InKalkTier-Bewertungsmethode Emissionspotenzial Ammoniak Schweinemast
Zur Bewertung der Emissionspotenziale von Ammoniak (NH3) für Haltungsverfahren der Schweinemast werden eigens erstellte Stoffflussmodelle verwendet. Sie ermöglichen die Bewertung des Emissionspotenzials von Ammoniak für Haltungsverfahren
- mit einem Flächenangebot von bis zu 2,0 m²/TP im Innenbereich (Kap. 1.4.2),
- mit unterschiedlichen Lüftungsverfahren (zwangs- und freigelüftete sowie Außenklimaställe),
- mit oder ohne Auslauf,
- mit oder ohne Kot-/Harnbereich (perforiert, planbefestigt oder eingestreut) sowie
- mit oder ohne Tiefstreu.
Beispielhaft ist in Abbildung 1 das verwendete Stoffflussmodell für Haltungsverfahren mit perforiertem Kot-/Harnbereich dargestellt.
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 Mastschwein aus der ausgeschiedenen Menge an Stickstoff unter Verwendung von Bilanzierungsmodellen geschätzt (KTBL 2023b). 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 wiederum hängt die TAN-Menge ab, die im Wirtschaftsdünger verbleibt und im Wirtschaftsdüngerlager emissionsrelevant wird. Die dortige Emissionsrate hat wiederum 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.
1 Berechnung der Emissionspotenziale
Die für die Berechnung der Emissionspotenziale verwendeten Gleichungen sind nachfolgend aufgeführt. Hierbei wird auf Kapitel und Gleichungen verwiesen, in denen die einzelnen Variablen hergeleitet bzw. erläutert werden.
Die Emissionspotenziale für Haltungsverfahren der Schweinemast 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 Emissionsraten des Stalls – bei Haltungsverfahren mit perforierten Bereichen aufgeteilt auf die Emissionen vom perforierten Boden (oberflur) und die Emissionen aus den Flüssigmistkanälen (unterflur) – sowie den Emissionsraten des Wirtschaftsdüngeraußenlagers. Der Begriff „Stall“ schließt den Auslauf ein, sofern vorhanden. Die Berechnungsschritte können den Gleichungen 2 bis 6 entnommen werden.
1.1 Stickstoffausscheidung und TAN-Anteil
Die in den oben genannten Gleichungen zur Berechnung der Emissionsraten verwendete Stickstoffausscheidung von Mastschweinen variiert je nach Futtermenge, Rohproteingehalt der Ration und Leistung der Tiere (DLG 2014). Zur Modellierung des Ammoniakemissionspotenzials werden die von der DLG (2014, 2019) definierten Fütterungsstrategien herangezogen (Tab. 1). Die errechneten Emissionspotenziale gelten für Mastschweine von 28 bis 118 kg Lebendmasse (LM) bei 244 kg Zuwachs pro Tier und Jahr, Tageszunahmen von 850 g LM und 2,7 Mastdurchgängen pro Jahr.
In den verwendeten Stoffflussmodellen für Mastschweine wird ein TAN-Anteil von 66 % an den Gesamtstickstoffausscheidungen zugrunde gelegt (KTBL 2023b).
| Fütterungsstrategie | N-Ausscheidung | TAN-Anteil an der N-Ausscheidung | ||
| NAus | Quelle | rTAN | Quelle | |
| kg/(TP ‧ a) | ||||
| Universalfutter, Universalmast mit Vormast | 12,2 | DLG (2014) | 0,66 | KTBL (2023b) |
| N-/P-reduziert, 2-Phasen-Mast mit Vormast | 11,7 | DLG (2014) | 0,66 | KTBL (2023b) |
| Stark N-/P-reduziert, 3-Phasen-Mast mit Vormast | 10,6 | DLG (2019) | 0,66 | KTBL (2023b) |
| Sehr stark N-/P-reduziert, 3-Phasen-Mast mit Vormast | 9,5 | DLG (2019) | 0,66 | KTBL (2023b) |
Die N-reduzierte Fütterung wirkt sich infolge einer verringerten Stickstoffausscheidung direkt auf die mit dem entsprechenden Stoffflussmodell berechneten NH3-Emissionsraten aus. Beispielsweise reduziert sich die mit dem Stoffflussmodell berechnete NH3-Emissionsrate für vollperforierte Buchten mit Zwangslüftung und einem Flächenangebot von 0,75 m²/TP von 3,4 kg NH3/(TP ‧ a) bei Universalfütterung
- auf 3,3 kg NH3/(TP ‧ a) bei N-/P-reduzierter Fütterung,
- auf 3,0 kg NH3/(TP ‧ a) bei stark N-/P-reduzierter Fütterung und
- auf 2,6 kg NH3/(TP ‧ a) bei sehr stark N-/P-reduzierter Fütterung.
