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Stickstoffdynamik im Umfeld
von Rinderanlagen
Schriftenreihe, Heft 24/2010

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 2
Bewertung der Stickstoffdynamik
im Umfeld von Rinderanlagen
Dr. Andrea Kaltz, Dr. Johannes Jacob, Dr. Steffen Pache,
Dr. Henning Andreae, Dr. Horst-Günter Kath

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 3
Inhaltsverzeichnis
1
Einleitung.................................................................................................................................................................9
1.1
Aufgabenstellung ....................................................................................................................................................... 10
1.2
Messkonzeption......................................................................................................................................................... 11
1.2.1
Emissionen ................................................................................................................................................................ 12
1.2.2
Immissionen............................................................................................................................................................... 20
2
Untersuchungsobjekte............................................................................................................................................20
2.1
Auswahl der Standorte............................................................................................................................................... 20
2.1.1
Auswahlkriterien......................................................................................................................................................... 20
2.1.2
Standorte ................................................................................................................................................................... 20
2.1.3
Festlegung der Messpunkte....................................................................................................................................... 21
2.2
Erfassung der tierspezifischen Daten ........................................................................................................................ 22
2.3
Ermittlung der Schadstoffemission............................................................................................................................. 24
2.3.1
Ermittlung der Schadstoffemissionen mit Emissionsfaktoren..................................................................................... 24
2.3.2
Ermittlung der Schadstoffemission mit Volumenstrommessung ................................................................................ 26
2.3.3
Vergleich der Ermittlungsmethoden........................................................................................................................... 30
3
Erfassung der meteorologischen Daten................................................................................................................ 31
4
Erfassung der Ammoniakimmissionen mit dem DOAS-Trassenmesssystem ................................................... 31
4.1
Messverfahren........................................................................................................................................................... 31
4.2
Qualitätssicherung ..................................................................................................................................................... 32
5
Erfassung der Ammoniakimmissionen mit Passivsammlern.............................................................................. 33
5.1
Methodik der Ammoniakmessung mit Passivsammlern nach FERM......................................................................... 33
5.1.1
Aufbau, Wirkungsweise und Exposition..................................................................................................................... 33
5.1.2
Vorbereitung der Sammler, Aufarbeitung und Analysenverfahren............................................................................. 34
5.1.3
Einsatz der Passivsammler und Datenverfügbarkeit.................................................................................................. 34
5.2
Datenqualität.............................................................................................................................................................. 35
5.3
Ergebnisse der Passivsammlermessungen............................................................................................................... 38
6
Erfassung der Stickstoffdeposition ....................................................................................................................... 44
6.1
Methodik der Depositionsmessungen........................................................................................................................ 45
6.2
Datenqualität und Datenverfügbarkeit........................................................................................................................ 47
6.3
Ergebnisse................................................................................................................................................................. 49
7
Ausbreitungsrechnungen.......................................................................................................................................54
7.1
Aufgabenstellung für die Ausbreitungsrechnung........................................................................................................54
7.2
Ausbreitungsrechnung im Genehmigungsverfahren.................................................................................................. 54
7.3
Berechnung der Ammoniakimmissionskonzentration an der DOAS-Trasse..............................................................57
7.3.1
Überprüfung der Eingangsdaten auf Plausibilität....................................................................................................... 57
7.3.2
Auswahl der Zeiträume.............................................................................................................................................. 57
7.3.3
Eingangsdaten für die Ausbreitungsrechnungen ....................................................................................................... 60
7.4
Ergebnisse der Ausbreitungsrechnung...................................................................................................................... 62
7.4.1
Ermittlung von Immissionskenngrößen entlang der DOAS-Trasse............................................................................ 62
7.4.2
Rückrechnung auf Emissionsstärken......................................................................................................................... 65
7.4.3
Prüfung der Abhängigkeit des Korrekturfaktors von Temperatur und relativer Luftfeuchte........................................ 67
7.4.4
Prüfung des Einflusses der DOAS-Gerätefunktion auf die Untersuchungsergebnisse .............................................. 70
7.4.5
Vergleich von minutengenauer und stundengenauer Herangehensweise................................................................. 70
7.5
Vergleich der Rückrechnungsergebnisse mit Passivsammlermesswerten ................................................................ 72
7.6
Ermittlung der Mindestabstände ................................................................................................................................ 73
8
Bewertung der Tierhaltungsverfahren................................................................................................................... 73
9
Zusammenfassung.................................................................................................................................................. 77
10
Literatur....................................................................................................................................................................80
11
Anhang.....................................................................................................................................................................83

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 4
Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1:
Ausrichtung der DOAS-Trasse an Betrieb 1 und Betrieb 2 (rote Linie) ............................................................12
Abbildung 2:
Betrieb 2 ─ Schematische Darstellung der Messstellen und Messergebnisse für Anströmung........................13
Abbildung 3:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Ammoniakkonzentrationen an Messstelle 5 und Messstelle 7 im
Untersuchungszeitraum 17.09.2008 bis 06.10.2008 ........................................................................................15
Abbildung 4:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Methankonzentrationen im Untersuchungszeitraum 17.09.2008 bis
06.10.2008........................................................................................................................................................16
Abbildung 5:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Kohlendioxidkonzentrationen an der Messstelle 5 im Untersuchungszeitraum
17.09.2008 bis 06.10.2008 ...............................................................................................................................17
Abbildung 6:
Betrieb 2 – Ammoniakimmissionskonzentrationen auf der DOAS-Trasse in Abhängigkeit von
Windanströmklassen im Untersuchungszeitraum 17.09.2008 bis 06.10.2008..................................................19
Abbildung 7:
Betrieb 1 – Ausrichtung der Passiv-/Bulk-Sammlertrasse................................................................................21
Abbildung 8:
Betrieb 2 – Ausrichtung der Passiv-/Bulk-Sammlertrasse................................................................................22
Abbildung 9:
Betrieb 1 ─ Verlauf der stallbezogenen Tierplatzauslastung, Jahresdurchschnittswert (gestrichelte Linie) .....23
Abbildung 10:
Betrieb 2 ─ Verlauf der tierspezifischen Daten, Jahresdurchschnittswert (gestrichelte Linie) ..........................23
Abbildung 11:
Betrieb 2 – Stallluftgeschwindigkeit an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der
Windanströmklassen ........................................................................................................................................27
Abbildung 12:
Betrieb 2 – Ammoniakkonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der
Windanströmklassen ........................................................................................................................................27
Abbildung 13:
Betrieb 2 – Methankonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der
Windanströmklassen ........................................................................................................................................28
Abbildung 14:
Betrieb 2 – Kohlendioxidkonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der
Windanströmklassen ........................................................................................................................................29
Abbildung 15:
Betrieb 2 – Vergleich des Tagesgangs der Ammoniakkonzentration in der Stallluft an Messstelle 5 und
Messstelle 7 mit dem Tagesgang der Ammoniakimmissionskonzentration der DOAS-Trasse.........................30
Abbildung 16:
a) DOAS–Sendereinheit am Betrieb 2, b) DOAS–Container mit Empfänger und Meteorologie .......................32
Abbildung 17:
Aufbau eines IVL-Sammlers (Quelle: DÄMMGEN et al. 2005) sowie Montage der Sammler in der
Schutzkappe (wirksame Tubuslänge l
R
: 10 mm, Durchmesser Apertur: 20 mm) .............................................33
Abbildung 18:
Relative Verfahrensstandardabweichung für den gesamten Konzentrationsbereich........................................35
Abbildung 19:
Relative Verfahrensstandardabweichung für den Konzentrationsbereich bis 10 μg/m³ Ammoniak..................35
Abbildung 20:
Betrieb 1 ─ Relative Verfahrensstandardabweichung der Ammoniakmessungen mit Passivsammlern
an den Messpunkten ........................................................................................................................................36
Abbildung 21:
Betrieb 2 ─ Relative Verfahrensstandardabweichung der Ammoniakmessungen mit Passivsammlern
an den Messpunkten ........................................................................................................................................36
Abbildung 22:
Ergebnisse eines Ringversuchs der LUBW Karlsruhe am Standort Schleicherhof: Vergleich von
Aktivmessungen (Denuder-Technik) mit SBS-Passivsammlern (SMUL korr.)..................................................37
Abbildung 23:
Betrieb 1 ─ Messpunkt 5 F...............................................................................................................................38
Abbildung 24:
Betrieb 1 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage; 5 F =
Mistlager; 170 K bis 500 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt im
Freiland.............................................................................................................................................................39
Abbildung 25:
Betrieb 1 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage;
170 K bis 500 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt im Freiland.................39
Abbildung 26:
Betrieb 2 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage;
10 K bis 515 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt im Freiland...................40
Abbildung 27:
Konzentrationsverlauf der Jahresmittelwerte von Ammoniak mit zunehmendem Abstand von einer
Sauenanlage in Nordrhein-Westfalen für die Jahre 2003 bis 2005 (G
ÄRTNER et al. 2007) ...............................41
Abbildung 28:
Entwicklung der Jahreskonzentrationen von Ammoniak an den acht Hintergrundstationen des
Staatsbetriebes Sachsenforst...........................................................................................................................42
Abbildung 29:
Jahreszeitliche Rhythmik der Ammoniakimmissionen der forstlichen Dauerbeobachtungsfläche Bautzen......43
Abbildung 30:
Jahreszeitliche Rhythmik der Ammoniakimmissionen der forstlichen Dauerbeobachtungsfläche Laußnitz.....43
Abbildung 31:
Modell und Begriffe zur Einteilung der Gesamtdeposition (Quelle: BREDEMEIER et al. 1988)............................44
Abbildung 32:
Aufbau des Messpunktes 290 K (Betrieb 1): LÖLF-Sammler mit Vogelvergrämungsringen sowie
Messmast für Passivsammler...........................................................................................................................46

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 5
Abbildung 33:
Validierungsroutine nach ICP FORESTS: gemessene und berechnete Leitfähigkeit; Datensatz Betrieb 1
(n = 77), Datensatz Betrieb 2 (n = 66) ..............................................................................................................48
Abbildung 34:
Validierungsroutine nach ICP FORESTS (2009): Ionenbilanz; Datensatz Betrieb 1 (n = 77),
Datensatz Betrieb 2 (n = 66).............................................................................................................................48
Abbildung 35:
Zeitliche Entwicklung der Monatsniederschläge an den Messpunkten der Betriebe; Betrieb 1
(Oktober 2007 – Januar 2009), Betrieb 2 (April 2008 – März 2009).................................................................49
Abbildung 36:
Vergleich der jährlichen Stickstoffeinträge im Freiland zwischen drei regionalen Hintergrundstationen des
Depositionsmessnetzes (w = wet only) und der Bodendauerbeobachtungsfläche (BDF II) Lippen des
LfULG sowie acht Level II-Standorten des SBS jeweils im Kalenderjahr 2008 und den Freilandstationen
der untersuchten Betriebe (Betrieb 1: B1 5 F, B1 REF, Betrieb 2: B2 REF) im jeweiligen Messjahr................51
Abbildung 37:
Gegenüberstellung der über Bulk-Sammler gemessenen (KR) und als Gesamtdeposition (GD) über ein
Kronenraumbilanzmodell berechneten Stickstoffeinträge; die durchgezogene Linien bei 13 kg.ha
-1
.a
-1
bzw. 26 kg.ha
-1
.a
-1
entsprechen der Vorbelastung nach DepoViewer des UBA für Wiese bzw. Nadelwald .....52
Abbildung 38:
Säureäquivalenteintrag durch Stickstoff- und Schwefeldeposition im Zeitraum 1994 - 2008 ...........................53
Abbildung 39:
Betrieb 1 ─ Prognose anlagenbedingter Ammoniakimmissionskonzentrationen zur Festlegung der
Messpunkte von Passiv- und Bulk-Sammlern ..................................................................................................55
Abbildung 40:
Betrieb 2 ─ Prognose anlagenbedingter Ammoniakimmissionskonzentrationen zur Festlegung der
Messpunkte von Passiv- und Bulk-Sammlern ..................................................................................................56
Abbildung 41:
Betrieb 1 ─ Verfügbarkeit der DOAS-Messwerte bezogen auf die USA-Daten der Episode 17.......................59
Abbildung 42:
Betrieb 2 ─ Verfügbarkeit der DOAS-Messwerte bezogen auf die USA-Daten der Episode 26 (1)..................59
Abbildung 43:
Rechengitter (2 m)............................................................................................................................................60
Abbildung 44:
Berücksichtigte Gebäude .................................................................................................................................61
Abbildung 45:
Quellenpläne ....................................................................................................................................................61
Abbildung 46:
Zeitliche Korrelation von USA- und DOAS-Messwerten in Abhängigkeit von der Zeitverschiebung
für die Episode 13.............................................................................................................................................63
Abbildung 47:
Gegenüberstellung von LASAT-Immissionskenngrößen und DOAS-Messwerten für Episode 17 ...................64
Abbildung 48:
Gegenüberstellung von LASAT-Immissionskenngrößen und DOAS-Messwerten für Episode 26 ...................64
Abbildung 49:
Betrieb 1 ─ Korrekturfaktor im Jahresgang ......................................................................................................65
Abbildung 50:
Betrieb 1 ─ Korrekturfaktor im Tagesgang.......................................................................................................66
Abbildung 51:
Betrieb 2 ─ Korrekturfaktor im Jahresgang ......................................................................................................66
Abbildung 52:
Betrieb 2 ─ Korrekturfaktor im Tagesgang.......................................................................................................67
Abbildung 53:
Betrieb 1 ─ Temperaturabhängigkeit des Korrekturfaktors für alle Episoden und Regressionsgerade............68
Abbildung 54:
Betrieb 2 ─ Temperaturabhängigkeit des Korrekturfaktors für alle Episoden und Regressionsgerade............68
Abbildung 55:
Betrieb 2 ─ Korrekturfaktor im Tagesgang mit/ohne Eliminierung des Temperatureinflusses..........................69
Abbildung 56:
Betrieb 2 ─ Korrekturfaktor im Jahresgang mit/ohne Eliminierung des Temperatureinflusses.........................69
Abbildung 57:
Betrieb 2 ─ Gegenüberstellung von LASAT-Immissionskenngrößen und DOAS-Messwerten für
Episode 26 bei minutengenauer Herangehensweise .......................................................................................70
Abbildung 58:
Betrieb 2 ─ Gegenüberstellung von LASAT-Immissionskenngrößen und DOAS-Messwerten für
Episode 26 bei stundengenauer Herangehensweise .......................................................................................71
Abbildung 59:
Betrieb 2 ─ Gegenüberstellung von Korrekturfaktoren für Episode 26 bei minutengenauer und
stundengenauer Berechnung ...........................................................................................................................71

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 6
Tabellenverzeichnis
Tabelle 1:
Untersuchungszeiträume Betrieb 1 ..................................................................................................................11
Tabelle 2:
Untersuchungszeiträume Betrieb 2 ..................................................................................................................11
Tabelle 3:
Betrieb 2
Ausgewählte meteorologische Stundenmittelwerte der Wetterstation am 04.06.2008 ..................13
Tabelle 4:
Betrieb 2 ─ Statistische Maßzahlen zu den Stallluftmessungen an Messstelle 5 und Messstelle 7:
Mittelwert, relative Standardabweichung und Amplitude des mittleren Tagesganges ......................................18
Tabelle 5:
Stallluftmessungen – Messmethoden, gemessene Parameter.........................................................................18
Tabelle 6:
Betrieb 1 ─ stallbezogene Tierplatzverteilung ..................................................................................................22
Tabelle 7:
Betrieb 2 ─ stallbezogene Tierplatzverteilung ..................................................................................................22
Tabelle 8:
Betrieb 1, Betrieb 2 ─ Streuung der Tierplatzbelegung um den Mittelwert im Untersuchungszeitraum ...........24
Tabelle 9:
Ammoniakemissionsfaktoren............................................................................................................................24
Tabelle 10:
Betrieb 1 ─ berechnete Ammoniakemission auf der Grundlage der Emissionsfaktoren der TA Luft................25
Tabelle 11:
Betrieb 2 ─ berechnete Ammoniakemission auf der Grundlage der Emissionsfaktoren der TA Luft................26
Tabelle 12:
Daten der Überprüfung vom 26.11.2008..........................................................................................................32
Tabelle 13:
Messpunkte im Umfeld von Betrieb 1 und Betrieb 2; die Ziffern entsprechen der Entfernung zur
jeweiligen Emissionsquelle (F = Freiland, K = Kiefernwald, REF = Referenzmesspunkt) ................................34
Tabelle 14:
Analytische Kenngrößen der eingesetzten Laborverfahren..............................................................................47
Tabelle 15:
Pearson-Korrelationskoeffizienten zwischen Niederschlagsmengen und Depositionsraten von
Ammonium und Nitrat.......................................................................................................................................50
Tabelle 16:
Betrieb 1 ─ Episoden mit vorliegenden USA- und DOAS-Datenreihen ............................................................58
Tabelle 17:
Betrieb 2 ─ Episoden mit vorliegenden USA- und DOAS-Datenreihen ............................................................58
Tabelle 18:
Ammoniakimmissionszusatzbelastung von Betrieb 1 und Betrieb 2.................................................................72
Tabelle 19:
Struktur der Sächsischen Milchviehhaltung nach Rechts- und Betriebsform (AFISS 2009).............................74
Tabelle 20:
Erhebung der Aufstallungs- und Entmistungsverfahren in der sächsischen Milchviehhaltung von 2005 ........74
Tabelle 21:
Betriebsspiegel der ausgewählten Untersuchungsbetriebe..............................................................................75

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 7
Abkürzungsverzeichnis
BDF Bodendauerbeobachtungsfläche
BfUL
Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft Sachsen
CORINE-Kataster
Daten zur Bodenbedeckung der Bundesrepublik Deutschland, Statistischen Bundesamtes, Wiesbaden
DOAS
differentielle optische Absorptionsspektroskopie
DWD Deutscher Wetterdienst
ICP forests
International cooperative programme on assessment and monitoring of air pollution effects on forests
EDP
expert panel on deposition (ICP forests)
eLF elektrische Leitfähigkeit
EU Europäische Union
FERM Passivsammlertyp
GD Gesamtdeposition
IVL
Institut für Wasser- und Luftuntersuchungen in Göteborg (Schweden)
KG-Rohr Kanalgrundrohr
KR
berechnete Stoffeinträge in Kiefernbeständen
LANUV NRW
Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen
LAI
Bund-/Länderarbeitsgemeinschaft für Immissionsschutz
LfU Bayern
Bayerisches Landesamt für Umwelt
LfULG
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
LÖLF
Landesanstalt für Ökologie, Landschaftsentwicklung und Forstplanung Nordrhein-Westfalen
LUBW
Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg
LWF
Bayerische Landesanstalt für Wald und Forstwirtschaft
MEZ
Mitteleuropäische Zeitzone = UTC + 1 h
N Norden
O Osten
PASSAMONI
Passivsammlermessungen zur Erfassung der Ammoniakbelastung in Niedersachsen
PE Polyethylen
PTFE
Polytetrafluorethylen, Handelsname: Teflon
PVC Polyvinylchlorid
REF Referenzmesspunkt
RSD
relative standard deviation: relative Standardabweichung in [%]
S Süden
SBS Staatsbetrieb Sachsenforst
SMUL
Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft
TA Luft
Technische Anleitung zur Reinhaltung der Luft: Erste Allgemeine Verwaltungsvorschrift zum Bundes-
Immissionsschutzgesetz vom 24.07.2002
TC-Analysator Gesamtkohlenstoffanalysator
UNECE
United Nations Economic Commission for Europe
USA Ultraschallanemometer
UTC
Universal Time Coordinated: internationaler Zeit-Standard; entspricht der Sonnenzeit am Hauptmeridian
(0° Länge), 0 UTC: Greenwich-Zeitzone
VDI
Verein Deutscher Ingenieure
vTI
Johann Heinrich von Thünen-Institut
W Westen
WMO
world meteorological organization
Chemische Elemente
Ca Calcium
Cl Chlorid
CH
4
Methan
CO
2
Kohlendioxid
DOC
dissolved organic carbon
H Wasserstoff
K Kalium

