Kapitel 2. Auswirkungen der Landnutzung und -bewirtschaftung sowie naturnaher Ökosysteme auf den Klimawandel: Biophysikalische Effekte, Treibhausgasemissionen und Kohlenstoffspeicher

Alle Nationalstaaten haben im Rahmen der Beschlüsse zur UN-FCCC bzw. zum Paris-Agreement jährliche nationale THG-Inventuren zu berichten, die einem Review unterzogen werden. Die Methoden dafür sind in den IPCC Guidelines (IPCC, 2006) festgeschrieben.

Die Systemgrenze der nationalen THG-Inventur ist das nationale Staatsgebiet, was aber nicht bedeuten muss, dass die so berechneten Emissionen der nationalen THG-Inventur tatsächlich im Staatsgebiet stattfinden. Bei der Anrechnung der Senken/Emissionen aus Holzprodukten zählt etwa die Herkunft und Weiterverarbeitung des Holzes für die Zuordnung: In Österreich hergestellte Holzprodukte aus heimischem Holz werden der Österreichischen THG-Bilanz zugerechnet, auch wenn die Holzprodukte exportiert werden. Wesentlich an dieser Systemgrenze einer THG-Inventur ist dennoch, dass damit wirtschafts- und konsuminduzierte THG-Emissionen der österreichischen Bevölkerung, die im Ausland entstehen, nicht erfasst werden, solche Bilanzen werden mit Methoden des THG-Fußabdrucks erfasst, wie sie in Abschn. 2.7 erörtert werden.

Ein Merkmal der nationalen THG-Inventuren ist, dass nicht alle nationalen THG-Emissionen/-Senken berechnet werden, sondern nur jene, die mit Management in Zusammenhang stehen. Das Kriterium für die Berücksichtigung sind also gezielte gesellschaftliche Aktivitäten, die in Ökosystemen gesetzt werden, wobei derart erfasste THG-Emissionen/-Senken auf bewirtschafteten Flächen dann auch natürliche Einflüsse (z. B. Klimaschwankungen) und indirekte Einflüsse (Düngungseffekte durch Stickstoff-Deposition und CO₂-Anstieg) enthalten, da sie methodisch noch nicht von Bewirtschaftungseinflüssen trennbar sind (Grassi et al., 2018; IPCC, 2010). Systeme, die außerhalb des intendierten menschlichen Einflusses stehen, werden nicht berücksichtigt. Aufgrund dieser Vorgaben sind manche Emissionen bzw. Senken in Landökosystemen nicht in der THG-Inventur inkludiert, in Österreich etwa die natürlichen Methan- (CH₄-)Emissionen des Schilfgürtels des Neusiedlersees (siehe dazu auch die Angaben einige Absätze weiter) – die THG-Wirkungen solch spezifischer Ökosysteme werden in den Abschn. 2.4 und 2.2.4 erörtert.

Daneben gibt es für manche Pools oder Subsektoren des Sektors Landnutzung, Landnutzungswechsel und Forstwirtschaft (LULUCF) keine ausreichend robusten wissenschaftlichen Methoden oder Kenntnisse zur Emissionsberechnung – auch solche Subsektoren oder Pools sind von der Berichtspflicht ausgenommen. Dazu zählen etwa Emissionen aus geflutetem Land bzw. Oberflächengewässern (Abschn. 2.2.4). Auch der Umgang mit Datenlücken ist in den IPCC-Richtlinien geregelt: Beispielsweise werden die Werte der letzten Waldinventur für 2009 für alle Folgejahre fortgeschrieben, da seit der letzten kompletten Waldinventur (2007–2009) noch keine aktuelleren Daten vorhanden sind.

Im Allgemeinen können für den Sektor LULUCF Emissionen bzw. Senken nur mit einer relativ großen Unsicherheit bestimmt werden. Je nach Subkategorie und Pool liegen die Unsicherheiten im zweistelligen Prozentbereich, für einzelne Pools und Subkategorien sogar bei mehreren 100 % (Unsicherheit wird gemäß IPCC, 2006 allerdings als 95 % Konfidenzintervall und somit konservativ definiert). Besonders hohe Unsicherheiten weisen die Emissions- und Senkenwerte für Böden auf. Lässt man beim Ergebnis für den LULUCF-Sektor den Waldboden weg, liegt die Unsicherheit des gesamten Bereichs durchschnittlich bei \({\pm}\) 40 %. Da die Veränderung des Waldboden-Kohlenstoffvorrats nur modellhaft mit großer Unsicherheit geschätzt werden kann und der Wald in der THG- und Flächen-Bilanz Österreichs eine bedeutende Größe darstellt, erhöht dieser die Unsicherheit des THG-Ergebnisses des LULUCF-Sektors signifikant (Umweltbundesamt, 2020a). Insgesamt weisen – wie in den anderen Staaten – die THG-Emissionen bzw. Senken des LULUCF-Sektors eine höhere relative Unsicherheit als die anderen Emissionssektoren der THG-Inventur auf. In der Logik des Berichtswesens sind Emissionen/Senken komplett zu berechnen und zu berichten, unabhängig von deren Unsicherheit. Die Unsicherheit gepaart mit dem Beitrag des Subsektors zum Gesamtergebnis ist ein Maßstab für die Robustheit des Ergebnisses und wird im THG-Reporting verwendet, um Sektoren und Bereiche zu identifizieren, in denen höhere Anstrengungen zur Verbesserung der Schätzungen prioritär sind.

Die per Konzeption unvollständige Erfassung von Senken/Emissionen im LULUCF-Sektor der nationalen THG-Inventuren aufgrund der alleinigen Erfassung der „bewirtschafteten“ Flächen führt dazu, dass die nationalen THG-Inventuren die globale terrestrische THG-Senke gemäß globalen Modellen unterschätzen. Die darauf zurückzuführende Diskrepanz beträgt auf der globalen Ebene 3,2 Gt CO₂/Jahr gegenüber dem Gesamtergebnis aus globalen Top-down-Modellen in der Größenordnung von 4–5 Gt CO₂/Jahr (Grassi et al., 2018). Diese Diskrepanz ist naturgemäß in intensiv gemanagten Staaten (wie etwa in weiten Teilen Europas, also auch in Österreich, das zudem über eine robuste Waldinventur verfügt) kleiner als in Staaten mit großen Anteilen weitgehend unberührter Landflächen.

In den nachfolgenden beiden Abschnitten werden die Senken/Emissionen des AFOLU-Sektors (das sind die Sektoren Landwirtschaft und LULUCF – Definitionen siehe nachfolgend) Österreichs im Detail vorgestellt (Kap.​ 1 beinhaltet einen Überblick über die Ergebnisse der gesamten THG-Inventur Österreichs bzw. aller Sektoren, Abb.​ 1.​7). Im Vergleich zu den nationalen Inventurberichten werden die Ergebnisse für diese beiden Sektoren bezogen auf die einzelnen Subkategorien detailliert dargestellt.

Der AFOLU-Bereich bzw. Sektor Landwirtschaft gemäß THG-Inventur umfasst v. a. die Emissionen aus der Tierhaltung und Düngung. Im Jahr 2020 stammten 7 Mio. t CO₂-Äquivalent (CO₂e) und damit 9,5 % der nationalen THG-Emissionen Österreichs vom Sektor Landwirtschaft. Seit 1990 haben die Emissionen um 14 % abgenommen. Hauptverantwortlich für den Rückgang sind in erster Linie rückläufige Viehbestände und der reduzierte Einsatz von Mineraldünger.

Der Sektor bzw. AFOLU-Bereich Landnutzung, Landnutzungswechsel und Forstwirtschaft, auch LULUCF genannt (engl. Abkürzung für Land Use, Land Use Change & Forestry) umfasst v. a. die Emissionen und Senken durch Kohlenstoffvorratsänderungen der Pools Biomasse, Totholz und Boden in den Landnutzungskategorien. Dazu kommt noch die Senke/Emission durch die Veränderung des Holzprodukte-Pools wie z. B. Zugang und Abgang von Schnittholz, Platte und Papier (wobei zur Berechnung unterschiedliche „Halbwertszeiten“ der Produktbestände angenommen werden, das sind: 35 Jahre für Schnittholz, 25 Jahre für Platten und zwei Jahre für Papier; Referenzwerte aus IPCC, 2006). Die Landnutzungskategorien sind Wald, Ackerland, Grünland, Feuchtgebiete, Siedlungsraum¹ und Sonstiges Land². Daneben gibt es noch Landnutzungswechselkategorien zwischen diesen – wenn eine Fläche einen Landnutzungswechsel erfährt, wird sie 20 Jahre in der entsprechenden Landnutzungswechselkategorie (z. B. Ackerland zu Siedlung oder Grünland zu Siedlung) geführt. Insgesamt deckt die Summe der Flächen aller Landnutzungskategorien das gesamte Staatsgebiet ab.

Der LULUCF-Sektor ist über den gesamten Zeitraum der THG-Inventur (seit 1990) eine Netto-THG-Senke (Abb. 2.4), wobei jedoch zu beachten ist, dass die für diesen Bericht zugrunde liegenden Ergebnisse des Nationalen Inventur-Berichts 2022 auf vorläufigen Mittelwerten für den Wald ab 2009 beruhen (Abb. 2.5) und mittlerweile mit Redaktionsschluss dieses Berichts mit dem Nationalen Inventur-Bericht 2023 konkrete Jahresergebnisse für diesen Zeitraum zur Verfügung stehen, die für einzelne Jahre ein abweichendes Bild dazu zeigen (Box 2.2). Das bedeutet, es wurde mehr CO₂ aus der Atmosphäre aufgenommen, als THGs emittiert wurden. Die Netto-THG-Senke betrug jährlich zwischen rd. \({-}\)1.250 kt (2020) und \({-}\)19.000 kt CO₂e (1990), was zwischen rd. 2 und 25 % der Gesamtemissionen Österreichs entspricht (zur Unsicherheit dieser Zahlen siehe Abschn. 2.2.3.1). Die maßgeblichen Beiträge zur Senkenleistung liefern dabei die Biomasseveränderungen im Wald und die Vorratszunahmen der Holzprodukte. Die Abnahme der LULUCF-Netto-Senke in den 2000er-Jahren ist in erster Linie von einer Zunahme der Holznutzungen in Österreichs Wald bestimmt. Die anderen Landnutzungskategorien sind mit Ausnahme von Ackerland über den gesamten Zeitraum Netto-THG-Emissionsquellen und eine Größenordnung kleiner als der Waldbeitrag.

