeboxenlaufställe ermittelte Mittelwert wird in InKalkTier zur Ableitung von Emissionsfaktoren für die Stoffflussmodelle herangezogen. Die Milchharnstoffgehalte lagen auf den Untersuchungsbetrieben zwischen 15 und 25 mg/100 ml Milch. In den Ställen mit stallinterner Flüssigmistlagerung im Slalomsystem unter dem perforierten Boden wurde in der Regel einmal wöchentlich die Gülle aufgerührt.

Da in den letzten Jahren keine systematischen Emissionsmessungen von Zweiraumlaufställen mit Tiefstreu oder Flachstreu durchgeführt wurden, wird für diese Haltungsverfahren der Konventionswert für Tiefstreuverfahren aus der Richtlinie VDI 3894-1 (2011) verwendet. Für Kompostierungsställe ist aufgrund der Studienlage (Kap. 1.2.3) unklar, ob und inwiefern sich die Emissionsrate von denen für Liegeboxenlaufställe unterscheidet. Aus diesem Grund wird der von KTBL (2024) erhobene Mittelwert für Liegeboxenlaufställe verwendet.

In Tabelle 3 ist aufgeführt, welche Emissionsraten in Abhängigkeit von der Haltungsform als Grundlage für die Ableitung von Emissionsfaktoren herangezogen wurden.

Tab. 3: Liste der NH₃-N-Emissionsraten für die Haltung von Milchkühen, die zur Ableitung von Emissionsfaktoren für die Stoffflussmodelle verwendet wurden (WD: Wirtschaftsdünger)

Haltungsform	Zugrunde liegende N-Ausscheidung	Emissionsrate	Quelle
	kg/(TP ‧ a)	kg NH3-N/(TP ‧ a)
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich	115	10,0	KTBL (2024)
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich, WD-Lagerung unterflur	115	10,0	KTBL (2024)
Liegeboxenlaufstall, planbefestigter Laufbereich	115	10,0	KTBL (2024)
Zweiraumlaufstall, Tiefstreu- oder Flachstreustall	115	12,0	VDI 3894-1 (2011)
Zweiraumlaufstall, Kompostierungsstall	115	10,0	Expertenschätzung

Bei Verfahren mit perforierten Laufflächen werden 60 % der Emissionen dem Oberflurbereich und 40 % dem Unterflurbereich zugeordnet. Die Literaturangaben schwanken je nach Quelle und Flächengröße. Monteny (2000) modellierte beispielsweise 25–40 % der Emissionen aus dem Unterflurbereich und gab an, dass der Anteil kurzfristig jedoch auf bis zu 80 % steigen kann. Laut Ogink und Kroodsma (1996) gehen 60–65 % der Emissionen vom perforierten Boden aus. Bei Mosquera et al. (2017) werden 30–50 % der Emissionen dem Unterflurbereich und 50–70 % dem Oberflurbereich zugeordnet.

Die Zuordnung von 60 % der Emissionen oberflur und 40 % der Emissionen unterflur für die Stoffflussmodelle liegt damit im Bereich der Literaturangaben. Außerdem kann auf Basis von Kupper (2017) und der VDI-Richtlinie 3894-1 (2011) ein Minderungspotenzial von ca. 40 % für die Gülleansäuerung abgeleitet werden. Bei dem angestrebten pH-Wert des Flüssigmistes von 5,5 sind nach Berechnungen von Fangueiro et al. (2015) gegenüber einem Flüssigmist mit einem pH-Wert von 7,5 nur noch 1 % der NH₃-Emissionen zu erwarten. Dies sowie die Annahme, dass die Ansäuerung nur auf die Emissionsrate unterflur wirkt, spricht für die oben genannte prozentuale Zuordnung der Gesamtemissionsrate.

1.2.2 Emissionsfaktoren

Auf Basis der Emissionsraten aus der Literatur (Kap. 1.2.1, Tab. 3) und der Aufteilung der Emissionsrate (Kap. 1.2.1) sowie der TAN-Menge (Kap. 1.2.1, Tab. 2) auf ober- und unterflur lassen sich Emissionsfaktoren für die Stoffflussmodelle berechnen. Diese werden in den Gleichungen aus Kapitel 1 verwendet. Der Bezug dieser Emissionsfaktoren auf emissionsrelevante Standardflächen, wie in Tabelle 4 dargestellt, ermöglicht die Bewertung unterschiedlicher Haltungsverfahren. Der Einfluss der emissionsrelevanten Stallfläche wird in Kapitel 1.4.2 erläutert.

Beispiel: Für einen perforierten Liegeboxenlaufstall kann bei Lagerung des Flüssigmistes im Außenlager, einer Laufflächengröße von 4,4 m²/TP (Tab. 4), einer Emissionsrate von 10 kg NH₃-N/(TP ‧ a) (Tab. 3) und einer Zuordnung von 60 % der Emissionen oberflur (Kap. 1.2.1) eine Oberflur-Emissionsrate von 6,0 kg NH₃-N/(TP ‧ a) kalkuliert werden. Die Emissionsrate des Stalls basiert auf einer Stickstoffausscheidung von 115 kg/(TP ‧ a) (Kap. 1.2.1, Tab. 3). Unter Berücksichtigung des TAN-Anteils von 0,58 an der Stickstoffausscheidung (Kap. 1.1, Tab. 1) und dem Oberfluranteil von 0,10 an der TAN-Menge (Kap. 1.2.1, Tab. 2) errechnet sich eine TAN-Menge von 6,7 kg/(TP ‧ a) oberflur. Die Division der emittierenden Stickstoffmenge (6,0 kg N/(TP ‧ a)) durch die oberflur als TAN vorliegende Stickstoffmenge (6,7 kg N/(TP ‧ a)) ergibt den Emissionsfaktor oberflur von 0,90 (Tab. 4).

Tab. 4: NH₃-N-Emissionsfaktoren ober- und unterflur für Milchkuhlaufställe in Abhängigkeit der Haltungsform sowie Angabe des zugrunde liegenden Flächenangebots (WD: Wirtschaftsdünger)

Haltungsform	NH3-N-Emissionsfaktor bezogen auf TAN		Emissionsrelevante Standardfläche
	oberflur	unterflur	oberflur	unterflur
	EFO	EFU	AO	AU
			m²/TP	m²/TP
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich	0,90	0,07	4,4	4,4
Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich, WD-Lagerung unterflur	0,90	0,07	4,4	4,4
Liegeboxenlaufstall, planbefestigter Laufbereich	0,15	―	4,4	―
Zweiraumlaufstall, Tiefstreu- oder Flachstreustall	0,18	―	― 1)	―
Zweiraumlaufstall, Kompostierungsstall	0,15	―	― 1)	―

1) Flächengröße für die Stoffflussmodelle nicht von Relevanz.