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 8
Mg Magnesium
Na Natrium
Norg organischer Stickstoff
N
total
Gesamtstickstoff
NH
3
Ammoniak
NH
3
gas Ammoniak: gasförmig
NH
3
-N Ammoniakstickstoff
NO Stickstoffmonoxid
NO
2
Stickstoffdioxid
NO
3
partikulär Nitrat: partikelförmig
HNO
3
gas Salpetersäure: gasförmig
NH
4
Ammonium
NH
4
-N Ammoniumstickstoff
NH
4
partikulär Ammonium: partikelförmig
PO
4
-P Phosphatphospor
SO
4
-S Sulfatschwefel
Rechenmodelle
:
AUSTAL 2000
Lagrange’sches Partikelmodell zur Ausbreitungsrechnung von Luftschadstoffen
LASAT
L
agrange-
S
imulation von
A
erosol-
T
ransport: Lagrange’sches Partikelmodell zur Ausbreitungsrechnung
von Luftschadstoffen
Maßeinheiten
cm
2
Quadratzentimeter
dt Dezitonne
g/s
Gramm pro Sekunde
GV/ha
Großvieheinheit pro Hektar: 1 GV = 500 kg
h Stunde
i. N. f.
im Normzustand feucht: Angabe im Zusammenhang mit Konzentrationsangaben von Gasen
i. N. tr.
im Normzustand trocken: Angabe im Zusammenhang mit Konzentrationsangaben von Gasen
kg ha
-1
.a
-1
Kilogramm pro Hektar und Jahr
kg/TP.a
Kilogramm pro Tierplatz und Jahr
km Kilometer
kmol
c
Kilomol
kmol
c
ha
-1
.a
-1
Kilomol pro Hektar und Jahr
kt Kilotonne
l Liter
m Meter
m
3
Kubikmeter
mg/m
3
Milligramm pro Kubikmeter
μg/m
3
Mikrogramm pro Kubikmeter
ml Milliliter
μl Mikroliter
μS MikroSiemens
mm Millimeter
μm Mikrometer
n Stichprobenumfang
nm Nanometer
% Prozent
ppm
parts per million (10
-6
)
R
2
statistisches Bestimmtheitsmaß

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 9
1 Einleitung
Ammoniak in der Umwelt
In Deutschland verursacht die Landwirtschaft etwa 95 % der Ammoniakemissionen, gefolgt vom Verkehr mit rund 2 %. Weitere
3 % verteilen sich auf verschiedene Industrieprozesse, Energiewirtschaft sowie Haushalt und Kleinverbraucher (Abfälle, Abfall-
entsorgung, landwirtschaftlicher Verkehr etc.). Ammoniakemissionen aus mikrobiellen Prozessen im Boden natürlicher und
naturnaher Ökosysteme - mikrobielle Zersetzungs- und Umwandlungsreaktionen beim Abbau organischen Materials, Umwand-
lung von Nitrat - spielen in Relation zur anthropogenen Gesamtammoniakemission kaum eine Rolle. Circa 74 % der Emissionen
aus der Landwirtschaft werden über die Tierhaltung, ca. 21 % über den Pflanzenbau emittiert (KTBL 2005). Bei der Tierhaltung
liefert die Rinderhaltung mit fast 50 % den Hauptanteil der Ammoniakemissionen, gefolgt von der Schweinehaltung mit 22 %.
Dabei sind den Stallhaltungsverfahren ca. 37 %, der Ausbringung von Wirtschaftsdünger (Gülle, Mist etc.) ca. 39 % sowie der
Lagerung von Wirtschafts- und Mineraldünger ca. 20 % der Emissionen zuordenbar (AID 2003).
In Sachsen verteilen sich die Ammoniakemissionen für das Jahr 2007 im Bereich der Landwirtschaft wie folgt: Rinderhaltung
42 %, Schweinehaltung 8 %, Geflügelhaltung 10 %, Acker/Grünland 11 %, Landwirtschaft gesamt 71 % (Quelle: Emissionska-
taster Sachsen). Haushaltsemissionen tragen mit 15 %, der Verkehr mit 2 % und Sonstige mit 12 % zu den sächsischen Ge-
samtammoniakemissionen bei.
In Tierställen oder beim Ausbringen von organischen Dünger (Gülle, Mist etc.) entsteht Ammoniak durch die bakterielle und
enzymatische Zersetzung von Proteinen und Harnstoff aus den Exkrementen von Nutztieren. In Abhängigkeit von der chemi-
schen Zusammensetzung der Düngemittel, verschiedenen Bodenfaktoren (pH-Wert, Durchlüftung) und klimatischen Bedingun-
gen (Temperatur, Luftfeuchte) werden unterschiedlich hohe Ammoniakemissionen ermittelt. Bis zu 50 % des Stickstoffes, der in
der Gülle als organisch und mineralisch gebundener Stickstoff enthalten ist, kann als Ammoniak, Lachgas oder Stickstoffoxid
entweichen. Dieser Verlust bedeutet, dass der Stickstoff nicht mehr als düngende Komponente zur Verfügung steht, aber in den
anderen Umweltbereichen zu Problemen führen kann (LBUW 2008).
Ein Großteil des aus Tierhaltungsanlagen emittierten Ammoniaks wird nahe zum Entstehungsort wieder gasförmig trocken
deponiert. Nach der Umwandlung zu Ammonium bzw. Ammoniumsalzen in der Atmosphäre können Ammoniak-Aerosole auch
über weite Stecken transportiert und in emissionsfernen Gebieten durch Auswaschung (nasse Deposition = Niederschläge,
Nebelabscheidung) oder trockene Ablagerung (trockene Deposition = Ablagerung auf Pflanzenoberflächen bzw. Boden) wieder
aus der Atmosphäre entfernt und in die Ökosysteme eingetragen werden (H
EJ & ERISMAN 1997).
Über die Spaltöffnungen von Blättern und Nadeln wird Ammoniak bis zu zehnfach schneller aufgenommen als Stickstoffdioxid.
In unmittelbarer Nähe zum Emittenten können deshalb hohe Ammoniakkonzentrationen zu Störungen im Zellstoffwechsel der
Pflanzen führen, wenn die Entgiftungsmechanismen in den Pflanzenzellen versagen. Die Schädigungen reichen von Vergilbun-
gen der Belaubung bis zum Absterben ganzer Pflanzen oder Bestände (F
ANGMEIER et al. 1994). Neben dieser direkten toxi-
schen Wirkung auf die Vegetation kann der Eintrag von Stickstoff durch trockene und nasse Deposition je nach Stickstoffsätti-
gungsgrad und Säureneutralisierungskapazität des betroffenen Ökosystems zu Nährstoffüberversorgung und durch Folgereak-
tionen zur Versauerung von Gewässern und Böden führen (B
AUMGARTEN et al. 2007). Mit gasförmigen Vorläufersubstanzen wie
Schwefeldioxid und Stickoxiden bildet Ammoniak sekundäre Aerosolpartikel, die die Hintergrundkonzentration von Feinstaub
(PM10/PM 2,5) in der Atmosphäre erhöhen (G
ÄRTNER et al. 2007).
Gesetzliche Regelungen
Deutschland hat sich mit Unterzeichnung des Multikomponenten-Protokolls zur UNECE-Luftreinhaltekonvention 1999 verpflich-
tet, die Fläche versauerter Ökosysteme zu halbieren. Um dieses Ziel zu erreichen, wurden mit der 33. BImSchV für Ammoniak
Festlegungen zur Emissionsbegrenzung auf der Grundlage der Richtlinie 2001/81/EG vom 23.10.2001 (NEC-Richtlinie) getrof-
fen. Danach beabsichtigt Deutschland die Minderung der Ammoniakemissionen bis zum Jahr 2010 um 26 % auf 550 kt bzw. bis
zum Jahr 2020 um 38 % auf 453 kt gegenüber dem Bezugsjahr 1990 (740 kt). Entsprechend einer Referenzprognose für das
Jahr 2010 (Stand: 03.05.2010) wird das angestrebte Minderungsziel nicht erreicht werden. Es wird mit 60 kt überschritten (U
M-
WELTBUNDESAMT
2007).

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 10
Mit der Düngeverordnung i. d. F. vom 27.02.2007, geändert durch Art. 18 G vom 31.07.2009 I 2585 werden u. a. für die Aus-
bringung von Wirtschaftsdünger Mengen, Methoden und Zeitpunkte beschrieben. Dadurch sollen die Emissionen von Ammoni-
ak und anderen Stickstoffverbindungen über die Anwendung einer guten fachlichen Praxis reduziert werden.
In der Technischen Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA Luft 2002) werden die von Tierhaltungen verursachten Ammoniak-
immissionen über Abstandsvorgaben zu stickstoffempfindlichen Pflanzen und Ökosystemen geregelt. Danach sind für stick-
stoffempfindliche Pflanzen und Ökosysteme keine erheblichen Nachteile gegeben, wenn die Zusatzbelastung durch Neubau
oder wesentliche Änderung einer Tierhaltungsanlage an keinem Beurteilungspunkt 3 μg/m³ bzw. die Gesamtbelastung (Vorbe-
lastung + anlagenbezogene Zusatzbelastung) an keinem Beurteilungspunkt 10 μg/m³ übersteigt. Als Hintergrundbelastung geht
die TA Luft dabei pauschal von 7 μg/m³ Ammoniak aus.
Der LAI-Unterausschuss „Wirkungsfragen“ der Bund-/Länderarbeitsgemeinschaft für Immissionsschutz entwickelte einen Leit-
faden zur „Ermittlung und Bewertung von Stickstoffeinträgen“. Damit soll für immissionsschutzrechtlich genehmigungsbedürftige
Anlagen, für die hinreichende Anhaltspunkte dafür vorliegen, dass der Schutz empfindlicher Pflanzen und Ökosysteme vor
erheblichen Nachteilen durch Schädigung aufgrund von Stickstoffdeposition nicht gewährleistet ist, eine bundesweit einheitli-
che, standardisierte Methodik für die Sonderfallprüfung nach Nr. 4.8 TA Luft bereitgestellt werden. Das Verfahren soll zu einem
größeren Maß an Rechtssicherheit bei der Anlagengenehmigung sowie zur Vereinfachung und Beschleunigung des Vollzugs
beitragen.
Relevanz der vorgestellten Untersuchungen
Da bei der Tierhaltung die Rinderhaltung mit fast 50 % den Hauptanteil der Ammoniakemissionen liefert, ist sie im Hinblick auf
eine Minderung der Emissionen von besonderem Interesse. Vor allem bei frei belüfteten Stallsystemen üben Außentemperatur
und Abluftvolumenstrom einen großen Einfluss auf die Höhe der Ammoniakemissionen aus. Kostengünstige Lösungen mit
Seitenwandlüftung können sich infolge der geringen Quellhöhe unter Umständen negativ auf die Verdünnung der mit Ammoniak
beladenen Abluft auswirken. Neben der Haltungsform beeinflussen auch Entmistungsverfahren, nährstoffangepasste Fütterung
und Betriebsmanagement die Emissionen.
Die Datenlage ist hinsichtlich der Emissionsfaktoren für Ammoniak sehr heterogen und teilweise lückenhaft, sodass die Emissi-
onsangaben im Landwirtschaftsbereich nach wie vor mit großer Unsicherheit behaftet sind. Deshalb sind Messungen unter
standardisierten und damit vergleichbaren Bedingungen notwendig.
Die hier vorgestellte Methode, auf der Datenbasis von kontinuierlichen Messungen von Ammoniakimmissionen und meteorolo-
gischen Parametern die Rückrechnung auf anlagenbezogene Emissionen zu ermöglichen, hat gegenüber bisherigen Verfahren
zur Ermittlung der Emissionsbilanz von Tierhaltungsanlagen folgende Vorteile: Zum einem werden diffuse Emissionsanteile, die
in frei gelüfteten Anlagen dominieren, vollständig erfasst. Zum anderen entfallen aufwändige stallinterne Messtätigkeiten und
die damit verbundenen hygienischen Probleme. Hinzu kommt, dass anhand konkreter unabhängiger Messwerte Ausbreitungs-
rechnungen validiert werden können. Auf der Grundlage von Stallluftmessungen und Messungen von Immission, Deposition
und Transmissionsbedingungen liefern die Untersuchungen eine Erfahrungsbasis für die räumlich und zeitlich variierende Am-
moniakausbreitung im Umfeld von Rinderhaltungsanlagen und damit zusammenhängende Stickstoffdepositionen.
1.1 Aufgabenstellung
Das Forschungsprojekt „Bewertung der Stickstoffdynamik im Umfeld von Rinderanlagen“ ist ein Gemeinschaftsprojekt des
Sächsischen Landesamtes für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG), des Staatsbetriebes Sachsenforst (SBS) und der
Staatlichen Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft (BfUL).
In diesem Forschungsprojekt wird der Einfluss der Stickstoffemission aus der Rinderhaltung auf den Stickstoffeintrag im nähe-
ren Umfeld um die Tierhaltungsanlagen untersucht. Das Vorhaben hat zum Ziel, für bestehende aber auch für neu zu errichten-
de Rinderanlagen mit freier Lüftung Entscheidungsgrundlagen zum Schutz von Ökosystemen vor zu hohen Stickstoffeinträgen
zu erarbeiten. Das Vorhaben ist komplex aufgebaut. Es gliedert sich in folgende Module:

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 11
Erfassung der räumlichen und zeitlichen Dynamik (Ausbreitung und Deposition) von Ammoniakbelastungen aus Rinderanla-
gen durch Messung der
a) Emissionen
b) Immissionskonzentrationen
c) Depositionen
d) Transmissionsbedingungen
Erfassung der Tierhaltungsbedingungen (Stallart, Bewirtschaftung, Fütterung, Lagerung von Gülle und Mist)
Beschreibung des Zusammenhanges zwischen Ammoniakemissionen, Ammoniakimmissionen und Ammoniakdepositionen
in Abhängigkeit von der Art der Abluftführung im Rinderstall sowie Vergleich der gewonnenen Messdaten mit Daten aus Ab-
standsregelungen oder Ausbreitungsberechnungen
Ableitung von Aussagen zur Immissions- und Depositionsminderung
Für die komplexen Untersuchungen wurden vier in Größe und Bewirtschaftungsart typische Rinder haltende Betriebe aus einer
Stichprobe von ca. 50 Milchviehanlagen, die sich in Waldnähe befinden, in die engere Wahl für eine Vorortaufnahme gezogen.
Im Rahmen einer gemeinsamen Begehung der Betriebsstandorte wurden zwei Stallanlagen ausgewählt. Der Untersuchungs-
zeitraum für die Stallanlagen überspannte die aufgeführten Zeiträume in
Tabelle 1
und
Tabelle 2
:
Tabelle
1:
Untersuchungszeiträume Betrieb 1
Betrieb
Messperiode
Saison
Standzeit
von
bis
1.
Sommer/Herbst
01.08.2007
05.11.2007
2.
Frühjahr
05.03.2008
01.04.2008
3.
Sommer
03.06.2008
24.07.2008
4.
Herbst
08.10.2008
13.11.2008
1
5.
Winter
10.12.2008
04.02.2009
Tabelle 2:
Untersuchungszeiträume Betrieb 2
Betrieb
Messperiode
Saison
Standzeit
von
bis
1.
Winter
10.01.2008
29.01.2008
2.
Sommer
07.05.2008
03.06.2008
3.
Sommer
03.09.2008
08.10.2008
4.
Herbst
13.11.2008
10.12.2008
2
5.
Frühjahr
04.02.2009
05.05.2009
1.2 Messkonzeption
Bei der Erarbeitung der Messkonzeption wurde davon ausgegangen, dass die Untersuchungskapazitäten und -methoden der
Institutionen innerhalb des Geschäftsbereiches des Sächsischen Staatsministeriums für Umwelt und Landwirtschaft genutzt
werden. Weiterhin sollte die schon bisher vorhandene interdisziplinäre Zusammenarbeit dieser Institutionen weiterentwickelt
und eine neue Arbeitsqualität erreicht werden. Entsprechend der o. g. Aufgabenstellung sind die durch die Rinderhaltungen
erzeugten Ammoniakemissionen und -immissionen messtechnisch zu erfassen.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 12
1.2.1 Emissionen
Die Emissionsrate wird im Allgemeinen aus der Schadstoffkonzentration und dem Volumenstrom - bei Zwangslüftungsverfahren
in den Abluftkanälen - ermittelt. Die bei der Rinderhaltung zur Regulierung des Stallklimas und zur Abführung der gasförmigen
Ausscheidungen verwendete freie Lüftung über geöffnete Seitenwände und offenen Dachfirst erschwert die genaue Erfassung
der Volumenströme. Eine über ein Zeitfenster von mehreren Wochen direkte kontinuierliche messtechnische Erfassung ist nur
mit einem unverhältnismäßigen hohen technischen Aufwand möglich. Dieser ist jedoch kein Garant für eindeutig definierbare
Ergebnisse. Andere Messverfahren (z. B. Tracergasmessung) arbeiten diskontinuierlich und können nur relativ kleine Zeitfens-
ter in Form einer Indikatormessung beschreiben (M
ÜLLER & KRAUSE 2008).
Somit kommt diese Methode in frei gelüfteten Rinderställen nicht zur Anwendung. Stattdessen werden die Emissionen der
Stallanlagen aus den Immissionen „zurückgerechnet“. Dazu werden erstens kontinuierliche Messungen der Immissionen
(DOAS) und der meteorologischen Parameter durchgeführt. Zweitens wird auf der Basis des Tierbestandes und der Emissions-
faktoren der TA Luft die theoretische Emissionsrate errechnet. Danach wird mittels Ausbreitungsrechnung unter Verwendung
der aktuellen meteorologischen Daten die Immissionszusatzbelastung an der Immissionsmessstrecke berechnet. Unter Ver-
wendung von Vorbelastungsdaten (Messstelle 0) wird dann die errechnete Immissionskonzentration mit der gemessenen Im-
missionskonzentration verglichen. Tritt eine Differenz zwischen den Werten auf, so wird aus der gemessenen Immissionskon-
zentration über den Verhältnissatz eine neue Emissionsrate ermittelt. Die Ausrichtung der DOAS-Trasse (rote Linie) an den
Untersuchungsstandorten ist
Abbildung 1
zu entnehmen.
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 1:
Ausrichtung der DOAS-Trasse an Betrieb 1 und Betrieb 2 (rote Linie)
Grundsätze bei der Untersuchung der Stallluft
Aufgrund von Untersuchungsergebnissen und Erfahrungen aus vorangegangenen Messungen war zu Beginn des Vorhabens
festzustellen, dass eine Bestimmung der Emission aus den ausgewählten Tierhaltungsanlagen nicht möglich ist. Wesentlicher
Grund dafür ist die Schwierigkeit, repräsentative Volumenströme zu bestimmen. In den Anlagen, die vermessen wurden, gab es
aus baulicher und haltungstechnischer Sicht eine Reihe von Faktoren, die sich auf eine homogene Bewegung der Stallluft zu
Emissionsaustrittsflächen sehr hinderlich auswirkten.
So sind im Betrieb 1 die zwei auf Festmist bewirtschafteten Stallanlagen jeweils mit einer nach Süden bzw. Westen überdach-
ten Außenfütterungsfläche ausgerüstet. Zusätzlich verfügt der kleinere Jungviehstall (Stall 2 parallel zur DOAS-Trasse) über
einen Laufhof. Die Abluftführung aus den beiden Stallanlagen erfolgt nur teilweise über die ungeregelten Abluftschächte (Stall 1
= 4 Kamine; Stall 2 = 3 Kamine). Als zusätzliche Emissionsaustrittsflächen sind die ständig geöffneten Fenster- und nur bei
strengem Frost geschlossenen Toröffnungen in den Seiten- und Giebelwänden zu berücksichtigen. In der Gesamtbetrachtung
aller möglichen Emissionsaustrittsflächen ergibt sich für die im Betrieb 1 frei gelüftete Stallanlage eine diffuse Messaufgabe, die
messtechnisch nicht zu erfassen ist.
Im Betrieb 2 sind Emissionsquellen aus fünf frei gelüfteten Stallanlagen unterschiedlicher Bauweise zu betrachten. Der größte
Emissionsanteil ist aus den beiden plan befestigten Milchkuhställen mit Flüssigmist und Schieberentmistung mit 160 Tierplätzen
bzw. 140 Tierplätzen zu erwarten. Diese nicht wärmegedämmten Bauhüllen sind durch einen geöffneten Dachfirst und durch

