Kapitel 5. Mitigation des Klimawandels

Durch agronomische Verfahren können einerseits die THG-Emissionen reduziert und andererseits die Bodeneigenschaften in Hinblick auf Mitigation und Adaptation (siehe Kap.​ 4) günstig beeinflusst werden. Intensive Formen der Bodenbearbeitung wie tiefes Lockern (primär in Kombination mit Wenden des Bodens) wirken sich grundsätzlich negativ auf den Humusvorrat aus, erhöhen die Erosionsgefahr und fördern damit die Freisetzung von THG (Dignac et al., 2017; Hösl & Strauss, 2016; Minasny et al., 2017; West & Post, 2002) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Dabei besteht eine Variabilität, die durch Standort- (u. a. Bodentextur) und Verfahrenscharakteristika verursacht wird. Auf niederschlagsärmeren Standorten sind die THG-Emissionen im Allgemeinen geringer. Bodenerosion führt zu einem lokalen, oft bewirtschaftungsbedingten Verlust an Bodenkohlenstoff. Der weitere Verbleib von erodiertem Bodenkohlenstoff ist in Österreich nicht ausreichend untersucht. Allerdings greift die generelle Annahme, dass erodierter Kohlenstoff dem Ökosystem verloren geht, zu kurz, da der Kohlenstoff nicht notwendigerweise verloren ist, sondern vor Ort im Sediment als „begrabener Kohlenstoff“ verbleiben kann (Van Oost & Six, 2023).

Neueste Untersuchungen weisen darauf hin, dass zwar durch nicht wendende Bodenbearbeitung die organischen Bodenkohlenstoffgehalte im Oberboden zunehmen, jedoch in den unteren Bodenschichten abnehmen (Luo et al., 2010; Powlson et al., 2014; Sainju et al., 2008) [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Die berichteten Netto-Effekte widersprechen sich teilweise und sind abhängig von Bodentyp, Klima und dem jeweiligen Anbausystem (Hunt et al., 2020). Auch kann Fruchtfolge durch erhöhte Biomassezufuhr über Futterleguminosen negative Effekte einer intensiven Bodenbearbeitung auf den organischen Bodenkohlenstoffgehalt ausgleichen (Delate et al., 2017; Teasdale et al., 2007). Die Zunahme der Bodenkohlenstoffgehalte österreichischer Böden um 0,58–2,03 mg/g seit Beginn des ÖPUL im Jahr 1995 wird auf eine Reduktion der Bodenbearbeitungsintensität (konservierende Bodenbearbeitung) sowie Maßnahmen wie die Begrünung von Ackerflächen zurückgeführt (Higashi et al., 2014; Tiefenbacher et al., 2021; Valkama et al., 2020) [robuste Evidenz, geringe Übereinstimmung].

Verfahren der Minimalbodenbearbeitung sind wassersparend (Panagea et al., 2021; AGES, 2015) [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Ergebnisse zu den Auswirkungen auf den Ertrag streuen erheblich, wobei ein leicht negativer Trend dokumentiert wird (Schlatter et al., 2015; Zavattaro et al., 2015; Pittelkow et al., 2015; Cooper et al., 2016) [robuste Evidenz, geringe Übereinstimmung].

Durch Mineraldünger verursachte CO₂- und N₂O-Emissionen einschließlich denjenigen aus Herstellung, Verpackung und Transport liegen mit 76 % an erster Stelle, weit vor den Emissionen durch Maschinen- (9,7 %) und Pestizideinsatz (1,6 %) im Ackerbau (Rebolledo-Leiva et al., 2017; Osterburg et al., 2013; Kramer et al., 1999) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Der Stickstoffüberschuss (positive betriebliche N-Bilanz) auf den Marktfruchtbetrieben Österreichs liegt je nach Betriebsform in den konventionell wirtschaftenden Betrieben zwischen 34,4 und 44,8 kg/ha, während die Biobetriebe mit Werten zwischen 22,0 und \({-}\)5,6 deutlich darunter liegen (Friedel, 2012). Maßnahmen zur Reduktion von N-Überschüssen (Baumgarten et al., 2017; Dersch, 2007) reichen nicht für eine substanzielle und anhaltende Reduktion der THG aus [mittlere Evidenz, geringe Übereinstimmung]. Gemäß einer Untersuchung von Foldal et al. (2019) erreicht das ÖPUL-Programm „Umweltgerechte und biodiversitätsfördernde Bewirtschaftung“ (UBB) mit entsprechenden Optimierungsmaßnahmen bei gleich hohen N-Düngermengen generell nur etwas geringere N₂O Emissionen im Vergleich zur herkömmlichen Praxis.

Unter pflanzenbaulichen Gesichtspunkten ist der legume Feldfutteranbau, bei gleichzeitiger Reduktion des Silomaisanteils, die effizienteste Maßnahme zur Reduktion des mineralischen Stickstoffeinsatzes und eines Teils der damit verbundenen N₂O-Emissionen (Freyer & Ellssel, 2019). Leguminosenbasierte Pflanzenbestände emittieren deutlich weniger CO₂-Äquivalente (CO₂e) als N-gedüngte (Schmeer et al., 2014) [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung].

Wirtschaftsdünger erhöhen im Vergleich zu mineralischem Stickstoffdünger die Gehalte an organischem Bodenkohlenstoff zwischen +17 und +31 % und die Gesamtstickstoffgehalte und -vorräte im Oberboden im Mittel um +10 bis +14 % (Schlatter et al., 2015; Kaur et al., 2005). Eingearbeiteter Kompost reduziert Emissionen im Vergleich zur Anwendung von Harnstoffdüngung (Alluvione et al., 2013) [geringe Evidenz, geringe Übereinstimmung], bedarf aber einer Stickstoffergänzung über den Anbau von Futterleguminosen. Das Wirtschaftsdüngermanagement hat einen erheblichen Einfluss auf die Minderung von THG (v. a. CH₄ und N₂O; Abschn. 5.2.1.2; Dutreuil et al., 2014). Schleppschlauchtechnik, die Injektion von Gülle direkt in den Boden, die Reduktion ausgebrachter Mengen (Webb et al., 2010; Roggendorf, 2019), angepasst an den zeitlichen Bedarf (Ladha et al., 2011), sowie die Einarbeitung von Stallmist tragen zu weiteren THG-Reduktionen bei (Abschn.​ 2.​2.​3, Abb.​ 2.​2) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Die Anpassung der Tierhaltung an die Flächenproduktivität leistet einen weiteren Beitrag zur Minderung der THG-Emissionen (Abschn. 5.2.1.2, 2.​2.​3).

Die potenziellen Mitigationseffekte von systemisch eingesetzten Techniken der Precision Agriculture (PAT) haben eine große Bandbreite, sind in ihrer Richtung aber unumstritten (Balafoutis et al., 2017; Finger et al., 2019). PAT trägt zu einer Verringerung der Düngemittel- und Energie-assoziierten THG-Emissionen bei, besonders von N₂O (Soto et al., 2019) [geringe Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Die Optimierung der Maschinen- und Fahrzeugnutzung mindert den Treibstoffeinsatz (Finger et al., 2019). Hohe Investitionskosten (Möckel, 2015), der hohe Bedarf an Fachwissen und fehlende Lehrmaterialien werden als Hindernisse für den Einsatz von PAT genannt (Aubert et al., 2012; Reichardt et al., 2009). Forschungsbedarf besteht v. a. in Bezug auf ihre Anwendungspotenziale, den Beitrag zur Erhaltung bzw. Erhöhung der organischen Bodenkohlenstoffgehalte und die Wirtschaftlichkeit.

Die Kombination neuer Technologien in der agrarischen Landnutzung ist auch aus Mitigationsperspektive von Interesse. Als Beispiel wird die Agrovoltaik mit Synergie aus Pflanzenbau und der Produktion erneuerbarer Energie genannt (Amaducci et al., 2018; Barron-Gafford et al., 2019; Dinesh & Pearce, 2016; Xue, 2017) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Sowohl was das Mitigationspotenzial in spezifischen Landnutzungssystemen als auch Auswirkungen auf das Landschaftsbild betrifft, besteht noch erheblicher Forschungsbedarf.

Systemische pflanzenbauliche Maßnahmen kombinieren die Vorzüge der oben genannten Maßnahmen, welche zu multiplen Effekten in den Anbausystemen beitragen. Fruchtfolgen mit Feldfutterleguminosen und -Gemengen wie Luzerne und Kleegras (Bolinder et al., 2010; Wang et al., 2010) und überjährige Zwischenfruchtgemenge tragen sowohl zum Humusaufbau als auch zur Bildung einer stabilen, porenreichen Bodenstruktur und einer guten Durchwurzelbarkeit im Unterboden bei (Bolinder et al., 2010; Wang et al., 2010). So zeigen Böden unter biologischem Landbau um 2 bis 5 t/ha höhere Kohlenstoffvorräte als konventionell bewirtschaftete Böden (Gattinger et al., 2012). Nach mindestens zehnjähriger biologischer Bewirtschaftung zeigen Ackerböden im oberösterreichischen Alpenvorland um +0,14 %-Punkte und im Mühlviertel um +0,28 %-Punkte höhere Humusgehalte als bei konventioneller Bewirtschaftung (AGES, 2015). Auch Kasper et al. (2015) unterstützen diese Ergebnisse. Dem widersprechen Untersuchungen in Deutschland, da die zum Teil deutlich höheren Biomasseerträge in der konventionellen Produktion zu entsprechend guter Humusversorgung beitragen, allerdings mit einem hohen Energieeinsatz, bedingt durch die mineralische Stickstoffdüngung (Jacobs et al., 2018) [mittlere Evidenz, geringe Übereinstimmung]. Als kritisch für die Humusbildung ist der Anbau von Energiepflanzen, wie z. B. Silomais, bei Düngung mit Gülle zu bewerten, da nur geringe Pflanzenrückstände für die Humusbildung verbleiben. Andererseits wird argumentiert, dass die Gülle in der Folgekultur zu erhöhten Biomasseerträgen führt und damit dieses Defizit ausgeglichen wird. Strohbergung für die Energiegewinnung bedeutet Abfuhr von Kohlenstoff und wirkt sich damit negativ auf die Humusbilanz aus (Ceschia et al., 2010; Nationale Akademie der Wissenschaften Leopoldina, 2013) [mittlere Evidenz, geringe Übereinstimmung].

Zwischenfrüchte tragen zu einer Erhöhung der Humusgehalte bei (McDaniel et al., 2014), was auch für Begrünungen und Mulchverfahren im Weinbau zutrifft (Spanischberger & Mitterböck, 2015). Der Beitrag darf allerdings nicht überschätzt werden und hängt maßgeblich von der Bodentextur ab. Die Wasserhaltekapazität kann darüber unterstützt und Auswirkungen des Klimawandels können gepuffert werden. Weitere Effekte sind Erosionsminderung, Verbesserung der Bodenstruktur, besserer Nährstoffrückhalt, Förderung des Bodenlebens, Minderung des Stickstoffbedarfs (Freudenschuß, 2010; Holsten et al., 2012; Kolbe, 2010; Osterburg, 2007; VDLUFA, 2014; siehe auch Box 1.​3) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung], Eine systematische Analyse und Quantifizierung der Effekte z. B. auf N₂O liegt bislang nicht vor (z. B. Li et al., 2015), es zeigen sich jedoch positive Tendenzen in den THG-Bilanzen (Tribouillois et al., 2018).

Eingearbeitete Ernterückstände erhöhen bei langfristiger Anwendung die organische Bodenkohlenstoffgehalte und -vorräte insbesondere auf schweren Böden (+14 %; Freudenschuß, 2010; Spiegel et al., 2018). Von Nachteil sind die bei der Einarbeitung von Ernterückständen stark ansteigenden klimarelevanten CO₂- und N₂O-Emissionen (Lehtinen et al., 2014; Sykes et al., 2020) [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung], wobei Ergebnisse je nach Boden und Pflanzenart nicht einheitlich ausfallen, sowie potenzielle Ertragseinbußen von bis zu \({-}\)60 % auf schweren Böden (Badagliacca et al., 2020; Zavattaro et al., 2015) [mittlere Evidenz, geringe Übereinstimmung]. Die Komplexwirkungen von Zwischenfrüchten und die Einarbeitung von Ernterückständen sind nicht zufriedenstellend geklärt (Tuomisto et al., 2012).

Die Umwandlung von Ackerland zu Grünland kann zu einer (geringen) zusätzlichen Kohlenstoffspeicherung führen (Gosling et al., 2017; Poeplau et al., 2011), wenn diese nicht mit einer Erhöhung der Tierbestände einhergeht (Wiesmeier et al., 2019).

Begleitende Biotopschutzmaßnahmen (Erhaltung von Feldrainen, Hecken, Blühstreifen, etc.) sind sowohl als Mitigations- als auch Anpassungsstrategie von Bedeutung, unterstützen den Bodenschutz und die Nährstoffverfügbarkeit; Gehölzstrukturen wirken regulierend auf das lokale Klima (Green, 2002; Schoeneberger et al., 2012).

Über die Bindung von relevanten Mengen an Kohlenstoff in der pflanzlichen Biomasse tragen Agroforstsysteme (Giller et al., 2015) und die Integration von Bäumen in Ackerflächen bedeutend zur Kohlenstoffspeicherung (Kumar et al., 2018; Müller et al., 2007; Ramachandran Nair et al., 2009; Zomer et al., 2016) sowie zur Klimawandelanpassung bei (Kanzler et al., 2019; Schultz et al., 2019) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Zu Agroforstsystemen sowie Faktoren, die ihre Implementierung fördern bzw. hemmen, siehe Abschn.​ 4.​1.​2 und 4.​2.​1. Das Mitigationspotenzial unterschiedlichster Agroforstsysteme wird als hoch bis sehr hoch eingestuft (Smith et al., 2013; Mosquera-Losada et al., 2018). Darüber hinaus bieten Agroforstsysteme Ansätze für bislang ungelöste naturschutzfachliche (Unseld et al., 2011) und landschaftsästhetische Problemlagen (García de Jalón et al., 2018; Smith et al., 2012; Reeg, 2010) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Die Implementierung von Agroforstsystemen im Berggebiet hängt einerseits von der entsprechenden Datenlage zu Synergien und Trade-offs ab und benötigt andererseits entsprechende politische Rahmenbedingungen (Bertsch-Hoermann et al., 2021).

Der Einsatz von Biokohle (Abschn.​ 2.​2.​4, 2.​5.​1.​5 und 5.2.2.2) stellt eine effektive, aber durch Verfügbarkeit limitierte Maßnahme zur Erhöhung der Gehalte an organischem Bodenkohlenstoff dar (Bai et al., 2019).

Durch Kombination einer jahres- und kulturartenspezifischen Reduktion der Bodenbearbeitungsintensität, der Verminderung von Starkwinden durch Gehölzstrukturen, des Anbaus von Luzerne und Zwischenfrüchten und der Düngung mittels Biokompost sowie Stallmist können der Humusgehalt, die Wasserinfiltration und Wasserhaltekapazität des Bodens erhöht und damit das Pflanzenwachstum in Trockenperioden verlängert werden (Bhadha et al., 2017; Costantini et al., 2020; Freyer et al., 2012) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Geht man über die alleinige Bewertung der Klimawirkung hinaus, kann der Biolandbau eine Vielzahl von ökosystemrelevanten Leistungen erbringen, welche diejenigen des konventionellen Landbaus übersteigen.