Diese Ergebnisse des Stoffflussmodells wurden von Markus et al. (2023) bei ihren Messungen in Schweinemastställen bestätigt.
1.2 Emissionsrate des Stalls
Die Emissionsrate des Stalls umfasst die Emissionen aus dem Innenbereich sowie die Emissionen des Auslaufs, sofern vorhanden. Verfügt ein Haltungsverfahren über einen Auslauf und ein entsprechend großes Flächenangebot je Tier (Kap. 1.4.2), wird von den Tieren meist ein Kot-/Harnbereich im Auslauf angelegt. Unter dieser Annahme wird davon ausgegangen, dass keine oder nur geringe Emissionsraten aus dem Innenbereich vorliegen. Eine Ausnahme stellen Haltungsverfahren mit Auslauf dar, die im Innenbereich über einen zusätzlichen Kot-/Harnbereich verfügen.
1.2.1 Grundlagen
Bei Haltungsverfahren mit vollperforierten Buchten sowie perforierten Kot-/Harnbereichen teilt sich der Stofffluss im Stall auf die Bereiche oberflur und unterflur auf. Es wird eine Aufteilung der anfallenden TAN-Menge auf ober- und unterflur von 15 % bzw. 85 % angenommen. Sie wird in den Gleichungen aus Kapitel 1 mit den Werten aus Tabelle 2 berücksichtigt. In Ställen mit planbefestigten Kot-/Harnbereichen oder Tiefstreu entfällt der Unterflurbereich, sodass 100 % der TAN-Menge dem Oberflurbereich zugeordnet werden.
| Haltungsform | Anteil an der TAN-Menge | |
| oberflur | unterflur | |
| rO | rU | |
| Zwangslüftung, perforierter Kot-/Harnbereich | 0,15 | 0,85 |
| Freie Lüftung, perforierter Kot-/Harnbereich | 0,15 | 0,85 |
| Freie Lüftung, planbefestigter, eingestreuter Kot-/Harnbereich | 1,00 | 0,00 |
| Freie Lüftung, Tiefstreu | 1,00 | 0,00 |
Ammoniakemissionsraten von Schweinemastställen mit Auslauf wurden im Projekt „Ermittlung von Emissionsdaten für die Beurteilung der Umweltwirkungen der Nutztierhaltung“ (EmiDaT) (Wolf et al. 2023) systematisch erhoben. Sie werden hier zur Ableitung von Emissionsfaktoren für die Stoffflussmodelle herangezogen. Die Emissionsraten für die freigelüfteten Ställe mit Auslauf nach Wolf et al. (2023) wurden für freigelüftete Ställe ohne Auslauf sowie Außenklimaställe übernommen. Die Emissionsrate für die zwangsgelüftete Einflächenbucht nach Wolf et al. (2023) bildet die Grundlage für die Bewertung aller zwangsgelüfteten Verfahren.
Da in den letzten Jahren keine systematischen Emissionsmessungen von Tiefstreuverfahren durchgeführt wurden, wird für Außenklimaställe mit Tiefstreu der Konventionswert aus der Richtlinie VDI 3894-1 (2011) verwendet. Dieser Wert entspricht dem Emissionsfaktor im nationalen Emissionsinventar (Vos et al. 2022). Guingand und Rugani (2012) sowie Lagadec et al. (2012) haben in ihren Untersuchungen ähnliche Emissionsraten für zwangsgelüftete Tiefstreuverfahren gemessen.