1.2.3 Wissenschaftliche Einordnung der Emissionsfaktoren

Laut van Duinkerken et al. (2011) beeinflussen hohe Milchharnstoffgehalte die Emissionsraten von Ammoniak. Bei der Erhebung der Emissionsraten im Projekt „Ermittlung von Emissionsdaten für die Beurteilung der Umweltwirkungen der Nutztierhaltung“ (EmiDaT) (KTBL 2024) entsprachen die Milchharnstoffgehalte der vorgegebenen Empfehlung zur bedarfsdeckenden Futterrohproteinversorgung und lagen im Sollbereich von 15 bis 25 mg Harnstoff pro 100 ml Milch (DLG 2022). Die an den untersuchten Ställen erhobenen durchschnittlichen Emissionsraten ermöglichen daher eine Übertragung der Ergebnisse auf andere Betriebe. Die Notwendigkeit einer weiteren Berücksichtigung der Milchharnstoffgehalte in den Stoffflussmodellen ist nicht gegeben.

Für die Liegeboxenlaufställe wurden im Projekt „EmiDaT“ (KTBL 2024) folgende mittlere NH₃-N-Emissionsraten ermittelt: 8,5 kg/(TP ‧ a) bei perforierter Lauffläche, 10,4 kg/(TP ‧ a) bei perforierter Lauffläche und stallinterne Wirtschaftsdüngerlagerung unterflur sowie 11,2 kg/(TP ‧ a) bei planbefestigter Lauffläche. Die Emissionsraten für diese drei Untersuchungsvarianten unterschieden sich jedoch nicht statistisch signifikant voneinander, sodass der Mittelwert über alle drei Varianten in den Stoffflussmodellen verwendet wird. Auch Poteko et al. (2019), Schiefler (2013) und Schrade et al. (2019) konnten keine statistisch signifikanten Unterschiede zwischen planbefestigten und perforierten Laufflächen feststellen.

Bei perforierten Verfahren werden höhere Emissionsfaktoren oberflur erwartet als unterflur. Dies liegt an der raschen Umsetzung des Harnstoffs nach dem Harnabsatz auf der Oberfläche des perforierten Bodens und den günstigeren Bedingungen der NH₃-Freisetzung aus den Harnpfützen aufgrund des höheren Luftaustausches. Elzing und Monteny (1997) konnten bei Untersuchungen im technischen Maßstab die höchsten Emissionsraten innerhalb der ersten zwei Stunden nach dem Aufbringen von Kot und Harn auf einen perforierten Boden messen. 24 Stunden nach dem Aufbringen entsprachen die Emissionsraten wieder dem Ausgangsniveau.

Der Emissionsfaktor unterflur ist geringer als oberflur, da oberflur die Grenzschicht zwischen dem Kot-Harn-Gemisch und der Stallluft aufgrund höherer Luftgeschwindigkeiten dünner ist. Dies begünstigt eine schnellere Verdunstung von Ammoniak und führt dazu, dass Ammoniak effizienter und kontinuierlich aus dieser dünneren Grenzschicht in die Stallluft abgeführt wird. Ni et al. (1999) konnten außerdem keinen Einfluss der Menge des unterflur gelagerten Flüssigmistes auf die Ammoniakemissionsraten nachweisen. Die Autoren führen dies auf die Bedeutung des Massentransfers von Ammoniak bzw. Ammonium an die Flüssigmistoberfläche zurück, der weitgehend unabhängig von der Tiefe des gelagerten Flüssigmistes bzw. dem Füllstand des Lagers ist.

Für Zweiraumlaufställe mit Kompostierungsfläche liegen hauptsächlich Haubenmessungen aus den Niederlanden (Galama et al. 2014, van Dooren et al. 2016), Dänemark (Bjerg und Klaas 2014) und Österreich (Pöllinger und Pöllinger-Zierler 2017) vor. Diese deuten darauf hin, dass die Emissionen pro Flächeneinheit geringer sind, die berechneten Emissionen pro Tierplatz aufgrund der größeren emissionsrelevanten Fläche je Tier jedoch höher sind als im Liegeboxenlaufstall. Wird die Kompostierungsfläche hingegen deutlich kleiner dimensioniert, steigt die Emission pro Flächeneinheit (Pöllinger und Pöllinger-Zierler 2017). Im Rahmen einer weiteren Untersuchung aus den Niederlanden führten van Dooren et al. (2019a) Messungen mit der Tracer-Ratio-Methode (Tracer: CO₂) durch und ermittelten im Vergleich zu Liegeboxenlaufställen geringere NH₃-Emissionen für die Kompostierungsställe. Diese Untersuchung weist jedoch nach Kupper et al. (2023) methodische Schwächen auf. Die Emissionsrate für Kompostierungsställe bleibt damit unsicher, sodass zunächst die Emissionsrate für Liegeboxenlaufställe zugrunde gelegt wurde. Gleichzeitig sollten jedoch die in allen erwähnten Untersuchungen deutlich höheren Lachgasemissionen aus Kompostierungsställen im Vergleich zu Liegeboxenlaufställen berücksichtigt werden.

1.2.4 Übertragbarkeit der Emissionsfaktoren

Die verwendeten Emissionsfaktoren können ausschließlich für die beschriebenen Haltungsverfahren angewendet werden. Auch Mischformen der beschriebenen Haltungsverfahren, etwa Liegeboxenlaufställe mit teilweise planbefestigten und teilweise perforierten Böden, können bewertet werden, da sich die Emissionsrate für diese Verfahren nicht unterscheidet. Für die Anwendbarkeit der Stoffflussmodelle wird außerdem keine einheitliche Laufflächengestaltung im Innenbereich und auf dem Laufhof vorausgesetzt.

Eine Übertragbarkeit auf andere als die in der Einführung aufgeführten Haltungsverfahren ist nicht gegeben. Daher ist eine Bewertung von anderen Haltungsformen, wie Anbindeställen oder Einraumlaufställen, mit diesen Emissionsfaktoren nicht möglich.

1.3 Emissionen des Wirtschaftsdüngeraußenlagers

Bei Flüssigmistlagern hat neben dem TAN-Gehalt des Flüssigmistes die Größe der Flüssigmistoberfläche im Außenlager Einfluss auf die Höhe der Emissionen (Kupper et al. 2020). Unter Berücksichtigung der Betriebsstruktur in Deutschland wurde für die Milchkuhhaltung eine Standardoberfläche für Flüssigmistaußenlager von 3,75 m²/TP ermittelt (KTBL 2023b). Aus dieser Standardoberfläche A_FL und der Flüssigmistoberfläche A_emiFL im Flüssigmistaußenlager des zu bewertenden Haltungsverfahrens berechnet sich ein Faktor f_FL (Kap. 1, Gl. 6). Dieser Faktor ermöglicht es, die mit dem TAN-bezogenen Emissionsfaktor (Kupper et al. 2020) aus Tabelle 5 berechnete Emissionsrate aus dem Flüssigmistaußenlager proportional an den Behälterdurchmesser anzupassen. Dies gilt jedoch ausschließlich für Flüssigmistbehälter und ist nicht auf die Lagerung von Flüssigmist in Lagunen übertragbar.