Die Kohlenstoffspeicherung im Boden ist bei mittlerer Bewirtschaftungsintensität (regelmäßige Düngung mit Mist oder Kompost, zwei bis vier Nutzungen pro Jahr) am höchsten [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Zu ähnlichem Ergebnis kommen auch Ward et al. (2016). Praxisrelevante Bewirtschaftungsmaßnahmen (z. B. regelmäßige bedarfsgerechte Düngung mit Mist oder Kompost, bodenschonende bzw. standortangepasste Beweidung) können nur sehr eingeschränkt zur Kohlenstoffsequestrierung in Grünlandböden beitragen (Abschn.​ 2.​5), das Kohlenstoff-Sequestrierungspotenzial ist somit im Dauergrünland aufgrund des hohen Kohlenstoffvorrates im Grünlandboden relativ gering [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Die Intensivierung der Grünlandbewirtschaftung führt zu Bodenverdichtung. Die stärkste Verdichtung entsteht durch intensive Beweidung mit Rindern und wirkt 15 cm tief. Häufiges Befahren mit landwirtschaftlichen Geräten und Maschinen bewirkt eine Verdichtung zumindest bis 25 cm Bodentiefe (Bohner et al., 2017, 2006; Mulholland & Fullen, 1991). Durch Bodenverdichtung wird die Staunässebildung gefördert (Bohner et al., 2017; Herbauts et al., 1996; Voorhees et al., 1986). Verdichtete Grünlandböden weisen vor allem bei häufiger Staunässe und reichlicher Düngung erhöhte N₂O-Emissionen auf (Sitaula et al., 2000). Die Bodenverdichtung fördert somit die THG-Emissionen (Nawaz et al., 2013) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Im Folgenden werden Mitigationsoptionen in der Reihenfolge der Größenordnung ihres Potenzials (von hoch bis gering) näher erläutert.Die mit der Tierhaltung assoziierten potenziellen Maßnahmen im Futter- bzw. Ackerbau wurden in Abschn. 5.2 behandelt. Zum spezifischen Mitigationspotenzial der österreichischen Nutztierhaltung gibt es nur vergleichsweise wenige Publikationen. Insofern wurde teilweise auf internationale Literatur zurückgegriffen. Für die Szenarien, die in österreichischen Studien untersucht wurden, besteht allerdings eine gute Übereinstimmung mit internationalen Quellen.

Silvopastoralen Systemen wird global ein hohes Mitigationspotenzial zugeschrieben (Aynekulu et al., 2020; Landholm et al., 2019; Cubbage et al., 2012) [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung], allerdings fokussiert die wissenschaftliche Literatur v. a. auf Regionen des globalen Südens. Für die gemäßigten Zonen liegen keine belastbaren empirischen Untersuchungen vor.

Darüber hinaus beinhaltet eine Abstockung der Tierbestände grundsätzlich großes Potenzial zur Reduktion der THG-Emissionen der österreichischen Erzeugung. Im Besonderen ist die Reduktion der Tierzahlen in jenen Tierkategorien diskussionswürdig, bei denen der Selbstversorgungsgrad deutlich über 100 % liegt, wie bei Rindfleisch. Die Emissionen der Tiere und des Wirtschaftsdüngers aus der Rinderhaltung machen etwa 5 % der gesamten österreichischen THG-Emissionen aus (Umweltbundesamt, 2020a). Aufgrund der (annähernd) linearen Beziehung zwischen dem Tierbestand und seinem relativen Anteil an den Gesamtemissionen würde eine Reduktion des Rinderbestandes um 20 % eine Reduktion der Gesamtemissionen um 1 % bewirken. Zu beachten ist jedoch, dass insbesondere eine Reduktion der extensiven bis semi-intensiven Rinderhaltung – je nach Rahmenbedingungen – zu einem Verlust in der Erfüllung anderer Funktionen und Dienstleistungen (bspw. Beiträge zur globalen Ernährungssicherung, Einkommensgenerierung in marginalisierten Regionen, Nährstoffzyklen, Erhaltung von Kulturlandschaften) führen kann (Leroy et al., 2018).

Die Rolle der Waldbewirtschaftung zur Minderung des Klimawandels wird unter Berücksichtigung der Kohlenstoffspeicher in der lebenden und toten Biomasse, des Bodens, der Menge und Lebenszyklen der erzeugten Holzprodukte (Schnittholz, Platten und Papier) und der Substitution von nicht waldbasierten Produkten durch Holzprodukte dargestellt. Eine gesamtheitliche Sicht wird angestrebt, da punktuelle Analysen von Einzelthemen zu widersprüchlichen Ergebnissen bei der Bewertung von Mitigationsoptionen führen (Cowie et al., 2021; Olsson et al., 2019).

Box 5.1 stellt die Zusammenhänge entlang der Produktionskette dar.

Im österreichischen Forstgesetz 1975 i. d. g. F. ist die Speicherung von Kohlenstoff nicht explizit als „Waldfunktion“ genannt. Am ehesten wäre Kohlenstoffspeicherung als Element der Wohlfahrtsfunktion aufzufassen. Die österreichische Bewegung „klimafitter Wald“ (https://​www.​klimafitterwald.​at/​) wird international als „Climate Smart Forestry“ (CSF) bezeichnet, wobei CSF den Anspruch erhebt, holistisch zu sein (Kauppi et al., 2018; Nabuurs et al., 2017; Jandl et al., 2018). Im IPCC-Bericht zu Klimawandel und Land wird die nachhaltige Waldbewirtschaftung („Sustainable Forest Management“, SFM) als Maßnahme zur Erreichung der Klimaschutzziele dargestellt, weil sie die Kohlenstoffvorräte im Bestand vergrößert und gleichzeitig Holzprodukte bereitstellt (Olsson et al., 2019).

Dabei wird betont, dass der jeweilige CSF-Zugang kontextspezifisch ist, die ganze Wertschöpfungskette vom Waldbau bis zu Holzprodukten und der Bioenergie umfasst und regionale Unterschiede auftreten. Ein Kernstück von CSF ist, dass neben der Minderung des Klimawandels die Synergien zwischen Waldfunktionen optimiert und die Trade-offs minimiert werden sollen und den Entscheidungsträgern eine bilanzierte Darstellung von kurzfristig und langfristig realisierbaren Zielen ermöglicht wird (Hetemäki & Verkerk, 2022).

Im österreichischen Wald sind durchschnittlich 227 t C/ha gespeichert (104 t C/ha in ober- und unterirdischer Waldbiomasse, 121 t C/ha in organischer Auflage und Mineralboden und 2 t C/ha Totholz, siehe Tab.​ 2.​3, Abschn.​ 2.​5). Die Relevanz von Habitatbäumen und Totholzinseln zur Erhaltung der Artenvielfalt wird in Abschn.​ 4.​3.​4 beschrieben (Oettel & Lapin, 2021). An 910 Probeflächen in 52 österreichischen Naturwaldreservaten wurden zwischen 23 und 109 Festmeter Totholz gemessen. Hohe Totholzvorräte treten in Laub- und Laubmischwäldern auf, geringe in subalpinen Fichtenwäldern, Kiefernwäldern auf Karbonatgestein und in Lärchenwäldern auf (Oettel et al., 2020). Im Österreichischen Walddialog wurde ein Aufbau des Totholzanteils empfohlen, der im Zuge der Waldbewirtschaftung realisiert wurde. Der Anteil an Totholz hat laut Österreichischer Waldinventur zugenommen (Abschn.​ 2.​2.​3.​3). Der aktuelle Wert der Kohlenstoffspeicherung liegt erheblich unter dem der potenziellen Kohlenstoffspeicherung, weil viele Wälder jahrhundertelang genutzt und teilweise übernutzt wurden (Abschn.​ 2.​5.​2). Mittel- bis langfristig sind Netto-Veränderungen dieser Kohlenstoffpools zu erwarten. Besonders relevant sind die Nutzungsintensität, Störungen (Sturm, Schnee, Insekten, Trockenheit, Waldbrand), die kurzfristig regional wirksame Veränderungen der Kohlenstoffpools bewirken können. Dafür wurde der griffige Slogan „slow in/rapid out“ gefunden (Körner, 2003). Für Österreich wurde ein erheblicher Druck auf Wälder durch invasive und heimische Schädlinge, Dürre, Sturm und Waldbrand festgestellt. Bei manchen Schadfaktoren spielen Bestandsalter und -struktur eine Rolle (Forzieri et al., 2021; Hlásny et al., 2021; Hoch & Steyrer, 2020; Irauschek et al., 2017a; Jaime et al., 2022; Jandl, 2020; Lindner et al., 2020; Müller, 2021) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Den Wald bei gleichbleibender Waldfläche als dauerhafte Netto-Senke zu erhalten, ist nicht möglich, denn das würde einen unbegrenzten Anstieg des Kohlenstoffvorrats voraussetzen (Assmann, 1961; Cotta, 1885; Ledermann et al., 2020; Pretzsch, 2010) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Auf Bestandsebene kann der Kohlenstoffvorrat nur bis zu einer bestimmten Obergrenze („Sättigung“) ansteigen (Körner, 2009, 2003), jedoch ist mittels Simulationen auf der Basis von europäischen Waldinventurdaten auch gezeigt worden, dass Wälder über Jahrhunderte aktive Kohlenstoffsenken bleiben, wenn größere Störungen ausbleiben (Luyssaert et al., 2008, Knohl et al. 2003). Ungestörte, nicht bewirtschaftete alte Wäldern stellen in der Tat mitunter sehr hohe Kohlenstoffspeicher dar. Das jährliche Wachstum ist in bewirtschafteten Wäldern höher, aber die Kohlenstoffsenke in der Biomasse ist geringer, weil ein Teil der Biomasse zu Holzprodukten verarbeitet wird. Alte Wälder können daher mehr Kohlenstoff speichern als bewirtschaftete Wälder, aber die Rate, mit welcher der Atmosphäre zusätzliches Kohlendioxid entzogen wird, ist beträchtlich kleiner als im Wirtschaftswald und wird sogar negativ, wenn Verluste durch Mortalität den Zuwachs überschreiten (Gundersen et al., 2021; Kilpeläinen & Peltola, 2022; Luyssaert et al., 2008). Ergebnisse der österreichischen Waldinventur und Ergebnisse aus Deutschland zeigen, dass die Senkenleistung von Altbeständen aufgrund des niedrigen Wachstums gering wird, da die CO₂-Bindung bereits im Bestandsalter zwischen 20 und 60 Jahren am größten ist (Meyer et al., 2021; Schadauer, 2022) [hohe Konfidenz, hohe Übereinstimmung]. Durch gezielte Eingriffe kann die Bestandsstruktur gestaltet werden, sodass sie annähernd an die Komplexität von Urwaldstrukturen herankommt. Dadurch werden sowohl Artenvielfalt als auch die Speicherung von Kohlenstoff erhöht. Der Forschungsbedarf dazu ist erheblich (Bauhus et al., 2013, 2009; Ford & Keeton, 2017; O’Brien et al., 2021; Pommerening & Murphy, 2004) [mittlere Konfidenz, hohe Übereinstimmung].

Im nachhaltig bewirtschafteten Altersklassenwald kann ein mittlerer Vorrat an Biomasse leicht bestimmt werden. Bei ausgeglichenem Altersklassenverhältnis (d. h. gleicher Flächenanteil der Altersklassen) liegt er etwa bei der Hälfte des Vorrates eines Bestandes am Ende der Umtriebszeit. In einem nicht bewirtschafteten Wald ist die Obergrenze der Vorrat am Ende der Phase der höchsten Produktivität. Die Obergrenze ist abhängig von der Produktivität des Standorts und von der Bewirtschaftung (u. a. Baumartenwahl, Durchforstungsintensität, Umtriebszeit). Außerdem beeinflussen biotische und abiotische Störfaktoren (Wind, Schnee, Trockenheit, Waldbrand, Schadinsekten) den Vorratsaufbau. Langfristig und über ein größeres Areal betrachtet stellt sich beim Kohlenstoffvorrat ein standortstypisches Gleichgewicht ein, sodass der mittlere Kohlenstoffvorrat zeitlich nahezu unverändert bleibt.

Schwieriger ist die Feststellung des mittleren Biomassenvorrates in bewirtschafteten und nicht bewirtschafteten ungleichaltrigen Wäldern, da in der Regel die Teilflächen unterschiedlichen Sukzessionsstadien zugeordnet und die vorgefundenen Teilvorräte flächengewichtet gemittelt werden. So wurde etwa im Urwald Rothwald der mittlere Vorrat aller Sukzessionsstadien bei etwa 50 % des Vorrats der Optimalphase (1.000–1.500 Vorrats-Festmeter/ha) gemessen (Lang & Nopp-Mayr, 2012). Der Durchschnittsvorrat ist damit annähernd doppelt (Faktor 1,4 bis 2,3) so hoch wie der aktuelle durchschnittlichen Vorrats in Österreichs Wäldern. Allerdings geben die Messwerte keine Auskunft darüber, ob die räumliche Verteilung der Sukzessionsstadien dem ökologischen Gleichgewicht entspricht und für welche österreichischen Waldtypen die Werte repräsentativ sind. Angesichts der bescheidenen Datenlage ist es schwierig, die wenigen Urwaldreste als Referenz für Teile des österreichischen Waldes heranzuziehen.

Bei Fortführung der bisherigen Nutzungspraxis mit der stofflichen Nutzung von Holz als Produktionsziel und der energetischen Holznutzung als Koppelprodukt wird sich der Kohlenstoffvorrat im österreichischen Wald in den nächsten Jahrzehnten erhöhen. Die Rolle des Waldes ist aus den Ergebnissen der Österreichischen Waldinventur abzulesen. Die Waldinventur 2016/21 zeigt einen kontinuierlichen Anstieg des Holzvorrates zu einem neuen Höchststand. Im Vergleich zur Inventur 2007/09 hat der Vorrat an Stammholz um vier Prozent zugenommen: Im österreichischen Kleinprivatwald (< 200 ha Besitzgröße) wird der laufende Holzzuwachs nicht zur Gänze genutzt, und es wird seit Jahrzehnten eine Zunahme des Holzvorrates beobachtet, während in Betrieben größer als 200 ha und den Österreichischen Bundesforsten der Holzvorrat annähernd konstant ist (Gschwantner, 2019). Nach den Ergebnissen der Österreichischen Waldinventur (BFW, 2022) lag die Nutzung im Kleinwald zuletzt bei 85 % des Zuwachses, im gesamten Ertragswald bei 88 %.