In Tabelle 3 ist aufgeführt, welche Emissionsraten in Abhängigkeit der Haltungsform als Grundlage für die Ableitung von Emissionsfaktoren herangezogen wurden.
| Haltungsform | Fütterungsstrategie | Zugrunde liegende N-Ausscheidung | Emissionsrate | Quelle |
| kg/(TP ‧ a) | kg NH3-N/(TP ‧ a) | |||
| Zwangslüftung, Einflächenbucht | Universalfutter | 12,2 | 2,8 | Wolf et al. (2023) |
| Freie Lüftung, perforierter Auslauf | N-/P-reduziert | 11,7 | 2,0 | Wolf et al. (2023) |
| Freie Lüftung, planbefestigter, eingestreuter Auslauf | N-/P-reduziert | 11,7 | 3,2 | Wolf et al. (2023) |
| Außenklimastall, Tiefstreuverfahren | Universalfutter | 12,2 | 3,5 | VDI 3894-1 (2011) |
Bei Ställen mit perforierten Flächen werden 35 % der Gesamtemissionsrate dem Oberflurbereich zugeordnet und 65 % dem Unterflurbereich. Diese Aufteilung wurde aus dem Minderungspotenzial der Gülleansäuerung von 64 % (VERA 2016) sowie einem Übersichtsartikel von Chowdhury et al. (2014) abgeleitet. Bei einem pH-Wert des Flüssigmists von 5,5, der bei der Gülleansäuerung angestrebt wird, 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. Aus der Annahme, dass die Ansäuerung nur auf die Emissionsrate unterflur wirkt, ergibt sich die o.g. 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 eingesetzt. Der Bezug dieser Emissionsfaktoren auf emissionsrelevante Standardflächen, wie in Tabelle 4 dargestellt, ermöglicht die Bewertung unterschiedlicher Haltungsverfahren. Die emissionsrelevante Stallfläche von Haltungsverfahren wird in Kapitel 1.4.2 erläutert.
Beispielsweise kann für ein zwangsgelüftetes Verfahren mit perforiertem Kot-/Harnbereich und einem Flächenangebot von 0,75 m²/TP (Tab. 4) ausgehend von der Emissionsrate von 2,8 kg NH3-N/(TP ‧ a) (Tab. 3) bei einer Zuordnung von 35 % der Emissionen oberflur (Kap. 1.2.1) eine Emissionsrate oberflur von 0,98 kg NH3-N/(TP ‧ a) kalkuliert werden. Die Emissionsrate des Stalls basiert auf einer Stickstoffausscheidung von 12,2 kg/(TP ‧ a) (Kap. 1.2.1, Tab. 3). Unter Berücksichtigung des TAN-Anteils von 0,66 an der Stickstoffausscheidung (Kap. 1.1, Tab. 1) und dem Oberfluranteil von 0,15 an der TAN-Menge (Kap. 1.2.1, Tab. 2) errechnet sich eine TAN-Menge von 1,2 kg/(TP ‧ a) oberflur. Die Division der emittierenden Stickstoffmenge (0,98 kg N/(TP ‧ a)) durch die oberflur als TAN vorliegende Stickstoffmenge (1,2 kg N/(TP ‧ a)) ergibt den Emissionsfaktor oberflur von 0,81 (Tab. 4).
Tab. 4: NH3-N-Emissionsfaktoren ober- und unterflur für Schweinemastställe in Abhängigkeit der Haltungsform und der emissionsrelevanten Standardfläche sowie Angabe des zugrunde liegenden Flächenangebots
| Haltungsform | NH3-N-Emissionsfaktor
bezogen auf TAN |
Emissionsrelevante
Standardfläche |
Zugrunde liegendes Flächenangebot | ||
| oberflur | unterflur | oberflur | unterflur | ||
| EFO | EFU | AO | AU | ||
| m²/TP | m²/TP | m²/TP | |||
| Zwangslüftung, perforierter Kot-/ Harnbereich | 0,81 | 0,27 | ― 1) | 0,75 | 0,75 |
| Freie Lüftung, perforierter Kot-/ Harnbereich | 0,60 | 0,20 | ― 1) | 0,4 | 1,3 |
| Freie Lüftung, planbefestigter, eingestreuter Kot-/ Harnbereich | 0,41 | ― | 0,4 | ― | 1,3 |
| Freie Lüftung, Tiefstreu | 0,43 | ― | ― 1) | ― | 1,3 |
1) Flächengröße für die Stoffflussmodelle nicht von Relevanz.