Für Festmistaußenlager wird eine absolute Emissionsrate angesetzt. Auf Basis von Mosquera et al. (2006), Sommer et al. (2019) und Almeida et al. (2022) kann eine mittlere Emissionsrate von 4,5 kg NH₃-N/(TP ‧ a) bei einer Einstreumenge von 4,0 kg Stroh/(TP ‧ d) abgeleitet werden. Angewandt wird diese Emissionsrate für die Außenlagerung von Festmist aus Flachstreuverfahren, die regelmäßig entmistet und mit entsprechenden Mengen Stroh eingestreut werden. Die Festmistoberfläche im Außenlager findet im Gegensatz zur Flüssigmistoberfläche in der hier beschriebenen Methode keine Berücksichtigung, da sie sich anders als die Flüssigmistoberfläche im Verlauf der Lagerdauer fortwährend ändert.

Rottemist aus Tiefstreuverfahren sowie Kompost aus Kompostierungsställen werden meist direkt ausgebracht und, wenn überhaupt, nur kurz in einem Außenlager zwischengelagert. Zudem ist die Außenlagerung aufgrund der bereits im Stall erfolgten Rotte bzw. Kompostierung mit geringen mikrobiellen Umsetzungsprozessen verbunden. Es werden daher für eine kurzzeitige Außenlagerung nur geringe Ammoniakemissionen erwartet, die zu vernachlässigen sind.

Tab. 5: NH₃-N-Emissionsfaktor bzw. -rate für die Wirtschaftsdüngeraußenlagerung in Abhängigkeit von der Art des Lagers

Art des Lagers	NH3-N-Emissionsfaktor EFFL	NH3-N-Emissionsrate ERFE	Quelle	Standard-Flüssigmistoberfläche AFL
	bezogen auf TAN	kg/(TP ‧ a)		m²/TP
Flüssigmistlager, nicht abgedeckt	0,13	―	Kupper et al. (2020)	3,75
Festmistlager, nicht abgedeckt	―	4,5	Ableitung auf Basis von Mosquera et al. (2006), Sommer et al. (2019) und Almeida et al. (2022)	―
Lager für Rottemist aus Tiefstreuverfahren sowie Kompost aus Kompostierungsställen	zu vernachlässigen		Expertenschätzung	―

In Zweiraumlaufställen fallen sowohl Fest- als auch Flüssigmist an. Bei eingestreuten Flächen und Festmistlagern entsteht außerdem Jauche, die bei Zweiraumlaufställen mit dem Flüssigmist im vorhandenen Flüssigmistaußenlager gelagert und deshalb auch mit dem Emissionsfaktor für Flüssigmistlager einkalkuliert wird. Für die Berechnung der Emissionen des Flüssigmistaußenlagers bei Zweiraumlaufställen wird die Annahme getroffen, dass 50 % der TAN-Menge, die nicht im Stall emittiert wird, ins Flüssigmistaußenlager gelangt (Tab. 6).

Tab. 6: Anteil der TAN-Menge, die in das Flüssigmistaußenlager gelangt

Haltungsform	Anteil an der TAN-Menge im Flüssigmistaußenlager rFL
Liegeboxenlaufstall	1,0
Zweiraumlaufstall	0,5

1.4 Einflussfaktoren

Neben der Stickstoffausscheidung haben in den genutzten Stoffflussmodellen die Größe und Gestaltung der emissionsrelevanten Fläche sowie der Einsatz emissionsmindernder Maßnahmen Einfluss auf die mit den Stoffflussmodellen berechneten Emissionsraten (Abb. 3).

Abb. 3: Stoffflussmodell für Liegeboxenlaufställe mit perforierten Laufflächen einschließlich der Einflussfaktoren (rot) auf die Emissionsraten oberflur, unterflur und aus dem Wirtschaftsdüngeraußenlager (TAN: Total Ammoniacal Nitrogen; WD: Wirtschaftsdünger) (© KTBL)

1.4.1 Flächengestaltung

Die Flächengestaltung beeinflusst die Ergebnisse der Stoffflussmodelle insofern, dass je nach Haltungsform unterschiedliche Emissionsraten zugrunde gelegt werden (Kap. 1.2.1). Ausschlaggebend ist insbesondere, ob ausschließlich Laufflächen emissionsrelevant sind oder zusätzliche emissionsrelevante Flächen in Form von freien Liegeflächen in Zweiraumlaufställen vorliegen.

Ob die emissionsrelevanten Flächen überdacht oder nicht überdacht sind, findet in den Stoffflussmodellen keine Berücksichtigung, da keine Untersuchungen zum Einfluss einer Überdachung, beispielsweise des Laufhofs, auf die Emissionsraten vorliegen. Mit derselben Begründung wird auch die Anordnung eines Laufhofs (außenliegend/integriert) in den Stoffflussmodellen nicht berücksichtigt.

1.4.2 Emissionsrelevante Fläche

Rinder koten und harnen diffus, d. h. sie setzen Kot und Harn ortsunabhängig ab (Richter 2006). Dies führt dazu, dass unabhängig vom Flächenangebot die gesamte den Milchkühen zur Verfügung stehende Fläche emissionsrelevant ist. Ausgenommen hiervon sind lediglich Liegeboxen und erhöhte Fressstände, die so gestaltet werden, dass sie von den Kühen möglichst wenig verschmutzt werden (Kap. 1.2). Laufhöfe vergrößern meist die emissionsrelevante Fläche.

Die Ammoniakemissionen von Laufhöfen wurden bisher mittels Hauben- (Winter und Linke 2017, Pereira et al. 2010) oder Tunnelmessungen (Neser et al. 2024) erfasst oder aber in Kombination mit Liegeboxenlaufställen mit Tracer-Ratio-Methoden gemessen (Schrade et al. 2012). Systematische Messungen der Emissionsrate von Laufhöfen, die in den Stoffflussmodellen zur Bewertung der Laufhoffläche herangezogen werden können, liegen jedoch nicht vor. Die erwähnten Studien ermöglichen es nicht, Unterschiede bezüglich der Emissionsrate von Laufflächen im Innenbereich und auf dem Laufhof abzuleiten. Die Laufflächen des Laufhofs werden deshalb konservativ wie Laufflächen im Innenbereich bewertet.