Wälder in Bergregionen haben bisher vom Klimawandel profitiert. Durch die Verlängerung der Vegetationsperiode wurde die Produktivität erhöht (Lexer et al., 2015). Alle Wälder haben durch Stickstoffeinträge einen Düngungseffekt erfahren (Jandl et al., 2012; Mayer et al., 2020a, 2020b, 2017; Spiecker et al., 1996) [hohe Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Die Altersklassenverteilung des österreichischen Waldes weist den höchsten Flächenanteil in den besonders produktiven 20–40-jährigen Beständen aus, die in den nächsten Jahrzehnten erheblich zur Vorratsvergrößerung beitragen werden (BFW, 2022; Büchsenmeister, 2011; Gschwantner, 2019) [mittlere Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Für das Nachwachsen junger Altersklassen spielt die natürliche Verjüngung des Waldes eine wesentliche Rolle. Der Dissens zwischen der Jagd- und Waldwirtschaft ist seit Jahrzehnten ungelöst. Wildbedingte Schäden an der Naturverjüngung schmälern den Aktionsspielraum zu Anpassung und Minderung des Klimawandels der Waldbewirtschafter, da das Spektrum der möglichen Baumarten durch selektiven Wildverbiss nicht ausgenützt werden kann. Auf 1,4 Mio. ha (von etwa 4 Mio. ha Wald) ist die natürliche Waldverjüngung unzureichend (BFW, 2013; Schodterer, 2011; Schodterer & Kainz, 2022). Der Anteil der Flächen mit unzureichender Regeneration von Baumarten ist im Schutzwald rund dreimal höher als im Wirtschaftswald. Das bundesweite Wildeinflussmonitoring (BFW, 2022, 2019, 2013) weist 43–72 % stark wildbeeinflusste Waldflächen aus, auf denen eine natürliche Verjüngung von Tannen- und Laubholz-Arten ohne Schutzmaßnahmen praktisch unmöglich ist. Daher ist ein entsprechendes Wildtiermanagement Voraussetzung, um großflächig negativen Wildeinfluss auf die Waldentwicklung durch Verbiss von Jungwuchs zu vermeiden (Irauschek et al., 2017a; Kupferschmid et al., 2019; Reimoser, 2018; Reimoser & Reimoser, 2020) [hohe Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Neben den verringerten Kohlenstoffpools wird dadurch die Anpassung der Baumartenzusammensetzung an sich verändernde Klimabedingungen erschwert oder verhindert, was sich mittel- bis langfristig negativ auf die Resilienz der Kohlenstoffpools im Wald auswirken wird (Mayer et al., 2020b; Pröll et al., 2015) [hohe Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Bei gleichbleibender Waldfläche und Baumartenkombination kann die Kohlenstoffspeicherung im bewirtschafteten Wald über die Umtriebszeit gesteuert werden. Das ertragskundlich ideale Nutzungsalter ist erreicht, wenn der durchschnittliche jährliche Gesamtzuwachs (DGZ) sein Maximum erreicht (Assmann, 1961; Binkley, 2021; Oliver & Larson, 1990; Pretzsch, 2010). Bei der Wahl der Umtriebszeit sind allerdings Gefährdungen durch biotische und abiotische Schadfaktoren zu berücksichtigen (z. B. Hanewinkel et al., 2014; Seidl et al., 2014, 2009; Senf et al., 2021). Für österreichische Bedingungen haben Simulationsstudien von Ledermann und Kindermann (2013) gezeigt, dass sich bei Berücksichtigung der Sturmgefährdung eine ursprünglich angestrebte Umtriebszeit nicht immer erreichen lässt (u. a. Pasztor et al., 2015) [geringe Evidenz, unklare Übereinstimmung].

In der Diskussion um die Festlegung von Treibhausgasen (THG) zur Erreichung der europäischen Klimaziele bis 2030 bzw. 2050 spielt der Wald eine große Rolle. Durch Nutzungseinschränkungen bis hin zur Außer-Nutzung-Stellung eines Teiles der Wälder und ein ehrgeiziges Aufforstungsprogram soll in den Wäldern atmosphärisches CO₂ gebunden werden, sodass die Klimaziele der Emissionsreduktion erreicht werden (Bastin et al., 2019, 2020; Camia et al., 2021; EASAC, 2019; Köhl et al., 2021). Auch im Sachstandsbericht Landnutzung des IPCC wird die Rolle des Waldes bei der Regulierung des Klimas aus globaler Sicht betont (Olsson et al., 2019). Es ist unbestritten, dass die Wälder, sofern sie von Störungen durch Schädlinge, Sturm und Feuer unbehelligt bleiben, erhebliche Mengen an CO₂ binden können und über Jahrzehnte in der Biomasse und im Waldboden halten können. Allerdings ist die Senkenleistung der Wälder nicht gut planbar. Nationale THG-Emissionsreporte weisen erhebliche Schwankungen der Quellen-Senken-Leistung von Wäldern auf, je nachdem, ob die Wälder von großflächigen Störungen betroffen waren oder nicht. In Europa und auch in anderen Erdteilen wird mit einer Zunahme der Störungen gerechnet (Allen et al., 2010; Forzieri et al., 2021; Kurz et al., 2008; Millar & Stephenson, 2015; Seidl et al., 2011) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Bei gleichbleibenden oder sogar steigenden Störungen werden die älteren Bestände tendenziell stärker gefährdet sein, und insgesamt wird das Alter der Wälder abnehmen (Seidl et al., 2014; Irauschek et al., 2017b; Hoch et al., 2019; McDowell et al., 2020; Senf et al., 2021,) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Das Auffüllen von Kohlenstoffpools in Wäldern innerhalb weniger Jahrzehnte kann Defizite an Emissionsreduktionen in anderen Sektoren nicht aufheben. Nach dem möglichen Erreichen der definierten Ziele bis 2050 sind die Wälder möglicherweise in einem weniger stabilen Zustand, da sie dann älter, höher und dichter sind als derzeit. Die Wälder hätten somit Zeit für die Entwicklung von Technologien zur Emissionsreduktion geschaffen, die bereits bisher ungenutzt geblieben ist (Anderson & Peters, 2016; Cowie et al., 2021; IGBP Terrestrial Carbon Working Group, 1998; Schadauer, 2022) [Evidenz hoch; Übereinstimmung hoch]. Die Ergebnisse der Waldinventur 2016/21 zeigen, dass derzeit – bei nachhaltiger Bewirtschaftung – eine gegenüber den 2000er-Jahren gestiegene Holznutzung und der Vorratsaufbau zugleich stattfinden (siehe für Österreich z. B. www.waldinventur.at; für Europa: Nabuurs et al. [2015]). Fundamentale Auffassungsunterschiede ergeben sich, wenn unterschiedliche Komponenten der Waldökosysteme isoliert betrachtet werden. Nicht-Nutzung des Waldes erhöht den Vorrat in der lebenden Baumbiomasse, verstärkte Nutzung ermöglicht den Vorratsaufbau in Holzprodukten, und Störungen erhöhen den Kohlenstoffvorrat im Boden. Alle diese Aussagen sind mit Literaturzitaten belegbar, die in unterschiedlicher Tiefe auf die Permanenz der erwarteten Wirkung eingehen. Die Einschätzung des Sachstandes kann mit [Evidenz: hoch, Übereinstimmung: gering] zusammengefasst werden. Eine Schlüsselrolle nehmen die künftigen Störungen ein. Diese sind zeitlich und örtlich nur mit großen Unsicherheiten prognostizierbar. Klar vorhersehbar ist, dass die Erwärmung zunimmt und damit eine die Populationen der Schädlinge als Auslöser von künftigen Störungen vergrößert wird. Wann und wo dieser Auslöser durch regionale Sturmschäden oder Dürreperioden wirksam wird, entzieht sich der Vorhersage, während die Eintrittswahrscheinlichkeit von Störungsereignissen bei höheren Temperaturen steigt.

Eine Erhöhung des Kohlenstoffspeicherpotenzials im Wald kann auch durch eine Vergrößerung der Waldfläche erfolgen (Abschn.​ 1.​2.​4; 2.​2.​2; 3.​3.​1) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Maßnahmen zur Anpassung der Wälder an den Klimawandel wirken sich nachweislich auf deren Mitigationspotenzial aus. Die in Abschn.​ 4.​3 beschriebenen Anpassungsmaßnahmen für Waldflächen werden daher hier aus der Perspektive der Klimaschutzwirkung aufgegriffen.

Die Rolle der Durchforstung wurde als Maßnahme auf trockenen Standorten untersucht. Durch die Verringerung der Bestandsdichte sollte die Wasserversorgung des verbleibenden Bestandes verbessert werden. Damit geht theoretisch auch der Kohlenstoffvorrat im Boden zurück. Der Effekt ist experimentell schwach abgesichert (Gebhardt et al., 2012; Schindlbacher et al., 2022) [geringe Evidenz, mittlere Übereinstimmung].

Die Rolle der aktiven Waldbewirtschaftung für die Stabilisierung der Schutzwälder ist in einer Schweizer Studie dokumentiert. Am Ende des 19. Jahrhunderts fanden im Alpenraum großflächige Aufforstungen statt, um die Schutzwirkung der Wälder vor Naturgefahren zu verbessern. Diese nunmehr etwa 140-jährigen Wälder wurden seit Jahrzehnten nur extensiv bewirtschaftet, haben hohe Biomassenvorräte akkumuliert, zeigen eine relativ homogene Altersstruktur und werden verstärkt von Störungen durch Stürme und Borkenkäfer betroffen. Angesichts steigender Temperaturen, zunehmender Bestandsdichten und dem höheren Bestandsalter wird eine Zunahme der Schäden in der Zukunft befürchtet (Bebi et al., 2017, 2016). Die Intensivierung der Waldpflegemaßnahmen und Maßnahmen zur Förderung der natürlichen Regeneration des Waldes werden dringend empfohlen (Temperli et al., 2017). Entsprechende Befunde wurden aus der Österreichischen Waldinventur 2016/20 abgeleitet, aber noch nicht publiziert [Evidenz: mittel, Übereinstimmung hoch].

Theoretisch spielt die tiefere Durchwurzelung in Laubholzwäldern im Vergleich zur flachwurzelnden Fichte für die Kohlenstoffverteilung im Boden eine Rolle (vgl. Wellbrock & Bolte, 2019). Für Österreich konnte dies nicht bestätigt werden. Bei einem Vergleich der Kohlenstoffvorräte in Böden der Molassezone wurde kein Unterschied zwischen Fichten- und Laubmischwäldern festgestellt. Die Böden unter Fichtenwald der Flyschzone wiesen höhere Kohlenstoffvorräte auf als die Böden unter Laubmischwald (Berger et al., 2002). Aus den Daten der österreichischen Waldbodenzustandsinventur ist ebenfalls kein Unterschied der Bodenkohlenstoffvorräte von Fichten- und Laubmischwäldern erkennbar (Jandl et al., 2021) [mittlere Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Naturschutzgebiete nehmen in Österreich 3,8 % der Landesfläche ein (Aubrecht & Petz, 2002). Zusammen mit anderen geschützten Landschaftsbestandteilen wie Nationalparks, flächigen Naturdenkmalen und Biosphärenparks erweitert sich diese Fläche, je nach Strenge der Kriterien, auf > 10 % (Aubrecht & Petz, 2002). Viele dieser Gebiete liegen im alpinen Raum und/oder sind Feuchtgebiete und werden in Abschn. 5.1.3.2 bzw. 5.1.3.3 behandelt. Außerhalb der Alpen nehmen die ungenutzten Flächen bzw. Landschaftselemente auch innerhalb der Schutzgebiete nur einen kleinen Raum ein. Da im Kontext von Naturschutz und Landschaftspflege der Begriff „Nutzung“ schwer festzulegen ist, werden in diesem Abschnitt vor allem die Rolle sehr extensiver oder pflegerischer Nutzung bzw. die Abwesenheit von land- bzw. forstwirtschaftlicher Nutzung ausgeführt.

Auch durch Landschaftspflege offen gehaltene Flächen würden bei extensiverer oder ausbleibender Pflege langfristig wieder zu Wäldern mit im Vergleich zum Offenland höherer Kohlenstoffspeicherung in Biomasse und Boden [niedrige Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Dies führt an Standorten, die für den Erhalt der Biodiversität gepflegt werden, zu einem Zielkonflikt zwischen Klimaschutz und Biodiversität, der von der Klimapolitik beachtet werden muss (Camia et al., 2021; Essl et al., 2018). An Standorten, die durch kühle, saure oder feuchte Bedingungen einen gehemmten Abbau organischer Bodensubstanz aufweisen (Moore), können dagegen ausgewählte Pflegemaßnahmen die Kohlenstoffspeicherung im Boden durchaus fördernd unterstützen (Abdalla et al., 2018).

Das Kohlenstoff-Sequestrierungspotenzial von typischen alpinen Böden ist aufgrund der bestehenden hohen organischen Kohlenstoffvorräte und wegen der fehlenden bzw. extensiven landwirtschaftlichen Nutzung (Almbeweidung) gering [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Als alpine Ökosysteme werden hier alle Lebensräume in der alpinen Höhenstufe bezeichnet. Diese reicht von der Baumgrenze (ca. 1800–2100 m Seehöhe) bis zur Obergrenze geschlossener Rasengesellschaften (ca. 2500–2800 m Seehöhe). Die alpine Stufe wird in eine unter- und oberalpine Stufe unterteilt (Fischer et al., 2008). In der unteralpinen Stufe dominieren Zwergstrauchheiden und Rasengesellschaften. Die oberalpine Stufe ist durch Rasengesellschaften, Steinschutt- und Geröllfluren sowie Schneebodengesellschaften gekennzeichnet. Die Rasengesellschaften in der oberalpinen Stufe sind „Urwiesen“. Es handelt sich dabei um natürliche Wiesen (Klimaxgesellschaft). Sie sind nicht durch Mahd oder Beweidung entstanden. In der alpinen Stufe ist aus klimatischen Gründen ein Baumwuchs nicht mehr möglich.

Die Rasengesellschaften in der unter- und oberalpinen Stufe werden nicht oder nur sehr extensiv beweidet. Der Viehbesatz ist meist relativ gering und beträgt während der 3–4-monatigen Weidezeit im Durchschnitt auf Hochalmen maximal 1,0 Großvieheinheit (GVE) pro Hektar. Somit ist der Weideeinfluss auf Vegetation und Boden im Allgemeinen relativ gering (Bohner, 1998). Die Almflächen in der alpinen Stufe werden in der Regel nicht gedüngt. Die wichtigsten Gründe hierfür sind die meist schwere Erreichbarkeit, die klimatisch bedingte geringe Düngeeffizienz, der geringe almeigene Düngeranfall sowie die Förderverpflichtungen gemäß ÖPUL 2014-20 „Maßnahme Alpung und Behirtung“. Eine Nährstoffzufuhr erfolgt auf alpinen Almflächen hauptsächlich durch tierische Exkremente. Auf Sonderstandorten (insbesondere Hangverebnung, Gipfelregion) kann der Weideeinfluss auf Vegetation und Boden deutlich höher sein. Allerdings treten diese Flächen nur kleinflächig auf. Die Vegetation in der alpinen Stufe kann somit überwiegend als naturnah betrachtet werden [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Die Biodiversität ist deshalb weitgehend erhalten [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Auch die Böden sind naturnah, haben eine natürliche Horizontfolge und einen weitgehend standortgemäßen Stoffhaushalt (Bohner, 2010). Im Oberboden weisen sie generell eine hohe Konzentration an organischem Kohlenstoff auf (Bohner, 2010, 1998; Budge et al., 2010; Garcia-Franco et al., 2021; Körner, 1999; Leifeld et al., 2009, 2005). Folgende Gründe sind hierfür hauptverantwortlich:Allerdings ist eine Differenzierung zwischen Konzentration und Vorrat an organischem Kohlenstoff notwendig. Bei einer geringen Bodengründigkeit oder bei einem sehr hohen Skelettgehalt (Grobanteil) kann der Kohlenstoffvorrat auch niedrig sein. Daher schwanken die Vorräte an organischem Kohlenstoff in alpinen Böden in einem weiten Bereich. Nach Körner (1999) beträgt die Schwankungsbreite 50–510 t C/ha. Ein weiteres Charakteristikum von alpinen Böden ist der hohe Anteil an labilem Kohlenstoff im Oberboden (Budge et al., 2010; Garcia-Franco et al., 2021; Leifeld et al., 2009). Deshalb sind alpine Böden besonders empfindlich gegen Klimaerwärmung. Diese kann zu einer verstärkten Mineralisierung von organischem Kohlenstoff durch erhöhte Bodentemperaturen führen (Budge et al., 2010; Garcia-Franco et al., 2021).