Die jährlichen Schwankungen werden durch die Änderung von Landnutzungen, durch unterschiedliche Witterungsbedingungen (z. B. Trockenheit, Stürme), Auftreten von Schädlingen und die Nachfrage nach Rohstoffen (insbesondere von Holz) beeinflusst. All diese Faktoren haben einen Einfluss auf die Kohlenstoffpools und führen dort entweder zu einem Kohlenstoffauf- oder -abbau, welcher dann als Senke oder Emission bilanziert wird (Umweltbundesamt, 2022). Trends in den einzelnen Landnutzungskategorien werden in den nächsten Abschnitten detailliert beschrieben.

Die Senken aus der Biomasse schwanken aufgrund der von Jahr zu Jahr unterschiedlichen Zuwächse und Abgänge in der Waldbiomasse (Abb. 2.7). Zuwächse und Abgänge sind von Faktoren wie Wetterbedingungen, Holzeinschlag, selbst Funktion von Holznachfrage und -preisdynamiken sowie Windwürfen oder anderen Kalamitäten abhängig. So gab es beispielsweise im Jahr 2003 einen trockenheitsbedingten, sehr geringen Biomassezuwachses und 2007/2008 eine hohe Holznutzung (bedingt auch durch Kalamitäten). Letztere hat dazu geführt, dass in diesen beiden Jahren das Gesamtergebnis für Wald bleibt Wald (ohne Landnutzungsänderung) zu einer Netto-Emission wird.

Die hier dargestellten Werte des LULUCF-Subsektors Wald des Nationalen Inventur-Berichts 2022 sind seit 2009 aus methodischen Gründen relativ konstant: Die letzte komplette verfügbare Waldinventur für den Nationalen Inventur-Bericht 2022 war jene von 2007 bis 2009, daher wurden die Mittelwerte (vorläufige Werte zu Zuwachs, Nutzung und Totholz auf Basis von Zwischenergebnissen 2016/18 der aktuellen Waldinventur 2016/21) nach 2008 verwendet. Mittlerweile, mit Redaktionsschluss dieses Berichts, stehen mit dem Nationalen Inventur-Bericht 2023 auch aktuelle und konkrete Jahresergebnisse für den Zeitraum ab 2009 auf Basis der Waldinventur 2016/21 zur Verfügung (Box 2.2). Die Zwischenergebnisse der aktuellen Waldinventur (Gschwandtner, 2019) zeigen Folgendes: Die mittlere jährliche Nutzung im österreichischen Wald in der ÖWI 2007/09 betrug 25,9 Mio. Vfm. (Vorratsfestmeter) und 26,2 Mio. Vfm. gemäß Zwischenergebnis ÖWI 2016/21, der mittlere jährliche Zuwachs in der ÖWI 2007/09 betrug 30,3 Mio. Vfm und 29,7 Mio. Vfm. gemäß Zwischenergebnis ÖWI 2016/21 (BFW, 2019). Demnach war die Netto-Senke in der Waldbiomasse in der aktuellen Beobachtungsperiode – als Folge der Steigerung der durchschnittlichen Holzeinschlagsrate (Verhältnis von Nutzung zu Zuwachs) von 85 % auf 88 % – geringer als in der Beobachtungsperiode der ÖWI 2007/08 davor [hohe Konfidenz], in etwa um 20 % [mittlere Konfidenz].

Stehendes Totholz stellt eine Kohlenstoffsenke in der Subkategorie „Wald bleibt Wald“ dar. Der Trend seit 1990 zeigt eine stetige Zunahme des Netto-Kohlenstoffaufbaus durch Totholz im Wald (zwischen \({-}\)89 und \({-}\)844 kt CO₂e/Jahr). Dieser Kohlenstoffpool leistet im Vergleich zu Biomasse und Boden nur einen kleinen Betrag zum Netto-Gesamtergebnis.

Der Waldboden inklusive Auflagehumus stellt im Nationalen Inventur-Bericht 2022 gemäß den zugrunde liegenden früheren Modellierungsergebnissen eine Netto-Emissionsquelle mit durchschnittlichen Emissionen von ca. 2.600 kt CO₂/Jahr dar, die Unsicherheit dieses Modellierungsergebnisses ist aber sehr hoch (Abschn. 2.2.3.1), sodass unsicher ist, ob der Waldboden derzeit eine THG-Senke oder -Quelle ist. Mittlerweile wurden für den Nationalen Inventur-Bericht 2023, der zu Redaktionsschluss dieses Berichts fertiggestellt wurde, die Waldbodenmodellierungen methodisch deutlich verbessert und deren Unsicherheit durch Abgleich mit Messwerten für idente Waldinventurpunkte deutlich verringert. Über den gesamten Beobachtungszeitraum ergibt sich nunmehr im Mittel eine Netto-Kohlenstoffsenke mit deutlichen jährlichen Schwankungen, die Veränderung ist aber nach wie vor nicht signifikant von null verschieden (Box 2.2).

Neben dem bestehenden Wald („Wald bleibt Wald“) stellen auch Landnutzungsänderungen zu Wald (Neubewaldung) eine Senke dar, und zwar zwischen \({-}\)1.717 und \({-}\)3.370 kt CO₂e (Abb. 2.8). Den größten Beitrag liefern dazu Landnutzungsänderungen von Sonstigem Land zu Wald (\({-}\)921 kt CO₂e in 2020) und von Grünland zu Wald (\({-}\)424 kt CO₂e in 2020). Der Beitrag von Flächenveränderungen von Grünland zu Wald war in den frühen 1990er-Jahren noch größer und betrug bis zu \({-}\)1.000 kt CO₂e/Jahr. Gründe dafür sind v. a. die Aufgabe der Bewirtschaftung von Grünland, insbesondere in höheren Lagen, wie z. B. auf Almflächen. Auch der Anstieg der Waldgrenze führt zu einer Zunahme der Waldfläche in höheren Lagen (Grünland oder Sonstiges Land). Gemäß den Ergebnissen der österreichischen Waldinventuren entfallen mehr als 50 % der Landnutzungswechsel zu Wald auf Grünland, und ein Viertel bis ein Drittel auf Sonstiges Land (BFW, 2011). Landnutzungsänderungen zu Wald sind flächenmäßig größer als Landnutzungswechsel von Wald, weshalb die Waldfläche Österreichs nun bereits seit Jahrzehnten stetig wächst (Abschn.​ 1.​2.​3, Abb.​ 1.​5).

Im Gegensatz zum bestehenden Wald und zur Neubewaldung führt die Entwaldung (Landnutzungsänderung von Wald zu einer anderen Landnutzungsform) in Österreich zu Netto-Emissionen über die gesamte Periode der THG-Bilanz von 1990 bis 2020. Das Ausmaß der Emissionen beträgt zwischen 500 kt CO₂e/Jahr (2020) und 1.213 kt CO₂e/Jahr (1994) und zeigt eine Abnahme. Die meisten Landnutzungsänderungen finden von Wald zu Grünland, zu Sonstigem Land und zu Siedlungsraum statt. In den letzten Jahren war auch eine Zunahme von Landnutzungsänderungen von Wald zu Feuchtgebieten zu verzeichnen. Die Emissionen aus der Entwaldung werden gemäß den IPCC-Regeln der Treibhausgasbilanzierung nicht der Kategorie Wald zugeordnet, sondern der jeweiligen Zielkategorie, in welche der Wald umgewandelt wird.

Die Kategorie der Holzprodukte (Harvested Wood Products – HWP) ist die zweitwichtigste Senke in Österreich, bezieht sich auf in Österreich produzierte Holzprodukte aus heimischem Einschlag und trägt jährlich zu einer Netto-Emissionsreduktion zwischen \({-}\)173 (2020) und \({-}\)5.045 kt CO₂/Jahr (2007) bei. Die Holzprodukte werden in drei Produktgruppen unterteilt, Schnittholz (Laub- und Nadelschnittholz), Holzplatten (Span- und Faserplatten), Papier und Pappe. Die höchsten Kohlenstoffzu- und -abflüsse zu den HWP-Vorräten werden dabei von Schnittholz verzeichnet, gefolgt von Papier/Pappe (Abb. 2.9).

Die Netto-Senke ist v. a. auf Schnittholz und Platten zurückzuführen, der Beitrag von Papier ist gering. Die Produktion der drei HWP-Gruppen auf Basis von heimischem Einschlag verzeichnet einen kontinuierlichen Anstieg seit den 1960er-Jahren (Abb. 2.10). Aufgrund des wirtschaftlichen Abschwungs durch die Finanzkrise 2008 fiel die Produktion auf Basis von heimischem Einschlag deutlich ab und blieb seitdem konstant unterhalb des Niveaus von 2008. Auch das Jahr 2020 zeigt eine deutlichen Rückgang der HWP-Produktion auf Basis von heimischem Einschlag und einen entsprechenden Rückgang der HWP-Senke (Abb. 2.9 und 4.10), der bedingt durch den erhöhten Anfall und Verfügbarkeit von Kalamitätsholz (v. a. in Nachbarländern), damit einhergehend mit Holzpreisverfall und lt. Holzeinschlagsmeldungen des BMLRT dadurch mit geringeren entsprechenden Holznutzungen in Österreich in 2020 gekoppelt ist.