Bei Liegeboxenlaufställen berechnet sich die emissionsrelevante Stallfläche A_emiS (Gl. 4 und 5) folglich aus der Lauffläche im Innenbereich und der Lauffläche auf dem Laufhof. In Zweiraumlaufställen sind sowohl die Lauffläche im Innenbereich und auf dem Laufhof als auch die Liegefläche emissionsrelevant. Da es sich bei den Emissionsraten für Zweiraumlaufställe um Konventionswerte und Expertenschätzungen handelt, werden diese Emissionsraten pauschal für alle Zweiraumlaufställe angewandt, unabhängig von der tatsächlich emissionsrelevanten Fläche. Die Qualität der Datengrundlage erlaubt keine weitere Differenzierung. Die Laufhofflächen von Zweiraumlaufställen werden hingegen in Abhängigkeit der emissionsrelevanten Fläche analog zu Laufhofflächen von Liegeboxenlaufställen angerechnet. Tabelle 7 erläutert, welche Flächen in Liegeboxenlaufställen und Zweiraumlaufställen zu berücksichtigen sind.

Tab. 7: Emissionsrelevante Fläche in Abhängigkeit der Haltungsform

Haltungsform	Emissionsrelevante Innenfläche	Emissionsrelevante Laufhoffläche
		oberflur	unterflur
	AI	ALHO	ALHU
Liegeboxenlaufstall	Größe der Lauffläche im Innenbereich	Größe der planbefestigten oder perforierten Lauffläche auf dem Laufhof	Größe der perforierten Lauffläche auf dem Laufhof
Zweiraumlaufstall	― 1)	Größe der planbefestigten oder perforierten Lauffläche auf dem Laufhof	Größe der perforierten Lauffläche auf dem Laufhof

1) Flächengröße für die Stoffflussmodelle nicht von Relevanz.

Bislang liegen keine Messungen zum Einfluss des Flächenangebots auf die Emissionsrate vor, die zur Anpassung der Emissionsrate in Abhängigkeit der emissionsrelevanten Fläche in den Stoffflussmodellen herangezogen werden könnten. In den Niederlanden wurden von Ogink et al. (2014) jedoch Berechnungen für perforierte Laufflächen auf Basis des Emissionsmodells von Monteny (2000) durchgeführt. Insbesondere die Flüssigmistoberfläche unterflur hat bei einer Änderung der emissionsrelevanten Fläche laut diesem Modell Einfluss auf die Gesamtemissionen. Abbildung 4 veranschaulicht den Zusammenhang zwischen der Größe der Lauffläche und den Emissionen. Aus der Steigung der Trendlinien in der Abbildung lässt sich ableiten, dass pro zusätzlichem Quadratmeter Fläche weitere 0,79 kg NH₃-N/(TP ‧ a) unterflur und weitere 0,12 kg NH₃-N/(TP ‧ a) oberflur emittieren. Vergleichbare Berechnungen für planbefestigte Laufflächen wurden nicht durchgeführt. In bisherigen Messungen konnten allerdings keine signifikanten Unterschiede zwischen Emissionen aus Verfahren mit planbefestigten und perforierten Laufflächen nachgewiesen werden (Kap. 1.2.3), was jedoch auch an der geringen Anzahl untersuchter Ställe liegen kann. In Ermangelung einer Datengrundlage für die Ausweisung eines eigenen Ansatzes für planbefestigte Laufflächen wird deshalb die Gesamtemission pro zusätzlichem Quadratmeter Fläche (0,91 kg NH₃-N/(TP ‧ a)) auf diese übertragen. Ogink et al. (2014) geben als Anwendungsbereich für die Ergebnisse der Modellierung Laufflächen von 2,5 bis 7,0 m²/TP an. Für die Stoffflussmodelle wird die Annahme getroffen, dass die Emissionen bis zu einer emissionsrelevanten Fläche von 10 m²/TP weiter linear ansteigen.

Der Einfluss der emissionsrelevanten Fläche auf die Emissionsrate ist grundsätzlich mit einer großen Unsicherheit verbunden. Nicht nur fehlen Untersuchungen hierzu, sondern es ist darüber hinaus nicht bekannt, ob das von Ogink et al. (2014) verwendete Modell auch auf Basis von realen Messungen validiert wurde. Die Modellierungsergebnisse von Ogink et al. (2014) sind daher als Annahmen für die Stoffflussmodelle zu verstehen.

Abb. 4: Jährliche NH₃-N-Emission je Tierplatz in Abhängigkeit der Lauffläche für Verfahren mit perforierten Böden (Ogink et al. 2014)

Flächenänderung in Liegeboxenlaufställen

Bei der Bewertung von Liegeboxenlaufställen wird eine Abweichung der emissionsrelevanten Stallfläche A_emiS (Gl. 4 und 5) von der emissionsrelevanten Standardfläche oberflur A_O bzw. unterflur A_U (Kap. 1.2.2) mit den in Tabelle 8 zusammengestellten Emissionsraten angerechnet.

Tab. 8: Emissionsraten zur Berücksichtigung einer Abweichung von der emissionsrelevanten Standardfläche in Liegeboxenlaufställen in Abhängigkeit der Laufflächengestaltung

Laufflächengestaltung	Emissionsrate zur Berücksichtigung einer Abweichung von der emissionsrelevanten Standardfläche		Quelle
	oberflur eSO kg NH3-N/(m² ‧ a)	unterflur eSU kg NH3-N/(m² ‧ a)
Perforierte Lauffläche	0,12	0,79	Ogink et al. (2014)
Planbefestigte Lauffläche	0,91	―	Expertenschätzung auf Basis von Ogink et al. (2014)

Flächenänderung in Zweiraumlaufställen

Bei der Bewertung von Zweiraumlaufställen wird die emissionsrelevante Fläche im Innenbereich nicht berücksichtigt. Die emissionsrelevante Laufhoffläche, oberflur A_LHO bzw. unterflur A_LHU (Kap. 1.4.2), wird hingegen mit den in Tabelle 9 dargestellten Emissionsraten angerechnet.