Durch den hohen Natürlichkeitsgrad von Vegetation und Boden sind Mitigationsmaßnahmen wie beispielsweise Vermeidung einer Überbeweidung (bewirkt Humusschwund) nur kleinflächig möglich. In der alpinen Stufe sollten keine Kalkungsmaßnahmen durchgeführt werden, weil auf stark sauren Böden (pH-Wert unter 5) beim Lösungsprozess von Düngekalk CO₂ entsteht, das gasförmig entweicht. In der unteralpinen Stufe kann die Ausbreitung von Klein- und Zwergsträuchern (z. B. Alpenrose, Heidelbeere, Besenheide) bei Aufgabe einer regelmäßigen Almbewirtschaftung (Mahd, Beweidung) eine Humusanreicherung und somit Kohlenstoffsequestrierung bewirken. Ihre Ausbreitung führt allerdings zu einer deutlichen Verminderung der Vielfalt an Gefäßpflanzen (Bohner, 1998). Es besteht somit ein Konflikt zwischen Ökosystemdienstleistungen.

Quantitativ am wichtigsten ist die Abschwächung der THG-Freisetzung aus genutzten Mooren [mittlere Evidenz; hohe Konfidenz]. Dies lässt sich vor allem durch eine Anhebung des Wasserspiegels im Moor (z. B. durch Verringerung der Tiefe von Drainagegräben oder Schließung von Gräben) erreichen, denn die Beziehung zwischen Moorwasserspiegel und THG-Freisetzung zeigt in der Regel einen negativen linearen Zusammenhang (Freeman et al., 2022; Tiemeyer et al., 2020). Dies bedeutet aber auch, dass Extensivierungen (im Grünland z. B. durch Verzicht auf einen oder mehrere Schnitte und damit auch Verzicht auf organische Düngung) bereits maßgeblich zur Abschwächung der THG-Emissionen beitragen. Grünlandnutzung trägt, je nach Intensität, sehr unterschiedlich zur THG-Freisetzung bei: Laut Tiemeyer et al. (2016) kommt die THG-Freisetzung nährstoffarmen Grünlands naturnahen Mooren sehr nahe. Tief drainagiertes Grünland hingegen setzt mit bis zu 70 t CO₂e pro Hektar und Jahr ähnlich hohe Mengen THG frei, wie dies intensiver Ackerbau auf Moorboden tut, der in jedem Fall, auch zur Produktion von Bioenergiepflanzen, zu vermeiden ist. Auch bei forstwirtschaftlicher Nutzung von Mooren werden THG freigesetzt, und auch hier können durch Anhebung des Grundwasserspiegels große Mengen THG eingespart werden.

Die größte Einsparung von THG-Emissionen wäre somit erreichbar, wenn der Grundwasserspiegel auf 0 cm (Geländeoberkante) eingestellt werden könnte [mittlere Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Dies ist nicht nur unter Naturschutzbedingungen möglich, sondern auch bei landwirtschaftlicher Nutzung ohne Entwässerung, also dem Anbau von nässeliebenden Kulturen, den sogenannten Paludikulturen (Tanneberger et al., 2021; Wichtmann et al., 2016). Paludikulturen können in unterschiedlichen Moortypen etabliert werden. Bisher angebaute Kulturpflanzen umfassen beispielsweise Torfmoose, Sonnentau, Erlen, Schilf und Rohrkolben. Für Rohrkolben, Großseggen und Schilf konnten Günther et al. (2015) eine THG-Neutralität in der Nutzung nachweisen, und später gelang dieser Nachweis auch für Torfmoose (Günther et al., 2017). So existieren in Österreich bereits seit langer Zeit Nutzungen auf Flächen mit reduzierter Entwässerung, die das Moor erhalten, wie etwa Streuwiesen im Alpenvorland und dem Alpenraum. Eine Honorierung der erheblichen THG-Einsparung derartiger Kulturen würde die Wertschöpfung im Ländlichen Raum erhalten, Familienbetriebe sichern und THG-Einsparungen in der Größenordnung von 30 t CO₂e/ha/Jahr erzielen [mittlere Evidenz; mittlere Übereinstimmung]. Die Etablierung neuer Paludikulturen und großflächige Wiedervernässungen erfordern jedoch eine Anpassung der politischen und sozioökonomischen Rahmenbedingungen und Abstimmungen mit dem Naturschutz. Es ist daher nicht wahrscheinlich, dass diese Maßnahmen ohne entsprechende agrarpolitische Anpassungen großflächig umsetzbar sind.

Es besteht ein wesentlicher Zusammenhang zwischen der Produktivität von Oberflächengewässern und der Emission von THG. In eutrophierten Gewässern übertrifft die Methanemission jene von CO₂ in Bezug auf die Klimawirksamkeit deutlich (Deemer et al., 2016). Eine Stellschraube zur Verringerung der THG-Emissionen aus aquatischen Ökosystemen ist zweifelsohne die Reduktion der Nährstofffracht (Stickstoff und Phosphor) in die Gewässer bzw. die Steigerung der Wasserqualität. Dies betrifft spezifisch auch urbane Bereiche (Herrero Ortega et al., 2019; Martinez-Cruz et al., 2017). Ein weiterer Faktor ist die Gewässertiefe. Vor allem flache stehende Gewässer sind verstärkte THG-Emittenten (Soja et al., 2014). In diesem Zusammenhang sind auch natürliche und künstliche Teiche (Fischteich, Gartenteich, Löschteich) wichtige Quellen für THG, die in der Literatur für Österreich nicht quantifiziert werden (Holgerson & Raymond, 2016).

THG-Emissionen bei Fließgewässern stehen in Zusammenhang mit der Jahres- und Tageszeit wie auch der Flussordnungszahl (Schelker et al., 2016). Eine Steuergröße bei Fließgewässern ist ihre Strömungscharakteristik. Schnell fließende und somit auch sauerstoffreichere Bäche und Flüsse emittieren weniger CH₄ (Deemer et al., 2016). Organisches Material wird effizienter umgesetzt und der Kohlenstoff überwiegend in Form von CO₂ abgegeben, welches um ein Vielfaches weniger klimaaggressiv ist als Methan. Die Reduktion der Fließgeschwindigkeit und die Unterbrechung der freien Fließstrecke durch Dämme und Stauhaltung führt in allen Fällen zu einer gesteigerten THG-Produktion und -Emission. Es ist unbestritten, dass die Regulierung von Fließgewässern und die Konstruktion von Speicherseen (> 1 Mio. Dämme weltweit; Lehner et al., 2011) der Gesellschaft wichtige Dienste erfüllen (z. B. Energieerzeugung, Hochwasserschutz, Wasserversorgung) und in manchen Bereichen auch zu einer signifikanten CO₂-Einsparung führen (z. B. Stromerzeugung durch Wasserkraft als Ersatz für fossile Energieträger; Severnini, 2019). Davon abgesehen, führen derartige Eingriffe in die Morphologie und Hydrologie zu erheblichen Veränderungen in der Dynamik von Nährstoffen und biologischen Prozessen (die Biodiversität inbegriffen). In diesem Zusammenhang bergen Wasserkraftwerke mit Stauhaltung das Risiko erhöhter THG-Emissionen aus dem Gewässer (Deemer et al., 2016). Im direkten Vergleich zu den zuvor nicht gefluteten Flächen sind Stauseen THG-Netto-Emittenten. Ganz besonders deutlich zeigt sich das in tropischen und borealen Klimazonen (Fearnside, 2015; Teodoru et al., 2012). Der anhaltende Wille und Boom im Ausbau der Wasserkraft weltweit (Zarfl et al., 2015) wird mit einer Erhöhung der unmittelbaren THG-Emissionen aus den betroffenen Gewässern einhergehen. Für Österreich gibt es hier nur eine niedrige Evidenz ohne spezifische Quantifizierung. Auch hier wird auf Aspekte wie mögliche Energieeinsparung und Biodiversität besonders hingewiesen.

Siedlungsräume und Infrastruktur stellen durch Versiegelung, hitzespeichernde Baumaterialien und anthropogene Emissionen einen großen Eingriff in das natürliche Ökosystem dar. Die versiegelte Fläche nimmt in Österreich sehr stark zu, nämlich täglich um 4,8 ha (Zechmeister et al., 2019) bis 5,2 ha (ca. 40 % der in Anspruch genommenen Fläche; Umweltbundesamt, 2020b). Durch den unterbundenen Wasser- und Luftaustausch verliert der Boden damit alle seine Funktionen, wie die Fähigkeit, Wasser zu speichern und zu verdunsten, Schadstoffe zu filtern und Kohlenstoff zu binden (Zechmeister et al., 2019). Wie bereits in Abschn. 5.2.1 ausgeführt, ist der Boden der größte terrestrische organische Kohlenstoffspeicher und fungiert als THG-Senke (Autret et al., 2019). Durch Versiegelung geht diese Eigenschaft verloren, hinzu kommen die THG-Emissionen, die durch die Bautätigkeiten hervorgerufen werden.

Neben den Emissionen bei der Errichtung von Infrastruktur und Gebäuden entstehen Emissionen vor allem durch die Nutzung. Laut Klimaschutzbericht (Zechmeister et al., 2019) waren die wichtigsten Verursacher von THG-Emissionen (inkl. Emissionshandel) im Jahr 2017 die Sektoren Energie und Industrie (44,9 %), Verkehr (28,8 %), Landwirtschaft (10,0 %, de facto rund 14 %, wenn der Energieeinsatz für Stickstoff-Mineraldünger und andere Betriebsmittel inkludiert wird) sowie Gebäude (10,1 %). Gebäude und Verkehr tragen somit zu 38,8 % der österreichischen Gesamtemissionen bei. Werden auch noch die Emissionen aus Industrie und zumindest teilweise aus Energie zu Siedlungsraum und Infrastruktur hinzugerechnet (IPCC, 2014 rechnet die Emissionen aus thermischen Kraftwerken zu den Emissionen der städtischen Gebiete dazu und kommt für Westeuropa auf einen Wert von ca. 77 % der urbanen CO₂-Emissionen an den Gesamtemissionen), ergibt sich ein Beitrag von zumindest zwei Dritteln zu den österreichischen Gesamtemissionen.

Einen guten österreichweiten Überblick nach Sektoren bietet das Energiemosaik Austria, das den Energieverbrauch und die THG-Emissionen aller österreichischen Gemeinden aufgeschlüsselt nach Wohnen, Land- und Forstwirtschaft, Industrie- und Gewerbe, Dienstleistungen und Mobilität harmonisiert darstellt (Abart-Heriszt et al., 2019). Da Städte als zentraler Player in Bezug auf Klimaschutz anzusehen sind (Mi et al., 2019), gibt es für Städte bereits unterschiedliche Methoden zur Berechnung ihrer THG-Emissionen (Harris et al., 2020). Ein Überblick über verschiedene THG-Berechnungsmethoden zeigt jedoch, dass selbst auf Stadtebene keine einheitliche Methode existiert (Arioli et al., 2020). Ein zentraler Faktor in allen Berechnungsmethoden ist der Sektor Energie. Mitigationsmaßnahmen für Infrastruktur und Siedlungsraum müssen daher darauf abzielen, den Energieverbrauch zu reduzieren, effizienter zu gestalten und stärker erneuerbare Energien zu integrieren. Um die Bedeutung des Siedlungsraums richtig zu erfassen, bedarf es eines Life-Cycle-Ansatzes, der auch die materialbedingten Emissionen der Gebäude inkludiert (Hertwich et al., 2019). Obwohl darauf hinzuweisen ist, dass technologische Vermeidungsoptionen im Bereich Energiebereitstellung, Industrie und Wohnen üblicherweise nicht dem Bereich Landnutzung und Landnutzungsänderungen zugeordnet werden, sind sie dennoch relevant und eng miteinander verwoben. Veränderungen in der Raumstruktur beispielsweise in Richtung einer kompakteren Bauweise ermöglichen sowohl bedeutende Einsparungen von Baumaterial als auch die Realisierung von effizienten Mobilitäts- und Energieversorgungsoptionen. Technologische Vermeidungsoptionen werden daher im Folgenden als Exkurs dargestellt und sind im Zusammenspiel mit raumstrukturellen Maßnahmen zu sehen.

Technische Potenziale liegen im Gebäudebereich vor allem in der Sanierung des Gebäudebestands (inkl. Digitalisierung), im Umrüsten der Heizsysteme (auf emissionsärmere Heizsysteme, Fern-/Nahwärme) und einer stärkeren Integration erneuerbarer Energien – Solarthermie, aber auch zunehmend Sektorkopplung (z. B. Power2Heat, Power2Gas, Power2Mobility). Neben dem Heizen ist durch den Klimawandel und steigende Temperaturen in dichten Siedlungsstrukturen davon auszugehen, dass in Zukunft auch der Energiebedarf für die Gebäudekühlung steigen wird (Isaac & van Vuuren, 2009; Olonscheck et al., 2011). Berechnungen für Wien gehen von einem Anstieg des jährlichen Strombedarfs für Kühlung von 22 GWh auf 95 GWh im Jahr 2050 aus (Bird et al., 2019).

Zur Erreichung der 2-°C- bzw. 1,5-°C-Ziele in reicheren Ländern wie Österreich ist eine der effektivsten Mitigationsmaßnahmen im Gebäudesektor die Erneuerung der Energiesysteme in Gebäuden [Evidenz: hoch; Übereinstimmung: mittel]. Der Unterschied im Energieverbrauch eines traditionellen Gebäudes im Bestand (ca. 200 kWh/m² oder mehr) und einem Passivhaus (10–15 kWh/m²) zeigt das große Potenzial von thermischer Sanierung (Holzmann & Schmid, 2018). Hinsichtlich Energieträgern bedeutet das, dass vor allem Erdgas ersetzt wird und stromdominierte Energiestrukturen etabliert werden (Wang et al., 2018). Eine Studie zu schwedischen Städten zeigt, dass eine umfassende energetische Gebäudesanierung den Energieverbrauch um 20–40 % reduzieren kann (Mata et al., 2019; Karner et al., 2017).

Technische Lösungen allein reichen jedoch nicht aus, um das volle Mitigationspotenzial von Infrastruktur und Siedlungsraum auszuschöpfen [mittlere Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Wie in Abschn.​ 4.​4 ausgeführt, spielen weitere Faktoren wie Form, Ausrichtung und Materialien von Gebäuden nach Prinzipien der Solararchitektur ebenfalls eine entscheidende Rolle. Energiesystemmodelle, die das Konsumentenverhalten nicht berücksichtigen, überbewerten das Energieeinsparungspotenzial, das sich durch höhere Gebäudestandards ergeben würde (Holzmann & Schmid, 2018). Das zeigt sich auch beim österreichischen Heizenergiebedarf, der trotz technischer Verbesserungen nur leicht abnimmt, da theoretisch große Energieeinsparungen durch erhöhten Komfortbedarf und Verhalten der Bewohner_innen, durch einen zunehmenden Anteil an Einfamilienhäusern und einen wachsenden Wohnflächenbedarf pro Person nicht realisiert werden können (Holzmann et al., 2013). Daher ist eine integrative Betrachtung mit Berücksichtigung der planerischen und sozialen Komponenten in Klimaschutzstrategien für Städte wesentlich.