Dass das Ackerland in den Jahren 2003 und 2004 zu einer Netto-Senke wurde, ist v. a. auf den vermehrten Aufbau von Kohlenstoff im Boden von bestehendem einjährigem Ackerland ohne Landnutzungsänderungen (Acker bleibt Acker) zurückzuführen. Diese in der THG-Inventur geschätzte Zunahme des Humusvorrats im Ackerboden wurde durch Messungen der AGES bestätigt (Umweltbundesamt, 2019c). Von den klimaschutzbezogenen Maßnahmen für die Landwirtschaft des Agrar-Umweltprogramm ÖPUL (Verzicht auf Mineraldünger, Mulch- und Direktsaat, umweltgerechte Bewirtschaftung, biologische Bewirtschaftung, Begrünungsmaßnahmen) führen insbesondere die Zwischenbegrünungen zur Zunahme des Humus (siehe auch Abschn. 2.5.1 und 5.​1.​1.​1). Diese Zunahme des Humus in den Ackerböden, bedingt durch die Einführung des ÖPUL-Programms ab 1996, hatte eine positive Entwicklung der THG-Bilanz des Ackerlands zur Folge (Abb. 2.11). Die starke Zunahme der Emissionen seit 2015 resultierte aufgrund der Abschreibungsdauer der Kohlenstoffänderungen im Boden von 20 Jahren (gemäß den Inventurrichtlinien des IPCC). Nach Einführung einer Maßnahme wird in diesem Fall der Netto-Kohlenstoffaufbau für die folgenden 20 Jahre als Senke bilanziert, anschließend wird bei gleichbleibender Bewirtschaftung ein Gleichgewicht des Bodenkohlenstoffs unterstellt und daher keine weiteren Kohlenstoffänderungen berechnet.

Kohlenstoffänderungen in bestehenden Dauerkulturen (ohne Landnutzungsänderungen) sind im Durchschnitt über den Zeitraum 1990–2020 eine geringe Netto-Senke (rund \({-}\)10 kt CO₂e/Jahr) und machen nur einen geringen Teil an der Kategorie Acker bleibt Acker aus. Wechsel zwischen einjährigem Acker und Dauerkulturen werden ebenfalls bilanziert und waren je nach Richtung aufgrund der Kohlenstoffänderungen in der Biomasse eine Netto-Senke (einjähriger Acker zu Dauerkultur) oder Netto-Emissionsquelle (Dauerkultur zu einjährigem Acker) und betrugen im Durchschnitt \({\pm}\) 12 kt CO₂e zwischen 1990 und 2020.

Grünland ist über die gesamte Zeitreihe von 1990 bis 2020 eine Netto-Emissionsquelle im Ausmaß von 329 bis 680 kt CO₂e (Abb. 2.12). Diese Emissionen entstehen hauptsächlich aus bewirtschafteten organischen Böden in Grünland und durch Landnutzungsänderungen von Wald zu Grünland von im Durchschnitt jährlich 1400 ha. Die Emissionen aus bewirtschafteten organischen Böden sind über die Zeitreihe als konstant angenommen, somit auch der Trend von Grünland bleibt Grünland. Auf Grundlage des Österreichischen Bodeninformationssystems (BORIS) wurde eine konstante Fläche von 12.954 ha an organischen Böden im Grünland berechnet, für die angenommen wurde, dass sie drainiert ist. Netto-Emissionen wurden sowohl für CO₂ aus Kohlenstoffänderungen wie für CH₄ und N₂O aus Drainagen berichtet. Das Wissen um das Ausmaß, die Bewirtschaftung und die Emission aus organischen Böden ist in Österreich ungenügend (Abschn. 2.4.1), die derart berechneten Emissionen sind somit mit großer Unsicherheit behaftet.

Der Siedlungsraum nahm in den letzten Jahrzehnten flächenmäßig laufend zu, v. a. auf Kosten von Acker- und Grünland und Wald (siehe dazu auch Kap.​ 1, 3, 5, 6 und 7). Die jährlichen Netto-Emissionen aus der Umwandlung zu Siedlungsraum schwanken seit 1990 zwischen 226 und 540 kt CO₂e jährlich (Abb. 2.13). Der stufenartige Trend der Emissionen aus Waldumwandlung reflektiert die periodischen Erhebungen des Landnutzungswechsels in der österreichischen Waldinventur, die die Hauptdatenquelle für diese Landnutzungsänderung ist.

Im Rahmen der EU Verordnung Nr. 525/2013 (EU 525, 2013) ist Österreich verpflichtet, alle zwei Jahre die aktuellsten THG-Szenarien an die Europäische Kommission zu übermitteln. Diese Szenarien müssen mit der jeweilig aktuellen THG-Bilanz methodisch konsistent sein und darauf aufbauen. Das bedeutet, dass für alle Sektoren der THG-Bilanz sogenannte THG-Projektionen verfügbar sind, denen bestimmten Maßnahmenszenarien zugrunde liegen. Für den AFOLU-Bereich Landwirtschaft (Tierhaltung und Düngung) berichtete Österreich zuletzt die Szenarien „mit bestehenden Maßnahmen“ (With Existing Measures – WEM) und „mit zusätzlichen Maßnahmen“ (With Additional Measures – WAM). Das WAM wurde für den Nationalen Energie- und Klimaplan, der Ende Dezember 2019 an die Europäische Kommission übermittelt wurde (BMNT, 2019), entwickelt. Für den AFOLU-Bereich Landnutzung, Landnutzungswechsel und Forstwirtschaft (LULUCF; i.e. v. a. Kohlenstoffvorratsänderungen in der Landschaft) ist nur ein WEM-Szenario verfügbar (Umweltbundesamt, 2019a). Auch die Europäische Kommission betreibt für die Planung und Umsetzung von EU-Strategien und -Politiken eigene THG-Modellierungen, bei denen harmonisierte Annahmen für alle EU-Länder getroffen werden (EC, 2016). Diese EU-Szenarien für Österreich werden hier zum Vergleich dargestellt.

Das WEM-2019-Szenario zeigt für den AFOLU-Bereich Landwirtschaft, dass die Emissionen, wie im Trend der letzten Jahre, bis 2040 weiter ansteigen werden (Abb. 2.14). Das Szenario basiert auf Modellierungen von Sinabell et al. (2015). Grund für den Anstieg ist die Zunahme der Rinderzahlen aufgrund der angenommenen Abschaffung der Milchquote. Auch das Programm für Ländliche Entwicklung und die gekoppelte Alpwirtschaftsprämie bieten günstige Bedingungen für extensive Viehhaltung. Weiters machen die Verfügbarkeit von Grünland und relativ hohe Rindfleischpreise die Produktion attraktiv. Die Produktion von Schweinefleisch nimmt im Szenario, aufgrund der niedrigeren Preise, die am Markt erzielt werden können, zwar ab. Dies hat jedoch nur einen geringen Effekt auf den Gesamttrend des AFOLU-Bereichs Landwirtschaft, da die Schweine im Vergleich zu den Rindern nur einen kleinen Beitrag zu den Emissionen aus der Tierhaltung haben. Im WEM-2019-Szenario nimmt auch die Geflügelproduktion ab, aufgrund von relativ hohen Futterkosten. Allerdings hat dies keine signifikante Auswirkung auf die Emissionen. Mineraldüngerkäufe nehmen über die Zeit leicht ab, was mit den steigenden Viehzahlen zusammenhängt, wodurch vermehrt Wirtschaftsdünger verwendet wird. Wie in Abb. 2.15 ersichtlich ist, bleiben die Emissionen in den anderen Sub-Kategorien des AFOLU-Bereichs Landwirtschaft über den Zeitraum 2018–2040 relativ konstant. Im WEM 2017 wurden niedrigere Milchpreise angenommen, was zu einer noch geringeren Rinderanzahl und somit niedrigeren Emissionen führte. Auch die Preise für Schweinefleisch waren in diesem Szenario niedriger (Sinabell et al., 2015).

Die zusätzlichen Maßnahmen im WAM-2019-Szenario beinhalten einen Rückgang des Mineraldüngeeinsatzes um 20 % bis 2030, eine Reduktion der Stickstoffausscheidung um 5 % bis 2030, die Zunahme der Weidehaltung von Milch- und Mutterkühen, eine Zunahme der Wirtschaftsdüngervergärung von derzeit 1 % auf 30 %, sowie die Stabilisierung der Rinderzahlen ab 2025 auf gleichbleibendem Niveau. In diesem WAM-Szenario sind die THG-Emissionen des AFOLU-Bereichs Landwirtschaft im Jahr 2030 um 721 kt CO₂e (um 9 %) und im Jahr 2040 um 994 kt CO₂e (um 13 %) geringer als im WEM-2019-Szenario.

Das Ergebnis des EU-Szenarios (welches ein WEM-Szenario darstellt) für Österreich zeigt einen ähnlichen Trend der Emissionen des AFOLU-Bereichs Landwirtschaft wie WEM 2017 auf einem stabilen gleichbleibenden Niveau um ca. 7.000 kt CO₂e bis 2040.

Das WEM-Szenario für den AFOLU-Bereich LULUCF (d. h. die Veränderung der Kohlenstoffvorräte in den einzelnen Landnutzungskategorien) basiert ebenfalls auf Modellierungen betreffend Landwirtschaft (Sinabell et al., 2018) sowie Waldentwicklung und Holznutzung (BFW, 2020) sowie einer Reihe weiterer Annahmen und Grundlagen, etwa zu künftigen Landnutzungswechseln zwischen den Kategorien (Sinabell et al., 2018). Für den LULUCF-Sektor zeigt das WEM-Szenario 2019 eine Abnahme der Senke bis 2040 auf bis zu \({-}\)2.200 kt CO₂e, hauptsächlich aufgrund von geringeren Biomassezuwächsen durch Altersstruktureffekte im Wald (Abb. 2.15) (Umweltbundesamt, 2019a). Die Kategorie der Holzprodukte bleibt aufgrund einer gleichbleibenden Nachfrage und Produktionsentwicklung über den ganzen Zeitraum eine relativ konstante Senke von etwa \({-}\)2.100 kt CO₂e/Jahr. Die anderen nicht waldbezogenen Landnutzungskategorien (Acker, Grünland, Feuchtgebiete, Siedlungsraum und Sonstiges Land) stellen in Summe eine Emissionsquelle im Umfang von ca. 1.200 kt CO₂e/Jahr dar. Das ist etwas höher als die aktuellen Emissionen dieser Landnutzungskategorien, bedingt durch Änderungen der Landnutzungswechsel zwischen Ackerland und Grünland und unterstellte Gleichgewichtseinstellungen der Humusgehalte (i.e. keine weitere Netto-Kohlenstoffsenke) im Ackerboden nach Einführen von humusaufbauenden Maßnahmen durch das ÖPUL-Programm in den letzten Jahren. Das Ergebnis für das WEM-Szenario 2017 basiert auf älteren Modellierungen, Datengrundlagen und Annahmen in allen Kategorien und führt daher zu einem unterschiedlichen Ergebnis mit einer höheren Senke (\({-}\)4.608 kt CO₂e in 2030; Umweltbundesamt, 2017). Auch für den Landnutzungssektor gibt es ein Szenario der Europäischen Kommission. Für Österreich liegt dieses Szenario nahe bzw. im Bereich zwischen WEM 2017 und 2019, obwohl es auf anderen Modellierungen und Annahmen beruht. Die Abweichungen dieser beiden zuletzt genannten Szenarien zu den Ergebnissen der THG-Inventur für die letzten Jahre legen nahe, dass das WEM-Szenario 2019 die plausiblere Entwicklung ohne zusätzliche Maßnahmen von diesen drei Szenarien zeigt (Abb. 2.15).