1.2.3 Wissenschaftliche Einordnung der Emissionsfaktoren
Die gegenüber zwangsgelüfteten Verfahren geringeren Emissionsfaktoren für freigelüftete Verfahren lassen sich durch die Temperaturabhängigkeit der Emissionen (Elzing und Monteny 1997) erklären und gehen auf die Untersuchungsergebnisse von Wolf et al. (2023) zurück.
Bei perforierten Verfahren werden aufgrund der raschen Umsetzung des Harnstoffs nach dem Harnabsatz auf der reaktiven Oberfläche des perforierten Bodens oberflur höhere Emissionsfaktoren erwartet als unterflur. 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. Dies erklärt den geringeren Emissionsfaktor unterflur, denn dort lagert das Kot-Harn-Gemisch (Flüssigmist) in der Regel über längere Zeiträume. Für die Stoffflussmodelle wird außerdem eine geringe Luftaustauschrate über der Flüssigmistoberfläche im Kanal unterstellt, die mit geringeren Emissionsraten einhergeht. Ye et al. (2008) beschreiben den Zusammenhang zwischen dem Abstand der Flüssigmistoberfläche zum perforierten Boden und der Luftaustauschrate sowie deren Einfluss auf die Ammoniakemissionsraten.
Mehrens (2021) stellte fest, dass vollperforierte Buchten heterogen verschmutzt sind, und erhob mit zunehmender Verschmutzung eine steigende Ureaseaktivität. Die Aktivität von Urease beeinflusst die Harnstoffspaltung und damit die Emissionsraten von Ammoniak (Braam und Swierstra 1999). Durch die heterogene Verschmutzung kann oberflur kein Flächenbezug hergestellt werden, sodass in den Stoffflussmodellen mit perforierten Kot-/Harnbereichen oberflur ausschließlich die variierende TAN-Menge Berücksichtigung findet (Kap. 1, Gl. 4).
Im Unterflurbereich hingegen wird der Flächengröße in den Stoffflussmodellen aufgrund der weitgehend homogen emittierenden Fläche Einfluss auf die NH3-Emissionsraten beigemessen. Ni et al. (1999) konnten jedoch keinen Einfluss der Menge des unterflur gelagerten Flüssigmists auf die Ammoniakemissionsraten nachweisen. Die Autoren führen dies auf die Bedeutung des Massentransfers von Ammoniak bzw. Ammonium an die Flüssigmistoberfläche zurück. In den Stoffflussmodellen wird daher eine Abweichung der emissionsrelevanten Fläche von der Standardfläche AU in Form einer Zu- oder Abnahme der mit dem TAN-bezogenen Emissionsfaktor berechneten Emissionsrate einkalkuliert (Kap. 1, Gl. 5).
1.2.4 Übertragbarkeit der Emissionsfaktoren
Für Haltungsverfahren mit planbefestigen, nicht eingestreuten Ausläufen liegen derzeit keine systematischen Untersuchungen vor. Diese Verfahren werden mit dem Emissionsfaktor für planbefestigte, eingestreute Ausläufe bewertet (Kap. 1.2.1, Tab. 3). Hierbei ist jedoch zu beachten, dass befestigte, nicht eingestreute Bereiche laut TA Luft (2021; Nummer 5.4.7.1 Buchstabe a) bei Verschmutzung täglich zu reinigen sind. Das tägliche Abschieben der Exkremente bei planbefestigten, nicht eingestreuten Ausläufen wurde auch bei ersten Messungen im Verbundvorhanden Emissionsminderung Nutztierhaltung (EmiMin) [FC1] vorausgesetzt, deren Ergebnisse unter dieser Managementvoraussetzung auf geringere Emissionsraten als bei Ausläufen mit Einstreu hindeuten.
Die in den Stoffflussmodellen verwendeten Emissionsfaktoren basieren auf Untersuchungen außenliegender Ausläufe. Die entsprechenden Emissionsfaktoren können auch für Haltungsverfahren mit innenliegenden Ausläufen angewendet werden.