Österreich weist im europäischen Vergleich einen relativ hohen Grad an Zersiedelung auf (Ehrlich et al., 2018; IPCC, 2019b). Der Zusammenhang zwischen Siedlungsstruktur, Infrastruktur (Verkehrsaufkommen) und Energieverbrauch ist nachweislich gegeben (Davoudi & Sturzaker, 2017; IPCC, 2014). Ein Entgegenwirken der Zersiedlung und eine Steuerung der räumlichen Entwicklung ist im Sinne des Klimaschutzes dringend erforderlich und eine Hauptaufgabe der Raumordnung und ihrer Instrumente. Auf Bundesebene werden die Klimarelevanz raumplanerischer Maßnahmen sowie die Gestaltung von Rahmenbedingungen bereits erkannt und durch ÖREK-Partnerschaften im Bereich Energieraumplanung sowie Flächensparen, Flächenmanagement und aktive Bodenpolitik unterstützt (ÖROK, 2018). Ein interdisziplinäres Zusammenspiel der Energie- und Raumordnungspolitik wird in der Energieraumplanung zusammengeführt, die energierelevante, technische und räumliche Wechselwirkungen berücksichtigt (Kap.​ 7; Erker et al., 2017; Stoeglehner et al., 2016). Auch internationale Studien (IRP, n.\,d.; Lwasa et al., 2022) zeigen, dass eine kompaktere Bauweise zu bedeutenden Einsparungen von Baumaterialien führen kann, eine Umstellung des Mobilitätverhaltens erleichtern und eine Einsparung von bebauter Fläche ermöglichen, weil sie das Teilen leichter machen [robuste Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Als ideale räumliche Form hinsichtlich Energie und THG-Emissionen wird bereits seit den 1970er-Jahren die „kompakte“ Stadt angesehen (Dantzig & Saaty, 1973). Auch im IPCC-Report 2014 werden Dichte, Landnutzungsmix, Vernetzung und Erreichbarkeit als wesentliche Treiber und daher auch Mitigationsoptionen für eine strukturelle Verbesserung und zur Erhöhung der Systemeffizienz angeführt (IPCC, 2014). Werden Städte jedoch zu kompakt und dicht und fehlen eine strategische Planung sowie infrastrukturelle Investitionen dahinter, kann dies zu mehr Verkehrsaufkommen, Staus und somit zu höheren THG-Emissionen führen (Angel et al., 2018; Lee & Lim, 2018; Li et al., 2019). Eine Studie über kompakte Siedlungsstrukturen in 28 EU-Mitgliedstaaten zeigt ebenfalls, dass zwar höhere Bevölkerungsdichte, aber auch weniger kompakte Siedlungsformen mit gemischter Nutzung und gut zugänglichen Natur- und Grünflächen zu geringeren THG-Emissionen führen (Xu et al., 2019).

Dichte Siedlungsstrukturen ermöglichen kurze Wege und effiziente Versorgungsstrukturen, erhöhen jedoch auch den Hitzeinseleffekt. Grüne und blaue Infrastruktur (Pflanzen und Wasser) kann dabei Abhilfe schaffen. So zeigen Klimasimulationen auf Makro- (Großraum), Meso- (Stadt) und Mikro- (Quartiers-)ebene für Wien, dass durch moderate und maximale Begrünung von öffentlichen Flächen, Fassaden und Dächern die Zahl der Hitzetage und Tropennächte (Ein- und Abstrahlungseffekte) auch für Zukunftsszenarien deutlich reduziert werden können (Reinwald et al., 2019). Zusätzliche Grünelemente (neu geschaffen und permanent erhalten) anstelle versiegelter Flächen sind durch die Kohlenstoffbindung in Pflanze und Boden sowie ihre Photosynthese eine der wenigen Kohlenstoffsenken in Städten (Shao et al., 2018) [mittlere Evidenz, mittlere; Übereinstimmung], auch wenn sie im Verhältnis zu den Kohlenstoffemissionen von Städten als marginal anzusehen sind. Neben Bäumen und Sträuchern, die das Mikroklima positiv beeinflussen und zu Energieeinsparungen in den Gebäuden führen (Castaldo et al., 2018; Tan et al., 2016), vermindern vertikale Begrünungssysteme die Sonneneinstrahlung auf der Gebäudeoberfläche, reduzieren somit das Aufheizen der Gebäudehülle und verringern den Bedarf an Kühlung in den Gebäuden (Hoelscher et al., 2016; Perini et al., 2017) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Neben der Senkenwirkung des Waldes bietet die vorwiegend forst- und landwirtschaftlich erzeugte terrestrische Biomasse einerseits die Möglichkeit zur Minderung klimawandelfördernder Emissionseffekte durch Substitution fossiler Energieträger durch Bioenergie oder durch Substitution von Materialien, deren Produktion hohe (fossile) CO₂-Emissionen bewirkt (z. B. Holzmaterialien im Baubereich anstelle von Beton; Abschn. 5.2.1.2). Andererseits kann langfristige Bindung von atmosphärischem CO₂ zur Erhöhung des Kohlenstoffspeichers in Biomasse führen, die bei permanenter und additionaler Kohlenstoffspeicherung zu negativen Emissionen (NE) führen kann (Abschn. 5.3.2). Diese permanente Kohlenstoffspeicherung kann technisch über Bioenergie, kombiniert mit Kohlendioxidabscheidung und -Speicherung (BECCS), oder direkt in lebender Biomasse durch zusätzliche, permanent und nachhaltig bewirtschaftete Aufforstung, durch die Erhöhung der Kohlenstoffspeicherung in Böden, oder z. B. auch durch die Produktion und den Einsatz von Biokohle erfolgen.

Laut der österreichischen Klima- und Energiestrategie #mission 2030 (BMNT & BMVIT, 2018) beabsichtigt Österreich, seine THG-Emissionen bis 2030 um 36 % gegenüber 2005 zu reduzieren, wonach erneuerbaren Technologien wie Windkraft und Photovoltaik auch Bioenergie eine Schlüsselrolle zukommt (letztere soll eine Einsparung von 2 Mio. t CO₂ bis 2030 erzielen – vorwiegend im Bereich der erneuerbaren Wärmeerzeugung und Heizungen im Privatbereich). Das Umweltbundesamt geht bis 2030 von einer nahezu gänzlichen Ausschöpfung der Potenziale im Bereich der erneuerbaren Energieformen aus, d. h. 310 PJ aus Bioenergie (Mix aus unterschiedlichen Bioenergierohstoffen und unterschiedlicher Senkenwirkung; Box 5.2; Box 1.​1), 154 PJ aus Wasserkraft, 63 PJ aus Wind, 41 PJ aus Solarthermie und Umgebungswärme sowie 53 PJ aus Photovoltaik (Krutzler et al., 2016).

Die heimisch produzierte Waldbiomasse zur energetischen Nutzung basiert mehrheitlich auf Koppelprodukten der Holzernte für stoffliche Zwecke (u. a. Waldhackgut, Rinde, Späne, etc.) und Primärholz/Stammholz minderer Qualität (u. a. Scheitholz; klimaaktiv, 2018). 2016 wurden in Österreich 10,55 Mio. t-atro (absolut trocken; umgerechnet ca. 21,1 Mio. Vfm) Holzbiomasse und Reststoffe aus der Holzindustrie energetisch genutzt und lieferten im selben Jahr rund 199 PJ (Statistik Austria, 2020). Hackgut und andere forstwirtschaftliche Reststoffe werden hauptsächlich in (regionalen) Heizwerken, Heizkraftwerken und kleineren Hackgutkesseln eingesetzt [niedrige Evidenz].

Die energetische Nutzung von landwirtschaftlicher Biomasse liefert in Österreich einen geringeren Beitrag zur Bioenergie. Die landwirtschaftliche Nutzfläche macht 16 % (1,35 Mio. ha, 2015) der gesamten Staatsfläche aus (BMNT, 2018). 7,5 % der landwirtschaftlichen Biomasse wird für die Produktion von Bioenergie genutzt (Statistik Austria, 2020). Die konventionelle Biotreibstoffproduktion für den Verkehrssektor basiert auf Ölpflanzen, Zuckerpflanzen und Stärkepflanzen, die hierfür zu einem Großteil importiert werden (2019: 77 % importierte Rohstoffe für die Produktion von Biodiesel; BMK, 2020). Die fortschrittliche Biotreibstoffproduktion zielt darauf ab, lignozellulose- und zellulosehältige Biomasse aus speziellen Bioenergiepflanzen (wie z. B. Kurzumtrieb aus Weide, Pappel, und Miscanthus) oder landwirtschaftliche Rückstände zu nutzen. Die derzeitige Produktion spezieller Bioenergiepflanzen und landwirtschaftlicher Rückstände von insgesamt 29,3 Mio. t setzt sich wie folgt zusammen: Kurzumtriebsholz 0,027 Mio. t, Miscanthus 0,016 Mio. t, Stroh 3,946 Mio. t (Statistik Austria, 2020), Maisspindeln 0,314 Mio. t (Dißauer, 2018), und 25 Mio. t Gülle (BMNT & BMVIT, 2018).

Verschiedene Abfallströme, wie z. B. fester gemischter Siedlungsabfall, biogener Abfall, biogener Siedlungsabfall und kommunaler Klärschlamm, belaufen sich in Summe auf 3,2 Mio. t, mit einem zusätzlichen Potenzial von 17 bis 20,6 PJ an Bioenergie bis 2030 (Bacovsky & Matschegg, 2019) [geringe Evidenz]. Dieses Potenzial kann jedoch nur mit entsprechenden Begleitmaßnahmen wie z. B. der Optimierung der Wertschöpfungskette, Rückführung der Asche, Renaturierung etc. realisiert werden (Bacovsky & Matschegg, 2019).

Die Auswirkungen eines Szenarios mit verstärkter Nutzung von landwirtschaftlicher Biomasse für Bioenergie auf Ökosystemdienstleistungen in Österreich wurden in Kirchner et al. (2015) untersucht. Hier kommt es, unter Berücksichtigung von Klimawandelszenarien, zu einer Erhöhung des Biomasseertrags von 44 bis 51 % (relativ zum Referenzszenario), hauptsächlich durch Ausweitung von Pappel-Kurzumtriebsplantagen auf Ackerflächen (177.000 bis 219.000 ha) und Aufforstungen von Almen und alpinen Grenzertragsstandorten im Bereich der Baumgrenze (376.000 bis 429.000 ha). Es wird hierbei auch auf positive Kohlenstoffsenkeneffekte bezüglich eines Rückgangs an Mineraldüngereinsatz auf bewaldeter Landwirtschaftsfläche und eines Anstiegs des Bodenkohlenstoffgehalts (+10 bis +14 % gegenüber dem Referenzszenario) verwiesen.

In jedem Fall muss ein Hauptaugenmerk auf die nachhaltige Produktion (im In- und Ausland), den schonenden Umgang mit Ressourcen (Land, Boden, Düngung, etc.) sowie andere ökologische (z. B. Biodiversität, indirekte Landnutzung), ethische, und soziale Faktoren gelegt werden. Der wissenschaftliche Diskurs (Box 1.​1) bezüglich Klimaneutralität/-effektivität von Bioenergie umfasst alle Bereiche der Bioenergieproduktion. Dementsprechende, auf Österreich bezogene Studien sollten bei den relevanten Politikbildungsprozessen vermehrt Berücksichtigung finden.

Die überarbeitete Erneuerbare-Energien-Richtlinie der EU (EU 2001, 2018) legt für alle EU-Mitgliedsländer ein 2030-Ziel von 14 % erneuerbarer Energie im Transportsektor fest. Sowohl Biotreibstoffe als auch die Nutzung von elektrischem Strom als Energieträger können dazu beitragen, das Ziel zu erreichen. Um zu verhindern, dass die gesteigerte Produktion von Biotreibstoffen zu gesteigerten Emissionen aus Landnutzungsänderungen führt, begrenzt die Richtlinie die Produktion von Biotreibstoffen aus Lebens- und Futtermittelrohstoffen ab 2020 auf maximal 7 % des nationalen Kraftstoffbedarfs. Für zusätzlich erlaubte Biotreibstoffe aus Abfällen und Reststoffen („Advanced Biofuels“) gibt es separate Substitutionsziele (0,2 % in 2022, 1 % in 2025, 3,5 % in 2030). Eine Pilotanlage zur Produktion von Bioethanol aus Braunlauge der Zellstoffproduktion ist in Österreich derzeit in Bau. Eine wirtschaftliche Produktion in großem Maßstab muss erst demonstriert werden (IEA Bioenergy, 2020).

Ein ausführlicher (politisch, gesellschaftlich und wissenschaftlich) Diskurs zu den ökologischen und sozialen Folgen von großskaligem Bioenergieausbau, insbesondere von Biotreibstoffen, speist sich aus der Herausforderung, dass einer limitierenden Fläche, die für land- und forstwirtschaftliche Produktion geeignet ist, ein steigender Bedarf an Biomasse für Nahrung (Bevölkerungswachstum, Wohlstand) und Energie (u. a. Biotreibstoffe) entgegensteht. Berücksichtigt man dabei weitere Nachhaltigkeitsziele (z. B. Biodiversität) und Bedarf an Landflächen (z. B. Infrastruktur), reduziert sich die dafür geeignete Fläche weiter (Creutzig et al., 2015). Bei einer großflächigen Ausweitung von Biomasseproduktion für Energie müsste man mit einer Konkurrenz zwischen Lebensmittel- und Energieproduktion und steigenden Lebensmittelpreisen rechnen (Frank et al., 2017) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Erweitert wird diese Debatte um die wichtige Frage, ob Agrartreibstoffe tatsächlich zur Minderung von THG-Emissionen beitragen können (siehe auch Box 1.​1) und wie sich ein großflächiger Anbau auf andere wichtige ökologische Indikatoren, wie z. B. Biodiversität, Ökosystemdienstleistungen und Wasserverbrauch, auswirkt. Neben der Berücksichtigung von Emissionen in der Produktion und entlang der gesamten Wertschöpfungskette sind es besonders Landnutzungsänderungen, die die Auswirkungen von Biotreibstoffen auf den Netto-THG-Effekt und Biodiversität entscheiden (Humpenöder et al., 2018) [Evidenz: hoch; Übereinstimmung: hoch]. Zu unterscheiden sind dabei direkte Landnutzungsänderungen (engl. Abk. dLUC – „direct Land Use Change“), d. h. Änderungen im Landmanagement (z. B. Kulturarten, Bodenbearbeitung, Düngung) sowie Veränderungen des Kohlenstoffbestands (im Vergleich zum vorherigen Bestand), und indirekte Landnutzungsänderungen (engl. Abk. iLUC – „indirect Land Use Change“), d. h. die räumliche Verdrängung von anderer landwirtschaftlicher Produktion (z. B. Rodungen für Weideflächen, die durch Rohstoffproduktion für Biotreibstoffe verdrängt worden sind). Weiters trägt die Substitution durch Biomasse für fossile Rohstoffe nur dann zu einer Netto-THG-Reduktion bei, wenn:Für Österreich gibt es keine empirische Evidenz zu diesen Effekten.