Insgesamt zeigen diese Szenarien für den AFOLU-Sektor zwar die Unsicherheiten der künftigen Entwicklung der THG-Emissionen des Sektors. Trotzdem stellen sie jedoch eine alle zwei Jahre zu berichtende, unverzichtbare Datengrundlage dar, um den künftigen Trend und daraus abgeleitet die Notwendigkeit für allfällige zusätzliche Maßnahmen im Sektor zur Erhöhung des Klimaschutzbeitrages zu identifizieren.

In Abschn.​ 5.​1.​2. und Box 5.​1 werden langfristige Szenarien bis 2100 und 2150 für den waldbasierten Sektor Österreichs in Abhängigkeit von unterschiedlichen Nutzungen, Klimaentwicklungen und Klimawandelanpassung beschrieben.

In Abb. 2.16 sind Untersuchungsstandorte der in Österreich durchgeführten Studien aus den verschiedenen Landnutzungstypen Wald, Grünland und Ackerflächen sowie Seen, urbane Gebiete und Schilfgürtel dargestellt. Allgemein gilt für THG-Flüsse aus Böden eine hohe Variabilität, welche sich aus Faktoren wie der Bewirtschaftung und der Landnutzung, aber auch den Umweltbedingungen wie Niederschlag und Lufttemperatur, der Bodenfeuchte, der Bodentemperatur und den Bodeneigenschaften (u. a. Nährstoffverfügbarkeit, pH-Wert oder der Bodentextur) ergeben (Oertel et al., 2016).

Daten von THG-Flüssen aus Grünlandböden (Kammer- und Eddy-Kovarianz-Methode) wurden aus Neustift (montan) und Stubaital (alpin) publiziert (Bahn et al., 2008; Harris et al., 2018; Hörtnagl et al., 2018b). In der Studie von Harris et al. (2018) wird über eine erhöhte Aufnahme von Nicht-CO₂-Treibhausgasen von 172 g CO₂e/m²/Jahr nach der Aufgabe von Grünland berichtet. Es wird gezeigt, dass der zusätzlich zugeführte Stickstoff (N) durch Dünger schnell immobilisiert und von Pflanzen und Mikroben aufgenommen wird. Diese Studie weist darauf hin, dass N₂O und CH₄ einen wichtigen Teil der gesamten Klimaauswirkungen von Landnutzungsänderungen von Bergwiese (gedüngt und gemäht) oder Weide (beweidet) zur Auflassung von Grünland (nicht bewirtschaftet) ausmachen, sodass aufgegebenes Grünland eine Netto-Senke sowohl für CH₄ als auch für N₂O darstellt. Es zeigte sich z. B. in Neustift, dass der jährliche Netto-Ökosystemaustausch (NEE) von \({-}\)42 g C/m²/Jahr (das Grünland nimmt Kohlenstoff auf) bis 69 g C/m²/Jahr (das Grünland ist eine Quelle von Kohlenstoff) über sechs Jahre variierte (Mittel = 18 g C/m²/Jahr) (Wohlfahrt et al., 2008) und ist damit gut vergleichbar mit anderen Studien aus Mitteleuropa (Marcolla et al., 2011; Prescher et al., 2010; Zeeman et al., 2010). Gründe für die hohe Schwankungsbreite des NEE liegen vor allem bei Schwankungen der durchschnittlichen Witterungsbedingungen (v. a. Strahlung) und bei der Bewirtschaftung (Zeitpunkt und Intensität) von Grünland. Standortspezifische Eigenschaften von bewirtschaftetem Grünland können sich über relativ kurze Zeiträume verändern. Solche Veränderungen sind beispielsweise Zeitpunkt und Menge der Düngung, Umweltbedingungen, Bodenverdichtung durch Weidetiere oder durch den Einsatz schwerer Maschinen. Die genannten Bewirtschaftungsarten wirken sich auf Bodeneigenschaften aus, die für die Emission oder die Aufnahme von THGs im Boden entscheidend sind. Die in Hörtnagl et al. (2018b) präsentierten Daten zeigen, dass die untersuchten europäischen Berggrasland-Ökosysteme in Bezug auf den NEE wenig mit Grünland auf fruchtbaren Böden in Tallagen gemein haben, denn diese weisen höhere maximale Kohlenstoffgewinne auf [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Am Grünlandstandort (Neustift) zeigte sich auch, dass die N₂O und CH₄ Flüsse einen wesentlichen Beitrag zur Klimabilanz von Grünland beitragen und effektiv die Senkenstärke in Form von CO₂e des untersuchten Grünlandstandorts reduzierten [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Standortübergreifend lag der durchschnittliche N₂O-Emissionsfaktor (N₂O Emissionsfaktor (N₂O-EF) = N₂O-N Emission (in kg) pro kg Stickstoffeintrag in Hörtnagl et al. (2018b, 14 Standorte) bei 1,8 \({\pm}\) 0,5 % und ist demnach höher als der IPCC-Tier-1-EF von 1 %, der in der THG-Inventur verwendet wird. Auf der Standortebene variierte der N₂O-EF zwischen den Jahren erheblich (0,1–8,6 %). Angesichts der hohen Variabilität der N₂O-EFs zwischen den Jahren sind mehr Langzeitmessungen nötig, um die anspruchsvollen Tier-2-EFs für ihre Anwendung zu entwickeln (Hörtnagl et al., 2018b; IPCC, 2006).

Mit der Kammermessmethode (Box 2.1) wurden aus österreichischen Waldböden CO₂-Emissionen zwischen 6 und 10 t C/ha/Jahr gemessen. Diese Ergebnisse sind im Einklang mit internationalen Studien aus Waldböden der gemäßigten Klimazone [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Der CH₄-Austausch zwischen Boden und Atmosphäre wird signifikant von der Bodenfeuchte beeinflusst, denn CH₄-Emissionen treten nur bei feuchten oder wassergesättigten Bedingungen auf. Unter Bedingungen, bei denen Böden gut durchlüftet sind, wird CH₄ von spezialisierten Mikroorganismen aufgenommen, sodass Böden zu Senken für atmosphärisches CH₄ werden. In einem Überflutungsgradienten im Nationalpark Donauauen wurde der Einfluss der Bodenfeuchte in einem Auwaldboden analysiert; ein häufig überfluteter Auwaldboden nahm im Mittel nur 3 kg CH₄-C/ha/Jahr auf, während die Aufnahme in einem nie überfluteten Auwaldboden im Mittel 9 kg CH₄-C/ha/Jahr betrug (Schindlbacher et al., 2020).

In den durchgeführten Studien auf forstwirtschaftlich genutzten Flächen in Österreich wurden N₂O-Flüsse zwischen 3 und 11 µg N₂O-N/m²/Stunde gemessen (Kitzler et al., 2006a, 2006b; Langerwisch, 2017; Leitner et al., 2016). Ein höherer atmosphärischer Stickstoffeintrag (Eintrag von reaktivem Stickstoff aus der Atmosphäre – aus z. B. Verkehr, Industrie, Landwirtschaft, Energie – in die Biosphäre sowohl als Gas, trockene Deposition, als auch im Niederschlag als nasse Deposition) im Wald (z. B. Standorte Zöbelboden, Schottenwald) ging mit einer Erhöhung der N₂O-Emissionen einher, wohingegen bei hohem pH-Wert und niedrigeren N-Einträgen (Standort Achenkirch) wenig N₂O produziert wurde (Gundersen et al., 2012; Kitzler et al., 2006a; Langerwisch, 2017). In der Zusammenfassung von Gundersen et al. (2012) zeigt sich, dass die widerstandsfähigsten Wälder in Bezug auf N₂O- und CH₄-Emission trockene mediterrane Wälder sowie Wälder mit einem hohen C/N-Verhältnis des Bodens oder einem hohen Boden-pH-Wert sind. Aus dieser Studie lässt sich weiters zusammenfassen, dass sich mögliche Minderungsstrategien auf (i) die nachhaltige Bewirtschaftung von feuchten Waldgebieten und bewaldeten Torfgebieten, (ii) die nachhaltige Bewirtschaftung von Waldflächen, (iii) die Verringerung des atmosphärischen Stickstoffeintrags und damit der Stickstoff-Verfügbarkeit und (iv) die Verbesserung der Neutralisierungskapazität saurer Böden konzentrieren sollten (siehe auch Kap.​ 5).

Österreichweit gibt es weitaus weniger Studien zu THG-Flüssen aus Ackerböden. Aufgrund der vielfältigen Bewirtschaftungsarten und den angebauten Kulturen ist die Vergleichbarkeit der Ergebnisse nur bedingt möglich. In Klik et al. (2010) wurden beispielsweise verschiedene Bodenbearbeitungsvarianten miteinander verglichen. Die mehrjährigen Messergebnisse bestätigen, dass standortspezifische Faktoren wie Temperatur, Bodentextur und -wassergehalt sowie die angebaute Kultur eine wichtige Rolle für die CO₂-Emissonen von Ackerböden spielen. Basierend auf den Feldmessungen (Kammermessmethode) ergaben sich pro Vegetationsperiode CO₂-Emissionen zwischen 5,1 und 11,4 t CO₂-C/ha bei einem sandigen Schluff und zwischen 4,0 und 6,8 t CO₂-C/ha bei einem lehmigen Ton. Direktsaat mit Wintergründecke führte zu weniger CO₂-Emissionen als konventionelle und reduzierte Bodenbearbeitung.