Tab. 9: Emissionsraten zur Berücksichtigung der Laufflächen des Laufhofs von Zweiraumlaufställen in Abhängigkeit der Laufflächengestaltung

Laufflächengestaltung	Emissionsrate zur Berücksichtigung emissionsrelevanter Laufhofflächen		Quelle
	oberflur ELHO kg NH3-N/(m² ‧ a)	unterflur ELHU kg NH3-N/(m² ‧ a)
Perforierte Lauffläche	0,12	0,79	Expertenschätzung auf Basis von Ogink et al. (2014)
Planbefestigte Lauffläche	0,91	―	Expertenschätzung auf Basis von Ogink et al. (2014)

1.4.3 Emissionsmindernde Maßnahmen

Zunächst entscheiden die Fütterung und Leistung der Tiere über die ausgeschiedene Stickstoffmenge und somit die mögliche Höhe der Ammoniakemissionen aus dem Stall. Darüber hinaus können verfahrensintegrierte oder dem Stall nachgeschaltete Maßnahmen sowie Maßnahmen am Wirtschaftsdüngeraußenlager die Emissionen von Ammoniak aus der Milchkuhhaltung mindern. Hierbei ist es möglich, eine Fütterungsmaßnahme mit einer Maßnahme, die die Emissionen des Stalls mindert, und einer Maßnahme, die die Emissionen des Wirtschaftsdüngeraußenlagers mindert, zu kombinieren. Der kombinierte Einsatz von Maßnahmen innerhalb des Stalls bzw. Wirtschaftsdüngeraußenlagers wird in den Stoffflussmodellen nur berücksichtigt, wenn wissenschaftliche Untersuchungen bzgl. der Effekte der Maßnahmenkombination vorliegen. Eine Ausnahme ist die Gülleansäuerung im Stall. Diese Maßnahme hat auch eine emissionsmindernde Wirkung auf die Emissionen des Wirtschaftsdüngeraußenlagers. Als Sonderfall kann der zugehörige Minderungsfaktor (Tab. 11) für das Wirtschaftsdüngeraußenlager im Stoffflussmodell multiplikativ mit dem Minderungsfaktor einer weiteren Maßnahme zur Minderung der Emissionen aus dem Wirtschaftsdüngeraußenlager verknüpft werden. Auch der Weidegang kann unter Einhaltung der Mindestanforderungen an die Weidedauer mit allen anderen Maßnahmen im Stall kombiniert werden. Dies gilt ebenso für erhöhte Fressstände.

Ein Minderungsfaktor stellt im Zusammenhang mit den Stoffflussmodellen den Wert dar, der multipliziert mit der Emissionsrate, die um das Minderungspotenzial einer Maßnahme oder Maßnahmenkombination geminderte Emissionsrate ergibt. Die Minderungsfaktoren werden nach Gleichung 7 abgeleitet.

In den Stoffflussmodellen wird das Minderungspotenzial von Maßnahmen an der wirkungsrelevanten Stelle berücksichtigt. Beispielsweise beeinflusst eine Gülleansäuerung im Stall die Emissionen unterflur, nicht jedoch die Emissionen oberflur. Bei der Untersuchung von Minderungsmaßnahmen in der Praxis wird die Emissionsminderung jedoch für den gesamten Stall bzw. ein Stallabteil gemessen. Es ist daher erforderlich, die NH₃-Minderung unter Berücksichtigung der Emissionsanteile von ober- und unterflur (Kap. 1.2.1) auf den Effekt an der wirkungsrelevanten Stelle umzurechnen. Dadurch ergibt sich für die wirkungsrelevante Stelle eine höhere Emissionsminderung als für den Gesamtstall gemessen.

Die berücksichtigten Minderungsmaßnahmen einschließlich ihrer Minderungspotenziale sowie der wirkungsrelevanten Stelle und der zugehörigen Minderungsfaktoren sind in Tabelle 11 aufgeführt. Die Minderungsfaktoren sind ausschließlich für die Verwendung in den Gleichungen aus Kapitel 1 vorgesehen.

Um eine Minderungsmaßnahme mit den Stoffflussmodellen berücksichtigen zu können, muss diese im gesamten Stall eingesetzt werden. Der Maßnahmeneinsatz in Teilbereichen des Stalls kann nicht angerechnet werden.

Berücksichtige Minderungsmaßnahmen

Erhöhte Fressstände mit Fressplatzabtrennungen wurden von Zähner et al. (2019) untersucht und konnten im Emissionsversuchsstall eine Minderung der Ammoniakemissionen von rund 8 % im Sommer, 19 % im Herbst und 16 % im Winter erreichen. Diese Minderung beruht auf einer Reduktion der emissionsrelevanten Fläche von 9 % (Zähner und Schrade 2020) durch die Verkleinerung der Laufgangbreite bei Einbau der Fressstände. Die Fressplatzabtrennungen verhindern, dass sich die Kühe auf der Fressstandfläche umdrehen, sodass dort in der Regel kein Kot und Harn anfallen. In den Stoffflussmodellen wird die erhöhte Fressstandfläche deshalb als nicht emissionsrelevant betrachtet (Kap. 1.4.2).

Die Emissionsminderung des Stalles bei Weidegang wurde bisher nur unzureichend ermittelt. In den Niederlanden wurde sie zunächst modelliert (Ogink et al. 2014) und später dann Messungen bei simuliertem Weidegang durchgeführt (van Dooren et al. 2019b). Die Minderung bei simuliertem Weidegang von 4 bis 12 Stunden pro Tag lag für den zwangsgelüfteten Versuchsstall mit perforierter Lauffläche im niedrigen einstelligen Prozentbereich. Dies könnte darauf zurückzuführen sein, dass die Flächen auch nach dem Weideaustrieb und entsprechender Reinigung für eine gewisse Zeit weiter emittieren. Insbesondere die Flüssigmistoberfläche unterflur in Ställen mit perforierten Laufflächen bleibt auch bei Abwesenheit der Kühe emissionsrelevant. Gilhespy et al. (2006) konnten mittels Polytunnel-Messungen bei planbefestigtem Boden ebenfalls erst ab einer Weidedauer von mehr als 12 Stunden eine Minderung der Emissionen erheben. In den Stoffflussmodellen ist der Weidegang, angelehnt an van Dooren et al. (2019b) und Gilhespy et al. (2006), ab einer Mindestdauer von 10 Stunden, ohne Unterbrechungen oder Zugang zum Stall, und bei jährlich mindestens 180 Weidetagen mit einer Minderung von 5 % anrechenbar.

Die neben den erhöhten Fressständen und dem Weidegang berücksichtigten Maßnahmen sind in den Tabellen 10 und 11 aufgeführt. Diese Maßnahmen sind in Abhängigkeit der Haltungsform einsetzbar und können nur für die entsprechenden Haltungsformen in den Stoffflussmodellen angerechnet werden (Tab. 10).