Gesteigerte Langlebigkeit und kaskadische Nutzung von biomassebasierenden Produkten (z. B. Holzprodukte) können zu einem – dem Langlebigkeitszeitraum, dem Substitutionsniveau und der Nachhaltigkeit in der Produktion des Holzproduktes entsprechenden – THG-Minderungspotenzial führen. Um gesteigerte Minderungsaspekte geltend zu machen, müssen auch im Holznutzungsbereich (außerhalb der energetischen Nutzung) wichtige Faktoren der (nachhaltigen) Produktionsweise, der Produktionskette sowie weitere ökologische, ethische und soziale Aspekte berücksichtig werden. Damit bietet die kaskadische Holznutzung gegenüber einer unmittelbaren energetischen Nutzung in Bezug auf Maßnahmen zur Minderung von THG-Emissionen einen erheblichen Vorteil (Braun et al., 2016a). Wälder produzieren den größten Teil erneuerbarer biologischer Ressourcen, die – anders als Biomasse von landwirtschaftlich genutztem Land – nicht in Konkurrenz zur Produktion von Lebens- und Futtermitteln stehen. Holz ist global das am vielseitigsten einsetzbare biologische Material. Durch die Forcierung von Holz als Baustoff können enorme THG-Emissionen vermieden werden (Mishra et al., 2022) Allerdings führt nicht jede stoffliche Holzverwendung automatisch zu einer Reduktion von Emissionen (Asada et al., 2020; Hurmekoski et al., 2022) [mittlere Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Neben den traditionellen Verwendungsarten wird Holz als Nanozellulose als Ersatz für Stahl verwendet, es findet in der Textilherstellung Verwendung und findet als „cross-laminated timber“ in der Plattenindustrie und anderen Verbundstoffen neue Anwendungen (Hetemäki et al., 2022). Entsprechend dieser Minderungspotenziale werden die Nutzungsformen in den folgenden Abschnitten genauer ausgeführt. Der deutlichste Minderungseffekt entsteht allerdings nicht durch die Herstellung von optimierten Holzprodukten, sondern durch die Reduktion des Einsatzes von nachwachsenden und nicht nachwachsenden Rohstoffen.

Holzabfälle werden derzeit für die stoffliche Nutzung verwendet, wenn die Qualität des Ausgangsmaterials dafür ausreicht. Brunet-Navarro et al. (2018) zeigten, dass Recyclingkreisläufe jedoch nicht unbegrenzt wiederholt werden können, auch hängen Möglichkeiten zur Wiederverwendung und Wiederverwertung davon ab, ob das Holz gefahrenrelevante Eigenschaften aufweist oder nicht. Mehr Holzbau führt zu einem vermehrten Aufkommen an Bau- und Abbruchholz in Österreich (Teischinger & Kalcher, 2016), das eine wichtige Altholzquelle darstellt (Stingl et al., 2011; Teischinger et al., 2008). Unbehandeltes Holz und behandeltes, aber schadstofffreies Holz werden überwiegend stofflich wiederverwertet (2017 ca. 233.000 t), während behandeltes, schadstoffbelastetes Holz thermisch verwertet wird (2017 ca. 60.000 t; Höher & Strimitzer, 2019). Neben Bau- und Abbruchholz sind auch Holzemballagen sowie Restholz aus der Be- und Verarbeitung von Holz für die kaskadische Nutzung von Interesse. Insgesamt werden im Statusbericht des Bundesabfallwirtschaftsplans 2019 ca. 1,3 Mio. t an Altholz ausgewiesen; davon können etwa 740.000 t stofflich genutzt werden und 540.000 t werden thermisch genutzt (Höher & Strimitzer, 2019). Zusätzlich fallen bei der Holzbearbeitung auch Neben- und Koppelprodukte an, die seit 2011 nicht im Detail durch den Bundesabfallwirtschaftsplan erfasst sind. Der Statusbericht 2019 geht hier von einem zusätzlichen Materialstrom von ca. 4 Mio. t im Jahr 2018 aus (BMNT, 2019b). Die stoffliche Nutzung von Holzabfällen umfasst Schwarten und Spreißel, Sägemehl und Sägespäne, etwa 75 % der Spanplattenabfälle, Holzverpackungen und ähnliche nicht kontaminierte Holzabfälle sowie nicht gefährliches Bau- und Abbruchholz (Höher & Strimitzer, 2019).

Insbesondere Klein- und Kleinstwaldeigentümer nutzen einen großen Anteil des eingeschlagenen Holzes für den Eigenbedarf (Huber et al., 2013; Sekot & Toscani, 2017). Hier besteht noch Potenzial zur Verbesserung der Kaskadennutzung durch Einführung eines finanziellen Anreizes, dieses Holz nicht zum Heizen zu verwenden (indem stattdessen andere Heizmöglichkeiten genutzt werden; Huber et al., 2013), um es für stoffliche Nutzungen zur Verfügung zu stellen oder die Nutzungsintensität zu reduzieren.

Das Konzept und vor allem die Umsetzung von Maßnahmen in einer zirkulären Bioökonomie tragen aber nicht zwingend zum Klimaschutz und den Zielen einer nachhaltigen Entwicklung bei (D’Amato et al., 2017; Rupp et al., 2020) und müssen dementsprechend untersucht werden (Monitoring). So sind z. B. auf Biomasse basierte Plastikprodukte nicht notwendigerweise biologisch abbaubar (EEA, 2018), und eine Verschärfung von Landnutzungskonflikten ist im Fall zunehmender stofflicher Nutzung landwirtschaftlicher Biomasse ebenso wahrscheinlich wie im Fall von landwirtschaftlicher Bioenergie (Abschn. 5.1.1 und 5.2.1.1). Die meisten Studien zum Thema fortgeschrittene Biomaterialien umfassen Ökobilanzanalysen (LCA), die die Umwelteffekte von fortgeschrittenen Biomaterialien mit denen auf Basis von fossilen Rohstoffen entlang des Lebenszyklus vergleichen (Produktion, Nutzungsphase, Entsorgung). Der Großteil dieser Analysen zeigt auf, dass fortgeschrittene Materialien meistens mit geringeren THG-Emissionen und Energiebedarf einhergehen, wenn die Ausgangsbasis auf Biomasse und nicht auf fossilen Rohstoffen beruht (Fiorentino et al., 2017; Hermann et al., 2007; Spierling et al., 2018; Vink & Davies, 2015; Weiss et al., 2012; Zheng & Suh, 2019). Die Bandbreite an Ergebnissen ist jedoch hoch, was auf die Vielzahl an verfügbaren Produkten, angewendeten Systemgrenzen, Allokationsmethoden als auch Annahmen zum End-of-Life-Management zurückzuführen ist (Fiorentino et al., 2017; Spierling et al., 2018; Yates & Barlow, 2013; Zheng & Suh, 2019). Daher ist eine generelle Aussage über die Substitution von fossilen Rohstoffen mit Biomasse für fortgeschrittene Materialien nicht möglich, auch wenn für die meisten eine Klimaschutzwirkung festgestellt werden kann (Hottle et al., 2013; Spierling et al., 2018) [hohe Evidenz; mittlere Übereinstimmung]. Zudem zeigen sich in manchen LCA-Studien schlechtere Ergebnisse für Biomasse als Rohstoff bzgl. Landnutzungseffekten, wie z. B. Eutrophierung (Hottle et al., 2013; Weiss et al., 2012) und Landnutzungsänderungen (Hermann et al., 2007; Musonda et al., 2020). Landnutzungseffekte können in den meisten LCA jedoch nur schlecht abgebildet werden (Spierling et al., 2018; Zheng & Suh, 2019). Es gibt bis jetzt nur wenige Studien, die explizit die Landnutzungseffekte wie auch die ökonomischen Effekte von biomassebasierten fortgeschrittenen Materialien untersucht haben. Diesbezüglich herrscht daher noch Forschungsbedarf.

Für Österreich gibt es wenige spezifische Studien zur Biomassenutzung für fortgeschrittene Materialien: Höltinger et al. (2014) untersuchten das technisch-ökonomische Potenzial von Bioraffinerien in Österreich und zeigten, dass diese unter günstigen Marktbedingungen ökonomisch rentabel sind sowie zu regional höheren Biomassepreisen führen können. Das THG-Einsparungspotenzial von Biomassenutzung in Bioraffinerien hängt dabei stark von der Landnutzungsintensität, Transportdistanzen, Energiebedarf sowie spezifischen Prozessen und Produkten der Bioraffinerie ab (Höltinger et al., 2016). Auch hier kann die effektive Wirkung zum Klimaschutz nicht eindeutig geklärt werden und benötigt weitere Forschung [geringe Evidenz, geringe Übereinstimmung].

Im 2016 abgeschlossenen ACRP-Projekt CC2BBE (Schmid et al., 2016; Schipfer et al., 2017) wurden die Auswirkungen von Szenarien für eine verstärkte Nachfrage von fortgeschrittenen Biomaterialien auf die Landnutzung auf globaler Ebene wie auch für Österreich untersucht. In Österreich führen die Biomaterialszenarien zu keiner signifikanten Änderung in der landwirtschaftlichen Landnutzung, da die Preisänderungen positiv, aber gering ausfallen. Im Modell zeigt sich daher eine leichte Intensivierung (+3 % Flächenzunahme der höchsten Düngemanagementmaßnahme). Letztlich kann die Studie noch einen wichtigen makroökonomischen Rebound-Effekt aufzeigen: Da es zu einer Erhöhung der Produktion im Land- und Forstwirtschaftssektor kommt, werden in diesen Sektoren auch vermehrt Energie und fossile Rohstoffe nachgefragt. Dieser „technische Rebound“ kann das THG-Mitigationspotenzial erheblich abschwächen, nach aktuellen Berechnungen um bis zu über 25 % (Streicher et al., 2020).

Die Literatur zeigt, dass fortgeschrittene Biomaterialien (z. B. Schmiermittel, Polymere, Lösungsmittel, Tenside oder Bitumen) trotz hoher Unsicherheiten einen potenziellen Beitrag zum Klimaschutz leisten können [mittlere Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Die bisher in der Literatur untersuchten Landnutzungsauswirkungen scheinen, v. a. auf Grund des geringeren Biomassebedarfs, bis jetzt geringer zu sein als für Bioenergie [geringe Evidenz, mittlere Übereinstimmung], jedoch können bei einem entsprechenden Anstieg an Biomassebedarf ähnliche potenziell negative Effekte auftreten [geringe Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Es besteht noch viel Forschungsbedarf, besonders in Bezug auf Biopolymere der zweiten Generation. Zur Kosteneffizienz dieser Maßnahme finden sich widersprüchliche Ergebnisse in der Literatur, auch hier wird noch mehr Forschung benötigt.

Böden haben den größten terrestrischen Kohlenstoffspeicher, der sich aber nur bedingt vergrößern lässt. Die Maßnahmen dazu sind im land- und forstwirtschaftlichen Sektor unterschiedlich und haben zumeist zahlreiche andere günstige Wirkungen (Abschn.​ 2.​5.​1; 4.​2; 4.​3; Schrumpf et al., 2014) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Die Ergebnisse sind allerdings widersprüchlich hinsichtlich des langfristigen Effektes auf den Kohlenstoffvorrat (Dersch & Böhm, 2001; Poeplau & Don, 2015; Six et al., 2004) [hohe robuste Evidenz, niedrige Übereinstimmung].

Eine europäische Studie hat gezeigt, dass die Umstellung auf Agroforstsysteme zu Sequestrierungsraten von 0,09 bis 7,29 t C/ha/Jahr führen und zahlreiche Umweltbelastungen (z. B. Nitrateintrag in das Grundwasser) mindern könnte (Kay et al., 2019). Allerdings stellten die Autoren fest, dass höhere zusätzliche Sequestrierungsraten eher in fertilen Systemen mit höherem Anteil schnellwüchsiger holziger Biomasse zu erreichen sind, was den Anteil von Nutzpflanzen zur Erzeugung von Nahrungs- bzw. Futtermitteln reduziert. Darüber hinaus hat die Nutzung vor der Überführung in ein Agroforstsystem den größten Einfluss auf die zu generierenden Raten. Grundsätzlich muss zwischen kurzfristigen Effekten (während des Übergangs) und langfristiger Sequestrierung (nach Etablierung eines solchen Systems) unterschieden werden.

Landwirtschaftliche Verwertung von Ernterückständen geht ebenfalls mit erheblichem Mitigationspotenzial einher: In Österreich stehen ca. 2,5 Mio t/Jahr Ernterückstände für die Biogaserzeugung, Kompostierung oder Biokohleproduktion zur Verfügung, jedoch bestehen für die praktische Umsetzung einige technologische und Anwendungshindernisse (Kalt, 2015).

Im Bereich der Forstwirtschaft sind zwei Komponenten einer zusätzlichen Kohlenstoffspeicherung im Boden zu unterscheiden. Zusätzliche Speicherung kann durch eine Erhöhung der Bestandsstabilität (Resilienz) erreicht werden (Jandl et al., 2018, 2007; Mayer et al., 2020b) [robuste Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Eine langfristige oder „permanente“ Kohlenstoffspeicherung/Sequestrierung erfordert allerdings stabile Bestände, weil der Bodenkohlenstoff im Fall von Störungen wieder an die Atmosphäre abgegeben werden kann. Strukturierte Mischbestände mit einer angepassten Baumartenwahl tragen aufgrund ihrer Stabilität laut Jandl et al. (2007) zu einer nachhaltigen Kohlenstoffspeicherung im Boden bei. Eine Sonderstellung nehmen Auwälder ein, deren Böden außerordentlich hohe Sequestrierungspotenziale haben (Cierjacks et al., 2010).

Biokohle ist definiert als kohlenstoffreiches festes Endprodukt eines Pyrolyseprozesses von biogenem Material (zumeist pflanzlichen Ursprungs). Im Unterschied zu Holzkohle wird Biokohle gezielt im Boden angewendet (u. a. Verbesserung von Bodeneigenschaften, langfristige Speicherung von Kohlenstoff). In Österreich kann Biokohle derzeit nur mit Einzelzulassungen nach Düngemittelrecht in Verkehr gebracht werden, sofern es sich beim Ausgangsstoff um land- bzw. forstwirtschaftliche Biomasse handelt (BMLFUW, 2017).

Schätzungen deuten darauf hin, dass über die Anwendung von Biokohle in Böden ein erhebliches negatives Emissionspotenzial realisiert werden kann (Fuss et al., 2018; Glaser et al., 2009; Jeffery et al., 2011; Smith, 2016) mit geringen Auswirkungen auf Ökosysteme, Wasser- und Nährstoffkreisläufe, Albedo, und Energiebedarf, soweit Reststoffe für die Biokohleproduktion genutzt werden können [robuste Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Die Verwendung von Biokohle als Bodenzusatzstoff kann THG-Emissionen, insbesondere jene von N₂O, signifikant reduzieren (Bruun et al., 2011; Cayuela et al., 2013; Van Zwieten et al., 2010; Wang et al., 2012). Da die Kosten auch wesentlich transparenter sind als bei vielen andere NETs, sind Biokohle-basierte Lösungen darüber hinaus leichter kalkulierbar.

Auch für Österreich gibt es (mittlere) Evidenz mit hoher Übereinstimmung, dass Biokohle eine gangbare Option zur CO₂-Entnahme sein kann. Die Applikation von Biokohle auf landwirtschaftlichen Ackerflächen in Österreich von 72 t Biokohle/ha (entspricht \({\approx}\) 58 t C/ha) hat zu keinen negativen Auswirkungen auf die Ernteerträge geführt, sofern die Applikation mit der Standardbodenbearbeitung kombiniert wurde (Hood-Nowotny et al., 2018; Karer et al., 2013). In paneuropäischem Kontext wurde dieser Befund bestätigt (Jeffery et al., 2017). In der Waldwirtschaft könnte Biokohle als Hilfsstoff für die Bodenverbesserung eingesetzt werden (BMLFUW, 2017; Bruckman & Pumpanen, 2019).

