Zukunftsfähige Bioenergie und nachhaltige Landnutzung

56 4 Bioenergie, Landnutzung und Energiesysteme: Status Quo und Trends
Organisches Material [t/ha]
60
40
20
0
0 10 20 30 40 50 60 >170
Jahre nach Kahlschlag
Abbildung 4.2-5
Veränderung der Menge organischen Materials auf dem
Waldboden nach Kahlschlag nordischer Laubholzwaldbestände.
Die Punkte sind Durchschnittswerte von 30 Proben
pro Waldbestand mit 95 % Vertrauensintervallen.
Quelle: Bormann und Likens, 1979
beträgt in europäischen Wäldern der Anteil des im
Boden gespeicherten Kohlenstoffs rund zwei Drittel
(FAO, 2006c).
In den letzten 20 Jahren dominierten die Kohlenstoffverluste
als Folge von Landnutzungsänderungen
durch die Rodung von Tropenwäldern für die Weide-
und Ackernutzung (IPCC, 2007b). So fällt z. B. in
Brasilien der Tropenwald weitflächig dem Anbau
von Soja zum Opfer (Tollefson, 2008). Kritisch sind
diese Kohlenstoffverluste durch Rodung vor allem
deswegen, weil nicht nur große, sondern auch sehr
alte Kohlenstoffspeicher vernichtet werden. Besonders
die Kohlenstoffspeicher im Holz und Totholz
können mehrere Jahrzehnte bis Jahrhunderte, im
Humus auch Jahrhunderte bis Jahrtausende, gebunden
sein (Vieira et al., 2005). Da sich die Kohlenstoffspeicher
in ständiger Wechselwirkung mit der Umgebung
befinden, sind die Auswirkungen einer Rodung
von Wäldern für die Bioenergienutzung regional
sehr unterschiedlich. Beispielsweise hängt die Veränderung
der Kohlenstoffspeicher im Boden gerodeter
tropischer Wälder, die zu Weiden konvertiert
werden, stark vom jeweiligen Bodentyp ab (Abb.
4.2-5; Bormann und Likens, 1979; López-Ulloa et al.,
2005). So verlor eine Weidefläche auf ehemaligem
Regenwaldboden nach 25 Jahren bei einem lehmigen
Untergrund netto fast fünfzehnmal soviel organischen
Kohlenstoff pro Fläche wie unter einem
Sandboden, wo der Kohlenstoffspeicher in diesem
Zeitraum fast konstant blieb (van Dam et al., 1997).
Zudem hängt es stark von Art und Intensität der
Landnutzungsänderung im Rahmen einer Bioenergienutzung
ab, wie viel Kohlenstoff das Ökosystem
verliert. Ob nur der jährliche Zuwachs für die traditionelle
Bioenergienutzung verwendet wird, ob ganze
Bäume oder große Flächen für eine Bioenergieplantage
gerodet werden oder ob der Boden durch Erntemaschinen
oder Feuer in Mitleidenschaft gezogen
oder gar erodiert wird, bestimmt maßgeblich, welche
direkten Auswirkungen die Konversion auf die Kohlenstoffverluste
hat.
Darüber hinaus hat der verbleibende Kohlenstoffspeicher,
sei es im Boden oder in der zurückbleibenden
Vegetation, einen deutlichen Einfluss
auf den weiteren Verlauf der Kohlenstoffverluste.
Bleibt viel tote Biomasse nach der Rodung auf der
Fläche zurück oder sind die Böden reich an organischer
Substanz, dann wird diese von Mikroorganismen
abgebaut, solange keine neue Vegetation den
Boden beschattet (Bormann und Likens, 1979). So
können junge Baumplantagen je nach Baumart und
Region durch eine erhöhte Bodenatmung mehrere
Jahre bis Jahrzehnte noch Kohlenstoffquellen sein,
trotz Wachstums der Bäume (Abb. 4.2-6; Harcombe
et al., 1990; Buchmann und Schulze, 1999; Baldocchi,
2008).
Auch der Stickstoffhaushalt ist von Landnutzungsänderungen
betroffen. Durch Rodung tropischer
Wälder erhöhen sich die Lachgas- und Stickoxidemissionen
in Abhängigkeit des Stickstoffeintrags,
der Temperatur und der Feuchtigkeit um 30–350 %
(IPCC, 2007b). Wird die Fläche nicht gerodet, sondern
abgebrannt, dann entweicht der Kohlenstoff aus
Biomasse und Boden während des Verbrennungsprozesses
sofort als CO 2, bei unvollständiger Verbrennung
auch als CO und Methan (CH 4 ) in die Atmosphäre.
Wald- und Buschbrände (ohne Brandrodungen)
setzten jährlich 1,7–4,1 Gt C frei, was etwa
3–8 % der gesamten terrestrischen Nettoprimärproduktion
entspricht (IPCC, 2007b). Ungefähr 14 %
der anthropogenen CH 4-Emissionen werden auf das
Verbrennen von Biomasse zurückgeführt (Wuebbles
und Hayhoe, 2002). Die Kohlenstoffverluste sind
auch hier regional in Abhängigkeit von der Landbedeckung
sehr unterschiedlich und hängen zudem von
Nettokohlenstofffluss [g C/m 2 und Jahr]
1.000
800
600
400
200
0
-200
-400
-600
1 10
100 1.000
Bestandsalter nach Störung [Jahre]
Abbildung 4.2-6
Die Beziehung zwischen dem Nettokohlenstofffluss und dem
Waldbestandsalter nach einer Störung. Die Daten stammen
aus mehreren Chronosequenzstudien über Nadelbäume aus
Zentral- und Westkanada und der pazifischen Nordwestküste
der USA.
Quelle: Baldocchi, 2008