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 13
eine ganzjährige Fensterlüftung mit Jalousien gekennzeichnet. Zusätzlich dienen die giebelseitigen Torflächen dem Luftaus-
tausch. In beiden Ställen sind je vier Axialventilatoren zur Unterstützungslüftung gleichmäßig über die Stalllängsachse verteilt
installiert und werden ab einer Außentemperatur >15 °C vom Herdenmanager manuell zugeschaltet. Die anderen drei Ställe für
Trockensteher, Kälber und Jungvieh sind sogenannte Offenfront-Ställe auf Tiefstreu ohne die Möglichkeit einer gerichteten
Luftführung. Aufgrund der Anordnung der Ställe auf der Hoffläche und der diffusen Luftführung in den Ställen selbst wurde auch
im Betrieb 2 eine komplexe Emissionsmessung, die für eine Bewertung der Immissionsmessung auf der DOAS-Trasse geeignet
ist, als nicht realisierbar eingeschätzt. Um zumindest einige Anhaltspunkte über die Strömungsverteilung und Stallluftgeschwin-
digkeit zu bekommen, wurden diese im Betrieb 2 mit Hilfe einer Nebelmaschine und Windradanemometern punktuell und zeit-
lich begrenzt mit einer Videokamera aufgezeichnet. In der nachfolgenden
Abbildung 2
sind die
bei
der Erstaufnahme am
04.06.2008 gemessenen Strömungsgeschwindigkeiten und -richtungen bei zugeschalteten Ventilatoren zu sehen.
Abbildung 2:
Betrieb 2 ─ Schematische Darstellung der Messstellen und Messergebnisse für Anströmung
Da diese Stallhülle allseitig geöffnet ist, werden die Strömungsverhältnisse im Stall deutlich von der aktuellen Meteorologie
beeinflusst. In der
Tabelle 3
sowie
in der
Tabelle A 1
im Anhang sind ausgewählte meteorologische Daten der im Betrieb 2
installierten Wetterstation dargestellt.
Tabelle 3:
Betrieb 2
Ausgewählte meteorologische Stundenmittelwerte der Wetterstation am 04.06.2008
Stunde
Windgeschwindigkeit
mittlere
maximale
Windrichtung
Luftdruck
Globalstrahlung
Lufttemperatur
rel. Luftfeuchte
[h]
[m/s]
[Grad]
[kPa]
[W/m²]
[°C]
[%]
09:00
2,7
5,9
69
995
381
17,6
74
10:00
2,9
6,2
58
995
725
20,3
67
11:00
3,4
7,6
70
995
770
23,3
56
12:00
4,7
10,3
65
995
845
25,2
47
13:00
5,1
10,8
67
995
824
26,3
40
14:00
5,8
13,9
62
994
760
26,8
35
15:00
5,5
11,2
65
994
645
27,1
31

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 14
Während der Beobachtungen am 04.06.2008 herrschte eine stabile Hochdruckwetterlage mit einem böigen Ostwind um 5 m/s.
Durch die intensive Sonneneinstrahlung stieg die Lufttemperatur auf 27 °C an. Dabei förderten die zugeschalteten Ventilatoren
die Stallluft gegen den eintretenden Ostwind. Dies führte zu Verwirbelungen und dem ungerichteten Ausströmen der Stallluft
aus den vorhandenen Gebäudeöffnungen. Mit zunehmender Wärmeeinstrahlung auf das ungedämmte Dach floss die Stallluft
an allen Messstellen kaum noch über den Dachfirst, sondern verstärkt über die Fenster- und Toröffnungen ab.
Die Strömungsuntersuchungen wurden für diese Stallhülle an zwei weiteren Sommertagen (16.07.2008, 28.07.2008) wieder-
holt, um einen geeigneten Versuchsaufbau zur Messung der Stallluftkonzentrationen für Ammoniak (NH
3
), Methan (CH
4
) und
Kohlendioxid (CO
2
) sowie der Luftströmungen an zwei Messpunkten abzuleiten.
Am 16.07.2008 wurden aufgrund zunehmender Bewölkung nur Tageshöchsttemperaturen bis 22 °C bei einem beständigen
Westwind von ca. 4 m/s gemessen. Unter diesen Bedingungen entwich der eingesetzte Nebel an den zentral gelegenen Mess-
stellen 2, 5 und 8 über den Dachfirst. An den anderen Messstellen floss die Abluft nur zum Teil über die Fensteröffnungen ab
und entwich ebenfalls hauptsächlich über den Dachfirst.
Anders war die Situation am 28.07.2008. An diesem wolkenlosen Tag stieg die Lufttemperatur auf 32 °C an und der Wind wehte
mit ca. 4,5 m/s leicht böig aus Osten. Hier wiederholten sich im Wesentlichen die Messergebnisse von der Ersterfassung.
Nach Bewertung aller Strömungsuntersuchungen wurde eingeschätzt, dass diese in der Rinderhaltung üblichen, allseitig geöff-
neten Stallgebäude keinen kontrolliert gerichteten Volumenstrom aufweisen. Es wurde geschlussfolgert, dass der Volumen-
strom der Abluft stark von den Außenwindverhältnissen, den Anströmöffnungen, der Temperatur sowie den bauphysikalischen
(Wärmeschutz) und bautechnischen (Jalousiesteuerung, Ventilatoren) Bedingungen der Stallhülle beeinflusst werden.
Mit der vorhandenen Messtechnik (zwei Ultraschallanemometer, ein Multigas-Monitor) waren kontinuierliche Volumenstrom-
messungen und somit die Ermittlung von Stall bezogenen bzw. von bewirtschaftungsspezifischen Emissionen nicht möglich. Zur
Abschätzung der Ammoniakentstehungsmenge und deren Dynamik im frei gelüfteten Laufstall wurden zwei Messpunkte zur
Schadgasmessung mit einem Multigas-Monitor und zur Berücksichtigung der Luftströmung mit Ultraschallanemometern präpa-
riert. Von neun empirisch festgelegten Messstellen (vgl.
Abbildung 2
)
wurde
die Messstelle 5 als zentrale, für diese Stallanlage
typische „Emissionsquelle“ definiert. Eine gewisse „Schadgassenke“ wurde an der Messstelle 7 gefunden. An diesen beiden
Messstellen wurden je ein Ultraschallanemometer und ein Ansaugfilter des Multigas-Monitors in einer Höhe von ca. 2,80 m über
den Liegeboxen der Tiere installiert.
Wegen der fehlenden Möglichkeit, einen verlässlichen Volumenstrom zu ermitteln, sind die Messungen im Stall als reine Stall-
luftmessungen ausgeführt. Dabei sind an Messstelle 5 überwiegend aufsteigende Abluftströmungen mit eher durchschnittlichen
Stallluftkonzentrationen zu erwarten. Dagegen wurden an Messstelle 7 die schlechtesten Strömungsverhältnisse für den Luft-
wechsel beobachtet. Deshalb ist hier von erhöhten Gaskonzentrationen auszugehen. Anhand der berechneten Stundenmittel-
werten (mindestens drei Einzelmesswerte je Stunde) für Ammoniak, Methan und Kohlendioxid ist es möglich, zumindest eine
Vorstellung über die Größenordnung der Konzentrationen dieser Komponenten in einem frei gelüfteten Milchviehlaufstall im
Untersuchungszeitraum vom 17.09.2008 bis 06.10.2008 zu erhalten (vgl.
Abbildung 3
bis
Abbildung 5
).

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 15
Abbildung 3:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Ammoniakkonzentrationen an Messstelle 5 und Messstelle 7 im Unter-
suchungszeitraum 17.09.2008 bis 06.10.2008
Für Ammoniak wurden an den 20 Untersuchungstagen Konzentrationen von 0,007 mg/m³ bis 4,101 mg/m³ an der Messstelle 5
und deutlich höhere Werte von 0,394 mg/m³ bis 7,569 mg NH
3
/m³ an der Messstelle 7 beobachtet (vgl.
Abbildung 3
). Der Mit-

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 16
telwert für die Messstelle 5 betrug über alle 480 Stundenmittelwerte 1,375 mg/m³ mit einer Standardabweichung von
±0,701 mg/m³. An der schlecht belüfteten Messstelle 7 lag der Mittelwert mit 1.696 (±0,917) mg/m³ um 23,3 % über dem der
Messstelle 5. Es wurden teilweise sehr stark variierende Tagesgänge an beiden Messstellen beobachtet.
An dem gemittelten Tagesgang für die Ammoniakkonzentration an der Messstelle 5 ist ein Anstieg in den frühen Morgenstun-
den mit drei folgenden Senken zu beobachten. Diese Rhythmik kann mit den Stallarbeiten teilweise erklärt werden. So sind die
Melkzeiten von 5 Uhr bis 7 Uhr, 13 Uhr bis 15 Uhr und von 21:30 Uhr bis 23:30 Uhr. In diesen Zeiten werden die Kühe grup-
penweise zum Melkkarussell getrieben. Die Tierkonzentration nimmt ab und steigt zum Ende der Melkzeit wieder an, wenn die
Kühe vom Melken zurückgekommen sind. Ebenso auffällig ist der Konzentrationsabfall in den Nachtstunden bis gegen 2 Uhr an
der Messstelle 5. In dieser Zeit ist absolute Stallruhe. Erst nach 2 Uhr steigen die Tieraktivitäten wieder an. Die Schichtarbeit
beginnt ab 3 Uhr mit Füttern. Danach erfolgt ein verstärktes Absetzen von Kot und Urin, das zu dem schon erwähnten Konzent-
rationsanstieg führt. Im Mittel schwanken an Messstelle 5 die Ammoniakkonzentrationen zwischen 0,646 mg/m³ und
1,871 mg/m³.
Die Tagesgänge an Messstelle 7 lassen sich dagegen nicht so eindeutig mit der Stallarbeit und den Tieraktivitäten erklären,
auch wenn leichte Absenkungen zu den Melkzeiten erkennbar sind (vgl.
Abbildung A 4
im Anhang).
Abbildung 4:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Methankonzentrationen im Untersuchungszeitraum 17.09.2008 bis
06.10.2008
Die Tagesgänge der Methankonzentration an Messstelle 5 in
Abbildung 4
zeigen
wie die Ammoniakkonzentration im Untersu-
chungszeitraum ähnliche, nicht systematische Zusammenhänge. Im Mittel wurden über alle 480 Stunden Konzentrationen in
Höhe von 8,755 mg/m³ mit einer Standardabweichung von ±2,993 mg/m³ gemessen. Erst durch die Mittelwertbildung über alle
Tagesgänge zeigt sich der Einfluss von Stallarbeiten und Tieraktivitäten in Abhängigkeit von den Melkzeiten. Dabei schwankt
der mittlere Tagesgang für die Methankonzentration zwischen 6,683 mg/m³ in der 13. Stunde und 10.369 mg/m³ in der 17.
Stunde. In den
Abbildung A 2
und
Abbildung A 5
im Anhang sind
die Tagesgänge an Messstelle 7 sowie der Vergleich der
beiden mittleren Tagesgänge dargestellt. In
Abbildung A 5
im Anhang
wird deutlich, dass die Methankonzentration an Mess-

image
image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 17
stelle 7 den gleichen charakteristischen Tagesgang wie an Messstelle 5 aufweist, aber mit einer Differenz von ca. +3,5 mg/m³
auf einem höheren Niveau verläuft.
Abbildung 5:
Betrieb 2 ─ Tagesgänge für Kohlendioxidkonzentrationen an der Messstelle 5 im Untersuchungs-
zeitraum 17.09.2008 bis 06.10.2008
In der
Abbildung 5
sind die Tagesgänge
für die gemessenen Kohlendioxidkonzentrationen in der Zeit vom 17.09.2008 bis
06.10.2008 an der Messstelle 5 dargestellt. In diesem Zeitraum wurden Konzentrationen zwischen 830 mg/m³ und 1368 mg/m³
gemessen. Der Mittelwert betrug 1.076 mg/m³ und lag damit im Erwartungsbereich. Die einzelnen Tagesgänge weisen in ihrer
Form nur geringe Ähnlichkeitsmerkmale auf. Jedoch korrespondiert der gemittelte Tagesgang sehr gut mit Stallarbeiten und
Tieraktivitäten. Insgesamt befinden sich die Konzentrationswerte über den mittleren Tagesgang in einem Korridor um
1.100 mg/m³ ±50 mg/m³. Auffällig ist die Konzentrationssenke von den Mittagsstunden bis zur 2. Melkzeit. Unter Berücksichti-
gung der Meteorologie (vgl.
Tabelle A 2
,
Abbildung A 1
im
Anhang) ist in der Regel der Wind am Vormittag aufgefrischt und
hat für eine bessere Frischluftdurchflutung des Stalles gesorgt. Die niedrigsten Konzentrationen wurden in der 13. Stunde bzw.
14. Stunde beobachtet (<983 mg/m³).
Erwartungsgemäß waren die korrespondierenden Tagesgänge für die Kohlendioxidkonzentration an Messstelle 7 deutlich höher
als an Messstelle 5 (vgl.
Abbildung A 3
,
Abbildung A 6
im
Anhang). Der Vergleich beider mittleren Tagesgänge zeigte große
Ähnlichkeiten im Verlauf, nur dass die Konzentrationen an Messstelle 7 um ca. 121 mg/m³ gegenüber Messstelle 5 erhöht wa-
ren.
In
Tabelle 4
sind die statistischen Maßzahlen der 20 Tagesgänge an Messstelle 5 und Messstelle 7 für die Konzentrationen von
Ammoniak, Methan und Kohlendioxid zusammengestellt. Es wird deutlich, dass die im Rahmen der Strömungsuntersuchungen
mit Hilfe der Nebelmaschine definierten Messstellen für eine durchschnittliche (Messstelle 5) und für eine ungünstige Stallluftsi-
tuation (Messstelle 7) die Erwartungen belegen.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 18
Tabelle 4:
Betrieb 2 ─ Statistische Maßzahlen zu den Stallluftmessungen an Messstelle 5 und Messstelle 7:
Mittelwert, relative Standardabweichung und Amplitude des mittleren Tagesganges
Stallgas
Messstelle
Mittelwert
Standard-
abweichung
mittlere Tagesgang
Minimum
Maximum
[mg/m³]
[%]
[mg/m³]
[mg/m³]
Ammoniak-
5
1,375
51,0
0,646
1,871
7
1,696
54,0
0,764
3,330
Methan
5
8,755
34,2
6,683
10,369
7
12,294
29,3
9,358
16,377
Kohlendioxid
5
1.076
8,1
983
1.126
7
1.197
10,2
1.069
1.338
In
Tabelle 5
sind
die zur Messung eingesetzten Verfahren und relevante Informationen dargestellt. Die Bestimmung aller Kom-
ponenten wurde vor und während der Messung durch Qualitätssicherungsmaßnahmen (Aufgabe von zertifiziertem Prüf- und
Nullgas, Funktions- und Dichtigkeitskontrollen) validiert.
Tabelle 5:
Stallluftmessungen – Messmethoden, gemessene Parameter
Messobjekt und Informationen
Spurengase
3)
Messbereich
1)
Art
2)
Messverfahren
Bezeichnung, Norm bzw. Richtlinie
Lachgas
0,3 – 300 ppm
K
Photoakustische IR-Spektroskopie
Ammoniak
0,2 – 200 ppm
K
Photoakustische IR-Spektroskopie
Kohlendioxid
1,5 – 15.000 ppm
K
Photoakustische IR-Spektroskopie
Methan
4,0 – 4.000 ppm
K
Photoakustische IR-Spektroskopie
Wasserdampf
0,1 ppm bis ∞
K
Photoakustische IR-Spektroskopie
1) alle Konzentrationsangaben im Normzustand feucht
2) K = Messverfahren mit kontinuierlich arbeitendem Analysator
3) weitere Komponenten möglich
Mit den umfangreichen Stallluftuntersuchungen in einem Stall des Betriebes 2 wurde der Versuch unternommen, über eine
dreiwöchige Messperiode die Entstehung und den Abtransport der emissionsrelevanten Gase (Ammoniak und Methan, korres-
pondierend zur Kohlendioxidkonzentration) zu beschreiben. Wegen der unsteten Anströmungsverhältnisse infolge von wech-
selnden Wetterlagen, diffusen Strömungsrichtungen und unterschiedlichen Abluftmengen war eine stundengenaue Schätzung
der Volumenströme nicht möglich. Deshalb sind in frei gelüfteten Rinderställen mit ungerichteter Luftführung, deren Stallklima
stark von den jeweiligen meteorologischen Bedingungen beeinflusst werden, kontinuierliche Emissionsmessungen an den
Stallöffnungen messtechnisch kaum beherrschbar. Hinzu kommen weitere emittierende Wirtschaftsflächen von unterschiedli-
cher Größe und mit verschiedenen Emissionsanteilen, die durch Stallluftmessungen nicht berücksichtigt werden. Aus diesen
Gründen konnten die Emissionsfrachten von Ammoniak aus den Stallanlagen in Abhängigkeit von der Bewirtschaftung nicht
berechnet werden.
Wegen dieser Erkenntnisse wurde in der weiteren Projektbearbeitung auf stallbezogene Emissionsmessungen verzichtet. Statt-
dessen wurde die gesamte Rinderanlage an der Anlagengrenze als eine Emissionsquelle betrachtet, an der ein Ferntrassen-
messsystem (DOAS) zur kontinuierlichen Messung von zeitlich hoch aufgelösten Ammoniakimmissionskonzentrationen betrie-
ben wurde. Die
Abbildung 6
zeigt,
dass die gemessenen Ammoniakimmissionen während der Stallluftmessungen vom