In der Lysimeteranlage in Hirschstetten wurde festgestellt, dass drei Bodentypen (sandiger Tschernosem, tiefgründiger Tschernosem und Feuchtschwarzerde) entgegen den Annahmen keine signifikante Rolle für die CH₄- und N₂O-Flüsse spielen (Michel et al., 2017). Andere Prozesse und Parameter wie beispielsweise die Bodenatmung (CO₂) und mikrobielle Bodenparameter zeigten hingegen bodentypenabhängige Veränderungen. Beim Kompostversuch in Ritzlhof (Spann, 2016), den Biokohleversuchen in Kaindorf (Maier, 2016) und Traismauer (Soja et al., 2013) wurden ebenfalls THG-Flüsse bestimmt. Die untersuchten Ackerstandorte zeigen sowohl CH₄-Aufnahme als auch CH₄-Emission (Kaindorf: 0,6 kg CH₄-C/ha/Jahr und Ritzlhof: \({-}\)0,2 kg CH₄-C/ha/Jahr), was sich auf die unterschiedliche Bodentextur zurückführen lässt. Düngung auf Ackerflächen führt zu erhöhter N₂O-Ausgasung (Soja et al., 2013) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Für Acker gibt es keine publizierten Daten zu Eddy-Kovarianz-Messungen. Im Unterinntal wurden an drei Ackerstandorten Eddy-Kovarianz-Messungen begonnen. Kutsch et al. (2010) weisen darauf hin, dass mehr als 50 Standorte für ein europäisches Ackerlandflussnetzwerk notwendig sind, um die Variabilität von Klima, Boden und Management innerhalb des europäischen Kontinents adäquat zu repräsentieren. Somit sind die Unsicherheiten aufgrund des Netzwerkdesigns derzeit größer als die Unsicherheit, die der Messmethode innewohnt.

Eine EC-Messstation im Pürgschachen-Moor wurde 2018 eingerichtet. Ergebnisse dazu finden sich unter Abschn. 2.4.1.

Im Laufe der letzten 20 Jahre wurden in Österreich Manipulationsexperimente mit unterschiedlichen Schwerpunkten durchgeführt. Die Ergebnisse der Studien zeigen, dass die verschiedenen Treiber der „THG-Emissionen“ Nährstoffangebot (atmosphärischer Stickstoffeintrag, Biokohleapplikation, Düngung), Klima (Temperatur und Feuchteänderungen), Störung (Borkenkäfer, Windwurf, Entfernung der Streuschicht), unterschiedliche Auswirkungen auf die Pflanzen und die Aktivität der Mikroorganismen und somit auf die THG-Flüsse haben.

Die Klimaerwärmung ruft einen raschen Humusabbau im Wald und damit erhöhte THG-Emissionen aus dem Boden hervor [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Diese Wirkungen des Klimawandels auf Stoffumsetzungen in Böden verstärken dadurch zusätzlich den THG-Anstieg in der Atmosphäre. In Waldökosystemen wurden die Auswirkungen der Bodenerwärmung (Gundersen et al., 2012; Schindlbacher et al., 2012), Trockenperioden und Wiederbefeuchtungsereignisse (Díaz-Pinés et al., 2018) sowie die Auswirkungen der Erhöhung des atmosphärischen Stickstoffeintrages (Gundersen et al., 2012) und der Entfernung der Streuschicht (Leitner et al., 2016) auf die Boden-THG-Emissionen erforscht. Eine Erwärmung des Bodens von +4 °C in einem Mischwald führte zu einem Anstieg der CO₂- (32–45 %) und N₂O-Emissionen (50 %; Gundersen et al., 2012; Schindlbacher et al., 2012) und einer Verringerung der CH₄-Aufnahme (\({-}\)8 %; Gundersen et al., 2012). Trockenheit führte zur Verminderung von Boden-CO₂-Emissionen in Achenkirch, (Mischwald bis zu 50 %; Schindlbacher et al., 2012). In einem Buchenwald (Rosalia) führte eine erhöhte Intensität von Dürre- und Wiederbefeuchtungszyklen zu 30 % niedrigeren CO₂-Emissionen (Díaz-Pinés et al., 2018). In beiden Standorten war wahrscheinlich die Wasserknappheit während der Dürre für verlangsamte Abbauprozesse verantwortlich. Im gleichen Buchenwald (Rosalia) führte Trockenheit zur Verminderung der N₂O-Emissionen um 60 %, während sich die CH₄-Aufnahme erhöhte (Díaz-Pinés et al., 2018). An diesem Untersuchungsstandort konnte auch gezeigt werden, dass die Entfernung der Laubstreu zu verminderten CO₂-und N₂O-Emissionen, aber zu Erhöhung der CH₄-Aufnahmen führt (Leitner et al., 2016).

Zusätzlicher Eintrag von N in europäischen Wäldern führt zu geringeren CH₄-Aufnahmen und höheren N₂O-Emissionen (Gundersen et al., 2012), welche auch in einem natürlichen Stickstoffgradienten (Abschn. 2.2.4.1) beobachtet wurden. Die kombinierten Auswirkungen der N-Deposition sowie die Erhöhung von Trockenheit und Starkniederschlagereignissen werden zwischen 2021 und 2023 in den Standorten Rosalia, Klausenleopoldsdorf und Zöbelboden untersucht.

Waldstörungen wirken sich negativ auf die Senkenwirkung des Waldes (Abschn. 2.2.3.3) aus, wenn Kohlenstoffabbauprozesse beschleunigt werden und/oder Kohlenstoffakkumulationsprozesse (z. B. vermindertes Wachstum) verlangsamt werden. Dirnböck et al. (2020) zeigten, dass nach Sturm Kyrill (2007) die durch Windwurf- und Borkenkäfer gestörten Wälder des Nationalpark Kalkalpen im Zeitraum von 2000 bis 2014 eine durchschnittlich geringere Netto-Ökosystemproduktion (NEP) aufwiesen (0,59 vs. 2,49 t C/ha/Jahr in gestörten vs. ungestörten Beständen). Der Fichtenbestand wies nach dem Verlust von 28 % der Bäume vier Jahre nach Störungsbeginn nur mehr eine geringe positive NEP (+0,09 t C/ha/Jahr) auf (Kobler et al., 2015). In extremen Fällen werden die sowohl anthropogen als auch natürlich gestörten Wälder zu CO₂-Quellen [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Dies ist in der kanadischen Studie von Kurz et al. (2008) beschrieben und wurde für Österreich auch von Zehetgruber et al. (2017) gefunden: Eine negative NEP von \({-}\)5,5 t C/ha/Jahr war drei Jahre nach der Entfernung des Baumbestandes feststellbar. Ähnliche Ergebnisse wurden mit Eddy-Kovarianz-Messungen auf einer Windwurffläche im Höllengebirge, OÖ, erzielt: Innerhalb der Vegetationsperiode (Mai–Oktober) stellte sich eine negative NEP von \({-}\)4,05 t C/ha dar, drei Jahre nach Störung und acht Jahre nach Störung nur mehr eine gering negative Bilanz (\({-}\)0,04 t C/ha; Matthews et al., 2017).

Manipulationsexperimente in Grünlandflächen wurden in Bezug auf Änderungen der THG-Flüsse bei Erwärmung und Wiederbefeuchtung durchgeführt. In transferierten Bodenprofilen einer alpinen Wiese und einem aufgelassenen Grünland, die vor Regen geschützt wurden, verminderte sich die CO₂-Ausgasung aus dem Boden bis zu 60 % (Ingrisch et al., 2018).

In Ackerböden wurde die Auswirkung von Trockenheit untersucht. Die Böden, die Trockenperioden und Starkregenereignissen unterworfen waren, emittierten unter manipulierten Niederschlagsbedingungen signifikant geringere CO₂-Flüsse als die Kontrolle (Michel et al., 2017). CH₄- und N₂O-Flüsse folgten in derselben Studie keinem eindeutigen Trend.

In einer Ackerfläche führte Stickstoff-Düngung durch Kompost zu erhöhten N₂O-Flussraten (Spann, 2016; Nährstoffverfügbarkeit wird erhöht). Im Gegensatz zur verminderten CH₄-Aufnahme, welche bei einem Düngungsexperiment (mineralischer Dünger) im Wald (Gundersen et al., 2012) gemessen wurde, wurde in Ackerflächen eine höhere CH₄-Aufnahme gemessen (Spann, 2016). Die höhere CH₄-Aufnahme in Spann (2016) lässt sich durch die Einbringung einer anderen Mikroorganismengemeinschaft durch den Kompost (organischer Dünger) erklären.

Der Einsatz von Biokohle (siehe auch Abschn.​ 5.​2.​2.​2) ist von globaler Bedeutung und wurde u. a. als Bodenzusatz zur Erhöhung des organischen Bodenkohlenstoffes vorgeschlagen, um die Auswaschung von Nitrat zu reduzieren, die Bodenqualität zu verbessern und THG-Emissionen aus den Böden zu reduzieren (Borchard et al., 2019). Versuche in österreichischen Ackerböden (Standorte: Kaindorf, Traismauer) zeigten eine Verringerung der N₂O-Emissionen um 60 % und einer Erhöhung der CH₄-Aufnahme (Maier et al., 2022; Soja et al., 2013) [mittlere Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Das Verständnis der vorherrschenden Mechanismen der Kohlenstoffstabilisierung in Böden ist aktuell im Umbruch begriffen. Mehr als ein Jahrhundert wurde Humifizierung (d. h. die Bildung größerer, komplexerer und zunehmend heterozyklischer Moleküle) als grundlegender Mechanismus der Kohlenstoffstabilisierung in Böden betrachtet. Nach neueren Erkenntnissen hingegen wird organische Substanz als Kontinuum entlang des mikrobiellen oxidativen Abbaus und der damit verbundenen Stabilisierung an den Oberflächen der Mineralbestandteile des Bodens durch Mikroaggregatbildung und somit als Ökosystemeigenschaft verstanden (Lehmann & Kleber, 2015; Schmidt et al., 2011). Kleine, einfache Moleküle (z. B. Zucker, Aminosäuren) haben demnach längerfristig eine ähnliche Verweilzeit wie komplexe, große Biomoleküle (z. B. Lignin). Hieraus ergeben sich wesentliche Implikationen für Kohlenstoffmanagement und -sequestrierung in terrestrischen Ökosystemen, insbesondere eine Obergrenze für die Speicherung geschützten organischen Kohlenstoffs im Boden (Sättigungspotenzial), welche neben Temperatur und Wasserhaushalt (Stockmann et al., 2013) wesentlich durch die Schutzwirkung der mineralischen Bodenkomponenten bestimmt wird (Schmidt et al., 2011), wobei hier vor allem stabilen Mikroaggregaten (Six et al., 2002) und Korngrößenfraktionen < 20 µm (Hassink, 1997) die größte Bedeutung zugeschrieben wird.