Dem Einsatz von Biokohle sind aber insofern Grenzen gesetzt, als dass das zu realisierende Potenzial stark abhängig von Biomasseverfügbarkeit ist (Fuss et al., 2018), die auch in Konkurrenz zu anderen Verwertungsmöglichkeiten (z. B. Verbrennung) steht. Bei Ausnützung des gesamten technischen Potenzials wären massive Landnutzungsänderungen notwendig, die den Erhalt und den Schutz der Biodiversität konterkarieren würden (Werner et al., 2018). Die kaskadische Nutzung (Reststoffe/Abfall) oder die Verwertung von organisch kontaminiertem Altholz wären Möglichkeiten, dem teilweise entgegenzuwirken. Einem großflächigen Einsatz von Biokohle stehen derzeit die Kosten bzw. die Konkurrenz zur Holzkohleproduktion entgegen (Maroušek et al., 2019). Dazu kommen Bedenken bezüglich einer Kontamination mit polyaromatischen Kohlenwasserstoffen und Schwermetallen, die aber durch Einhaltung von etablierten Richtlinien auf europäischer (https://​www.​european-biochar.​org/​en) und internationaler (https://​biochar-international.​org/​ibi-biochar-standards/​) Ebene ausgeräumt werden können.

Unter „Enhanced Weathering“ (EW) versteht man die Ausbringung von pulverisierten Silikat- und/oder Karbonatmineralien auf Böden. Die Idee besteht darin, die Kohlenstoffaufnahme bei der natürlichen Gesteinsverwitterung zu verstärken (Beerling et al., 2020). Es handelt sich um einen Prozess, der allgemein in warmen und feuchten Agrarökosystemen begünstigt wird. Nur 3,6 % des globalen Potenzials von 0,2 (\({\pm}\)1) Gt Ce/Jahr (Smith, 2016) bis 95 Gt Ce/Jahr (Strefler et al., 2018) entfallen auf die EU (Smith, 2016; Strefler et al., 2018) [mittlere Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Nach optimistischsten Analysen wird ein Gesamtentnahmepotenzial von weniger als 70.000 t C/Jahr in Österreich errechnet, mit einem Absenkungspotenzial von weniger als 1,5 kg CO₂/ha/Jahr (Strefler et al., 2018) [geringe Evidenz]. Diese Zahlen berücksichtigen nicht die Energiekosten und die damit verbundenen THG-Emissionen aus der Extraktion, dem (technologieabhängigen/nötigen) Mahlen (normalerweise auf 10–20 µm Partikelgröße), dem Transport und der Bodenausbringung. Angesichts dieser geringen Sequestrierungspotenziale, hohen Unsicherheiten und Kosten wird EW derzeit für Österreich nicht als prioritäre NE-Option angesehen.

Feuchtgebiete, insbesondere Moore (zu deren Unterscheidung siehe Abschn.​ 2.​4.​1), sind in naturnahem Zustand CO₂-Senken und CH₄-Quellen. Durch Drainagierung und Nutzung werden sie zu sehr starken CO₂-Quellen. Bei Wiedervernässung der drainagierten Feuchtgebiete werden deren CO₂-Emissionen stark herabgesetzt. Zeitweilig werden diese dann aber zu unterschiedlich starken CH₄-Quellen (Günther et al., 2020).

Der Großteil der Moore in Österreich befindet sich unter land- oder forstwirtschaftlicher Nutzung. Diese Nutzung wird seit Jahrzehnten betrieben und wird aufgrund der Mächtigkeit der Moorböden in Österreich noch weitere Jahrzehnte andauern, wenn keine Wiedervernässungsmaßnahmen ergriffen werden. Daher muss als „Normalzustand“ derartiger Flächen die hohe Freisetzung an CO₂e angesehen werden. Durch diese Annahme ist die Zusätzlichkeit („Additionality“) der Einsparung an CO₂e durch Wiedervernässung gegeben. Durch die niedrigen Kosten für die Wiedervernässung und da keine größeren Investitionen zu Beginn der Maßnahme notwendig sind, sind derartige Maßnahmen kostengünstige Klimaschutzmaßnahmen (Drösler et al., 2012).

Da die großflächige Wiedervernässung von Moorböden im Rahmen der Revitalisierung oft nicht mit den Produktionszielen in Einklang zu bringen ist, sind eine lückenlose Berichterstattung und Verbesserung der Datenlage zur Realisierung dieses vielversprechenden Klimaschutzpotenzials notwendig. In einigen moorreichen Gebieten Österreichs haben derartige Nutzungsformen Tradition: In einigen Alpenregionen ist die Streuwiesennutzung eine moorschaffende bzw. -erhaltende Nutzungsform, und am Neusiedler See wird das Schilf moorerhaltend geschnitten. Die vor Jahren in einigen Ländern etablierten neuartigen, nicht entwässernden Nutzungen können neben Klimaschutz auch Wertschöpfung und Beschäftigung erzielen (Wichtmann et al., 2016). Insgesamt sind aufgrund des geringen Aufwands Wiedervernässungen bzw. die Etablierung von Paludikulturen effiziente Klimaschutznmaßnahmen. Wenn langfristig der Torfkörper anwächst, kann es theoretisch in feuchten Jahren sogar zu negativen Emissionen kommen (vergl. u. a. Drollinger et al., 2019; und andere Fallstudien) – für Österreich ist die Evidenz hierzu sehr gering.

Die Österreichische Waldinventur belegt die Netto-Zunahme der Waldfläche (Abschn. 5.1.2). Die Auswirkungen auf den Kohlenstoffspeicher in situ sind abhängig von den jeweiligen Ausgangszuständen und den Kohlenstoffspeicherpotenzialen der Landnutzungstypen (auch Abschn. 5.1.2). Neuaufforstungen und die Landnutzungsänderung durch das natürliche Zuwachsen von Grünland oder Ackerland führen meistens zu einer Zunahme des Kohlenstoffvorrates in der Biomasse und im Boden (Abschn.​ 1.​3.​3; Weiss et al., 2000), können unter bestimmten Umständen auch zu einer Abnahme des Kohlenstoffs im Boden führen (Bühlmann et al., 2016). Durch die Wiederbewaldung von Wiesen und Almflächen können artenreiche Biotope verloren gehen oder das Landschaftsbild kann zulasten des landschaftlichen Erholungswertes monotoner werden. Van den Bergh et al. (2018) beschrieben eine potenziell negative hydrologische Bilanz bei Wiederbewaldung bzw. Verbuschung von Grasflächen. Bastin et al. (2020) schätzten für Österreich ein Wald-Wiederherstellungspotenzial von ca. 1,3 Mio. ha, das zusätzlich zu den Natura-2000-Flächen realisierbar wäre. Hierzu ist weitere empirische Evidenz notwendig, insbesondere solche, die über Herunterskalieren globaler oder überregionaler Potenziale hinausgeht und auch andere Maßnahmen als Verdichtung und Kronenschluss bewertet [niedrige Evidenz].

Bei diesem landbasierenden Lösungsansatz zum Klimawandel („natural climate solution“) ist die Permanenzfrage zu klären. Um die durch Aufforstung und Wiederherstellung intakter Ökosysteme der Atmosphäre entzogenen und gebundenen Mengen von C/CO₂ als negative Emissionen anrechnen zu können, müsste eine permanente Bewaldung, verbunden mit einem langfristigen Senkenmonitoring in den entsprechenden Gebieten, sichergestellt werden. Kombinierte Systeme (Aufforstung mit nachhaltiger Forstwirtschaft) können neben Substitutionseffekten auch zur Steigerung der Resilienz gegenüber Ökosystemstörungen beitragen. Die erhöhte Wahrscheinlichkeit für das Auftreten von Ökosystemstörungen wie Feuer, Dürre, und Insektenbefall infolge des Klimawandels stellt für die Permanenz und somit der Potenzialerhaltung (aller „natural climate solutions“) eine besondere Herausforderung dar (Abschn. 5.1.2.3). Ein detailliertes Monitoring der nachhaltigen Bewirtschaftung liefert wichtige Hinweise für die Beurteilung der Permanenz der getroffenen Aussagen. Im Vergleich mit z. B. einigen hocheffizienten Bioenergietechnologien (z. B. Kraft-Wärme-Kopplung), kombiniert mit effizienten Bioenergiepfaden (z. B. Kurzumtriebsplantagen), zeigt sich für Aufforstung/Wiederbewaldung pro Flächeneinheit ein geringeres Minderungspotenzial (Kalt et al., 2019). Jedoch zeigen sich Vorteile und höhere THG-Minderungspotenziale pro Flächeneinheit bei Aufforstung im Vergleich mit weniger effizienten Bioenergiepfaden wie z. B. Biokraftstoffen der ersten Generation – besonders, wenn zusätzliche Nebeneffekte/„co-benefits“ im Bereich der Ökosystemdienstleistungen berücksichtigt werden (Kalt et al., 2019; Smith et al., 2019). Während sowohl Evidenz wie auch Übereinstimmung im internationalen Kontext hoch sind, stellt dies auf österreichischer Ebene eine große Forschungslücke dar.

Bei „Bioenergie mit CO₂-Abscheidung und -Speicherung“ (BECCS) handelt es sich um eine erweiterte Form der Biomassenutzung mit anschließender Kohlenstoffabscheidung und -speicherung („Carbon Capture and Storage“ – CCS), um der Atmosphäre über Photosynthese zur Biomasseproduktion CO₂ zu entziehen und das beim Energieumwandlungsprozess abgeschiedene CO₂ permanent unterirdisch zu speichern (Fuss et al., 2014; Kraxner et al., 2003; Smith et al., 2016). Zugrunde liegt die Nutzung von Biomasse zur Generierung von Bioenergie (Abschn. 5.2.1.1). Im Unterschied zur Erzeugung von Bioenergie, bei der der im Brennstoff gebundene Kohlenstoff durch die Verbrennung in Form von CO₂ wieder in die Atmosphäre abgegeben wird, verfolgt CCS das Ziel, das CO₂ durch geeignete Technologien zu binden und anschließend nach umfassender Risikobewertung und vorbeugenden Sicherheitsvorkehrungen (z. B. permanentes Monitoring) in geologische Lagerstätten zu injizieren. Angenommen wird eine permanente sichere Speicherung zumeist in ehemaligen Lagerstätten für Erdgas/-öl oder in Salzstöcken. Aufgrund des Energiebedarfs für CCS ergeben sich aber eine verminderte Gesamteffizienz der Bioenergieerzeugung und ein erhöhter Flächenbedarf für mehr Biomasse, um die Energie für CCS zusätzlich aufzubringen (Fajardy & Mac Dowell, 2018). BECCS hat das Potenzial, wesentlich höhere THG-Emissionsreduktionen zu realisieren als Technologien ohne CCS, allerdings weist die Literatur eine große Kostenspanne auf (15–400 USD/t CO₂; Fuss et al., 2018), d. h., hier trifft eine robuste Evidenz für allerdings sehr unterschiedliche Technologien teilweise auf geringe Übereinstimmung.

Für Österreich ist die Evidenz gering: Von allen NE-Technologien sieht Pozo et al. (2020) für BECCS in Österreich das größte und kompetitivste Potenzial. Mögliche geeignete CO₂-Lagerstätten finden sich hierzulande bislang ausschließlich in ausgeförderten Erdgas- bzw. Erdöllagerstätten im Wiener Becken und im Molassebecken südwestlich von Linz (Welkenhuysen et al., 2016). Die Autoren gehen davon aus, dass theoretisch bis 2050 14 % aller Emissionen der elektrischen Energiegewinnung sowie der Stahlerzeugung in diesen Lagerstätten untergebracht werden könnten (insgesamt 120 Mio. t CO₂, Gesamtjahresausstoß Österreich 2020 ca. 70 Mio. t CO₂/Jahr). Derzeit steht in Österreich allerdings ein Verbot für unterirdische/geologische CO₂-Speicherung einer Implementierung im Rahmen von Climate Change Mitigation entgegen (BGBL I 144, 2011). Ausnahmen bestehen nur zu Forschungszwecken. Der letzte Evaluierungsbericht der Bundesregierung vom 16.01.2019 kommt zu dem Schluss, dass kein Bedarf einer Änderung des Bundesgesetzes vorliegt (BMNT, 2019c). Es wird aber darauf hingewiesen, dass es „für eine dauerhafte geologische Speicherung von Kohlenstoffdioxid in Österreich ‚weiterer‘ Forschungs- und Entwicklungsarbeiten …“ bedarf.

Bei BECCS ist der primäre Einsatzbereich die Energiewirtschaft. Das heißt, das Potenzial (Art, Menge) für den Einsatz von BECCS orientiert sich daran, wie weit der Bedarf des Endenergiemarkts (Strom, Treibstoffe, Wärme) durch den Einsatz von Bioenergieanlagen gedeckt werden soll/kann. Aus wirtschaftlicher Sicht kommen hierfür hauptsächlich Großfeuerungsanlagen (> 100 MW) mit KWK für Strom und Fernwärme in Frage (Sanchez & Callaway, 2016), deren gegenwärtiger Einsatz mit Biomasse primär von der örtlichen Verfügbarkeit des Brennstoffs bestimmt ist und weniger von den Anforderungen eines CCS-Betriebs. Ein zusätzliches Potenzial für BECCS wird allerdings in der in Österreich signifikanten Stahlproduktion gesehen, wobei Holzkohle fossile Kohle ersetzen könnte (Mandová et al., 2019). Sollte jedoch BECCS ab 2050 in großem (klimarelevantem) Maßstab eingesetzt werden, muss die kommerzielle Entwicklung zeitnah beginnen und die nötige Infrastruktur zusammen mit den politischen Begleitmaßnahmen/Rahmenbedingungen daher zwischen 2020 und 2030 hergestellt werden (Klepper & Thrän, 2019). Minx et al. (2018) argumentierten, dass in globalen Klimaschutzszenarien die nachgefragte Menge an Bioenergie langfristig eher noch weiter ansteigen würde, wenn die Kombination Bioenergie und CCS (BECCS) nicht zum Einsatz käme, als wenn klimarelevante CO₂-Entnahmen durch BECCS angestrebt würden [mittlere Evidenz; hohe Übereinstimmung]. Grund hierfür wäre dann der steigende Druck, große Mengen an fossilen Energieträgern durch Biomasse zu ersetzen, siehe auch Klepper und Thrän (2019). Diese gesteigerte Bioenergienachfrage würde dann ihrerseits weiteren Druck unter anderem auf Land-/Flächenbedarf, Biodiversität, weitere ökologische sowie soziale und ethische Aspekte ausüben (Abschn. 5.2.1.1), wobei die momentane Nachfrage das nachhaltige Potenzial noch nicht überschreitet. Besonders kritisch werden bei BECCS-Studien der potenziell große Flächenbedarf für die Bioenergieerzeugung (siehe z. B. Creutzig et al., 2021b) und der potenziell große Wasser-/Bewässerungsbedarf (Stenzel et al., 2021) gesehen.