Tab. 10: Haltungsformen, in denen die verschiedenen emissionsmindernden Maßnahmen eingesetzt werden können (gekennzeichnet mit „x“)

Emissionsmindernde Maßnahme	Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich	Liegeboxenlaufstall, perforierter Laufbereich, WD-Lagerung unterflur	Liegeboxenlaufstall, planbefestigter Laufbereich	Zweiraumlaufstall
Weidegang	x	x	x	x
Planbefestigter Boden mit Quergefälle und Harnsammelrinne			x
Ureaseinhibitor (Applikation auf planbefestigtem Boden)			x
Gülleansäuerung im Stall	x	x
Gülleansäuerung im Flüssigmistaußenlager			x
Lagerbehälterabdeckungen	x		x	x

Nicht berücksichtige Minderungsmaßnahmen

Neben den oben aufgeführten emissionsmindernden Böden werden weitere Böden als emissionsmindernd beworben. Für diese Böden liegen jedoch keine Messungen unter Praxisbedingungen in Deutschland vor oder aber die Messungen konnten die beworbene bzw. im Ausland ermittelte Minderung nicht bestätigen. Hierunter fallen der perforierte Boden mit Profil und Dichtungsklappen, der perforierte Boden mit Profil, reduziertem Schlitzanteil und Dichtungsklappen, der planbefestigte Rillenboden mit Profil und die Gummiauflage mit konvexer Wölbung zum Schlitz für perforierte Böden.

Die sogenannte Kuhtoilette ist mit einer Kraftfutterstation zu vergleichen, in der die Kühe durch Stimulation entlang des Euterzentralbandes zum Harnabsatz angeregt werden. Der Harn wird aufgefangen und kann separat gelagert werden. Ziel ist es, möglichst viel Harn aufzufangen, um eine Kot-Harn-Trennung zu erreichen. In ersten Untersuchungen auf Haus Düsse wurde die Häufigkeit des Harnabsatzes in der Kuhtoilette sowie außerhalb erfasst. Dabei erfolgten 56 % der Uriniervorgänge innerhalb der Kuhtoilette (Werner et al. 2022). Die erfasste Harnmenge je Tier betrug allerdings nur 3,5 l/(TP ‧ d). Auch liegen 2024 noch keine Emissionsmessungen vor. Darüber hinaus bedarf es einer verfahrenstechnischen Optimierung, um die Kuhtoilette in die Praxisbetriebe integrieren zu können, insbesondere in Bezug auf die Kraftfutterkonkurrenz zum automatischen Melksystem. Die Kuhtoilette wird aus diesen Gründen als eine Technik in der Entwicklung eingeordnet und es wird keine Emissionsminderung angerechnet.

Tab. 11: In der Milchkuhhaltung relevante Maßnahmen zur Emissionsminderung, deren Minderungspotenzial laut Literatur sowie die Minderung an der wirkungsrelevanten Stelle der Stoffflussmodelle

Emissionsmindernde Maßnahme		NH3-Minderungspotenzial MP	Quelle	Wirkungsrelevante Stelle wS	NH3-Minderungspotenzial an der wirkungsrelevanten Stelle MPwS	Minderungsfaktor MF
		%			%
Weidegang		5	Expertenschätzung auf Basis von Gilhespy et al. (2006) und van Dooren et al. (2019b)	Stall	5	MFS	0,95
Planbefestigter Boden mit Quergefälle und Harnsammelrinne		20	Schrade et al. (2017)	oberflur	20	MFO	0,80
Ureaseinhibitor (Applikation auf planbefestigtem Boden)		58	Bobrowski et al. (2021)	oberflur	58	MFO	0,42
Gülleansäuerung	Gülleansäuerung im Stall	40	VDI 3894-1 (2011), Kupper (2017)	unterflur	100	MFU	0,00
	angesäuerte Gülle aus dem Stall im Flüssigmistaußenlager	50	Expertenschätzung auf Basis von Overmeyer et al. (2021)1‚ Kupper (2017)	Flüssigmistaußenlager	50	MFFL	0,50
	Gülleansäuerung im Flüssigmistaußenlager	90	Kupper (2017)	Flüssigmist-außenlager	90	MFFL	0,10
Lagerbehälterabdeckung	Betonplatte	90	Döhler et al. (2002)	Flüssigmistaußenlager	90	MFFL	0,10
	Zeltdach	90	Döhler et al. (2002)	Flüssigmistaußenlager	90	MFFL	0,10

1) Wiederanstieg des pH-Wertes ohne Nachsäuerung.

2 Berechnungsbeispiele

Anhand von zwei Berechnungsbeispielen wird die Berechnung des Emissionspotenzials erläutert.

2.1 Berechnungsbeispiel 1

Das Beispielverfahren 1 lässt sich folgendermaßen beschreiben:

• Liegeboxenlaufstall mit perforierter Lauffläche
• Lauffläche: 4,8 m²/TP
• Flüssigmistoberfläche Wirtschaftsdüngeraußenlager: 3,4 m²/TP
• Gülleansäuerung im Stall
• Lagerbehälterabdeckung (Zeltdach)

Die Berechnung des Emissionspotenzials von -63 % für dieses Verfahren kann anhand der Gleichungen 1.1 bis 6.1 nachvollzogen werden. Die Emissionsraten des Bezugsverfahrens sind auf der Seite "Bezugsverfahren" zu finden.

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls oberflur

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls unterflur

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls

NH₃-N-Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers

NH₃-Emissionsrate des Haltungsverfahrens

NH₃-Emissionspotenzial des Haltungsverfahrens

2.2 Berechnungsbeispiel 2

Das Beispielverfahren 2 lässt sich folgendermaßen beschreiben:

• Zweiraumlaufstall, Flachstreustall
• Planbefestigter Laufhof
• Lauffläche auf dem Laufhof: 4,5 m²/TP
• Flüssigmistoberfläche Wirtschaftsdüngeraußenlager: 3,0 m²/TP
• kein Einsatz emissionsmindernder Maßnahmen

Die Berechnung des Emissionspotenzials von +34 % für dieses Verfahren kann anhand der Gleichungen 1.2 bis 6.2 nachvollzogen werden. Die Emissionsraten des Bezugsverfahrens sind auf der Seite "Bezugsverfahren" zu finden.

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls oberflur

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls unterflur

NH₃-N-Emissionsrate des Stalls

NH₃-N-Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers

NH₃-Emissionsrate des Haltungsverfahrens

NH₃-Emissionspotenzial des Haltungsverfahrens

3 Methodenentwicklung

Die Entwicklung der Stoffflussmodelle zur Bewertung der Emissionspotenziale für Ammoniak aus Haltungsverfahren der Produktionsrichtung Milchkuhhaltung für die Web-Anwendung InKalkTier erfolgte in Abstimmung mit der projektbegleitenden KTBL-Arbeitsgruppe „Bewertung von Haltungsverfahren hinsichtlich Emissionen“.