Die neue Humustheorie unterliegt jedoch auch zunehmender Kritik. Kurz zusammengefasst bezieht sich diese darauf, dass von ihren Proponenten experimentelle und thermodynamische Evidenz für aromatische (v. a. phenolische) Polymere aus dem Abbau von Lignin bzw. aus der Synthese durch Mikroorganismen (Gerke, 2018), die Existenz von starken Wasserstoffbrückenbindungen (Alberts & Takács, 2004; Wells, 2019) und die Stabilisierung von sekundären Strukturen durch Kationen (Galicia-Andrés et al., 2021) nicht berücksichtigt bzw. korrekt interpretiert würden. Die Existenz starker Wasserstoffbrückenbindungen in supramolekularen Strukturen wird als Beleg für chemische Schutzmechanismen benannt (Wells, 2019), jedoch ohne Bezugnahme auf eine Zeitskala. Daher müssen diese Erkenntnisse der für die Kohlenstoffstabilisierung relevanten grundlegenden Aussage der neuen Humustheorie, dass die Verweildauer organischer Substanzen im Boden, abgesehen von der Initialphase, nicht von der chemischen Rekalzitranz, sondern der Schutzwirkung der Bodenmatrix abhängt, nicht notwendigerweise widersprechen.

Durch Feuer entstandene Kohlenstoffformen (Pyrolysekohlenstoff) können in Grünland- und borealen Waldböden bis zu 40 % des organischen Kohlenstoffs ausmachen (Preston & Schmidt, 2006). Pyrolytischem Kohlenstoff wird aufgrund seiner verschmolzenen aromatischen Ringstrukturen zumeist hohe Stabilität im Boden zugeschrieben (Wang et al., 2016), doch gibt es auch Evidenz aus Feldexperimenten, dass sogar ein rascherer Abbau erfolgen kann (Hammes et al., 2008). In diesem Zusammenhang wurde auch für pyrolytischen Kohlenstoff die Schutzwirkung mineralischer Substanz als wesentlicher Faktor der Stabilisierung vorgeschlagen (Brodowski et al., 2006). Der mit gängigen Verfahren bestimmte Anteil von pyrolytischem Kohlenstoff in Böden könnte aufgrund methodischer Probleme bzw. fehlender Vorbehandlung zudem deutlich überschätzt sein (Gerke, 2018; Schmidt & Noack, 2000).

Eine Abschätzung der Verweildauer (Schmidt et al., 2011) und der Rolle von Pyrolyse-C und supramolekularen Strukturen für die Kohlenstoffsequestrierung in Böden ist auf Basis des derzeitigen Wissensstands nicht möglich (Courtier-Murias et al., 2013) und kann daher bei der Berechnung der Kohlenstoff-Sättigungspotenziale derzeit nicht berücksichtigt werden.

In Tab. 2.3 sind die in den Böden bis 50 cm Tiefe gespeicherten Mengen an organischem Kohlenstoff auf Basis der zwischen 1988 und 1999 durchgeführten Bodenzustandsinventuren der Bundesländer und der bundesweiten Waldbodenzustandsinventur dargestellt. Dafür wurden die flächengewichteten Mediane der Kohlenstoffbestände für die gesamten aktuellen Flächen der Landnutzungsformen Österreichs hochgerechnet (Umweltbundesamt, 2011). Demnach sind in den Waldböden rd. 490 Mio. t C und in den landwirtschaftlichen Böden rd. 220 Mio. t C gespeichert. In den Moorböden sind, durch die geringe flächenmäßige Ausdehnung der Moore, geringere Kohlenstoffvorräte gespeichert, allerdings ist der Kohlenstoffbestand je Hektar vergleichsweise deutlich größer als in den anderen Landnutzungsformen. Der Gesamtbestand in den Böden Österreichs umfasst etwa 830 Mio. t C-Äquivalente zu 3.056 Mio. t CO₂, was näherungsweise 40 aktuellen jährlichen THG-Emissionsraten Österreichs entspricht. Bodenkohlenstoff in Horizonten unter 50 cm wurde dabei nicht erfasst. Eine Karte der Kohlenstoffbestände bis 30 cm Bodentiefe unter Berücksichtigung aller Nutzungskategorien ist in Abb. 2.23 wiedergegeben (Baumgarten et al., 2021), Daten zu den einzelnen Nutzungskategorien sind in Tab. 2.3 auch für die Tiefenstufe 0–30 cm aufgelistet, um internationale Vergleiche auch mit Angaben für diese Bodentiefe zu ermöglichen.

Modellierungen der Kohlenstoffsättigungspotenziale und -defizite von Oberböden (0–20 cm) liegen auf Basis der Daten der niederösterreichischen Bodenzustandsinventur (Amt der Niederösterreichischen Landesregierung 1994) bislang nur für Niederösterreich vor (Wenzel et al., 2022). Bei Kohlenstoffvorräten von 36 t/ha (davon 85 %, somit 31 t/ha stabiler Kohlenstoff) unter Ackernutzung liegt das mittels Regressionsanalyse aus der Korngrößenfraktion < 20 µm modellierte Sättigungspotenzial bei 178 t/ha, daraus ergibt sich ein Sättigungsdefizit von 143 t/ha (Wenzel et al., 2022). Die entsprechenden Werte für Grünland betragen 63 t/ha Vorrat bis 20 cm Bodentiefe (davon 54 t/ha stabil), 143 t/ha Sättigungspotenzial sowie 88 t/ha Kohlenstoffdefizit (Wenzel et al., 2022). Ackerböden weisen somit ein Defizit von rd. 80 % des Potenzials auf, Grünlandböden eine ein Defizit von rd. 62 %. Die Ergebnisse des mit NÖ-Daten parametrisierten Boundary Line Modells (Feng et al., 2013) werden durch die unabhängige Abschätzung der maximalen Kohlenstoffsättigung über die Kationenaustauschkapazität bestätigt (Wenzel et al., 2022).

Die Angaben zu Sättigungspotenzialen und -defiziten unterliegen denselben Fehlerquellen wie jene der Kohlenstoffvorräte und werden v. a. von den ungenauen Schätzwerten der Grobanteile und der Rohdichte trocken bestimmt (Fehler in der Größenordnung von 30 %). Dazu kommt, dass die Schätzung des Feinanteils < 20 µm mangels Messdaten aus der Fraktion < 63 µm (Ton- und Schlufffraktion) erfolgen musste und das Sättigungspotenzial über ein weiteres Regressionsmodell abzuschätzen war. Die rechnerische Unsicherheit bei der Schätzung des Sättigungspotenzials liegt bei Berücksichtigung der Fehlerfortpflanzung für das Boundary Line Modell mit den Daten der NÖ-Bodenzustandsinventur bei \({\pm}\) 25 g C/kg und wirkt sich bei geringen Werten stärker aus (Wenzel et al., 2022).

Vergleiche mit publizierten Studien aus anderen Ländern können nur methodenspezifisch erfolgen. Wiesmeier et al. (2014) kamen für Ackerböden Bayerns unter Verwendung des Regressionsmodells von Hassink (1997) und experimentell bestimmten Kohlenstoffkonzentrationen in der Fraktion < 20 µm auf ein Sättigungsdefizit von rd. 50 %, mit deutlich geringeren Defiziten unter Grünland und nahezu gesättigten Böden unter Wald. Ähnliche Ergebnisse wurden von Feng et al. (2013) für Böden aus verschiedenen Weltregionen berichtet, mit deutlich höheren Defiziten bei Anwendung der Boundary Line Methode im Vergleich zu jener von Hassink (1997). Mit der Methode von Hassink (1997) modellierten Angers et al. (2011) die Sättigungsdefizite landwirtschaftlicher Böden Frankreichs. Auch hier bestätigte sich die substanzielle Untersättigung von Ackerböden, während die Kohlenstoffgehalte der Grünlandböden größtenteils um das Sättigungspotenzial liegen. Angers et al. (2011) fanden besonders hohe Defizite in intensiv genutzten Böden (Weinbau, Ackerbau) im mediterranen Klimaraum (hohe Temperatur), während Böden unter extensiver Grünlandnutzung insbesondere in höheren Lagen meist – wahrscheinlich aufgrund der Unterschätzung des Kohlenstoffsättigungspotenzials durch die verwendete Gleichung von Hassink (1997) – gesättigt bzw. sogar übersättigt sind.

Hochgerechnet auf die Ackerfläche Niederösterreichs (699.867 ha) ergibt sich für die Oberböden (0–20 cm) ein Sättigungsdefizit zwischen rd. 100 Tg C, während dieses für die Grünlandfläche (182.477 ha) mit rd. 16 Tg C deutlich geringer ist. Unterstellt man ähnliche Sättigungsdefizite für die Böden der anderen Bundesländer, ergibt sich für Österreich ein Sättigungsdefizit unter Acker (1,34 Mio. ha) von 200 Tg C und unter Grünland (exklusive Almen; 0,94 Mio. ha) von 83 Tg C. Diese grobe Abschätzung stellt allerdings tendenziell eine Überschätzung dar, da die Kohlenstoffbestände in allen anderen Bundesländern mit Ausnahme des Burgenlands größer als in Niederösterreich sind (Baumgarten et al., 2021) und damit höhere Sättigung indizieren, und steckt somit vermutlich die Obergrenze ab. Während die Modellierungen der Sättigungspotenziale und -defizite für NÖ-Böden aufgrund der guten Übereinstimmung der Ergebnisse des Boundary Line Modells mit der unabhängigen Schätzung über die Kationenaustauschkapazität relativ gut abgesichert sind (Wenzel et al., 2022), birgt die Hochrechnung auf die landwirtschaftliche Nutzfläche Österreichs weitere Fehlerquellen, somit ist deren Ergebnis nur von mittlerer Konfidenz. Für Waldböden liegen keine Ergebnisse vor. Auch wenn die Ergebnisse von BMLFUW (2015) und Mutsch et al. (2013a, 2013b) nahelegen, dass viele Mineralböden unter Wald eine relativ hohe Sättigung aufweisen, ist zumindest bei stark streugenutzten Beständen aufgrund der historischen Kohlenstoffexporte von einem Sättigungsdefizit auszugehen. Dafür sprechen auch die Ergebnisse der nationalen Waldbodenzustandsinventur in Deutschland, welche den Mineralboden unter Wald als Kohlenstoffsenke ausweisen (Grüneberg et al., 2014).