Für Haltungsverfahren mit Zwangslüftung und Auslauf wird unter Voraussetzung des permanenten Zugangs der Schweine zum Auslauf sowie selbstschließender Türen zwischen Innenbereich und Auslauf angenommen, dass die Schweine Kot und Harn überwiegend im Auslauf absetzen. Basierend auf dieser Annahme wird bei zwangsgelüfteten Verfahren mit Auslauf v. a. der Auslauf als emissionsrelevant eingestuft. Aus diesem Grund können, je nach Bodengestaltung im Auslauf, die Emissionsfaktoren für freigelüftete Verfahren mit perforierten oder planbefestigten, eingestreuten Ausläufen übernommen werden. Auch wenn bei ausreichendem Flächenangebot für eine Buchtenstrukturierung durch die Tiere v. a. der Auslauf als emissionsrelevant eingestuft wird, sollte berücksichtigt werden, dass perforierte Flächen im Innenbereich zu zusätzlichen Emissionen aus dem Flüssigmistkanal führen.
1.3 Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers
Die Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers wird in den Stoffflussmodellen auf Basis der Emissionsfaktoren (Tab. 5) von Kupper et al. (2020) und Sommer et al. (2019) ermittelt. Bei Flüssigmistlagern hat neben dem TAN-Gehalt die Größe der Flüssigmistoberfläche im Außenlager Einfluss auf die Emissionsrate (Kupper et al. 2020). Unter Berücksichtigung der Betriebsstruktur in Deutschland wurde eine Standardoberfläche für Flüssigmistlager von 0,29 m²/TP ermittelt (KTBL 2023c). Aus dieser Standardoberfläche AWD und der Flüssigmistoberfläche AemiWD im Wirtschaftsdüngeraußenlager des zu bewertenden Haltungsverfahrens berechnet sich ein Faktor fWD (Kap. 1, Gl. 6). Dieser Faktor ermöglicht es, die Emissionsrate des Flüssigmistaußenlagers proportional an den Behälterdurchmesser anzupassen.
Bei Festmistaußenlagern wird ausschließlich der TAN-Gehalt als Einflussgröße auf die Emissionsrate berücksichtigt, da sich die Festmistoberfläche während der Lagerung fortwährend ändert.
Für Rottemist aus Tiefstreuverfahren ist die Lagerdauer in einem Außenlager in der Regel kurz und aufgrund der bereits im Stall erfolgten Rotte mit geringen mikrobiellen Umsetzungsprozessen verbunden. Aus diesem Grund werden nur geringe Ammoniakemissionsraten erwartet, sodass die Emissionsrate aus der Lagerung von Rottemist aus Tiefstreuverfahren zu vernachlässigen sind.
Tab. 5: NH3-N-Emissionsfaktoren für die Wirtschaftsdüngeraußenlagerung in Abhängigkeit der Art des Lagers
| Art des Lagers | NH3-N-Emissionsfaktor
EFWD |
Quelle | Standard-Flüssigmistoberfläche
AWD |
| bezogen auf TAN | m²/TP | ||
| Flüssigmistlager,
nicht abgedeckt |
0,12 | Kupper et al. (2020) | 0,29 |
| Festmistlager,
nicht abgedeckt |
0,35 | abgeleitet von Sommer et al. (2019) 1) | ― |
| Lager für Rottemist aus Tiefstreuverfahren | zu vernachlässigen | Expertenschätzung | ― |
1) Veröffentlichter Wert um abgedeckte Festmistlager bereinigt.
[FC1]Link zu: KTBL.de: EmiMin1.2.2 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 eingesetzt. Der Bezug dieser Emissionsfaktoren auf emissionsrelevante Standardflächen, wie in Tabelle 4 dargestellt, ermöglicht die Bewertung unterschiedlicher Haltungsverfahren. Die emissionsrelevante Stallfläche von Haltungsverfahren wird in Kapitel 1.4.2 erläutert.