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 19
17.09.2008 bis 06.10.2008 gut mit den Windanströmungsklassen korrespondieren. Die aus Südwest anströmenden Immissio-
nen emittieren aus den in dieser Richtung befindlichen Stallanlagen.
Abbildung 6:
Betrieb 2 – Ammoniakimmissionskonzentrationen auf der DOAS-Trasse in Abhängigkeit von Wind-
anströmklassen im Untersuchungszeitraum 17.09.2008 bis 06.10.2008

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 20
1.2.2 Immissionen
Die Ammoniakimmissionen und Depositionen im Umfeld von Rinderhaltungen sind durch folgende Messungen zu erfassen:
a) kontinuierliche Ammoniakimmissionsmessungen in der Abluftfahne der Stallanlagen mit DOAS
b) monatliche Ammoniakimmissionsmessungen mit Passivsammlern in Abhängigkeit vom Abstand zur Anlage
c)
monatliche Ammoniumdepositionen mit Bulk-Sammlern in Abhängigkeit vom Abstand zur Anlage
Die parallele Messung von Ammoniakimmissionen und Depositionen sollen die Datenbasis für Untersuchung des Einflusses der
Stallanlage auf die Umgebung verbessern.
2 Untersuchungsobjekte
2.1 Auswahl der Standorte
2.1.1 Auswahlkriterien
Die Auswahl der zu untersuchenden zwei Rinderhaltungsstandorte erfolgte unter folgenden Prämissen:
a) Die Haltungsform ist für sächsische Verhältnisse repräsentativ und entspricht dem Stand der Technik.
b) Im Nahbereich bis 400 m umgibt die Anlage in mehreren Himmelsrichtungen Wald.
c)
Andere Tierhaltungen üben keinen Einfluss aus.
d) Es gibt maximal fünf Ställe, um die Modellierung nicht zu aufwendig zu gestalten.
e) Das die Anlage umgebende Gelände weist nur geringe Geländeunebenheiten und keine Strömungshindernisse auf.
f)
Es gibt keine besonderen lokalen meteorologischen Bedingungen und die Anlage wird möglichst ungestört ange-
strömt.
2.1.2 Standorte
Nach Überprüfung der Voraussetzungen von 80 Milchviehanlagen gelangten fünf Milchviehanlagen in die engere Auswahl. Im
Anschluss an die Besichtigung von vier Betrieben und ihres Umfeldes erklärten sich zwei Eigentümer bereit, ihren Betrieb als
Untersuchungsstandort zu Verfügung zu stellen. Auf Basis der unter
Kapitel 2.1.1
genannten
Auswahlkriterien wurden Betrieb
1 und Betrieb
2 für dieses Projekt ausgewählt.
Betrieb 1:
Der Betrieb 1 ist im Lausitzer Heide- und Teichgebiet angesiedelt und befindet sich in der Zone 2 eines Biosphärenreservates.
Eine Änderung der Haltungsform ist aufgrund des Standortes nicht möglich. Die Anlage besteht aus drei konventionellen Stäl-
len, die mit Einstreu (Stroh) betrieben werden. Der Produktionsstall mit Melkhaus ist ein dreireihiger Laufstall mit eingestreuten
Hochboxen und mobiler Entmistung sowie mit einseitig angeschleppter, überdachter Außenfütterung. Der Reproduktionsstall
(Stall 2) wird als Tiefstreustall im Sommer mit einem an die Anlage angrenzenden Weidebetrieb kombiniert. In einem dritten
Stallgebäude sind die Boxen für die Kälber auf Stroh eingerichtet. An der östlichen Anlagengrenze beginnt ein Kiefernwald. In
südlicher Richtung liegen umfangreiche betriebseigene Weiden. Westlich des Betriebes befindet sich die Ortslage. Das Gelän-
de nördlich bis zum ca. 200 m entfernten Wald wird landwirtschaftlich genutzt.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 21
Betrieb 2:
Der Betrieb 2 befindet sich im Lausitzer Heide- und Teichgebiet. Er besteht aus fünf Ställen und wird auf Gülle und Stroh-
einstreu betrieben. Die zwei Produktionsställe für Milchvieh, das Melkhaus und der Kälberstall sind räumlich zusammenhän-
gend. Die Gebäudeabstände sind gering und teilweise überdacht. Die Produktionsställe für Milchvieh verfügen über plan befes-
tigte Laufgänge mit Faltschieberentmistung und sind mit Liegeboxen und Komfortgummimatten mit Strohmehlabstreu ausges-
tattet. Die Kälber werden die ersten 21 Tage in Einzeliglus unter einem Wetterschutzdach in diesem Gebäudekomplex und in
den weiteren Haltungsabschnitten bis ca. 6. Lebensmonat in Gruppen auf Stroheinstreu bei 14-tägiger Entmistung gehalten. Die
Jungrinder sind in einem Zweiraum-Tiefstreustall mit Außenfütterung aufgestallt. Ein allseitig geöffneter Offenstall mit Wetter-
schutzwand wird als Abkalbestall mit Stroheinstreu betrieben. Auf dem Anlagengelände wurde in nordwestlicher Richtung im
November 2007 eine 500 kW Biogasanlage in Betrieb genommen. Die Anlage befindet sich im Außenbereich ca. 800 m von der
nächsten Dorflage entfernt und wird in südlicher Richtung von einem Kiefernwaldstreifen begrenzt. Sie grenzt in nordöstlicher
Richtung direkt an ein großes Waldgebiet an. In westlicher und östlicher Richtung ist eine gute Luftanströmung gegeben. Eine
Beeinflussung der Anlagenemissionen durch andere Tierhaltungsanlagen im näheren Umfeld ist auszuschließen.
2.1.3 Festlegung der Messpunkte
Um die Messpunkte für Passiv- und Depositionssammler festzulegen, an denen mit den höchsten Stickstoffkonzentrationen mit
zunehmendem Abstand zur Betriebsgrenze zu rechnen ist, wurden für beide Betriebe Ausbreitungsrechnungen mit dem Re-
chenprogramm AUSTAL 2000 durchgeführt (vgl.
Kapitel 7.1
). Für
diese Ausbreitungsrechnungen wurde die Ausbreitungsklas-
senstatistik
der meteorologischen Station Görlitz verwendet. Es zeigte sich, dass die berechneten Konzentrationen verhältnis-
mäßig gleich verteilt waren, so dass sich für keine Himmelsrichtung erhöhte Werte im Vergleich zu anderen Himmelsrichtungen
ergaben. Damit konnte die Ausrichtung der Messstrecke entsprechend den Bedingungen vor Ort ausgewählt werden. Bei Be-
trieb 1 wurde die West-Ost-Richtung gewählt. Beim Betrieb 2 sollte anfangs eine betriebseigene Weidefläche in östlicher Rich-
tung für die Aufstellung der Messtechnik genutzt werden. Da diese Fläche aber für den Anbau von Mais umgenutzt wurde, er-
folgte der Aufbau der Messstrecke auf einer Südwest-Nordost-Achse in das angrenzende Waldgebiet. Dadurch lagen alle
Messpunkte im Wald mit Ausnahme eines Messpunktes bei Betrieb 1, der sich im Bereich der DOAS-Trasse befand (vgl.
Abbildung 7
,
Abbildung 8
).
Abbildung 7:
Betrieb 1 – Ausrichtung der Passiv-/Bulk-Sammlertrasse

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 22
Abbildung 8:
Betrieb 2 – Ausrichtung der Passiv-/Bulk-Sammlertrasse
2.2 Erfassung der tierspezifischen Daten
Für die Beurteilung der Emissionen der Tierhaltungen sind die Anzahl der Tierplätze pro Anlage von ausschlaggebender Be-
deutung. In
Tabelle 6
und
Tabelle 7
sind die mittleren Tierzahlen
über den Untersuchungszeitraum zusammengefasst.
Tabelle 6:
Betrieb 1 ─ stallbezogene Tierplatzverteilung
Stall
Tierart
Tierplätze
1
Milchkühe
85
2
Jungrinder,
Färsen,
Zuchtbullen
Trockensteher
74
24
2
12
3
Kälber
23
Summe
220
Tabelle 7:
Betrieb 2 ─ stallbezogene Tierplatzverteilung
Stall
Tierart
Tierplätze
1
Milchkühe
154
2
Milchkühe
134
3
Trockensteher und Frischmelker
30
4
Jungrinder
87
5
Kälber- und Jungrinderstall
85
Summe
490

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image
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image
image
image
image
image
image
image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 23
Die Tierzahlen wurden monatlich erfasst. Aus diesen Werten wurden für die weiteren Betrachtungen für jeden Stall auf Grund-
lage der Altersstruktur der dort untergebrachten Tierkategorien Jahresdurchschnittswerte errechnet. Die Belegung der Stallplät-
ze ist in
Abbildung 9
dargestellt.
Abbildung 9:
Betrieb 1 ─ Verlauf der stallbezogenen Tierplatzauslastung, Jahresdurchschnittswert (gestrichelte
Linie)
Abbildung 10:
Betrieb 2 ─ Verlauf der tierspezifischen Daten, Jahresdurchschnittswert (gestrichelte Linie)
Die monatlichen Abweichungen der Tierplatzbelegung vom Jahresmittel (
Abbildung 9
,
Abbildung 10
: gestrichelte Linien)
sind
in den Betrieben sehr unterschiedlich (vgl.
Tabelle 8
).

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 24
Tabelle 8:
Betrieb 1, Betrieb 2 ─ Streuung der Tierplatzbelegung um den Mittelwert im Untersuchungszeitraum
Gebäude
Kategorie
Mittelwert
[Tierplätze]
Minimum
[Tierplätze]
[%]
Maximum
[Tierplätze]
[%]
Betrieb 1
Stall 1
Kühe
85
79
-7,0
89
4,8
Stall 2
Kühe/Färsen/Jungrinder
112
105
-6,5
119
6,0
Stall 3
Kälber
23
4
-82,5
38
66,3
Betrieb 2
Stall 1
Kühe
154
131
-14,7
165
7,4
Stall 2
Kühe
134
125
-6,8
150
11,8
Stall 3
Kühe/Färsen
30
30
0,0
30
0,0
Stall 4
Jungrinder
87
61
-29,8
119
37,0
Stall 5
Kälber
85
71
-16,7
99
16,2
Im Betrieb 1 variiert die Belegung im Stall 1 zwischen –7 % und +5 %. Eine ähnliche Spanne wurde im Stall 2 beobachtet. Die
größere Streuung im Kälberstall (Stall 3) von -82 % bis +66 % ist mit der diskontinuierlichen Abkalbung zu erklären.
Infolge der kontinuierlich über das Jahr verteilten Abkalbungen war im Betrieb 2 die Auslastung der vorhandenen Tierplätze in
den Ställen relativ ausgeglichen. Auf produktionstechnische Maßnahmen zur Verbesserung der Stallhygiene (zyklischer Leer-
stand/Reinigung einzelner Stallabteile) sind die Schwankungen im Produktionsstall 1 und Produktionsstall 2 in Höhe von -15 %
bis +12 % zurückzuführen. Die Belegungsdichte in den Kälber- und Jungrinderställen (Stall 5 und Stall 4) ist für diese Haltungs-
abschnitte und Aufstallungsformen typisch.
2.3 Ermittlung der Schadstoffemission
In diesem Kapitel werden die Verfahren zur Ammoniakemissionsermittlung erläutert. Als Vergleichsbasis wird das Verfahren
mittels Emissionsfaktoren angenommen, das nachfolgend beschrieben wird.
2.3.1
Ermittlung der Schadstoffemissionen mit Emissionsfaktoren
In der TA Luft werden für die Tierhaltungen je Tierart Ammoniakemissionsfaktoren angegeben. Für die Rinderhaltung sind diese
Werte in der
Tabelle 9
zusammengefasst.
Tabelle
9:
Ammoniakemissionsfaktoren
Tiergruppe
Haltungsverfahren/
Aufstallungsart
NH
3
-Faktor
[kg/TP a]
Milchkühe
Anbindehaltung/Flüssigmist
4,86
Anbindehaltung/Festmist
4,86
Laufstallhaltung/Liegeboxen/Flüssigmist
14,57
Laufstallhaltung/Liegeboxen/Festmist
14,57
Laufstallhaltung/Tiefstreu
14,57
Laufstallhaltung/Tretmist
15,79

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 25
Tiergruppe
Haltungsverfahren/
Aufstallungsart
NH
3
-Faktor
[kg/TP a]
Mastbullen
Anbindehaltung/Flüssigmist
2,43
Anbindehaltung/Festmist
2,43
Laufstallhaltung/Liegeboxen/Flüssigmist
3,04
Laufstallhaltung/Tretmist
3,64
Jungvieh
Anbindehaltung/Flüssigmist
2,43
Anbindehaltung/Festmist
2,43
Laufstallhaltung/Liegeboxen/Flüssigmist
3,04
Laufstallhaltung/Tretmist
3,64
Kälber
eingestreute Verfahren
1,4 (RL)
einstreulose Verfahren, Spaltenboden
2,08 (RL)
Wie oben ausführlich dargestellt, konnten aus den Stallluft-Konzentrationsmessungen keine stallspezifischen Emissionsfaktoren
in den Untersuchungsbetrieben ermittelt werden. Daher wurden für die Untersuchungsbetriebe die Emissionsfaktoren der TA
Luft herangezogen und stallgenau in Abhängigkeit vom Haltungsverfahren und der über den Untersuchungszeitraum gemittel-
ten Tierplatzzahl berechnet (vgl.
Tabelle 9
). Die mit den
Standardemissionsfaktoren berechneten pauschalen Ammoniakemis-
sionen sind in der
Tabelle 10
für den Betrieb 1 und
Tabelle 11
für den Betrieb 2 dargestellt.
Tabelle 10:
Betrieb 1 ─ berechnete Ammoniakemission auf der Grundlage der Emissionsfaktoren der TA Luft
Stall
Tiergruppe
Haltungsverfahren
NH
3
-Emis-
sionsfaktor
Tierzahl
NH
3
-Emission
gesamt
[kg/TP
.
a]
[g/s]
1
Milchkühe
Laufstallhaltung/Liegeboxen/
Festmist
14,57
85
0,039
2
Färsen
Laufstallhaltung/Flachstreu
3,64
24
0,003
Jungrinder
Laufstallhaltung/Flachstreu
3,64
74
0,009
Milchkühe
Laufstallhaltung/Flachstreu
3,64
12
0,001
2
Zuchtbullen
Laufstallhaltung/Flachstreu
3,64
2
0,000
Summe Stall 2
0,013
3
Kälber
eingestreute Verfahren
1,4
23
0,001
Summe über alle
Ställe
0,053
Das Haltungsverfahren im Stall 2 des Betriebes 1 entspricht einer Laufstallhaltung mit Flachstreu mit 14-tägiger Entmistung und
Erneuerung der Strohmatte. Da für dieses Verfahren in der TA Luft kein Emissionsfaktor angegeben ist, wurde der Faktor für
Tretmistställe herangezogen, wissend dass damit die Emissionen leicht überschätzt sein könnten. In der Summe über alle drei
Ställe ergibt sich für Betrieb 1 eine geschätzte Ammoniakemission in Höhe von 0,055 g/s.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 26
Tabelle 11:
Betrieb 2 ─ berechnete Ammoniakemission auf der Grundlage der Emissionsfaktoren der TA Luft
Stall
Tiergruppe
Haltungsverfahren
NH
3
-Emis-
sionsfaktor
Tierzahl
NH
3
-Emission
gesamt
[kg/TP
.
a]
[g/s]
1
Milchkühe
Laufstallhaltung/Liegeboxen/
Flüssigmist
14,57
154
0,071
2
Milchkühe
Laufstallhaltung/Liegeboxen/
Flüssigmist
14,57
134
0,062
3
Färsen/Milchkühe
Laufstallhaltung/Flachstreu
14,57
30
0,014
4
Jungrinder
Laufstallhaltung/Tiefstreu
3,64
87
0,010
5
Kälber
eingestreute Verfahren
1,4
85
0,004
Summe über alle
Ställe
0,161
Mit 0,161 g/s ist die geschätzte Ammoniakemission im Betrieb 2 im Vergleich zum Betrieb 1 aufgrund der mehr als doppelten
Tierplätze um etwa den Faktor 3 erhöht. Auch in diesem Fall wurden mangels bekannter Emissionsfaktoren für die Haltungsver-
fahren mit Flach- bzw. Tiefstreu in Stall 3 und Stall 4 die Faktoren vergleichbarer Haltungsformen gewählt.
2.3.2
Ermittlung der Schadstoffemission mit Volumenstrommessung
Die in der Emissionsüberwachung übliche Methode zur Emissionsbestimmung ist das Messen des Volumenstroms der Stallluft
und der darin enthaltenen Schadstoffkonzentration. Voraussetzung dazu ist, dass ein definierter, messbarer Luftvolumenstrom
die Emissionsquelle verlässt. Aus dem Produkt beider Größen wird die Emissionsrate errechnet und als Stundenmittelwert
dargestellt. Diese Methode wird hauptsächlich dann angewendet, wenn mit keiner konstanten Emission zu rechnen ist. Um eine
repräsentative Jahresemission zu erhalten, sind die Messungen über einen längeren Zeitraum in verschiedenen Jahreszeiten
durchzuführen.
Wie in
Kapitel 1.2.1
ausgeführt,
wurden die Möglichkeiten der Messung des Volumenstromes in den allseitig geöffneten Rin-
derställen
exemplarisch an einem Stall im Betrieb 2 untersucht. Die Ergebnisse erlauben den Schluss, dass der Volumenstrom
in zeitlicher und räumlicher Ausbreitung sehr stark variiert, beeinflusst durch die Windanströmung und durch die Strömungsver-
hältnisse im Stall. In Folge fließt die beladene Abluft nicht berechenbar aus den allseitigen, großen Wand- und Dachöffnungen
ab. Für direkte Messungen in den Gebäudeöffnungen sind der technische und finanzielle Aufwand unverhältnismäßig hoch. Um
zu zeigen, wie sich der Tagesgang der Emissionen auf den Tagesgang der Immissionen auswirkt, wurden im Betrieb 2 die
exemplarischen Stallluftmessungen von September 2008 bis Oktober 2008 durchgeführt.
Mit zwei Ultraschallanemometern wurden die Stallluftgeschwindigkeit und die Strömungsrichtungen an Messstelle 5 und Mess-
stelle 7 gemessen. In der
Abbildung 11
sind
die ermittelten Stallluftgeschwindigkeiten den Windanströmklassen zugeordnet.
Zur Orientierung wurde die Stallausrichtung der Windrose hinterlegt. Während des Untersuchungszeitraumes vom 17.09.2008
bis 06.10.2008 wurden die installierten Lüfter nicht betrieben, da die Außentemperatur nicht über 15 °C anstieg. Damit sind die
gemessenen Stallluftgeschwindigkeiten und Strömungsrichtungen an den beiden Messpunkten ausschließlich auf die Anströ-
mung des Windes zurückzuführen.
Es wurden die höchsten mittleren Stallluftgeschwindigkeiten an der zentralen Messstelle 5 immer dann gemessen, wenn der
Wind aus westlicher Richtung anströmte. Andere Anströmungen führten dort zu deutlich niedrigeren mittleren Stallluftgeschwin-
digkeiten. Eine Ausnahme bildeten die Anströmungen aus Nordnordwest und Osten, für die Stundenmittelwerte über 0,2 m/s
ermittelt wurden. Die Darstellung verdeutlicht auch, dass an Messstelle 7 eine geringere Luftbewegung auftrat. Daraus lässt
sich schlussfolgern, dass der geringere Volumenstrom an der Messstelle 7 zu höheren Gaskonzentrationen führen muss, was
Abbildung 12
bis
Abbildung 14
für Ammoniak,
Methan und
Kohlendioxid verdeutlichen.

image
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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 27
Abbildung 11:
Betrieb 2 – Stallluftgeschwindigkeit an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der Windan-
strömklassen
i. N. f. = im Normzustand feucht
Abbildung 12:
Betrieb 2 – Ammoniakkonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der Windan-
strömklassen
Die mittlere Ammoniakkonzentration war an Messstelle 7 gegenüber Messstelle 5 um 44 % bzw. um 0,56 mg/m³ erhöht. Die
höchsten Konzentrationen wurden gemessen, wenn Anströmungen aus nördlicher bis nordöstlicher Richtungen anlagen. Dann
war ein Luftwechsel an Messstelle 7 kaum möglich und die Ammoniakkonzentration stieg im Mittel über 3,6 mg/m³ an.