Dem sich aus den vorangegangenen Ausführungen ergebenden Sättigungsdefizit von 283 Tg C für die unter Acker- und Grünlandnutzung stehenden Oberböden Österreichs stehen rd. 22 Tg jährliche Kohlenstoffemissionen in Österreich gegenüber. Wie in Abschn. 2.5.1.5 und 5.​1.​1 ausgeführt, können Bewirtschaftungsmaßnahmen nur sehr eingeschränkt zur Kohlenstoffsequestrierung in Böden beitragen und damit das Sättigungsdefizit in der Regel nicht vollständig realisieren. Zudem könnten im günstigsten Fall in Acker- und Grünlandböden die CO₂-Emissionen von maximal 12,7 Jahren kompensiert werden. Die Kohlenstoffsequestrierungsrate lag in der Periode 1987/92–2006/08 bei 0,41 t C/ha/Jahr. Ohne grundlegende permanente Änderung der Landnutzung von Acker- auf Grünland- oder Waldnutzung ist nach derzeitigem Kenntnisstand davon auszugehen, dass durch Anpassung der Bewirtschaftungsmaßnahmen (siehe Abschn. 2.5.1.5) nur ein Teil des Sättigungspotenzials genutzt werden kann. Unabhängig davon ist die Kernaussage, dass österreichische Oberböden selbst im Falle der nicht realistischen vollständigen Realisierung des Sättigungspotenzials nicht viel mehr als ein Jahrzehnt der aktuellen CO₂-Emissionen Österreichs kompensieren könnten, von hoher Konfidenz. Nicht berücksichtigt wird hier das weitgehend unbekannte Sequestrierungspotenzial von Unterböden (> 20 cm Tiefe) und Waldböden. Ein kritischer Aspekt bezieht sich auch auf die Frage der Permanenz von Maßnahmen bzw. deren Wirksamkeit, insbesondere in zeitlich begrenzten Förderprogrammen (vgl. auch Abschn. 2.5.1.5). Wie weiter oben ausgeführt, ist die Rolle von pyrolytischen Kohlenstofffraktionen und supramolekularen Strukturen noch in Diskussion und derzeit nicht quantifizierbar, sodass weitere Erkenntnisse hier zu einer Neubewertung führen könnten.

Für die Waldböden Österreichs konnte aus den Daten der Waldbodenzustandsinventur kein klarer Trend der Kohlenstoffkonzentrationen abgeleitet werden, auch wenn regional zum Teil Zu- bzw. Abnahmen zu verzeichnen waren (Jandl et al., 2022; Mutsch et al., 2013b, 2013a). Ähnliche Ergebnisse liegen für die Schweiz vor (FOEN, 2020). Im benachbarten Deutschland wurde hingegen auf Basis eines Vergleichs der Daten der nationalen Waldbodenzustandsinventur aus den Perioden 1987–1992 und 2006–2008 der Mineralboden unter Wald als Kohlenstoffsenke identifiziert (Grüneberg et al., 2014).

Ergebnisse des niederösterreichischen Bodenmonitorings mit Erstbeprobungen in der Periode 1985/2000 und einer Wiederholungsbeprobung an denselben Standorten 2015/2020 (Wenzel et al., 2022) zeigen für die landwirtschaftlichen Oberböden während der letzten drei Dekaden eine Zunahme des Medians der organischen Kohlenstoffkonzentration in den Oberböden um 14,7 % von 15,5 auf 17,8 g C/kg (n = 754). Die Wiederholungsbeprobung erfolgte an Bodenprofilen der österreichischen Bodenkartierung sowie an Standorten der NÖ-Bodenzustandsinventur schwerpunktmäßig in den Kleinproduktionsgebieten (KPG) NÖ Kalkalpen (KPG Nr. 206), östlicher Wienerwald (208), Wiener Boden (809), Baden-Gumpoldskirchner Gebiet (810) sowie im Weinviertel und Marchfeld (802–808). Ackeroberböden (n = 559) zeigten im selben Zeitraum eine Zunahme des Medianwerts um 17,1 % von 12,7 auf 14,8 g C/kg, Grünlandböden (n = 195) eine Zunahme um 29,7 % von 39,4 g C/kg auf 51,1 g C/kg. Alle Unterschiede sind statistisch signifikant (p = 0,05). Die Zunahme unter Ackerland könnte mit dem Verbot der Strohverbrennung am Feld seit 1993 (BGBl 405, 1993) sowie mit den durch ÖPUL geförderten Maßnahmen für eine umweltgerechte Landwirtschaft zusammenhängen (Tiefenbacher et al., 2021; Wenzel et al., 2022). Eine den Ergebnissen des niederösterreichischen Bodenmonitorings ähnliche Tendenz wurde für Ackerböden des Hauptproduktionsgebiets 8 (HPG8) sowie das Marchfeld im Rahmen der ÖPUL-Evaluierung (AGES, 2010) gefunden. Die Mediane der Humusgehalte stiegen zwischen 1991/95 und 2006/09 in HPG8 von 30,2 auf 32,8, im Marchfeld von 26,0 auf 27,6 g/kg. Dieselbe Studie weist für das Alpenvorland einen Anstieg des Humusgehalts von 26,0 auf 28,8, im Wald- und Mühlviertel von 31,2 auf 32,4 g/kg aus. Die Humusbestimmung beruht auf Nassoxidation. In einem Bericht zur ÖPUL-Evaluierung für Oberösterreich (Dersch et al., 2013) wird für Ackeroberböden eine Steigerung des Medians der Konzentration an organischem Kohlenstoff im oberösterreichischen Anteil des Produktionsgebiets Alpenvorland von 25,5 (1991/92) über 28,6 (1991/95) auf 31,0 (2009/11) g C/kg berichtet. Die entsprechenden Zahlen für das Mühlviertel betragen 32,0 (1991/92), 35,1 (1991/95) und 35,0 (2009/11) g C/kg. In den oberösterreichischen Voralpen konnten keine gesicherten Veränderungen festgestellt werden. Die Daten dieser Studie stammen aus diversen Quellen mit unterschiedlichen Aufnahmesystemen, Probenzahlen und Messmethodiken für organischen Kohlenstoff (BZI Oberösterreich, Praxisproben der AGES). Die Probenahme erfolgte in der Zeitreihe an unterschiedlichen Standorten, die Aussagekraft beruht vor allem auf der sehr hohen Probezahl der Praxisproben in den Perioden 1991/95 und 2009/11.

In oberösterreichischen Oberböden unter Grünland konnten, nicht zuletzt wegen des geringeren Datenumfangs, keine klaren Trends beobachtet werden, wobei sich regional tendenziell Abnahmen (Alpenvorland) oder Zunahmen (Mühlviertel) abzeichnen.

Insgesamt zeichnet sich in Österreich in den letzten Jahrzehnten eine Tendenz zur Zunahme des organischen Kohlenstoff in Oberböden unter Acker- und Grünland ab, die Konfidenz dafür ist für Niederösterreich als hoch, für die übrigen Gebiete jedoch aufgrund methodischer Aspekte und teils zu geringer Probenzahlen nur als mittel einzustufen.

In der IPCC-Publikation „Good Practice Guidance for Land Use, Land-Use Change & Forestry“ (IPCC, 2003) wurden verschiedene landwirtschaftliche Managementoptionen mit erwarteten positiven Wirkungen auf die Kohlenstoff-Sequestrierung dargestellt und mit Sequestrierungsfaktoren auch quantitativ bewertet. Die in den Guidelines angeführten Maßnahmen wurden u. a. von Freibauer et al. (2004) und Weiske (2007) für die europäische Landwirtschaft hinsichtlich ihres Potenzials der CO₂-Sequestrierung quantifiziert, wobei im Ackerbau die Steigerung des Kohlenstoffinputs (v. a. über Ernterückstände, Kompost, Stalldung, Deckfrüchte), Biolandwirtschaft und reduzierte/minimale Bodenbearbeitung als die vielversprechendsten Ansätze bewertet wurden. Für Grünland und Moorböden wurde v. a. eine Anhebung des Grundwasserspiegels, für aktuell nicht genutztes Land bzw. Brachen die Etablierung permanenten Grünlands oder von Energieholzplantagen bzw. Aufforstung als relevante Optionen angegeben. Zugleich wurden aber für jede dieser Optionen z. T. wesentliche Limitationen angeführt, die v. a. aus zusätzlichen THG-Emissionen in Form von CH₄ und N₂O resultieren und damit die Mitigationswirkung der erwarteten CO₂-Sequestrierung zum Teil kompensieren (Freibauer et al., 2004).

Eine aktuelle Metanalyse von Langzeitversuchen (Tiefenbacher et al., 2021) ergab, dass die meisten Maßnahmen (Anbau von Zwischenfrüchten und Tiefwurzlern, reduzierte und minimale Bodenbearbeitung, biologische Landwirtschaft, Wirtschaftsdünger, diverse Furchtfolgen, Einarbeitung von Ernterückständen) jeweils zwischen 0,2 und 0,5 t C/ha/Jahr im Oberboden (0–20/30 cm) binden können. Höhere Sequestrierungsraten (ca. 0,5–1 t C/ha/Jahr) werden für Kompostdüngung angegeben, während Mineraldüngung und Bewässerung keine Auswirkungen haben. Brachen führen dieser Studie zufolge zu Kohlenstoffverlusten in der Größenordnung von 0,5 t C/ha/Jahr.