Beispielsweise kann für ein zwangsgelüftetes Verfahren mit perforiertem Kot-/Harnbereich und einem Flächenangebot von 0,75 m²/TP (Tab. 4) ausgehend von der Emissionsrate von 2,8 kg NH3-N/(TP ‧ a) (Tab. 3) bei einer Zuordnung von 35 % der Emissionen oberflur (Kap. 1.2.1) eine Emissionsrate oberflur von 0,98 kg NH3-N/(TP ‧ a) kalkuliert werden. Die Emissionsrate des Stalls basiert auf einer Stickstoffausscheidung von 12,2 kg/(TP ‧ a) (Kap. 1.2.1, Tab. 3). Unter Berücksichtigung des TAN-Anteils von 0,66 an der Stickstoffausscheidung (Kap. 1.1, Tab. 1) und dem Oberfluranteil von 0,15 an der TAN-Menge (Kap. 1.2.1, Tab. 2) errechnet sich eine TAN-Menge von 1,2 kg/(TP ‧ a) oberflur. Die Division der emittierenden Stickstoffmenge (0,98 kg N/(TP ‧ a)) durch die oberflur als TAN vorliegende Stickstoffmenge (1,2 kg N/(TP ‧ a)) ergibt den Emissionsfaktor oberflur von 0,81 (Tab. 4).
Tab. 4: NH3-N-Emissionsfaktoren ober- und unterflur für Schweinemastställe in Abhängigkeit der Haltungsform und der emissionsrelevanten Standardfläche sowie Angabe des zugrunde liegenden Flächenangebots
| Haltungsform | NH3-N-Emissionsfaktor
bezogen auf TAN |
Emissionsrelevante
Standardfläche |
Zugrunde liegendes Flächenangebot | ||
| oberflur | unterflur | oberflur | unterflur | ||
| EFO | EFU | AO | AU | ||
| m²/TP | m²/TP | m²/TP | |||
| Zwangslüftung, perforierter Kot-/ Harnbereich | 0,81 | 0,27 | ― 1) | 0,75 | 0,75 |
| Freie Lüftung, perforierter Kot-/ Harnbereich | 0,60 | 0,20 | ― 1) | 0,4 | 1,3 |
| Freie Lüftung, planbefestigter, eingestreuter Kot-/ Harnbereich | 0,41 | ― | 0,4 | ― | 1,3 |
| Freie Lüftung, Tiefstreu | 0,43 | ― | ― 1) | ― | 1,3 |
1) Flächengröße für die Stoffflussmodelle nicht von Relevanz.
1.2.3 Wissenschaftliche Einordnung der Emissionsfaktoren
Die gegenüber zwangsgelüfteten Verfahren geringeren Emissionsfaktoren für freigelüftete Verfahren lassen sich durch die Temperaturabhängigkeit der Emissionen (Elzing und Monteny 1997) erklären und gehen auf die Untersuchungsergebnisse von Wolf et al. (2023) zurück.
Bei perforierten Verfahren werden aufgrund der raschen Umsetzung des Harnstoffs nach dem Harnabsatz auf der reaktiven Oberfläche des perforierten Bodens oberflur höhere Emissionsfaktoren erwartet als unterflur. 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. Dies erklärt den geringeren Emissionsfaktor unterflur, denn dort lagert das Kot-Harn-Gemisch (Flüssigmist) in der Regel über längere Zeiträume. Für die Stoffflussmodelle wird außerdem eine geringe Luftaustauschrate über der Flüssigmistoberfläche im Kanal unterstellt, die mit geringeren Emissionsraten einhergeht. Ye et al. (2008) beschreiben den Zusammenhang zwischen dem Abstand der Flüssigmistoberfläche zum perforierten Boden und der Luftaustauschrate sowie deren Einfluss auf die Ammoniakemissionsraten.
Mehrens (2021) stellte fest, dass vollperforierte Buchten heterogen verschmutzt sind, und erhob mit zunehmender Verschmutzung eine steigende Ureaseaktivität. Die Aktivität von Urease beeinflusst die Harnstoffspaltung und damit die Emissionsraten von Ammoniak (Braam und Swierstra 1999). Durch die heterogene Verschmutzung kann oberflur kein Flächenbezug hergestellt werden, sodass in den Stoffflussmodellen mit perforierten Kot-/Harnbereichen oberflur ausschließlich die variierende TAN-Menge Berücksichtigung findet (Kap. 1, Gl. 4).