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 28
An der Messstelle 5 wurden hohe mittlere Ammoniakkonzentrationen in keiner Windanströmklasse beobachtet. Die höchsten
mittleren Konzentrationen traten mit 2,60 mg/m³ bzw. 1,84 mg/m³ bei Anströmungen aus nördlicher bzw. westlicher Richtung
auf, obwohl in diesen Windanströmklassen auch hohe Luftgeschwindigkeiten gemessen wurden. Es wird vermutet, dass in
diesen Fällen eine Ammoniakverfrachtung von der Messstelle 7 zur Messstelle 5 erfolgte.
i. N. f. = im Normzustand feucht
Abbildung 13:
Betrieb 2 – Methankonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der Windan-
strömklassen
Ein ähnliches Ausbreitungsbild zeigt die Methankonzentration in Abhängigkeit zu den Windanströmklassen (vgl.
Abbildung 13
).
Markant sind die hohen mittleren Konzentrationswerte
an der Messstelle 7. Sie sind im Mittel um 4,72 mg/m³ bzw. um 58 %
gegenüber der Messstelle 5 erhöht und ergeben sich insbesondere bei Anströmverhältnissen aus nordwestlichen und nordöstli-
chen Richtungen.

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 29
i. N. f. = im Normzustand feucht
Abbildung 14:
Betrieb 2 – Kohlendioxidkonzentration an Messstelle 5 und Messstelle 7 in Abhängigkeit der Wind-
anströmklassen
Die mittleren Kohlendioxidkonzentrationen in
Abbildung 14
fielen erwartungsgemäß unabhängig von den Windanströmklassen
einheitlich aus. Die Einschnitte in der Windanströmklasse 300° an Messstelle 5 und in der Windanströmklasse 150° an der
Messstelle 7 beruhen auf Fehlwerten. An Messstelle 7 war die mittlere Kohlendioxidkonzentration um 16 % bzw. um 165 mg/m³
gegenüber der Messstelle 5 erhöht.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 30
i. N. f. = im Normzustand feucht, i. N. tr. = im Normzustand trocken
Abbildung 15:
Betrieb 2 – Vergleich des Tagesgangs der Ammoniakkonzentration in der Stallluft an Messstelle 5
und Messstelle 7 mit dem Tagesgang der Ammoniakimmissionskonzentration der DOAS-Trasse
Der Vergleich ausgewählter Tagesgänge der Ammoniakkonzentration in der Stallluft und auf der DOAS-Trasse während einer
über vier Tage konstanten Westanströmung zeigte für Stundenmittelwerte einen ähnlichen Kurvenverlauf (vgl.
Abbildung 15
).
Aufgrund ungenügender Datenpaare war eine statistische Sicherung dieser Aussage nicht möglich.
2.3.3
Vergleich der Ermittlungsmethoden
Da in beiden Betrieben die Tiere in frei gelüfteten Ställen gehalten wurden, kam die Emissionsermittlung durch Volumenstrom-
messung nicht in Frage. Deshalb wurden die Emissionen der Luftschadstoffe nur über Standardemissionsfaktoren ermittelt. Da
diese nur bedingt die Besonderheiten der jeweiligen Haltungsart berücksichtigen, ist zu erwarten, dass die durch die Rückrech-
nung aus den gemessenen Immissionen ermittelten Emissionen von den errechneten Emissionen abweichen können.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 31
3
Erfassung der meteorologischen Daten
Die für die Auswertung der Ammoniakimmissionsmessungen notwendigen meteorologischen Daten wurden direkt am DOAS-
Empfänger gemessen. Mit dem Ultraschallanemometer (USA) werden neben der Windrichtung und der Windgeschwindigkeit
auch die Turbulenzparameter in 7,50 m Höhe erfasst. Zusätzlich werden die Außentemperatur und die Luftfeuchtigkeit über-
wacht (vgl
. Kapitel 4.1
).
4
Erfassung der Ammoniakimmissionen
mit dem DOAS-Trassenmesssystem
4.1 Messverfahren
Die Immissionsmessungen mit dem DOAS-Trassenmesssystem sollen unter Verwendung der registrierten meteorologischen
Parameter eine inverse Ausbreitungsrechnung ermöglichen.
Es handelt sich um ein optisches Trassenmesssystem, das nach dem Prinzip der differentiellen optischen Absorptionsspektro-
skopie (DOAS) arbeitet. Bei diesem Verfahren ist die Messstrecke die Entfernung zwischen einem Lichtsender und einem
Lichtempfänger. Der Lichtsender ist eine Xenonhochdrucklampe mit einem Lichtspektrum von ca. 200 nm-500 nm, die mit Hilfe
eines Hohlspiegels auf den Lichtempfänger fokussiert wird. Im Lichtempfänger wird das Licht mit einem Hohlspiegel auf ein
Glasfaserkabel gebündelt und zum Analysator weitergeleitet. Messstrecken bis zu 1.000 m sind möglich. Die Messstrecken
werden laseroptisch vermessen und in das System eingegeben.
Die Absorption der Lichtmenge in der Messstrecke ist nach dem Absorptionsgesetz von Lambert-Beer ein Maß für die Anzahl
von Molekülen im Lichtweg. Da jedes Gas ein eigenes Absorptionsspektrum hat, können im Lichtweg die Konzentrationen meh-
rerer verschiedener Gase gleichzeitig bestimmt werden.
Im Analysator wird in einem Spektrometer das Licht mit Hilfe eines optischen Gitters in schmale Wellenlängenbänder zerlegt
und in einem Detektor in elektrische Signale umgewandelt. Die Auswertung wird für jeden Wellenlängenbereich einzeln durch-
geführt und beruht auf dem Vergleich des gemessenen Spektrums mit Referenzspektren. Im Rechner wird der Einfluss der
Lampe und der Breitbandabsorption (Aerosole, Staub, Wasserdampf) eliminiert, sodass ein differentielles Absorptionsspektrum
als Kombination aller im Lichtweg vorhandenen Gase resultiert. Das Spektrum wird mit Referenzspektren verglichen. Der
Rechner variiert dabei die Größenfaktoren der Referenzspektren bis eine größtmögliche Übereinstimmung erzielt wird.
Die Empfängereinheit ist auf dem Dach eines mobilen Containers in ca. 2,50 m Höhe montiert. Am Container befindet sich auch
der Meteorologiemast mit den Gebern für Windrichtung, Windgeschwindigkeit, relative Luftfeuchte, Temperatur und dem Ultra-
schallanemometer in ca. 7,50 m Höhe. Im Container sind der Analysator und die Datenerfassung für das Ultraschallanemome-
ter untergebracht. Die Sendereinheit befindet sich etwa auf gleicher Höhe wie die Empfängereinheit (vgl.
Abbildung 16
). Die
Messstrecken
hatten an
den Betriebsstandorten folgende Längen:
Betrieb 1 Länge = 67 m
Betrieb 2 Länge = 140 m

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 32
Abbildung 16:
a) DOAS–Sendereinheit am Betrieb 2,
b) DOAS–Container mit Empfänger und Meteorologie
4.2 Qualitätssicherung
Die Qualitätssicherung für die einzelnen Systeme erfolgt im Rahmen des Qualitätssicherungs-Systems (QS) jährlich.
Meteorologie
Die Messwerte werden vor Ort mit zertifizierten Messfühlern für Temperatur, relative Luftfeuchte und Luftdruck verglichen. Nach
Ausrichtung des Windrichtungsgebers in Nordrichtung wird er von Hand in den Stellungen N = 360°, O = 90°, S = 180° und W =
270° überprüft.
DOAS-Trassenmesssystem
Jährlich erfolgt die Kalibrierung des Analysators durch den Gerätehersteller. Dabei wird eine in den Strahlengang einge-
schwenkte Kalibrierküvette bestimmter Länge, mit zertifiziertem Prüfgas (38,6 ppm = 29,3 mg/m³ Ammoniakstickstoff) beauf-
schlagt. In der
Tabelle 12
sind
die Kalibrierergebnisse zusammengefasst. Die ermittelten Abweichungen der jährlichen Kalibrie-
rungen lagen jeweils unter 3 % des Sollwertes. Die Serviceprotokolle sind im Geräteordner archiviert.
Tabelle 12:
Daten der Überprüfung vom 26.11.2008
Zellenlänge
[mm]
kalkulierter Wert für 100 m Messstrecke
[μg/m³]
gemessen
[μg/m³]
Abweichung
[%]
0
0
0
0
99,7
29,2
28,9
1,0
200,5
58,8
58,7
0,2
500
146,7
150,8
2,8
900
264,0
266,8
1,1

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 33
5 Erfassung der Ammoniakimmissionen
mit Passivsammlern
5.1 Methodik der Ammoniakmessung mit Passivsamm-
lern nach FERM
5.1.1
Aufbau, Wirkungsweise und Exposition
Passivsammler gestatten die Messung mittlerer Konzentrationen reaktiver Spurengase ohne zusätzliche Pumpen und elektri-
sche Energiezufuhr. Der verwendete Diffusionssammler nach FERM (1991) hat sich im flächendeckenden Einsatz bewährt und
seine Eignung in Vergleichsmessungen bewiesen (K
IRCHNER et al. 1999; zit. in DÄMMGEN 2005). FERM-Sammler des Instituts
für Wasser- und Luftuntersuchungen (IVL) in Göteborg werden seit 2001 in Deutschland auch im Rahmen des intensiven forstli-
chen Umweltmonitorings eingesetzt (B
AUMGARTEn et al. 2007). Die Messungen mit Passivsammlern wurden als Vierfachbe-
stimmung durchgeführt. Die Sammlerhalterungen sind durch ein Schutzdach aus Plastik vor Hitze und Feuchtigkeit geschützt.
Aufbau und Montage des eingesetzten IVL-Sammlers gehen aus
Abbildung 17
hervor.
Abbildung 17:
Aufbau eines IVL-Sammlers (Quelle: D
ÄMMGEN et al. 2005) sowie Montage der Sammler in der
Schutzkappe (wirksame Tubuslänge l
R
: 10 mm, Durchmesser Apertur: 20 mm)
Die obere Tubusöffnung wird mit einem Schnappdeckel verschlossen, auf dem sich ein beschichtetes Filter (Material: regene-
rierte Cellulose, Durchmesser: 25 mm, Porengröße: 0,45 μm) befindet. Die untere Öffnung wird von einem PTFE-Filter (Firma:
Millipore, Durchmesser: 25 mm; Porengröße: 1,0 μm) verschlossen, das mit zwei Edelstahlnetzen (Maschenweite: 0,125 mm;
Drahtdurchmesser: 0,08 mm) beidseitig stabilisiert und vor grober Verschmutzung geschützt wird. PTFE-Membran und Stahl-
netze werden mit Hilfe eines zweiten Schnappdeckels (Material: PE) auf den Tubus gedrückt. Dieser Schnappdeckel mit Öff-
nung stellt gleichzeitig die "Sammelöffnung" des Passivsammlers dar. Zur Abscheidung von Ammoniak wird das Zellulosefilter
mit in Aceton gelöster Zitronensäure beschichtet.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 34
5.1.2
Vorbereitung der Sammler, Aufarbeitung und Analysenverfahren
Präparation und Aufarbeitung der Passivsammler für Ammoniak erfolgt in Anlehnung an FERM (1991), verändert nach Johann
Heinrich von Thünen-Institut (vTI) (ZERBIAN, pers. Mitteilung 2007). Die Cellulosefilter werden mit demineralsiertem Wasser
zweimal vorgewaschen (Ultraschallbad), im Exsikkator getrocknet und mit 50 μl einer Lösung von Zitronensäure in Aceton
(c = 3 %) imprägniert. Nach Trocknung der Filter unter Membranpumpenvakuum im Exsikkator wird der Passivsammler zu-
sammengebaut. Bis zur Exposition werden die vier Passivsammler in einem Transportcontainer (PP) mit ebenfalls zitronensäu-
regetränktem Celluloseblatt im Deckel (Getterfilter) aufbewahrt. Die Exposition am Messort erfolgt nach geschützter Lagerung
(mit Aluminiumfolieneinschlag im Exsikkator) üblicherweise innerhalb von vier Wochen.
Nach Beendigung der Exposition werden die Passivsammler im Labor zerlegt, das beschichtete Zellulosefilter mit einer Pinzette
entnommen und in ein Szintillationsröhrchen überführt. Nach Zugabe von 10 ml Reinstwasser (Destillat) wird das Röhrchen mit
dem Filter über Kopf geschüttelt. Im Filtereluat wird innerhalb von 24 h der Ammoniumgehalt mit einem Segmented-Flow-
System photometrisch bestimmt. Pro Standort wurden jeweils der Mittelwert sowie die Standardabweichung der Konzentration
der vier Sammler berechnet.
Die Berechnung der Ammoniakkonzentration erfolgte mit einem Excel-Formular der LANUV Essen (G
ÄRTNER, freundliche Über-
lassung 2007). Die hinterlegten Formeln beruhen auf Angaben in D
ÄMMGEN et al. (2005). Eine Temperaturkorrektur wurde nicht
durchgeführt. Die Bestimmungsgrenze des Verfahrens beträgt nach dem Blindwertverfahren 0,7 μg/m³. Die Genauigkeit der
Konzentrationsmessung genügt den im Projekt gestellten Ansprüchen (Z
IMMERLING 2000). Für Auswertungen wird bei Unter-
schreiten der Bestimmungsgrenze per Konvention die halbe Bestimmungsgrenze eingesetzt. Qualitätssicherungsmaßnahmen
sind im
Kapitel 5.2
beschrieben.
5.1.3
Einsatz der Passivsammler und Datenverfügbarkeit
Die Passivsammler wurden entlang von Messtrassen entsprechend der zu erwartenden Konzentrationsabnahme aufgebaut
(vgl.
Kapitel 2.1.3
). Einem Referenzmesspunkt
(REF) im Luv der Stallanlagen standen jeweils fünf Messpunkte mit zunehmen-
der Entfernung von der Betriebsgrenze im Lee der Stallanlagen gegenüber (vgl.
Tabelle 13
). Die Messhöhe
betrug einheitlich
3,50 m über Geländeoberfläche.
Tabelle 13:
Messpunkte im Umfeld von Betrieb 1 und Betrieb 2; die Ziffern entsprechen der Entfernung zur
jeweiligen Emissionsquelle (F = Freiland, K = Kiefernwald, REF = Referenzmesspunkt)
Betrieb 1
5 F
170 K
290 K
390 K
500 K
REF
Betrieb 2
10 K
280 K
350 K
425 K
515 K
REF
Bei den Waldbeständen am Betrieb 1 handelt es sich im Oberstand um schwache Kiefernbaumhölzer mit lockerem Kronen-
schluss, welche am Waldrand 71 Jahre und ab dem Messpunkt K 290 waldeinwärts 137 Jahre alt sind. Die Oberhöhe des jün-
geren Bestands weicht mit 21 m vom älteren Bestand nur um einen Meter ab (20 m).
Am Messpunkt 10 K des Betriebes 2 stocken mit lockerem Kronenschluss horstweise Pappeln (PAP), Birken (GBI) und Kiefern
im Alter von 49 Jahren bzw. 59 Jahren. Die Oberhöhe beträgt 13 m (GBI) bis 18 m (PAP). Die anderen Messpunkte sind mit
Kiefern bestockt, deren Kronenschluss locker (Messpunkt 280 K), gedrängt (Messpunkt: 350 K, 425 K) bzw. geschlossen
(Messpunkt 515 K) ist und die ein Alter von 84 Jahren, 64 Jahren bzw. 54 Jahren aufweisen. Die Oberhöhen liegen zwischen
11 m (Messpunkt 515 K), 16-19 m (Messpunkt 10 K) und 20 m.
Im Umfeld von Betrieb 1 wurden die Messungen von Oktober 2007 bis Januar 2009, im Umfeld von Betrieb 2 von April 2008 bis
März 2009 im Monatsrhythmus durchgeführt. Die mittlere Expositionsdauer betrug für Betrieb 1 31 Tage, für Betrieb 2 30 Tage.
Von insgesamt 147 Messwerten lagen 15 Messwerte unterhalb der Bestimmungsgrenze (vgl.
Tabelle A 3
und
Tabelle A 4
im
Anhang).

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 35
5.2 Datenqualität
Je Messpunkt und Probenahmezeitpunkt liegen Daten von vier parallelen Passivsammlermessungen vor, aus denen eine mitt-
lere relative Standardabweichung (relative standard deviation, RSD [%]) für den gesamten Messprozess berechnet wurde. Die
relativen Verfahrensstandardabweichungen sind in
Abbildung 18
(gesamter
Konzentrationsbereich) und
Abbildung 19
(Kon-
zentrationsbereich bis 10 μg/m³) für alle Messwerte oberhalb der Bestimmungsgrenze dargestellt. Die relative Standardabwei-
chung beträgt im Mittel 7,4 % und belegt die Präzision und Wiederholbarkeit der Messungen.
Abbildung 18:
Relative Verfahrensstandardabweichung für den gesamten Konzentrationsbereich
Abbildung 19:
Relative Verfahrensstandardabweichung für den Konzentrationsbereich bis 10 μg/m³ Ammoniak
Eine orientierende statistische Analyse der RSD an den einzelnen Messpunkten belegt den zusätzlichen Einfluss des Expositi-
onsortes auf den Fehler des Messverfahrens.
Abbildung 20
und
Abbildung
21
zeigen die Auswertungen für die beiden Mess-
trassen. Die Mediane der RSD schwanken zwischen 3,8 % und 8,1 % (Betrieb 1) und zwischen 3,9 % und 6,7 % (Betrieb 2).