Darüber hinaus wird auch Biokohle als mögliche Maßnahme zur Kohlenstoffsequestrierung in Böden diskutiert. Die meist hohe Stabilität und der mögliche Zusatznutzen durch Verringerung von N₂O-Emissionen lässt diese Maßnahme attraktiv erscheinen, die tatsächliche Wirkung auf die THG-Bilanz ist jedoch über den gesamten Lebenszyklus unter Berücksichtigung von Produktion, Transport und Tradeoffs in Hinblick auf alternative Nutzungsoptionen (z. B. energetische Nutzung) zu bewerten (Paustian et al., 2019). Das globale Potenzial der Kohlenstoffsequestrierung durch die Einbringung von Biokohle in Böden wurde auf 1,8 Gt C/Jahr geschätzt (Woolf et al., 2010). Allerdings stellen Kohlenstoffeinträge in den Boden durch Anwendung von Biokohle, Kompost oder Wirtschaftsdünger keine Sequestrierung von CO₂ aus der Atmosphäre dar, sondern lediglich einen Transfer, und haben damit keinen Effekt auf die Mitigation der globalen Erwärmung (Olson et al., 2014), sofern der Kohlenstoff nicht durch anderweitige Verwendung verloren gehen würde bzw. infolge der Düngewirkung die Produktivität und damit die photosynthetische CO₂-Bindung aus der Atmosphäre erhöhen (Tiefenbacher et al., 2021). Zudem kann es durch extrem hohe Einträge von organischem Kohlenstoff und die damit verbundene Störung von Fließgleichgewichten infolge der massiven Steigerung der mikrobiellen Aktivität zu negativen Effekten wie Sauerstoffdefizit (Anaerobiose), Stoffwechselstörungen und Verlust von Funktionalitäten des Bodens kommen. Dies relativiert das u. a. von Tiefenbacher et al. (2021) berichtete Sequestrierungspotenzial von organischen Dünge- und Bodenverbesserungsprodukten.

Eine weitere Option zur Kohlenstoffsequestrierung stellt die Etablierung von Agroforstsystemen dar. Damit können, wie beispielsweise für die Schweiz gezeigt werden konnte, in relativ kurzer Zeit relevante Mengen an Kohlenstoff je Flächeneinheit gebunden werden (Seitz et al., 2017). Limitierender Faktor ist der erzielbare Anteil in Agrarlandschaften. Zudem ist noch kaum untersucht, in welchem Ausmaß der Kohlenstoffzuwachs in stabilen Fraktionen (< 20 µm) gebunden wird.

Zum erwarteten Mitigationseffekt einer 3- bzw. 10-prozentigen relativen Zunahme des organischen Kohlenstoff im Boden innerhalb von 20 Jahren infolge reduzierter bzw. minimaler Bodenbearbeitung (IPCC, 2003) wurden mehrere Metaanalysen auf Basis von Daten aus Langzeitexperimenten publiziert. Diese zeigen, dass es im Mittel zu einer Umverteilung im Bodenprofil, aber keiner Zunahme des organischen Kohlenstoffs kommt (Luo et al., 2010; Powlson et al., 2014; Sanderman et al., 2010). Dies hat in der Regel zwar positive Wirkungen für die Bodenfruchtbarkeit sowie weitere Bodenfunktionen, reduziert die Bodenerosion und kann zur Klimawandelanpassung beitragen, die Bedeutung für die Mitigation durch Kohlenstoffsequestrierung ist jedoch limitiert (Powlson et al., 2014).

Schließlich kann die Wirksamkeit von Kohlenstoffsequestierungsmaßnahmen durch deren Aufgabe limitiert sein, wodurch es zur Wiederfreisetzung des reversibel gebundenen CO₂ kommt (Leifeld et al., 2019). Insgesamt ergibt sich durch Maßnahmen der Landbewirtschaftung ein limitiertes Sequestrierungspotenzial, mit dem nur ein Teil der Sättigungsdefizite realisiert werden kann.

Eine Zuordnung der in Österreich beobachteten Zunahmen der Kohlenstoffkonzentrationen im Oberboden zu möglichen Effekten von Kohlenstoffsequestrierungsmaßnahmen im Rahmen des ÖPUL ist nach derzeitiger Datenlage nicht möglich.

Lal (2003) schätzte den globalen Kohlenstofffluss infolge von Bodenerosion auf 4–6 Pg C/Jahr. Davon werden geschätzte 2,8–4,2 Pg C/Jahr in tiefere Lagen in der Landschaft umverteilt, 0,4–0,6 Pg C/Jahr gelangen in Gewässer. Ein Teil des Kohlenstoffs wird durch Überlagerung und Mikroaggregatbildung konserviert, 0,8–1,2 Pg C/Jahr gelangen jedoch u. a. infolge der Destabilisierung von Aggregaten während des Erosionsprozesses durch Mineralisation in die Atmosphäre (Lal, 2003). Der durch Bodenerosion bedingte Kohlenstofffluss in die Atmosphäre entspricht der Größenordnung nach Angaben von Le Quéré et al. (2015) der durch globale Landnutzungsänderungen verursachten Freisetzung von Kohlenstoff (0,9 \({\pm}\) 0,5 Pg C/Jahr) und entspricht etwa einem Drittel der Senkenfunktion von Landökosystemen (3,0 \({\pm}\) 0,8 Pg/Jahr) im Zeitraum 2005–2014.

Erodierte Böden haben ein höheres Kohlenstoffsättigungsdefizit und somit auch ein höheres Sequestrierungspotenzial. Auf Basis von Messungen der Kohlenstoffflüsse mit Netto-Primärproduktion, Bodenabtrag und mikrobiellem Abbau der organischen Bodensubstanz bestimmten Berhe et al. (2008) die durch Erosion induzierte Kohlenstoffsequestrierung in unterschiedlichen topografischen Positionen und kamen zu dem Schluss, dass Erosion in der untersuchten kalifornischen Landschaft eine Netto-Senke für atmosphärischen Kohlenstoff darstellt. Quine & Van Oost (2007) kamen mittels Modellierung und Monitoringdaten für landwirtschaftliche Böden des Vereinigten Königreiches zu einem ähnlichen Ergebnis. Lugato et al. (2018) hingegen argumentierten auf Basis von Modellierungsergebnissen, dass erhöhte Bodenerosion vermutlich nicht zu vermehrter Kohlenstoffsequestrierung in europäischen Boden beitragen wird.

Modellierungen auf Basis der Universalen Bodenabtragsgleichung ergaben für landwirtschaftlich genutzte Flächen in Österreich im Jahr 2018 eine durchschnittliche Erosionsrate durch Wasser von 3,9 t Feinboden/ha/Jahr (Strauss et al., 2020). In der Zahl sind bereits erwartete erosionsmindernde Effekte von ÖPUL-Maßnahmen berücksichtigt. Für Ackerland wird ein durchschnittlicher Bodenabtrag von 5,8 t/ha/Jahr angegeben, ausgehend von einer Ackerfläche von 1315 Mio. ha entspricht dies österreichweit einem jährlichen Bodenabtrag von 7683 Tg. Die Repräsentativität der einzelnen Faktoren des Bodenabtragmodells und des zugrunde liegenden Datensatzes wird in der Studie unterschiedlich bewertet, eine konkrete Abschätzung des Fehlers ist nicht verfügbar. Die Genauigkeit der Modellierung wird von denselben Autor_innen in einer früheren Version der Studie (BAW – wpa, 2009) unter Verweis auf Schwertmann et al. (1987) mit \({\pm}\) 1,5 t Feinboden/ha/Jahr angegeben.

Geht man von den geringsten Kohlenstoffgehalten im Oberboden (15,1 g C/kg; 0–20 cm, Median für Burgenland; Gerzabek et al., 2005) aus, ergibt sich auf Österreichs Ackerflächen ein Kohlenstofffluss durch Wassererosion im Ausmaß von 115 kt C/Jahr. Unterstellt man die Mediane der von Baumgarten et al. (2011) publizierten Kohlenstoffgehalte in den Böden der österreichischen Hauptproduktionsgebiete und bezieht auch die Winderosion mit ein, ergibt sich ein Kohlenstofffluss von 125 kt C/Jahr (Strauss et al., 2020). Verwendet man die oben angeführten, von Lal (2003) geschätzten Anteile atmosphärischer Kohlenstoffverluste am gesamten erosionsbedingten Kohlenstofffluss (13,3–30 %), so ergeben sich für österreichische Ackerflächen durch Bodenerosion Kohlenstoffverluste zwischen 15,3 (konservativer Ansatz) und 37,5 kt C/Jahr. Das entspricht etwa 0,02–0,05 % des in den unter Ackernutzung befindlichen Oberböden Österreichs gespeicherten Kohlenstoffs. Diese Schätzung ist mit sehr großen Unsicherheiten behaftet und somit nur von geringer Konfidenz, da der aus einer globalen Überblicksarbeit stammende Faktor für atmosphärische Verluste nicht an österreichischen Daten validiert werden kann, und berücksichtigt zudem nicht mögliche erosionsbedingte Sequestrierungspotenziale (vgl. oben). Die Größenordnung der Schätzungen zeigt dennoch, dass es sich um einen relevanten Prozess handelt: Die vom Umweltbundesamt (2019b) berechnete kohlenstoffspeichernde Wirkung des ÖPUL in den Ackerböden wird österreichweit mit 115 kt C/Jahr angegeben. Bodenerosion erreicht damit rund 13–33 % dieses Flusses.

Lokal und regional können die Erosionsraten und damit verbundenen Kohlenstoffflüsse stark vom Mittelwert abweichen. So übersteigen die modellierten Erosionsraten in intensiv genutzten Ackerbaugebieten Niederösterreichs in Regionen mit ausgeprägter Reliefenergie (Weinviertel, Teile des Alpenvorlands) meist 5 t C/ha/Jahr und erreichen teilweise 34 t/ha/Jahr (Strauss et al., 2020). Auf Grünlandflächen ist aufgrund der permanenten Vegetationsbedeckung mit deutlich geringeren Erosionsraten zu rechnen (Strauss et al., 2020).