Im Unterflurbereich hingegen wird der Flächengröße in den Stoffflussmodellen aufgrund der weitgehend homogen emittierenden Fläche Einfluss auf die NH3-Emissionsraten beigemessen. Ni et al. (1999) konnten jedoch keinen Einfluss der Menge des unterflur gelagerten Flüssigmists auf die Ammoniakemissionsraten nachweisen. Die Autoren führen dies auf die Bedeutung des Massentransfers von Ammoniak bzw. Ammonium an die Flüssigmistoberfläche zurück. In den Stoffflussmodellen wird daher eine Abweichung der emissionsrelevanten Fläche von der Standardfläche AU in Form einer Zu- oder Abnahme der mit dem TAN-bezogenen Emissionsfaktor berechneten Emissionsrate einkalkuliert (Kap. 1, Gl. 5).
1.2.4 Übertragbarkeit der Emissionsfaktoren
Für Haltungsverfahren mit planbefestigen, nicht eingestreuten Ausläufen liegen derzeit keine systematischen Untersuchungen vor. Diese Verfahren werden mit dem Emissionsfaktor für planbefestigte, eingestreute Ausläufe bewertet (Kap. 1.2.1, Tab. 3). Hierbei ist jedoch zu beachten, dass befestigte, nicht eingestreute Bereiche laut TA Luft (2021; Nummer 5.4.7.1 Buchstabe a) bei Verschmutzung täglich zu reinigen sind. Das tägliche Abschieben der Exkremente bei planbefestigten, nicht eingestreuten Ausläufen wurde auch bei ersten Messungen im Verbundvorhanden Emissionsminderung Nutztierhaltung (EmiMin) [FC1] vorausgesetzt, deren Ergebnisse unter dieser Managementvoraussetzung auf geringere Emissionsraten als bei Ausläufen mit Einstreu hindeuten.
Die in den Stoffflussmodellen verwendeten Emissionsfaktoren basieren auf Untersuchungen außenliegender Ausläufe. Die entsprechenden Emissionsfaktoren können auch für Haltungsverfahren mit innenliegenden Ausläufen angewendet werden.
Für Haltungsverfahren mit Zwangslüftung und Auslauf wird unter Voraussetzung des permanenten Zugangs der Schweine zum Auslauf sowie selbstschließender Türen zwischen Innenbereich und Auslauf angenommen, dass die Schweine Kot und Harn überwiegend im Auslauf absetzen. Basierend auf dieser Annahme wird bei zwangsgelüfteten Verfahren mit Auslauf v. a. der Auslauf als emissionsrelevant eingestuft. Aus diesem Grund können, je nach Bodengestaltung im Auslauf, die Emissionsfaktoren für freigelüftete Verfahren mit perforierten oder planbefestigten, eingestreuten Ausläufen übernommen werden. Auch wenn bei ausreichendem Flächenangebot für eine Buchtenstrukturierung durch die Tiere v. a. der Auslauf als emissionsrelevant eingestuft wird, sollte berücksichtigt werden, dass perforierte Flächen im Innenbereich zu zusätzlichen Emissionen aus dem Flüssigmistkanal führen.
1.3 Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers
Die Emissionsrate des Wirtschaftsdüngeraußenlagers wird in den Stoffflussmodellen auf Basis der Emissionsfaktoren (Tab. 5) von Kupper et al. (2020) und Sommer et al. (2019) ermittelt. Bei Flüssigmistlagern hat neben dem TAN-Gehalt die Größe der Flüssigmistoberfläche im Außenlager Einfluss auf die Emissionsrate (Kupper et al. 2020). Unter Berücksichtigung der Betriebsstruktur in Deutschland wurde eine Standardoberfläche für Flüssigmistlager von 0,29 m²/TP ermittelt (KTBL 2023c). Aus dieser Standardoberfläche AWD und der Flüssigmistoberfläche AemiWD im Wirtschaftsdüngeraußenlager des zu bewertenden Haltungsverfahrens berechnet sich ein Faktor fWD (Kap. 1, Gl. 6). Dieser Faktor ermöglicht es, die Emissionsrate des Flüssigmistaußenlagers proportional an den Behälterdurchmesser anzupassen.