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image
image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 36
Abbildung 20:
Betrieb 1 ─ Relative Verfahrensstandardabweichung der Ammoniakmessungen mit Passivsamm-
lern an den Messpunkten
Abbildung 21:
Betrieb 2 ─ Relative Verfahrensstandardabweichung der Ammoniakmessungen mit Passivsamm-
lern an den Messpunkten
Zusätzlich zu diesen projektinternen Qualitätssicherungsberechnungen wurden die Messergebnisse auch über externe Maß-
nahmen abgesichert. So nimmt das Bodenlabor des Staatsbetriebes Sachsenforst seit Mitte 2007 an Ringversuchen zu Ammo-
niakmessungen teil. Diese werden durch die Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg
(LUBW) in Karlsruhe (Dr. Ralf Lumpp) koordiniert und am Standort Schleicherhof durchgeführt. Es wird der Gesamtprozess von
der Präparation der Filter bis zur Analytik bewertet. Neben der LUBW und dem SBS nehmen daran das Bayerische Landesamt
für Umwelt (LFU), das Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (LANUV) sowie das Johann

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 37
Heinrich von Thünen-Institut (vTI) in Braunschweig teil. In
Abbildung 22
sind
Ergebnisse eines Vergleichs zwischen Passiv-
und Aktivsammelverfahren (Denuder) dargestellt (LUMPP, freundliche Mitteilung 2009). Die auf 46 Wertepaaren für die Periode
14.02.2008 bis 30.12.2009 beruhende Grafik belegt die sehr gute Übereinstimmung der Ergebnisse von Passivsammlern mit
dem aktiven Referenzverfahren.
Abbildung 22:
Ergebnisse eines Ringversuchs der LUBW Karlsruhe am Standort Schleicherhof: Vergleich von
Aktivmessungen (Denuder-Technik) mit SBS-Passivsammlern (SMUL korr.)

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 38
5.3 Ergebnisse der Passivsammlermessungen
Die Ausbreitung von Ammoniak im Umfeld der Tierhaltungsanlagen veranschaulichen die nachfolgenden Abbildungen. Am
Betrieb 1 wurde der Messpunkt 5 F im Freiland (F) direkt zwischen Mistlager und Fahrsilos auf der DOAS-Trasse platziert (vgl.
Abbildung 23
).
Abbildung 23:
Betrieb 1 ─ Messpunkt 5 F
Am Messpunkt 5 F wurden von Oktober 2007 bis Dezember 2007 bereits Messungen durchgeführt, bevor ab Februar 2008
Messungen in den östlich an die Anlage anschließenden Kiefernwäldern (K) bzw. der Referenzmesspunkt (REF = 900 m west-
lich im Luv außerhalb der Ortslage) aufgenommen werden konnten. Aus betrieblichen Gründen konnten zwischen Mistlager und
erstem Messpunkt im Wald (170 K) keine ungestörten Messpunkte eingerichtet werden.
Abbildung 24
und
Abbildung 25
zei-
gen die
Konzentrationsgradienten von Ammoniak für Betrieb 1. Innerhalb der farbigen Box liegen 50 % der Messwerte, die Box
wird geteilt durch den Median. Nach einem raschen Abfall der Konzentration von 64 μg/m³ am Messpunkt 5 F auf 4 μg/m³ an
Messpunkt 170 K ─ 30 m vom Waldrand entfernt ─ findet bis in 500 m Entfernung (500 K) eine weitere Abnahme der Konzent-
ration auf 1,4 μg/m³ Ammoniak statt. Am luvseitigen Referenzpunkt beträgt der Median der Ammoniakkonzentration 1,7 μg/m³.

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image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 39
Abbildung 24:
Betrieb 1 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage;
5 F = Mistlager; 170 K bis 500 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt
im Freiland
Abbildung 25:
Betrieb 1 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage;
170 K bis 500 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt im Freiland
Am Betrieb 2 ergibt sich das in
Abbildung 26
dokumentierte
Bild. Trotz potenziell größerer Quellstärke der Tierhaltungsanlage
ist am anlagennahen Messpunkt 10 K eine weitaus geringere Ammoniakkonzentration zu belegen als am Messpunkt 5 F des
Betriebes 1.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 40
Abbildung 26:
Betrieb 2 ─ Gradient der Ammoniakkonzentration mit zunehmender Entfernung von der Anlage;
10 K bis 515 K = Messpunkte im Kiefernwald; REF = luvseitige Referenzmesspunkt im Freiland
Der Unterschied wird primär auf die unterschiedlichen Haltungssysteme zurückgeführt. So wird der Wirtschaftsdünger (Gülle)
von Betrieb 2 abgedeckt und in der bestehenden Biogasanlage verwendet. Dagegen lagert der Festmist von Betrieb 1 offen auf
der Dungplatte. Denkbar ist auch, dass die Ausrichtung der Messtrasse Auswirkungen hatte. Diese verlief im Umfeld von Be-
trieb 2 von Süden nach Norden, da der Einfluss benachbarter Waldflächen bemessen werden sollte und die zu Beginn der
Messungen mit Feldgras bestellten Flächen ─ insbesondere in östlicher Richtung (Lee) ─ in mit Silomais bestellte Flächen
umgewandelt wurden. Die vor Untersuchungsbeginn durchgeführte Ausbreitungsrechnung ging von einer konzentrischen Aus-
breitung der Ammoniakkonzentration im Umfeld der Betriebe aus.
Ausgehend von einer Konzentration in Höhe von 12,5 μg/m³ Ammoniak an Messpunkt 10 K nimmt auch hier die Ammoniakkon-
zentration mit der Entfernung zum Emittenten ab. Sie erreicht an dem am weitesten vom Betrieb gelegenen Messpunkt 515 K
im Inneren des angrenzenden Kiefernwaldes einen Wert von 2,1 μg/m³. Am luvseitigen Referenzpunkt (REF) 390 m südlich des
Betriebes 2 ist sie mit 2,4 μg/m³ etwas höher. In der landwirtschaftlich geprägten Region, in der sich beide Anlagen befinden,
scheint es daher plausibel, mit einer anlagenunabhängigen Vorbelastung durch Ammoniak in Höhe von 2 μg/m
3
zu rechnen.
G
ÄRTNER et al. (2007) legen auf Basis einer dreijährigen Messreihe vergleichbare Ergebnisse für eine Sauenzuchtanlage
(4.000 Tiere) in Nordrhein-Westfalen vor. Sie weisen ebenfalls einen starken Konzentrationsgradienten für Ammoniak nach.
Allerdings verbleibt die Hintergrundkonzentration in 400 m Entfernung mit 13 μg/m³ Ammoniak auf hohem Niveau, was auf eine
erhöhte Hintergrundbelastung in einer Region mit hoher Viehdichte hinweist (vgl.
Abbildung 27
).

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 41
Abbildung 27:
Konzentrationsverlauf der Jahresmittelwerte von Ammoniak mit zunehmendem Abstand von einer
Sauenanlage in Nordrhein-Westfalen für die Jahre 2003 bis 2005 (GÄRTNER et al. 2007)
Nach D
ÄMMGEN et al. (2005) betrugen bei einer 22-monatigen Messperiode (2002 - 2003) die über Waldbeständen und auf
Lichtungen in Nordwest-Niedersachsen gemessenen Ammoniakkonzentrationen im Mittel 8,8 μg/m³ (Augustendorf), 8,6 μg/m³
(Holdorf) und 5,8 μg/m³ (Sandkrug). Für eine Hintergrundstation in Hessen (Linden) 2001 - 2004 ergab sich hingegen eine mitt-
lere Jahreskonzentration von 2 μg/m³ (D
ÄMMGEN 2007). HAINSCH (2006) berichtet für Mecklenburg-Vorpommern über Messun-
gen der Hintergrundbelastung mit Ammoniak im ländlichen Raum an 13 Messpunkten mit mindestens 600 m Abstand von Tier-
haltungsanlagen. Festgestellt wurde eine mittlere Konzentration in Höhe von 2,9 μg/m³ Ammoniak. B
UCHLEITHER et al. (2008)
weisen für Baden-Württemberg Hintergrundwerte in Höhe von 2 μg/m³ nach. Im Umfeld landwirtschaftlicher Anlagen erwarten
sie 4 μg/m³ Ammoniak.
Zur Einordnung der an den REF-Messpunkten von Betrieb 1 und Betrieb 2 bestimmten Ammoniakkonzentrationen in den regio-
nalen sächsischen Kontext können die Ergebnisse der seit Juni 2001 vom SBS beauftragten luftchemischen Messungen an
acht forstlichen Intensivmessflächen herangezogen werden (SMUL 2005). Diese auf Waldlichtungen erhobenen Messergebnis-
se sind in den folgenden Abbildungen dargestellt.
Die Mediane der Ammoniakkonzentrationen schwanken zwischen 0,7 μg/m³ im Jahr 2008 und 1,2 μg/m³ im Jahr 2003 (vgl.
Abbildung 28
).
Der Mittelwert der Jahre 2005 bis 2009 lag bei 1,3 μg/m³. Im Bundesvergleich zeigen die sächsischen Flächen
damit entsprechend des nach der politischen Wende 1990 vollzogenen massiven Tierbestandsabbaus in den neuen Bundes-
ländern eher geringe Ammoniakkonzentrationen (S
TATISTISCHES LANDESAMT 2007; BAUMGARTEN et al. 2007).

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 42
Abbildung 28:
Entwicklung der Jahreskonzentrationen von Ammoniak an den acht Hintergrundstationen des
Staatsbetriebes Sachsenforst
Auswertungen zur Jahresrhythmik der Konzentrationsverläufe können den Beitrag unterschiedlicher Ammoniakquellen an der
gemessenen Immission erhellen. Generell wird angenommen, dass Ammoniak vor allem bei der Ausbringung von Wirtschafts-
düngern freigesetzt wird. O
STERBURG et al. (2002) geben für das nationale Emissionsinventar an, dass neben der Ammoniak-
emission aus Stallanlagen (37 %) vor allem die Ausbringung von Wirtschaftsdüngern mit 39 % an der Gesamtemission von
Ammoniak aus der Tierhaltung beteiligt ist. Weidegang und Lagerung der Wirtschaftsdünger tragen nur zu 5 % bzw. 20 % zu
den Emissionen bei. Beispielhaft sind in
Abbildung 29
und
Abbildung
30
die monatlichen Werte für die forstliche Dauerbeo-
bachtungsfläche Bautzen (25 km südlich der untersuchten Betriebe) und die forstliche Dauerbeobachtungsfläche Laußnitz dar-
gestellt. Generell ersichtlich ist ein Jahreszyklus von niedrigen Werten im Winter bzw. erhöhten Werten im Sommer. Dies lässt
einerseits auf die zu erwartende Prägung der Immissionen durch landwirtschaftliche Produktionszyklen schließen, da bei höhe-
ren Temperaturen auch höhere Emissionen aus gelagerten oder ausgebrachten Wirtschaftsdüngern zu erwarten sind. Anderer-
seits ist die Ausbringung von flüssigen Wirtschaftsdüngern auf Acker- und Grünland vom 1. November bzw. 15. November bis
31. Januar eines Jahres verboten. Einzelne erhöhte Monatskonzentrationen im April oder September belegen die bevorzugten
Ausbringungsmonate für Wirtschaftsdünger (H
AINSCH 2006).
Für Betrieb 1 und Betrieb 2 konnte an den Messpunkten der jeweiligen Messtrasse allein der oben beschriebene generelle
Trend für die Konzentrationsverläufe von Ammoniak festgestellt werden, nicht aber der Nachweis besonderer Belastungsmona-
te.

image
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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 43
Abbildung 29: Jahreszeitliche Rhythmik der Ammoniakimmissionen der forstlichen Dauerbeobachtungsfläche
Bautzen
Abbildung 30: Jahreszeitliche Rhythmik der Ammoniakimmissionen der forstlichen Dauerbeobachtungsfläche
Laußnitz
Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Messungen konsistent und vergleichbar sind und die heterogene Datenlage zur
atmosphärischen Ammoniakbelastung in der Bundesrepublik maßgeblich ergänzen. Sowohl die Konzentrationen außerhalb des
direkten Einflusses der Stallanlagen als auch die der forstlichen Dauerbeobachtungsflächen scheinen eine vergleichsweise
geringe Ammoniakbelastung der Atmosphäre in Sachsen zu belegen.

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 44
6 Erfassung der Stickstoffdeposition
Atmosphärische Deposition ist der Stofffluss aus der Luft in terrestrische und aquatische Ökosysteme. Die Gesamtdeposition
von reduzierten (NH
3
gas und NH
4
partikulär) und oxidierten Stickspezies (NO, NO
2
, HNO
2gas
HNO
3
gas, NO
3
partikulär) setzt sich
dabei zusammen aus der trockenen Deposition (Gase und Partikel), der nassen Deposition (Stoffeintrag mit Regen, Schnee
etc.) sowie der Deposition von Nebel- und Wolkentröpfchen (feuchte Deposition) (A
SMAN 2002). Alle drei Pfade müssen für die
Bewertung des Gesamteintrages erfasst werden.
Abbildung 31:
Modell und Begriffe zur Einteilung der Gesamtdeposition (Quelle: BREDEMEIER et al. 1988)
In Mitteleuropa ist meist die trockene Deposition der bedeutendste Teilfluss der Stickstoffdeposition. Dies trifft insbesondere in
Gegenden mit hohen Gesamteinträgen zu. Sie kann mehr als 70 % des Gesamteintrags betragen (H
ESTERBERG et al. 1996 zit.
In: G
AUGER 2009; MEESENBURG et al. 2005). ZIMMERMANN et al. (2005) geben für die Station Oberbärenburg im Osterzgebirge
Anteile von 61 % bzw. 57 % der trocken deponierten oxidierten bzw. reduzierten Stickstoffspezies an der jeweiligen Gesamtde-
position an. Die Raten der nassen Deposition sind unabhängig, die der trockenen und feuchten Deposition dagegen abhängig
von den Eigenschaften der Akzeptorsysteme. So bestehen biochemische Wechselwirkungen zwischen dem Deponat und den
Pflanzenoberflächen, bevor der zweite Wirkort der abgesetzten Stoffe, der (Wald-)Boden, erreicht wird (D
ÄMMGEN et al. 2005).
Diese Interaktion atmogener Stoffe mit der Vegetation ist im Falle des Waldes gemeinhin als dessen gewünschter „Filter-“ oder
„Auskämmeffekt“ zur Reinigung der Luft bekannt. Der Prozess wird von der Waldökosystemforschung als Interzeption, Kronen-
raumaustausch oder, hinsichtlich des Säureeintrags, als Kronenraumpufferung bezeichnet (näheres bei M
EIWES et al. 1984;

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 45
B
REDEMEIER et al. 1988; IBROM 1993; SMUL 2004; ICP FORESTS 2009). Das heißt, die gefilterten Stoffe werden zum einen auf
Blattoberflächen abgelagert (z. B. Stäube) und – zeitlich verzögert und konzentriert, aber chemisch unverändert – an den Boden
abgegeben (Natrium, Chlorid). Zum anderen erfolgt bei reaktiven Spezies wie den Stickstoffkomponenten – als natürlichem
Mangelfaktor terrestrischer Ökosysteme – ein chemischer Einbau in die Pflanzengewebe. Hierbei können im Blatt befindliche
Stoffe im Austausch frei gesetzt werden (z. B. Ammonium gegen Kalium, Kalzium bzw. Magnesium). In den Blättern werden
potenzielle Schadstoffe angereichert und erst später mit dem Laubfall dem Boden zugeführt (M
EESENBURG et al. 2005).
Die Prozesse hängen in ihrer Intensität u. a. von Höhe und Struktur der Vegetationsoberfläche (vertikale und horizontale Dichte
des Kronendaches, Oberflächenrauhigkeit), der Befeuchtung und chemischen Ausstattung der Blattorgane, dem Ernährungszu-
stand der Waldbestände und den am Waldbestand beteiligten Baumarten ab. Die daraus folgenden methodischen Probleme bei
der Trennung von ökosysteminternen und den zu bestimmenden externen Anteilen der Stoffflüsse in Waldökosystemen führen
dazu, dass die Gesamtdeposition nur über die Kombination von Messungen und Modellen erfassbar ist (I
BROM 1993; SPRANGER
2000; BMVEL 2001). Eigentlich ist es für eine Bilanzierung erforderlich, durch Messungen oberhalb und unterhalb des Kronen-
daches die vermutlich den Pflanzenoberflächen zuzuschreibenden Änderungen der Konzentrationen und Flüsse zu detektieren.
Wegen des hohen technischen Aufwands gibt es nur sehr wenige Messungen die mit Hilfe von Messtürmen die Gradienten
i. d. R. gasförmiger Stickstoffkomponenten von den Baumkronen bis zum Bodeneintrag verfolgen (vgl. D
ÄMMGEN & ERISMAN
2002; D
ÄMMGEN et al. 2005; ZIMMERMANN et al. 2006).
In flächendeckenden Messnetzen der Länder – wie dem Level II-Messnetz des forstlichen Umweltmonitorings – werden die
Verhältnisse oberhalb der Kronen durch Messungen auf benachbarten Freiflächen „fingiert“ und über Vergleiche mit den im
Bestand exponierten Sammlern über Kronenraumbilanzmodelle bewertet. Im Rahmen der forstlichen Umweltforschung werden
seit mehr als drei Jahrzehnten sogenannte Totalisatoren oder „Bulk-Sammler“ eingesetzt (BMVEL 2001). Dies ist eine Begriffs-
einheit für Sammler, die aus einem offenen Sammelgefäß bestehen, das sowohl bei nasser als auch bei trockener Witterung
exponiert wird. Der englische Begriff "Bulk" impliziert die unvollständige Erfassung der Deposition. Bulk-Sammler werden in der
Regel über längere Zeiträume (oft einen Monat) exponiert. Sie sind vor allem dazu geeignet, sedimentative Deposition (nasse
und trockene Deposition) zu sammeln. Sie sind aber nicht geeignet, den gasförmigen Eintrag oder den trockenen, an Partikel
gebundenen Eintrag in Böden durch Diffusion oder Impaktion zu erfassen.
Auswertungen der Gradientenmethode mit Hilfe eines Inferentialmodells (Berechnung der Gesamtdeposition aus den Einzel-
flüssen der Konzentrationen der gasförmigen Stickstoffkomponenten und deren Depositionsgeschwindigkeit) führen stets zu
höheren und realistischeren Stickstoffeinträgen als die Kronenraumbilanzierung der Bulkdeposition, da hier mit eher für größere
Partikel gültigen Anreicherungsfaktoren, sogenannten Trockendepositionsfaktoren, anhand des Verhältnisses der Natriumdepo-
sition im Freiland zur Natriumdeposition im Bestand gerechnet wird. M
EESENBURG et al. (2005) zum Beispiel berechnen für einen
Kiefernstandort in Nordwestniedersachsen mit einem dem Inferentialmodell Platin 57 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoffgesamtdeposition
jedoch nur 30 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff über die Kroneraumbilanzierung der Bulkdeposition (vgl. ZIMMERLING et al. 2000).
6.1 Methodik der Depositionsmessungen
Die seit 1993 auf allen forstlichen Dauerbeobachtungsflächen in Sachsen eingesetzten Sammler vom Typ LÖLF (DVWK 1984,
1994) wurden bei einem internationalen Vergleich von Sammelystemen zur Depositionsmessung in den Niederlanden getestet
(D
RAAIJERS et al. 2001). Im Ergebnis entsprach der LÖLF-Sammler hinsichtlich Messgenauigkeit und Handhabbarkeit den An-
forderungen des Messverfahrens. LÖLF-Sammler werden überwiegend, zusammen mit den nahezu baugleichen Sammlern des
Typs LWF, auf den 88 forstlichen Level I- und Level II-Flächen in Deutschland eingesetzt (BMVEL 2001).
An den Projektstandorten wurden die Sammler entlang der Messtrassen quer zur vermuteten Emissionsrichtung im Abstand
von 6 m zueinander jeweils zwei Niederschlagssammler mit einer Auffangfläche von jeweils 330 cm² und einem Sammelvolu-
men von 5.000 ml aufgebaut (vgl.
Tabelle 13
). Die Sammler
wurden gemäß WMO-Anforderung mit der Oberkante 1 m über
dem Erdboden in PVC-Wasserrohren (KG-Rohren) aufgestellt, die dem Schutz der Sammelbehälter vor Lichteinfall und Erwär-
mung dienen. Alle Sammler waren mit einem Vogelvergrämungsring gegen Verunreinigung durch Vogelkot ausgestattet (vgl.
Abbildung 32
).