Beteiligt waren:

• Dr. Frauke Hagenkamp-Korth, Christian-Albrechts-Universität zu Kiel, Kiel
• Dr. Sabine Schrade, Agroscope, Tänikon (Schweiz)
• Dr. Manfred Trimborn, Rheinische Friedrich-Wilhelms-Universität, Bonn

Sowie aus der KTBL-Geschäftsstelle in Darmstadt:

• Franziska Christ
• Dr. Brigitte Eurich-Menden
• Dr. Dieter Horlacher
• Dr. Sebastian Wulf

Literatur

Almeida, J. G. R; Lorinquer, E.; Robin, P.; Ribeiro-Filho, H. M. N.; Edouard, N. (2022): Ammonia and Nitrous Oxide Emissions from Dairy Cows on Straw-Based Litter Systems. Atmosphere 13(2), https://doi.org/10.3390/atmos13020283

Bjerg, B.; Klaas, I. (2014): Water and ammonia evaporation in a compost bedded pack dairy barn with under floor aeration. In: ASABE and CSBE/SCGAB Annual International Meeting, 13.-16. Juli 2014, Quebec, Paper number 141899106, https://doi.org/10.13031/aim.20141899106

Bobrowski, A. B.; Willink, D.; Janke, D.; Amon, T.; Hagenkamp-Korth, F.; Hasler, M.; Hartung, E. (2021): Reduction of ammonia emissions by applying a urease inhibitor in naturally ventilated dairy barns. Biosystems Engineering 204, https://doi.org/10.1016/j.biosystemseng.2021.01.011

DLG (2022): Milchkontrolldaten zur Fütterungs- und Gesundheitskontrolle bei Milchkühen. DLG-Merkblatt 451, Frankfurt am Main, DLG-Verlag

DLG (2014): Bilanzierung der Nährstoffausscheidungen landwirtschaftlicher Nutztiere. Arbeiten der DLG, Band 199, Frankfurt am Main, DLG-Verlag

DLG (2012): Planungshinweise zur Liegeboxengestaltung für Milchkühe. DLG-Merkblatt 379, Frankfurt am Main, DLG-Verlag

Döhler, H.; Eurich-Menden, B.; Dämmgen, U.; Osterburg, B.; Lüttich, M.; Bergschmidt, A.; Berg, W.; Brunsch, R. (2002): BMVEL/UBA-Ammoniak-Emissionsinventar der deutschen Landwirtschaft und Minderungsszenarien bis zum Jahr 2010. Forschungsbericht 299 42 256/02. Texte 05/02. Umweltbundesamt, Berlin

Elzing, A.; Monteny, G. J. (1997): Ammonia Emission in a Scale Model of a Dairy-cow House. Transactions of the ASABE 40(3), https://doi.org/10.13031/2013.21301

Fangueiro, D.; Hjorth, M.; Gioelli, F. (2015): Acidification of animal slurry – a review. Journal of Environmental Management 149, https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2014.10.001

Galama, P. J.; Driehuis, F.; van Dooren, H. J.; De Boer, H.; Ouweltjes, W. (2014): Bedding and housing in relation to cow comfort, milk quality and emissions. Annual Meeting of the European Federation of Animal Science, 25.-29. August 2014, Kopenhagen, S. 393

Gilhespy, S. L.; Webb, J.; Retter, A.; Chadwick, D. (2006): Dependence of ammonia emissions from housing on the time cattle spent inside. Journal of Environmental Quality 35(5), https://doi.org/10.2134/jeq2005.0294

KTBL (2024): Ermittlung von Emissionsdaten für die Beurteilung der Umweltwirkungen der Nutztierhaltung (EmiDaT). Abschlussbericht, Darmstadt, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e. V. (KTBL), https://www.ktbl.de/themen/emidat, Zugriff am 06.06.24

KTBL (2023a): Berechnungen zum TAN-Anteil in Wirtschaftsdüngern. Interne Berechnungen, unveröffentlicht, Darmstadt, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e. V. (KTBL)

KTBL (2023b): Berechnungen zur Größe von Wirtschaftsdüngerlagern in Abhängigkeit der Tierzahl je Betrieb. Interne Berechnungen, unveröffentlicht, Darmstadt, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e. V. (KTBL)

Kupper, T. (2017): Beurteilung der Ansäuerung von Gülle als Massnahme zur Reduktion von Ammoniakemissionen in der Schweiz - Aktueller Stand. Bericht erstellt im Auftrag des Bundesamtes für Umwelt (BAFU), Bern

Kupper, T.; Häni, C.; Neftel, A.; Kincaid, C.; Bühler, M.; Amon, B.; VanderZaag, A. (2020): Ammonia and greenhouse gas emissions from slurry storage - A review. Agriculture, Ecosystems and Environment 300, https://doi.org/10.1016/j.agee.2020.106963

Kupper, T.; Vuille, S.; Valach, A. (2023): Emissionen von Ammoniak- und Treibhausgasen aus Kompost- und Kompostierungsställen - Literaturstudie. Bericht erstellt im Auftrag des Bundesamtes für Umwelt (BAFU), Bern Monteny, G.-J. (2000): Modelling of ammonia emissions from dairy cow houses. Dissertation, Wageningen University, Wageningen

Mosquera, J.; Aarnink, A. J. A.; Ellen, H.; van Dooren, H. J. C.; van Emous, R. A.; van Harn, J.; Ogink, N. W. M. (2017): Overzicht van maatregelen om de ammoniakemissie uit de veehouderij te beperken. Livestock Research Rapport 645, aktualisierte Fassung, Wageningen Livestock Research, Wageningen, https://edepot.wur.nl/427311, Zugriff am 25.04.24

Mosquera, J.; Hol, J. M. G; Monteny, G. J. (2006): Gaseous emissions from a deep litter farming system for dairy cattle. International Congress Series 1293, https://doi.org/10.1016/j.ics.2006.02.041

Ni, J. Q.; Vinckier, C.; Coenegrachts, J.; Hendriks, J. (1999): Effect of manure on ammonia emission from a fattening pig house with partly slatted floor. Livestock Production Science 59(1), https://doi.org/10.1016/S0301-6226(99)00002-0

Neser, S.; Bonkoß, K.; Bonkoß, W. (2024): Bestimmung von Emissionsfaktoren aus Laufhöfen und frei gelüfteten Ställen. https://www.lfl.bayern.de/ilt/umwelttechnik/emissionen/160917/index.php, Zugriff am 3.05.24

Ogink, N. W. M.; Groenestein, C. M.; Mosquera, J. (2014): Actualisering ammoniakemissiefactoren rundvee: advies voor aanpassing in de Regeling ammoniak en veehouderij. Livestock Research Rapport 744, Wageningen Livestock Research, Wageningen, https://edepot.wur.nl/294436, Zugriff am 29.04.24