Bei Festmistaußenlagern wird ausschließlich der TAN-Gehalt als Einflussgröße auf die Emissionsrate berücksichtigt, da sich die Festmistoberfläche während der Lagerung fortwährend ändert.
Für Rottemist aus Tiefstreuverfahren ist die Lagerdauer in einem Außenlager in der Regel kurz und aufgrund der bereits im Stall erfolgten Rotte mit geringen mikrobiellen Umsetzungsprozessen verbunden. Aus diesem Grund werden nur geringe Ammoniakemissionsraten erwartet, sodass die Emissionsrate aus der Lagerung von Rottemist aus Tiefstreuverfahren zu vernachlässigen sind.
Tab. 5: NH3-N-Emissionsfaktoren für die Wirtschaftsdüngeraußenlagerung in Abhängigkeit der Art des Lagers
| Art des Lagers | NH3-N-Emissionsfaktor | Quelle | Standard-Flüssigmistoberfläche |
| EFWD | AWD | ||
| bezogen auf TAN | m²/TP | ||
| Flüssigmistlager, nicht abgedeckt | 0,12 | Kupper et al. (2020) | 0,29 |
| Festmistlager, nicht abgedeckt | 0,35 | abgeleitet von Sommer et al. (2019) 1) | ― |
| Lager für Rottemist aus Tiefstreuverfahren | zu vernachlässigen | Expertenschätzung | ― |
1) Veröffentlichter Wert um abgedeckte Festmistlager bereinigt.
1.4 Einflussfaktoren
Neben der Stickstoffausscheidung haben in den Stoffflussmodellen das Lüftungsverfahren, die Größe und Gestaltung der emissionsrelevanten Fläche sowie der Einsatz emissionsmindernder Maßnahmen Einfluss auf die mit den Stoffflussmodellen berechneten Emissionsraten (Abb. 3).
2 Übertragbarkeit der Emissionspotenziale auf die Anforderungen der TA Luft
Die TA Luft (2021) fordert eine stark N-reduzierte Fütterung (Nummer 5.4.7.1 Buchstabe c) und zusätzlich 40 % Emissionsminderung (Nummer 5.4.7.1 Buchstabe i), um eine maximale Emissionsrate von 1,74 kg NH3/(TP ‧ a) zu erreichen (Anhang 11). Die in diesem Zusammenhang genannte prozentuale Emissionsminderung kann nicht mit den in der Web-Anwendung InKalkTier berechneten, prozentualen Emissionspotenzialen gleichgesetzt werden.
Dies liegt daran, dass in der TA Luft (2021) als Bezugswert im Sinne der Web-Anwendung InKalkTier ein Referenzwert angegeben ist (Anhang 1, Tab. 11: Mastschweine, Gülleverfahren: 3,64 kg NH3/(TP ‧ a)), der sich vom Bezugswert in den Stoffflussmodellen der Web-Anwendung InKalkTier (3,4 kg NH3/(TP ‧ a)) unterscheidet. Für einen Vergleich müssen daher die absoluten Ammoniakemissionsraten entsprechend Anhang 11 (TA Luft 2021) herangezogen werden, die dort als Emissionsfaktoren bezeichnet werden. Der Einsatz einer Maßnahme mit einem Minderungspotenzial von 40 % führt demnach zu unterschiedlichen Emissionsraten bei Zugrundelegung der Werte entsprechend der TA Luft und der Web-Anwendung InKalkTier.
Aufgrund dieser Zusammenhänge wird in der Web-Anwendung InKalkTier die in Anhang 11 (TA Luft 2021) genannte Emissionsrate von 1,74 kg NH3/(TP ‧ a) erst bei einer Minderung der Emissionsrate des Stalls um 49 % erreicht. Die Ursache dafür ist neben dem unterschiedlichen Referenz- bzw. Bezugswert, dass die stark N-reduzierte Fütterung nicht separat berücksichtigt wird, sondern in der Minderung um 49 % bereits einkalkuliert ist.
Erreicht ein Haltungsverfahren in der Web-Anwendung InKalkTier ein Emissionspotenzial von -49 % bei gleichzeitig stark N-reduzierter Fütterung, erfüllt es die Anforderung der TA Luft (2021). Für tiergerechte Außenklimaställe kann analog vorgegangen werden.