image
Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 46
Abbildung 32: Aufbau des Messpunktes 290 K (Betrieb 1): LÖLF-Sammler mit Vogelvergrämungsringen
sowie Messmast für Passivsammler
Die Beprobung der Sammler erfolgte wöchentlich, wobei die Anteile der Einzelsammler einer Wochenprobe volumengerecht
entsprechend der aufgefangenen Wassermengen gemischt wurden (räumliche Mischung). Am Ende des Beprobungsmonats
erfolgte wiederum die volumengewichtete Mischung entsprechend der jeweiligen Wochenanteile am Gesamtniederschlag der
Messperiode. Die Lagerung der Wasserproben erfolgte unter Lichtausschluss bei einer Temperatur von +4 °C. Die Analysen
wurden im Labor des Staatsbetriebes Sachsenforst durchgeführt. Eine Übersicht über die Kennwerte der eingesetzten Ele-
mentbestimmungsverfahren gibt
Tabelle 14
.
Als Ergänzung
der anorganischen Stickstoffkomponenten wird standardmäßig der Parameter Gesamtstickstoff (Ntotal) gemes-
sen. Seine Konzentration sollte immer höher als die Summe aus Ammonium- und Nitratstickstoff sein. Er ermöglicht einen
Plausibilitätstest, wenn diese Parameter oberhalb ihrer Bestimmungsgrenze gemessen werden. Die Differenzkonzentration
zwischen Gesamtstickstoff und anorganischem Stickstoff wird dann als organischer Stickstoff (Norg) interpretiert. Ist die Summe
der Konzentrationen aus Ammonium- und Nitratstickstoff dagegen viel größer als Ntotal, so deutet dies auf unvollständige Er-
fassung des Stickstoffs durch das Ntotal-Modul z. B. durch ungenügenden Aufschluss stickstoffhaltiger Partikel hin (S
YMOSSEK,
pers. Mitteilung 2010).

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 47
Tabelle 14:
Analytische Kenngrößen der eingesetzten Laborverfahren
Analyt
Methode
Analyseverfahren
kalibrierter Arbeitsbereich
[mg/l]
Bestimmungsgrenze
[mg/l]
Ca
ICP-OES mit
DIN EN ISO 11885 ICP-OES
Ca: 0,025-25
Ca: 0,010
K
axialer Fackel
DIN EN ISO 11885 ICP-OES
K: 0,02-20
K: 0,020
Mg
DIN EN ISO 11885 ICP-OES
Mg: 0,02-20
Mg: 0,025
Na
DIN EN ISO 11885 ICP-OES
Na: 0,01-10
Na: 0,010
SO
4
-S
DIN EN ISO 11885 ICP-OES
SO
4
-S: 0,20-200
SO
4
-S: 0,500
NH
4
-N
Segmented Flow
Analysis (SFA)
DIN EN ISO 11732
Berthelot-Reaktion (automatisiert)
NH
4
-N: 0,03-1,94
NH
4
-N: 0,078
Cl
DIN EN ISO 15682
Cl: 0,20-10
Cl: 0,500
NO
3
-N
DIN EN ISO 13395 mit Sulfosalicyl-
säure
NO
3
-N: 0,02-2,71
NO
3
-N: 0,113
N
total
Kombinationsaufschluss thermisch
(98 °C) + UV mit Peroxydisulfatzusatz
Ntotal: 0,05-4,52
Ntotal: 0,113
PO
4
-P
DIN EN ISO 15681-2 Molyb-
dänblaumethode
PO
4
-P: 0,004-0,204
PO
4
-P: 0,016
Die Messung der Leitfähigkeit und des pH-Werts der Lösungen erfolgte über Einstabmessketten der Firma WTW. Gelöster
anorganischer und organischer Kohlenstoff wurde mit einem TC-Analysator gemessen. Die Bestimmung der Alkalinität erfolgte
über Titration.
6.2 Datenqualität und Datenverfügbarkeit
Als Qualitätssicherungsmaßnahme im Feld wurden die Probelösungen vor der wöchentlichen Mengenermittlung und Herstel-
lung der räumlichen Mischproben durch in Augenscheinnahme auf mengenmäßige und offensichtliche chemische Veränderun-
gen geprüft und ggf. verworfen.
Weitere Schritte der Qualitätskontrolle fanden nach der Analyse statt. Die Verunreinigung von Proben z. B. durch Vogelkot
wurde durch Plausibilisierung auffälliger Werte mit korrespondierenden Phosphat- und Kaliumkonzentrationen nachgewiesen.
Mit dem Qualitätssicherungsprogramm des ICP Forests Expert Panel zur Deposition (EPD) wurde die generelle Richtigkeit der
Messwerte durch den Vergleich der theoretischen und gemessenen Leitfähigkeit sowie die Berechnung der Ionenbilanz und des
N
anorg
/N
total
-Verhältnisses überprüft (ICP FORESTS 2009; MOSELLO & TARTARI 2008). Die Bewertungskriterien für die Untersu-
chungsergebnisse werden derzeit europaweit im Rahmen des Life+FutMon-Projekts diskutiert. In
Abbildung 33
und
Abbildung
34
sind die Ergebnisse für 143 Proben getrennt nach den Betrieben dargestellt.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 48
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 33:
Validierungsroutine nach ICP
FORESTS: gemessene und berechnete Leitfähigkeit; Datensatz Betrieb
1 (n = 77), Datensatz Betrieb 2 (n = 66)
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 34:
Validierungsroutine nach
ICP FORESTS (2009): Ionenbilanz; Datensatz Betrieb 1 (n = 77), Datensatz
Betrieb 2 (n = 66)
Das Qualitätskriterium Leitfähigkeitsabweichung (Toleranz gemessen/berechnet +/- 10 % bei eLF >20 μS) wird an Betrieb 1 zu
90 % und an Betrieb 2 zu 71 % eingehalten. Die Ionenbilanzabweichungen zeigen trotz standardmäßiger DOC-Korrektur einen
leichten Kationenüberschuss und erfüllen das momentan diskutierte Kriterium (+/- 10 % Abweichung in der Kationen-/Anionen-
bilanz bei Leitfähigkeiten >20 μS) zu 73 % bzw. 61 %. Bei 28 % der Werte treten gemäß dem oben beschriebenen Stickstoffkri-
terium negative Werte auf (Median Betrieb 1: -11 %; Betrieb 2: -17 %). Die Unplausibilitäten ergeben sich für Betrieb 1 über fast
alle Messpunkte von August bis Oktober 2008 und für Betrieb 2 von Juli bis Oktober 2008. Bei der routinemäßigen forstlichen
Dauerbeobachtung der Niederschlagsbeschaffenheit hingegen traten unplausibel Messwerte seit 2007 nur in 13 Fällen (1.078
Niederschlagsproben) auf, was 1,2 % der seitdem untersuchten Niederschlagsproben entspricht. Die Ursachen der Häufung
müssen in der besonderen Qualität der Einträge an den Projektstandorten begründet sein. Das Routinemessverfahren scheint
hier nicht ausreichend eingetragene Partikel aufschließen zu können. Deshalb sollte für zukünftige vergleichbare Messungen
ein Total Nitrogen Analyser verwendet werden, der Messwerte über katalytische Hochtemperaturverbrennung bestimmt.
Während ICP
FORESTS (2009) in seinem Richtlinienentwurf fordert, dass die Qualitätskriterien für Leitfähigkeit und die Berech-
nung des organischen Stickstoffs (Norg) für alle Probenkategorien (Wet only, Bulk-Freiland, Bulk-Bestand, Stammabfluss, Bo-
denlösung, Oberflächenwasser) eingehalten werden, trifft dies für die Ionenbilanz nur bei Bulk-Freiland- und Wet Only-Proben
zu.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 49
6.3 Ergebnisse
Die monatlichen Niederschlagsmengen als grundlegender Vektor der im Projekt gemessenen Bulkdeposition sind in
Abbildung
35
dargestellt (vgl.
Tabelle A 9, Tabelle A 10
im Anhang).
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 35:
Zeitliche Entwicklung der Monatsniederschläge an den Messpunkten der Betriebe; Betrieb 1 (Okto-
ber 2007 – Januar 2009), Betrieb 2 (April 2008 – März 2009)
Die Mengen variieren in der Zeit je nach Messpunkt zwischen 40 % und 60 %. An den Referenzpunkten im Freiland betragen
sie in den jeweiligen Messjahren 703 mm (Betrieb 1) und 718 mm (Betrieb 2). An den Waldmesspunkten erfolgt an beiden Pro-
jektstandorten eine Reduktion der Niederschlagsmengen durch die Interzeptionsverdunstung des Kronendachs auf etwa zwei
Drittel des Freilandniederschlags. Diese Verminderung entspricht der langjährigen mittleren Interzeptionsrate von 31 % an der
mit 90-jähriger Kiefer bestockten Level II-Station Laußnitz (S
CHERZER & SCHULTZE 2008; Messjahre 1997 - 2007). In den Kie-
fernbeständen an Betrieb 1 und Betrieb 2 werden demnach im Mittel aller Messpunkte 462 mm bzw. 476 mm Niederschlag
gemessen. Die räumliche Variation an den Waldmesspunkten ist gering und liegt zwischen 3 % bzw. 17 %.
D
ÄMMGEN (2006) fand in Hessen bei einer landesweiten Studie an 49 Stationen heraus, dass die Höhe der Nitratstickstoffdepo-
sition nicht von der Konzentration, sondern überwiegend von der Niederschlagsmenge abhängt. Die Ammoniumdeposition ist
dagegen stark von regionalen Emissionsquellen geprägt. Eine D
ÄMMGEN entsprechende Auswertung an den Projektstandorten
ergab abweichende Ergebnisse (vgl.
Tabelle 15
). Generell
gibt es zwar immer positive Zusammenhänge zwischen den Nieder-
schlags- und Depositionsmengen der Stickstoffkomponenten. An den Waldmesspunkten des Betriebs 1 sind diese aber mit
Korrelationskoeffizienten von r = 0,66 für Nitrat bzw. r = 0,53 für Ammonium nur schwach korrelliert. Dagegen weisen an Be-
trieb 2 die Korrelationskoeffizienten mit r = 0,86 für Nitrat bzw. r = 0,77 für Ammonium starke Korrelationen nach. Für Betrieb 1
ist die Nitrat-Niederschlags-Korrelation bis auf den Messpunkt 5 F stets signifikant, für Betrieb 2 bis auf Messpunkt 280 K sogar
hochsignifikant. An Betrieb 2 können im Gegensatz zu Betrieb 1 auch hochsignifikante Beziehungen zwischen Ammoniumde-
position und Niederschlagsmenge belegt werden. Dieser Unterschied kann als Hinweis auf divergierende Depositionsprozesse
für Ammoniumstickstoff gewertet werden. Damit ist die Beteiligung anderer Emissionsquellen als die der Stallanlage nicht aus-
zuschließen.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 50
Tabelle 15:
Pearson-Korrelationskoeffizienten zwischen Niederschlagsmengen und Depositionsraten von Am-
monium und Nitrat
Betrieb 1
Betrieb 2
Messpunkt
NO
3
-N
NH
4
-N
Messpunkt
NO
3
-N
NH
4
-N
5 F
0,266 n. s.
0,665 *
10 K
0,891 **
0,533 n. s.
170 K
0,751 **
0,699 *
280 K
0,674 *
0,621 *
290 K
0,643 *
0,456 n. s.
350 K
0,829 **
0,817 **
390 K
0,627 *
0,546 n. s.
425 K
0,941 **
0,931 **
500 K
0,612 *
0,412 n. s.
515 K
0,951 **
0,966 **
REF
0,668 *
0,234 n. s.
REF
0,893 **
0,542 n. s.
NH
4
-N = Ammonium, NO
3
-N = Nitrat; Signifikanzniveaus: * = 0,05; ** = 0,01; n. s. = nicht signifikant
A
SMAN (2002) postulierte einen massiven Beitrag der Stickstoffemissionen aus Tierhaltungsanlagen zur Stickstoffdeposition in
ihrer näheren Umgebung. Es wären damit deutlich höhere Ammoniumdepositionen zu erwarten, die das Niveau der Gesamtde-
position im Vergleich zu von Stallanlagen unbeeinflussten ländlichen Hintergrundmessstationen zugleich merklich erhöhen und
bestimmen. Für Stickstoffdepositionen im Freiland sind die Ergebnisse der in Sachsen verfügbaren Stationen aus Level II- und
Luftmessnetz im Kalenderjahr 2008 den Jahreswerten an den Projektmesspunkten gegenübergestellt (vgl.
Abbildung 36)
. Es
ist beim Vergleich
zu beachten, dass es einen leichten zeitlichen Versatz der Bezugszeiträume gibt und es sich bei den Statio-
nen des Luftmessnetzes (Zinnwald, Carlsfeld, Mittelndorf) um Messungen der nassen Deposition handelt. Deren Werte können
für Ammoniumstickstoff ca. 5 % und für Nitratstickstoff ca. 10 % niedriger ausfallen als die Bulkdeposition (G
AUGER et al. 2008).
Den
Tabelle A 11
bis
Tabelle A 14
sind korrespondierend die monatlichen Einträge an Ammonium- und Nitratstickstoff für die
Projektbetriebe zu entnehmen.
Während an den Referenzstationen der Betriebe im Messjahr 16,7 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff bzw. 14,1 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff eingetra-
gen werden, schwankt die Stickstoffdeposition an den unbelasteten Vergleichsstandorten zwischen 8,0 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff und
11,6 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff (Mittelwert: 9,5 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff).
Der Eintrag an Messpunkt 5 F auf dem Anlagengelände ist mit 37,6 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff erwartungsgemäß deutlich erhöht. Hier
beträgt auch der Anteil des Ammoniumstickstoffs am Gesamteintrag 83 % im Gegensatz zu 54 % an den unbelasteten Ver-
gleichsstandorten. Die Referenzmesspunkte im Projekt zeigen mit 73 % und 62 % ebenfalls eine merkliche Beeinflussung durch
erhöhten Ammoniumeintrag.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 51
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Zinnwald
_w
Mittelndorf_w
Carlsfeld_w
Klingenthal
Olbernhau
Cunnersdorf
Bautzen
Laußnitz
Colditz
Bad
Schandau
Altenberg
B1
5F
B1 REF
B2
REF
Deposition [kg ha
-1
a
-1
]
NH4N
NO3N
Abbildung 36:
Vergleich der jährlichen Stickstoffeinträge im Freiland zwischen drei regionalen Hintergrundstatio-
nen des Depositionsmessnetzes (w = wet only) und der Bodendauerbeobachtungsfläche (BDF II)
Lippen des LfULG sowie acht Level II-Standorten des SBS jeweils im Kalenderjahr 2008 und den
Freilandstationen der untersuchten Betriebe (Betrieb 1: B1 5 F, B1 REF, Betrieb 2: B2 REF) im jewei-
ligen Messjahr
D
ÄMMGEN (2006) publizierte Freilanddaten für Hessen für die Jahre 2002 - 2004. Hier bewegte sich der mittlere Eintrag an 49
Stationen bei 10,3 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff und setzte sich aus 5,6 kg.ha
-1
.a
-1
Ammonium- bzw. 4,7 kg.ha
-1
.a
-1
Nitratstickstoff zu-
sammen. Dies entspricht in der Aufteilung der Stickstoffkomponenten den sächsischen Hintergrundstandorten (s. o).
Nach Auswertungen der L
FU (2009) in Bayern betrugen die Stickstoffeinträge im Jahr 2008 an 12 landwirtschaftsnahen Deposi-
tionsstationen im Mittel 9,1 kg.ha
-1
.a
-1
(n = 12; Schwankungsbreite 6,3-12,6 kg.ha
-1
.a
-1
) bzw. an naturnah eingestuften Stationen
8,4 kg.ha
-1
.a
-1
(n = 14; Schwankungsbreite 6,1-12,5 kg.ha
-1
.a
-1
). Eine Aufteilung in die Ammonium- und Nitratkomponente wurde
nicht vorgenommen.
Am 04.06.2010 wurde der im Entwurf des LAI-Leitfadens „Ermittlung und Bewertung von Stickstoffeinträgen“ zur Ermittlung der
Vorbelastung empfohlene DepoViewer des Umweltbundesamtes für die Landnutzungsklassen Wiese (= Freilandsituation) und
Nadelwald abgefragt. Die Stickstoffvorbelastung betrug zum Datenstand 2004 im Freiland für beide Stallanlagen einheitlich
13 kg.ha
-1
.a
-1
. In der Landnutzungsklasse Nadelwald wäre dagegen die doppelte Rate mit 27 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff (Betrieb 1)
bzw. 26 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff (Betrieb 2) anzusetzen.
In
Abbildung 37
sind die Ergebnisse der einjährigen Messperiode an den Betriebsstandorten dargestellt. Neben den über Bulk-
Sammler an den Referenzstationen (REF) und in der Kronentraufe (KR) gemessenen Stickstoffeinträgen wurde die Gesamtde-
position (GD) am Standort von Betrieb 1 bzw. Betrieb 2 nach der im Level II-Programm des forstlichen Umweltmonitorings ein-
geführten Kronenraumbilanzierung berechnet (BMELV 2001). Die Mess- und Modelldaten sind in den
Tabelle A 9
und
Tabelle
A 10
im Anhang ausgewiesen.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 52
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 37:
Gegenüberstellung der über Bulk-Sammler gemessenen (KR) und als Gesamtdeposition (GD) über
ein Kronenraumbilanzmodell berechneten Stickstoffeinträge; die durchgezogene Linien bei
13 kg.ha
-1
.a
-1
bzw. 26 kg.ha
-1
.a
-1
entsprechen der Vorbelastung nach DepoViewer des UBA für Wiese
bzw. Nadelwald
An Betrieb 1 ist die Abnahme der Stickstoffdeposition mit zunehmender Entfernung von der Anlage festzustellen. Stets domi-
niert dabei der Ammoniumanteil den Gesamtstickstoffeintrag. Der empirische Critical Load-Wert für Nadelwald (10 kg.ha
-1
.a
-1
bis 20 kg.ha
-1
.a
-1
) ist vor Anwendung der Kronenraumbilanz an Messpunkt 170 K und 290 K sowie nach Anwendung der Kro-
nenraumbilanz an allen Messpunkten überschritten. Die Gesamtdeposition liegt zwischen 23 kg.ha
-1
.a
-1
und 35 kg.ha
-1
.a
-1
Stick-
stoff.
Die Bilanzen ergeben für die im Waldinnenbereich gelegenen Messpunkte (290 K, 390 K, 500 K) eine Kronenraumaufnahme
von mehr als 8 kg.ha
-1
.a
-1
Ammoniumstickstoff während am ersten Waldmesspunkt 170 K nur 3,5 kg.ha
-1
.a
-1
Ammonumstick-
stoff ermittelt werden. Nach A
SMAN (2002) könnte dieser umgekehrte Waldrandeffekt (SPANGENBERG 2002) darauf zurückzufüh-
ren sein, dass Stoffe, die von einer Quelle in Bodennähe nahe des Waldrands emittiert werden, im Wald unter dem Kronendach
transportiert und erst in einiger Entfernung im Kronenraum deponiert werden. Dies beruht darauf, dass am Waldrand der Emis-
sionsstrom am Kronenraum geteilt wird. Ein Teil wird über das Kronendach abgelenkt, der andere Teil zwischen Boden und
Kronenansatz mit erhöhter Geschwindigkeit in den Bestand verfrachtet. Somit stellt der die Anlage begrenzende Knick eine
ineffektive Barriere für die Emissionsströme dar.
Die Situation an Betrieb 2 ist aus ökologischer Sicht kritischer zu sehen, da schon in der Kronentraufe der Bereich der Critical
Loads für Nadelwälder überschritten wird. Die Anteile der modellierten Ammoniumstickstoffaufnahme im Kronendach schwan-
ken allerdings nur zwischen 2,3 kg.ha
-1
.a
-1
und 5,5 kg.ha
-1
.a
-1
und zeigen keine Abhängigkeit von der Entfernung zur Quelle.
Auffällig ist, dass die Einträge ab Messpunkt 280 K mit zunehmender Entfernung von der Punktquelle von 26 kg.ha
-1
.a
-1
auf
31 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff zunehmen.
Eine Einordnung in die langjährigen Hintergrundwerte der Gesamtstickstoffdeposition des Kiefern- bzw. Fichtenbestands an den
Level II-Stationen Laußnitz bzw. Bautzen liefert
Abbildung 38
. Hier lagen die
Einträge im Jahr 2008 mit rund 20 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff bzw. 36 kg.ha
-1
.a
-1
Stickstoff ebenfalls über den empirischen Critical Loads.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 53
Abbildung 38:
Säureäquivalenteintrag durch Stickstoff- und Schwefeldeposition im Zeitraum 1994 - 2008
Nach A
SMAN (2002) reagiert Ammoniak nahe der Quelle noch nicht mit Säuren (aerosolgebundener Schwefelsäure, gasförmiger
Salpeter- oder Salzsäure) und wird aufgrund der niedrigen Austrittshöhe unterhalb der Wolkenbasis durch den die Abluftfahne
passierenden Niederschlag als Ammonium aus der Atmosphäre ausgewaschen. Entsprechende Auswertungen anhand der
monatlichen Flüsse von Sulfatschwefel, Phosphat, Chlorid, Nitrat und Ammonium mittels Pearson-Korrelationskoeffizienten
konnten diese Annahmen nur an Messpunkt 5 F bestätigen und weisen ansonsten durchaus Unterschiede zwischen den Flä-
chen aus (vgl. Korrelationsmatrizes
Tabelle A 15
,
Tabelle A 16
im
Anhang).
Während an allen Punkten an Betrieb 1 kein Zusammenhang zwischen der Chlorid- und Ammoniumdeposition besteht, ist der
Ammoniumeintrag an den Waldmesspunkten von Betrieb 1 und Betrieb 2 jeweils eng mit der Nitratdeposition korreliert. Die
Korrelationskoeffizienten an Betrieb 1 betragen r = 0,714 (290 K), r = 0,834 (390 K, 500 K) und r = 0,899 (170 K). Die Korrelati-
on ist zweiseitig auf dem Signifikanzniveau von 0,01 signifikant. An Betrieb 2 bestehen an den Messpunkten 280 K bis 515 K
noch engere Beziehungen zwischen Nitrat- und Ammoniumeintrag bei mit der Entfernung steigenden Korrelationskoeffizienten
von r = 0,908 bis r = 0,967. Die Korrelation ist auch hier auf dem Signifikanzniveau von 0,01 (2-seitig) signifikant. An den Mess-
punkten 280 K, 350 K und 515 K sind zudem enge Beziehungen von Ammonium- zu Phosphateinträgen nachweisbar, die mit
zunehmender Entfernung von der Anlage von r = 0,829 auf r = 0,800 abnehmen. Die Korrelationen sind wiederum hochsignifi-
kant. An Messpunkt 10 K besteht ebenfalls eine nur auf Signifikanzniveau 0,05 signifikante Korrelation zwischen der Phosphat-
und Ammoniumdeposition.
An Betrieb 1 zeigt hingegen nur der Referenzpunkt eine hochsignifikante und sehr straffe Korrelation (r = 0,965) mit Phosphat,
was hier als Hinweis auf eine Kontamination eventuell durch Mineraldüngeranwendung gewertet wird. In diese Richtung deuten
zumindest die nur an diesem Punkt auftretenden Korrelationen des Phosphateintrags mit dem Sulfat- bzw. Chlorideintrag
(r = 0,953 bzw. r = 0,903).
Sulfatschwefel ist mit Ammoniumstickstoff lediglich an den Messpunkten 170 K (r = 0,783) bzw. 500 K (r = 0,646) des Betriebs 1
und an den Messpunkten 425 K (r = 0,656) und 515 K (r = 0,719) an Betrieb 2 korreliert.
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass an nahezu allen Messpunkten Ammonium- und Nitratstickstoff zusammen depo-
niert werden. Die nachgewiesenen Beziehungen zwischen Phosphor- und Ammoniumdeposition sind bisher in der Literatur
nicht erwähnt. Allerdings ist bei allen statistischen Auswertungen zu berücksichtigen, dass es sich nur um maximal 12 Messwer-
te handelt, was für eine robuste Analyse kaum ausreichend ist.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 54
7 Ausbreitungsrechnungen
7.1
Aufgabenstellung für die Ausbreitungsrechnung
Innerhalb des Projektes spielen Ausbreitungsrechnungen mit dem Programm LASAT eine herausragende Rolle. Sie ermögli-
chen an den Betriebsstandorten
über die Bestimmung von Korrekturfaktoren die Ableitung des Handlungsbedarfs für die Anpassung derzeit gültiger Stan-
dardemissionsfaktoren von Ammoniak in der Rinderhaltung,
die Ausrichtung der Trasse von Passiv- und Bulk-Sammlern im Gelände und die Festlegung der Messpunkte auf der Trasse
entsprechend der zu erwartenden Konzentrationsabnahme mit zunehmender Entfernung zum anlagenspezifischen Bezugs-
punkt,
die Berechnung der anlagenbezogenen Immissionszusatzbelastung durch Ammoniak am Standort der DOAS-Trasse bzw.
an den Messpunkten der Passiv- und Bulk-Sammlertrasse auf Basis von Tierplatz abhängigen und von diffusen Quellen
(Gärrestlager, Güllelager, Festmistlager) abhängigen Emissionsraten und
die Ermittlung des Mindestabstandes zwischen Tierhaltungsanlage und Schutzgebiet (Wald).
7.2
Ausbreitungsrechnung im Genehmigungsverfahren
Für die Festlegung der Messpunkte von Passiv- und Bulk-Sammlern auf einer Messtrasse entsprechend der zu erwartenden
Konzentrationsabnahme mit zunehmender Entfernung zur Betriebsgrenze wurden die Ausbreitungsrechnungen unter den im
Rahmen eines Genehmigungsverfahrens üblichen Bedingungen durchgeführt. Die Eingangsparameter für diese Rechnungen
sind den AUSTAL-Protokollen im Anhang zu entnehmen (vgl.
Tabelle A 17
,
Tabelle A 18
).
Die Ammoniakemissionswerte
wurden aus dem
Kapitel 2.3.1
übernommen. Die meteorologischen Eingangsdaten stammen
aus der meteorologische
Zeitreihe AKTerm des Jahres 2006 der Station Görlitz-Flugplatz des Deutschen Wetterdienstes
(DWD). Die topografischen Bedingungen dieses DWD-Standortes entsprechen annähernd denen der Untersuchungsstandorte.
In
Abbildung 39
und
Abbildung 40
sind für die beiden Untersuchungsstandorte die errechneten Ammoniakzusatzimmissions-
konzentrationen mit den auf dieser Grundlage festgelegten Passiv- und Bulk-Sammlermesspunkten dargestellt. Speziell einge-
zeichnet ist die 8 μg/m
3
-Isoplethe, die als Basis in die Berechnung der Mindestabstände zwischen Anlage und Schutzgut (Wald)
unter der Prämisse eingeht, dass die örtliche Hintergrundbelastung 2 μg/m
3
ist.