Ogink, N. W. M.; Kroodsma, W. (1996): Reduction of Ammonia Emission from a Cow Cubicle House by Flushing with Water or a Formalin Solution. Journal of Agricultural Engineering Research 63(3), https://doi.org/10.1006/jaer.1996.0021

Overmeyer, V.; Kube, A.; Clemens, J.; Büscher, W.; Trimborn, M. (2021): One-Time Acidification of Slurry: What Is the Most Effective Acid and Treatment Strategy?. Agronomy 11(7), https://doi.org/10.3390/agronomy11071319

Pereira, J.; Misselbrook, T. H.; Chadwick, D. R.; Coutinho, J.; Trindade, H. (2010): Ammonia emissions from naturally ventilated dairy cattle buildings and outdoor concrete yards in Portugal. Atmospheric Environment 44, pp. 3413–3421, https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2010.06.008

Pöllinger, A.; Pöllinger-Zierler, B. (2017): Kompoststall für Rinder - Kompostmanagement, Ammoniakemissionen, VOCs und Mikrobiologie. In: Bautagung Raumberg-Gumpenstein, Höhere Bundeslehr- und Forschungsanstalt für Landwirtschaft und Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, 16.-17. Mai 2017, Raumberg-Gumpenstein, S. 9–12

Poteko, J.; Zähner, M.; Schrade, S. (2019): Effects of housing system, floor type and temperature on ammonia and methane emissions from dairy farming: A meta-analysis. Biosystems Engeneering 182, S. 16-28, https://doi.org/10.1016/j.biosystemseng.2019.03.012

Reidy, B.; Webb, J.; Misselbrook, T. H.; Menzi, H.; Luesink, H. H.; Hutchings, N. J.; Eurich-Menden, B.; Döhler, H.; Dämmgen, U. (2009): Comparison of models used for national agricultural ammonia emission inventories in Europe: Litter-based manure systems. Atmospheric Environment 43(9), https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2008.12.015

Richter, T. (2006): Krankheitsursache Haltung, Beurteilung von Nutztierställen – Ein tierärztlicher Leitfaden. https://doi.org/10.1055/b-002-46952

Schiefler, I. (2013): Greenhouse gas and ammonia emissions from dairy barns. Dissertation, Rheinischen Friedrich-Wilhelms-Universität Bonn

Schrade, S.; Gygax, L.; Keck, M. (2012): Modellierung von Ammoniak-Emissionsfaktoren für freigelüftete Milchviehställe. Landtechnik 67(4), https://doi.org/10.15150/lt.2012.312

Schrade, S.; Poteko, J.; Zeyer, K.; Mohn, J.; Zähner, M. (2017): Planbefestigte Laufflächen mit Quergefälle und Harnsammelrinne: Erste Ergebnisse zu Ammoniak-Emissionen bei Winterbedingungen. In: 13. Tagung Bau, Technik und Umwelt in der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung 2017, VDI-MEG, KTBL, EurAgEng, 18.-20.09.2017, Stuttgart-Hohenheim, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e.V., S. 370–375

Schrade, S.; Zeyer, K.; Mohn, J.; Leinweber, T.; Zähner, M. (2019): Vergleich von perforierten und planbefestigten Laufflächen in der Milchviehhaltung: NH3- und CH4-Emissionen. In: 14. Tagung Bau, Technik und Umwelt in der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung 2019, VDI-MEG, KTBL, EurAgEng, 24.-26.09.2019, Bonn, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e.V., S. 51–56

Sommer, S. G.; Webb, J.; Hutchings, N. D. (2019): New Emission Factors for Calculation of Ammonia Volatilization from European Livestock Manure Management Systems. Frontiers in Sustainable Food Systems 3(101), https://doi.org/10.3389/fsufs.2019.00101

van Dooren, H. J. C.; Galama, P. J.; Blanken, K. (2016): On farm development of bedded pack dairy barns in The Netherlands. Livestock Research Rapport 710, Wageningen Livestock Research, Wageningen, http://dx.doi.org/10.18174/393409

van Dooren, H. J. C.; Hol, J. M. G.; Blanken, K.; Galama, P. G. (2019a): Gasvormige emissies uit vrijloopstallen met houtsnipperbodems; Ammoniak-, lachgas- en methaanemissie op stalniveau. Livestock Research Rapport 1163, Wageningen Livestock Research, Wageningen, https://doi.org/10.18174/476122

van Dooren, H. J. C.; Ogink, N. W. M.; van Riel, J. W.; Mosquera, J.; Zonderland, J. L. (2019b): Beïnvloeding van de ammoniakemissie uit melkveestallen met roostervloer door beweiding: Onderzoek op Dairy Campus. Livestock Research Rapport 1130, Wageningen Livestock Research, Wageningen, https://doi.org/10.18174/462994

van Duinkerken, G.; Smits, M. C. J.; André, G.; Šebek, L. B. J.; Dijkstra, J. (2011): Milk urea concentration as an indicator of ammonia emission from dairy cow barn under restricted grazing. Journal of Dairy Science 94(1), https://doi.org/10.3168/jds.2009-2263

VDI 3894-1 (2011): Emissionen und Immissionen aus Tierhaltungsanlagen – Haltungsverfahren und Emissionen Schweine, Rinder, Geflügel, Pferde. VDI-Richtlinie 3894 Blatt 1: 2011-09, Berlin, Beuth Verlag GmbH

Werner, D.; Baumeister, A.; Asseburg, K.; Pelzer, A. (2022): CowToilet: Kot-Harn-Trennung im Milchviehstall. In: 15. Tagung Bau, Technik und Umwelt in der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung 2022, VDI-MEG, KTBL, EurAgEng, 13.–15.09.2022, Soest, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e.V., S. 30–34

Winter, T.; Linke, S. (2017): Erfassung gasförmiger Emissionen in Auslaufflächen eines Jungviehstalles mittels aktiver Probenahmehaube. In: 13. Tagung Bau, Technik und Umwelt in der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung 2017, VDI-MEG, KTBL, EurAgEng, 18.-20.09.2017, Stuttgart-Hohenheim, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e.V., S. 358–363

Zähner, M.; Schrade, S. (2020): Erhöhter Fressbereich mit Fressplatzabtrennungen (Fressstände) für Milchkühe. Agroscope Merkblatt 81, https://ira.agroscope.ch/de-CH/publication/43460

Zähner, M.; Zeyer, K.; Mohn, J.; Hildebrandt, F.; Burla, J.-B.; Schrade, S. (2019): Fressstände für Milchkühe: Ammoniakemissionen, Sauberkeit und Verhalten. In: 14. Tagung Bau, Technik und Umwelt in der landwirtschaftlichen Nutztierhaltung 2019, VDI-MEG, KTBL, EurAgEng, 24.-26.09.2019, Bonn, Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft e.V., S. 45–50