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 55
Abbildung 39:
Betrieb 1 ─ Prognose anlagenbedingter Ammoniakimmissionskonzentrationen zur Festlegung der
Messpunkte von Passiv- und Bulk-Sammlern

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 56
Abbildung 40:
Betrieb 2 ─ Prognose anlagenbedingter Ammoniakimmissionskonzentrationen zur Festlegung der
Messpunkte von Passiv- und Bulk-Sammlern

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 57
7.3 Berechnung der Ammoniakimmissionskonzentration
an der DOAS-Trasse
7.3.1
Überprüfung der Eingangsdaten auf Plausibilität
Die Plausibilitätsprüfung der im Einminutentakt gemessenen USA-Daten und im Zweiminutentakt gemessenen DOAS-Daten
umfasste folgende Arbeitsschritte:
Überprüfung der messtechnisch einwandfreien Datenerfassung
Auffinden unplausibler Einzelwerte und deren Entfernen aus der Messreihe.
USA-Daten
Um Ausbreitungsrechnungen durchführen zu können, müssen lückenlose USA-Datenreihen vorliegen. Das heißt, dass auftre-
tende Messlücken „unschädlich“ zu machen sind. Dies erfolgt entweder durch Interpolation zwischen zeitlich eng benachbarten
Messwerten (Messlücke = 1 Minute) oder durch Abbruch der Datenreihe bei Messlücken >1 Minute. Deshalb bezog die Über-
prüfung der USA-Datenreihen auch das Auffinden von Messwertlücken ein - einschließlich der Lücken, die durch Entfernen
unplausibler Werte entstanden sind. Die Messlücken wurden prinzipiell mit interpolierten Werten geschlossen, sofern sie nicht
größer als 1 Minute waren. Bei der Interpolation wurde auf die Maßgaben der TA Luft Anhang 3 Abschnitt 8 Bezug genommen.
Ein Offenlassen von Messlücken hätte bedeutet, dass die Ausbreitung von Partikeln im Lagrange-Formalismus während dieser
Zeiträume nicht hätte beschrieben werden können. Damit hätten Immissionen nicht nur während der Messlücke nicht prognosti-
ziert werden können, sondern auch noch mehrere Minuten danach, da die kontinuierliche Verfolgung der Lagrange-Partikel
abgerissen wäre.
DOAS-Daten
Folgende Messwerte wurden als unplausibel verworfen:
fehlende Werte
Werte = 0
Werte, die bis auf die 1. Dezimalstelle über längere Zeiträume (0,5 Stunde) konstant waren
Die DOAS-Messwerte wurden zusätzlich weder bearbeitet noch interpoliert, da dies für eine Rückrechnung nicht notwendig ist.
7.3.2
Auswahl der Zeiträume
Da die Ausbreitungsrechnungen im Zweiminutentakt erfolgen sollten, wurden die im Einminutentakt vorliegenden USA-
Datenreihen vor der weiteren Nutzung auf Datenreihen auf Basis von Zweiminutenmittelwerten umgestellt. Zeiträume, für die
sowohl USA-Datenreihen als auch DOAS-Messwerte vorlagen, wurden zu Episoden zusammengefasst. Denn nur für diese
Zeiträume macht ein Vergleich zwischen prognostizierten und gemessenen Ammoniakimmissionen Sinn. In
Tabelle 16
und
Tabelle 17
sind
die Episoden mit den zugehörigen Messperioden dargestellt. In
Abbildung 41
und
Abbildung 42
werden für
beide Betriebe Beispiele der Episoden gezeigt. Die als unplausibel aussortierten DOAS-Daten und die DOAS-Daten, die bereits
in den Messdaten fehlten, sind in den Abbildungen rot hervorgehoben. Im Anhang zu diesem Bericht sind für alle übrigen
Messperioden die entsprechenden Episoden zusammengestellt (vgl.
Abbildung A 7
bis
Abbildung
A 27
). Insgesamt stehen
für die Episoden 11-19 (Betrieb 1) 54.807 USA-/DOAS-Wertepaare und für die Episoden 21-30 (Betrieb 2) 56.951 USA-/DOAS-
Wertepaare für Ausbreitungsrechnungen zur Verfügung.

Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 58
Tabelle 16:
Betrieb 1 ─ Episoden mit vorliegenden USA- und DOAS-Datenreihen
Episode
Zeitraum der Messperiode
Zeitraum der Episode
11
05.03.2008 - 23.03.2008
05.03.2008 - 22.03.2008
12
22.03.2008 - 01.04.2008
22.03.2008 - 01.04.2008
13
03.06.2008 - 24.07.2008
03.06.2008 - 21.07.2008
14
08.10.2008 - 16.10.2008
09.10.2008 - 16.10.2008
17.10.2008 - 05.11.2008
17.10.2008 - 05.11.2008
16
05.11.2008 - 13.11.2008
05.11.2008 - 13.11.2008
17
10.12.2008 - 04.01.2009
10.12.2008 - 04.01.2009
18
08.01.2009 - 04.02.2009
08.01.2009 - 04.02.2009
19
01.08.2007 - 05.11.2007
03.08.2007 - 05.11.2007
Tabelle 17:
Betrieb 2 ─ Episoden mit vorliegenden USA- und DOAS-Datenreihen
Episode
Zeitraum der Messperiode
Zeitraum der Episode
21
10.01.2008 - 29.01.2008
11.01.2008 - 29.01.2008
22
13.11.2008 - 19.11.2008
14.11.2008 - 19.11.2008
23
21.11.2008 - 10.12.2008
21.11.2008 - 10.12.2008
24
04.02.2009 - 11.02.2009
04.02.2009 - 11.02.2009
25
11.02.2009 - 17.02.2009
11.02.2009 - 11.02.2009
26
17.02.2009 - 05.05.2009
17.02.2008 - 05.05.2009
27
07.05.2008 - 15.05.2008
10.05.2008 - 15.05.2008
28
15.05.2008 - 23.05.2008
16.05.2008 - 23.05.2008
29
23.05.2008 - 29.05.2008
23.05.2008 - 29.05.2008
30
29.05.2008 - 03.06.2008
29.05.2008 - 02.06.2008
31
03.09.2008 - 08.10.2008
Messung im Stall

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 59
Abbildung 41:
Betrieb 1 ─ Verfügbarkeit der DOAS-Messwerte bezogen auf die USA-Daten der Episode 17
Abbildung 42:
Betrieb 2 ─ Verfügbarkeit der DOAS-Messwerte bezogen auf die USA-Daten der Episode 26 (1)

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Schriftenreihe des LfULG, Heft 24/2010 | 60
7.3.3
Eingangsdaten für die Ausbreitungsrechnungen
Für die unter
Kapitel 7.3.2
ausgewiesenen Episoden erfolgten für beide Standorte die Ausbreitungsrechnungen mit dem Pro-
gramm LASAT. Entsprechend dem Programmkonzept wird für die Berechnung ein lokales Koordinatensystem verwendet.
Rechengitter
Für den Betrieb 1 wurde in Abwägung zwischen Rechengenauigkeit und Rechenzeit ein Rechengebiet von 544 m x 480 m
gewählt, für den Betrieb 2 ein Rechengebiet von 528 m x 496 m. In diesen Gebieten wurden jeweils Rechengitter mit 8 m Ma-
schenweite festgelegt und feinere Netze mit 4 m und 2 m Maschenweite eingeschaltet, um die Rechengenauigkeit in der Nähe
der Gebäude zu erhöhen. Die Lage der feinsten Rechengitter ist der
Abbildung 43
zu entnehmen.
Die Definition des Rechen-
gitters kann den Paramterdateien (grid.def) entnommen werden. Als vertikale Netze wurden äquidistant 2 m Maschenweite bis
zur Höhe von 26 m angesetzt, danach wurde die Maschenweite höhenproportional vergrößert. Die Immissionskenngrößen
wurden für die vertikale Schicht zwischen 2 m und 4 m Höhe ausgewertet.
Betrieb 1
Betrieb 2
Abbildung 43:
Rechengitter (2 m)
Bodenrauigkeit, Geländeunebenheiten, Bebauung
Die Bodenrauigkeit des Geländes innerhalb des Rechengebietes wird durch die mittlere Rauigkeitslänge z
0
beschrieben. Diese
wird entsprechend der Vorgehensweise nach TA Luft, Anhang 3, Tabelle 14, mit dem CORINE-Kataster abgeschätzt. Aufgrund
der vorhandenen Landnutzung (Wald-Strauch-Übergangsstadien) wird eine Bodenrauigkeit von 0,5 m angesetzt.
Für beide Standorte wird die Geländeform durch ebenes Gelände dargestellt. Da die Messung der meteorologischen Daten
direkt auf dem jeweiligen Anlagengelände stattgefunden hat, ist eine geländeabhängige Windfeldmodellierung auch im Hinblick
auf die minimalen Höhenunterschiede nicht notwendig.
Da die Quellen zum Teil niedriger sind als die umströmten Gebäude, muss die Bebauung im Kontext umströmter Hindernisse
berücksichtigt werden. Im Programm LASAT ist ein diagnostisches Windfeldmodell zur Berücksichtigung von Gebäudeumströ-
mungen eingebaut. Dies kann angewendet werden, wenn die Schornsteinhöhe wenigstens das 1,2-Fache der Gebäudehöhe
beträgt. Für landwirtschaftliche Anlagen ist diese Forderung nicht immer exakt einzuhalten. Dennoch ist zu erwarten, dass das
Windfeldmodell brauchbare Ergebnisse liefert.
Die Maschenweite der Rechengitter in Gebäudenähe wurde mit 2 m hinreichend klein gewählt, so dass eine akzeptable Re-
chengenauigkeit erreicht wurde. In der
Abbildung 44
ist die Lage
und
Ausdehnung der Gebäude zu erkennen, die im diagnos-
tischen Windfeldmodell berücksichtigt werden.

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