Ein Ernährungsstil, der vorwiegend auf der Nachfrage nach pflanzlichen sowie biologisch erzeugten, weitgehend regional und saisonal bezogenen Produkten beruht, hat erhebliche THG-Einsparungen in Österreich bzw. generell besonders in den Industrieländern zur Folge (Aleksandrowicz et al., 2016; Alexander et al., 2016; APCC, 2014; IPCC, 2019b; Kirchengast et al., 2019; Meier & Christen, 2013; Schlatzer & Lindenthal, 2020; Wolbart, 2019) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Laut IPCC (2019b) liegt das mit sehr hoher Konfidenz bewertete Minderungspotenzial von Ernährungsumstellungen auf globaler Ebene bis 2050 bei 2,7–6,4 Gt CO₂e/Jahr für die bewerteten Ernährungsweisen. Dabei fallen vor allem die z. T. sehr hohen THG-Emissionen durch die Nutztierhaltung ins Gewicht (Theurl et al., 2020; van Hal et al., 2019; Zanten et al., 2018).

Ernährungsstile werden von einer Reihe von Parametern beeinflusst, u. a. von Preisen, persönlichen Werten, Gewohnheiten, Angeboten, Qualität und Marketing (Abschn. 5.3.3). In den folgenden Abschnitten werden jene Bereiche mit den höchsten Potenzialen zur Emissionsreduktion durch Ernährung in absteigender Bedeutung dargestellt.

Das gilt insbesondere auch für Österreich und resultiert aus den großen Mengen Fleisch, die pro Kopf konsumiert werden und für zwei Drittel der nahrungsmittelbedingten THG-Emissionen verantwortlich sind (Steinfeld et al., 2006; Umweltbundesamt, 2015). 2020 lag der Fleischverbrauch bei 90,8 kg Fleisch/Kopf/Jahr (Rind, Kalb, Schwein und Geflügel; brutto). Das entspricht einem Verzehr von 60,5 kg Fleisch/Kopf/Jahr netto (ohne Knochen, Sehnen und sonstige, nicht verzehrte Gewebe; Statistik Austria, 2019). Damit liegt Österreich oberhalb des durchschnittlichen Fleischverbrauchs der EU von rund 80 kg/Kopf (OECD & FAO, 2019).

Studien zu den unterschiedlichen Ernährungsweisen in Österreich zeigen, dass eine Ernährung mit einem geringen Anteil an Fleisch (nach ÖGE, 2020 und DGE, 2017 werden max. lediglich 22 kg/Person/Jahr empfohlen) einen THG-Einsparungseffekt von \({-}\)28 % der ernährungsassoziierten THG-Emissionen aufweist (Abb. 5.4; siehe auch De Schutter & Bruckner, 2016). Ovo-lacto-vegetarische sowie vegane Ernährungsweisen bringen, gemäß neuen Berechnungen, mit \({-}\)48 bzw. \({-}\)70 % THG-Reduktion die mit Abstand größte Mitigationswirkung mit sich (Abb. 5.4, siehe auch Wolbart, 2019). Das deckt sich mit den vom IPCC (2019b) zusammengestellten Mitigationspotenzialen verschiedener Ernährungsstile für die globale Ebene.

Das hohe Mitigationspotenzial einer Reduktion des Fleischkonsums (in Österreich am höchsten bei Rindfleisch, am niedrigsten bei Hühnerfleisch; Schlatzer & Lindenthal, 2020) resultiert auch aus den 5- bis 20-fach höheren THG-Emissionen je kg, die Fleisch im Vergleich zu pflanzlichen Produkten (z. B. Brot, Hülsenfrüchte) mit einem ähnlichen Energiegehalt aufweist (Hörtenhuber et al., 2010, 2011; Lindenthal et al., 2010a; Muller et al., 2017; Wirz, et al., 2018; Zamecnik et al., 2021) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung]. Extensive bis mittelintensive Weidewirtschaft (Rinder- und Schafhaltung) bzw. eine nachhaltige Dauergrünlandbewirtschaftung nehmen aus Sicht einer breiteren Nachhaltigkeitsbewertung eine Sonderrolle ein. Diese Form der Tierhaltung hat eine wichtige Bedeutung für die nationale und globale Ernährungssicherung, sowie auch für das Tierwohl (im Vergleich zur intensiven Rinder- und Lämmermast), für die Biodiversität, für den Boden- und Gewässerschutz sowie für die Reduktion von Spill-Over-Effekten in andere Länder durch Kraftfutterimporte – dies alles im Vergleich zur intensiven Rindermast (Lindenthal & Schlatzer, 2020; Wagner & Helmich, 2011; Zamecnik et al., 2021). Im Kontext mit Ernährungssicherung stehen hierbei auch der Verzicht und die Reduktion der Verfütterung von Lebensmitteln (wie Getreide) an Nutztiere. Auch bei einem Vergleich pro Einheit Protein zeigt sich eine 4- bis 20-fach höhere Effizienz bzw. geringere THG-Emissionen von pflanzlichen Nahrungsmitteln gegenüber tierischen Produkten (González et al., 2011). Dieser Effizienzvorteil reduziert sich etwas bei Gemüse, das in – in der Regel mit fossilen Energieträgern – beheizten Gewächshäusern angebaut oder weit transportiert wird (Theurl et al., 2014a).

Anhand des Fleischkonsums zeigt sich deutlich, wie eng Konsummuster und landwirtschaftliche Produktion zusammenhängen (Lauk et al., 2022; Lindenthal & Schlatzer, 2020; Schlatzer & Lindenthal, 2020, 2018; Theurl et al., 2020) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Umgekehrt ist eine theoretische Begrenzung der Fleischproduktion auf Weidehaltung, andere sonst nicht nutzbare Nährstoffströme oder die Nutzung primär heimischer Futterressourcen gleichermaßen mit einer Reduktion der Tierbestände und reduzierten Anteilen tierischer Produkte in der menschlichen Ernährung verbunden (Schader et al., 2015; Abschn. 5.2). Ein deutlich reduzierter Fleischkonsum senkt zudem den Bedarf an Futtergetreide und Futtereiweißpflanzen, sodass deutlich mehr Fläche für pflanzliche Lebensmittel zur Verfügung stünde. Das würde wiederum den Intensivierungsdruck auf die Landwirtschaft senken und somit prinzipiell auch eine Ausweitung des flächenintensiveren Biolandbaus und andere Extensivierungsmaßnahmen sowie Ausweitung ökologischer Ausgleichsflächen (Erb et al., 2016; Theurl et al., 2020) ermöglichen oder das globale Bioenergiepotenzial erhöhen (Erb et al., 2012; Haberl et al., 2011; Kalt et al., 2020) – allerdings mit der Einschränkung, dass auch der Flächenbedarf für die Nahrungsmittelproduktion durch sich ändernde Klimabedingungen und Bevölkerungszunahme steigen wird (Kirchengast, et al., 2019; Lindenthal & Schlatzer, 2020; Muller et al., 2017; Schlatzer & Lindenthal, 2018). So ergibt sich durch eine gesündere, pflanzenbetonte und klimafreundlichere Ernährung auch ein Synergieeffekt für die Ernährungssicherheit, indem der Flächenbedarf für Futtermittelproduktion reduziert wird (Schlatzer & Lindenthal, 2020, 2018; Thaler et al., 2015; Zessner et al., 2011).

Wie bereits in Abschn. 5.2.1.2 angesprochen, sind auch Art und Menge der eingesetzten Futtermittel eine wesentliche Stellschraube hinsichtlich der Reduktion von mit dem Fleischkonsum zusammenhängenden THG-Emissionen (Theurl et al., 2020). So könnten entsprechend der Kreislaufwirtschaft verstärkt einheimische bzw. mitteleuropäische Eiweißfuttermittel und ein erhöhter Anteil von industriellen Abfällen (aus Stärkeproduktion, Lebensmittelindustrie etc.) in der Fütterung eingesetzt werden (van Hal et al., 2019; Zanten et al., 2018).

Bei internationalen (und teilweise auch bei nationalen) Bioprodukten sind diese Vorteile bei pflanzlichen und tierischen Bioprodukten bei der Bezugsbasis CO₂e/kg Produkt (oder Ertragsgut) oft weniger ausgeprägt bzw. keine Unterschiede vorhanden. Denn die Betrachtung der Produkteinheit belohnt einerseits intensive(re) Produktionsformen der konventionellen Landwirtschaft (hohe Erträge reduzieren im Zuge der LCA die Menge an CO₂e/kg Ertragsgut), was die negativen Auswirkungen auf Bodenfruchtbarkeit, Biodiversität und Gewässer u. a. ausklammert (Lindenthal & Schlatzer, 2020; Sanders & Heß, 2019; Schlatzer & Lindenthal, 2018). Andererseits ignoriert die Bezugsbasis Produkteinheit die Priorität der Fläche als Ausgangspunkt einer nachhaltigen Landwirtschaft, die Endlichkeit der landwirtschaftlichen Fläche bzw. des fruchtbaren Bodens und Notwendigkeit deren nachhaltiger Nutzung (Lindenthal & Schlatzer 2020, 2018). Daher sind nicht die Produktmengen an den gegenwärtigen, nicht nachhaltigen Konsummustern wie dem zu hohen Fleischkonsum und der Verschwendung von ca. 33 % der produzierten Lebensmittel (Pladerer & Hietler, 2019; Stenmarck et al., 2016) auszurichten. Vielmehr bedarf esZudem führt der Konsum von biologisch erzeugten Lebensmitteln (auch aufgrund höherer Biofleischpreise und höherem Gesundheitsbewusstsein) häufig zu geringerem Fleischkonsum und damit zu einem zusätzlichen Mitigationspotenzial (Lindenthal & Schlatzer, 2020; Schlatzer & Lindenthal, 2018) [geringe Evidenz, hohe Übereinstimmung].

Mitigationsmaßnahmen im Außer-Haus-Konsum kommen insbesondere aufgrund der steigenden Menge der außer Haus konsumierten Mahlzeiten (Rust et al., 2017) eine besondere Bedeutung zu. Im Bereich Gastronomie, Kantinen und Großküchen werden folgende Maßnahmen mit mittlerem bis hohem Mitigationspotenzial [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung] aus der Literatur abgeleitet:

Die deutliche Reduktion (um jedenfalls 50 %) der vermeidbaren Lebensmittelabfälle im gesamten Lebenszyklus (von der Produktion bis zum Konsum) hat neben der Reduktion des Fleischkonsums das höchste Mitigationspotenzial aller konsumseitigen Strategien im Bereich Ernährung (Muller et al., 2017; Scherhaufer et al., 2018; Schlatzer & Lindenthal, 2018; Winkler & Aschemann, 2017) [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Dabei ist der Konsum privater Haushalte für 50 % der vermeidbaren Lebensmittelabfälle verantwortlich (Obersteiner & Luck, 2020; Abb. 5.5). Durch die Reduktion dieser Lebensmittelabfälle müssten 15–20 % weniger Lebensmittel produziert werden (Muller et al., 2017; Schlatzer & Lindenthal, 2018), woraus sich ein aliquotes Mitigationspotenzial ergibt [robuste Evidenz, hohe Übereinstimmung].

In Europa können 186 Mio. t CO₂e auf Lebensmittelabfälle zurückgeführt werden, womit sie einen Anteil von 15,7 % der THG-Emissionen der gesamten Lebensmittelversorgungskette ausmachen (Scherhaufer et al., 2018), in Österreich sind es 1 Mio. t/Jahr allein an vermeidbaren Lebensmittelabfällen, eine Berechnung der daraus resultierenden CO₂e über die gesamte Versorgungskette ist für Österreich bisher nicht erfolgt (Obersteiner & Luck, 2020) [mittlere Evidenz, hohe Übereinstimmung]. Scherhaufer et al. (2018) berechneten für Europa, dass 1,25 kg Lebensmittel produziert werden müssen, damit ein/e Verbraucher_in 1 kg Lebensmittel essen kann. Dies entspricht einem Gesamtverlust von 18,4 % entlang der gesamten Lebensmittelversorgungskette. Vor allem bei Fleisch- und Milchprodukten würde eine Reduktion der Abfälle die Umweltauswirkungen erheblich verringern: Trotz der vergleichsweise geringen Masseanteile (von nur 27 % auf europäischer Ebene) dieser Produkte im Lebensmittelabfall (Hrad et al., 2016; Lebersorger & Schneider, 2014; Schneider et al., 2012) machen sie über 69 % der gesamten THG-Emissionen der Lebensmittelabfälle aus.

Ähnlich wie auf internationaler Ebene (FAO, 2011; Obersteiner & Luck, 2020; Stenmarck et al., 2016) fällt auch in Österreich ein großer Teil (ca. 500.000 t) in Haushalten an (Abb. 5.5; Obersteiner & Luck, 2020). Obwohl dieser Ebene damit besondere Bedeutung zukommt, konnten bisherige Initiativen jedoch keine Verminderung des Lebensmittelabfallaufkommens auf Haushaltsebene erkennen lassen. Auch groß angelegte Initiativen wie das im Jahr 2016 über „Mutter Erde“ lancierte Schwerpunktthema im ORF mit über 310 Beiträgen, welches in Summe 3,9 Mio. Menschen erreichte (www.muttererde.at), zeigte keine messbaren Effekte. Statistisch repräsentative Restmüllanalysen für die Jahre 2018/2019 (Beigl, 2020) zeigten mit 26 kg/Person/Jahr bzw. 16 % am gesamten Restmüllaufkommen sogar ein höheres Aufkommen an vermeidbaren Lebensmittelabfällen als jenes im Vergleichsjahr 2010/2011 (Schneider et al., 2012) mit 19 kg/Person/Jahr.

In der Landwirtschaft fallen einwandfrei genießbare Erntegüter, die in der Produktion hohe CO₂e-Emissionen verursachen, als Lebensmittelabfälle an – je nach äußeren Umständen (z. B. Witterungsbedingungen) und produktspezifisch (z. B. Kulturart und Ernteverfahren) in sehr unterschiedlichen, im Durchschnitt aber großen Mengen (167.000 t/Jahr, Abb. 5.5). Unter anderem werden Produkte nicht geerntet und verbleiben am Feld, wobei rund ein Drittel dieser Ernteverluste einwandfrei genießbar wären, aber z. B. nicht den gängigen Marktkriterien entsprechen (Obersteiner & Sacher, 2019). Die Nutzung dieser für Nahrungszwecke gut verwendbaren Lebensmittelabfälle würde THG-Emissionen reduzieren, da damit weniger zusätzliche Lebensmittel produziert werden müssten. Maßnahmen zur Nutzung dieser Produkte wie Nachernte-Netzwerke oder der Verkauf von sog. „Wunderlingen“ sind prinzipiell vorhanden (Obersteiner & Sacher, 2019), werden aber nur in sehr kleinen Maßstäben umgesetzt.

In der Außer-Haus-Verpflegung müssen Maßnahmen zur Vermeidung von Lebensmittelabfällen auf die Anfallsorte der Lebensmittelabfälle in den unterschiedlichen Kategorien wie Großküchen, Restaurants oder Catering abgestimmt sein (Hrad et al., 2019, 2016; Obersteiner & Sacher, 2019). Eine einfach umsetzbare Maßnahme ist hier, Anreize zur individuellen Anpassung der Portionsgröße zu setzen (z. B. kleinere Portionen zu geringerem Preis, Abrechnung nach Gewicht am Buffet in der Kantine). Die in Österreich in der Außer-Haus-Verpflegung anfallenden Lebensmittelabfälle verursachen zusammen 360.000 t CO₂e/Jahr (Schranzhofer et al., 2015) bis 400.000 t CO₂e/Jahr (Kammerlander et al., 2018). Das zeigt das große Mitigationspotenzial durch die Reduktion von Nahrungsmittelabfällen in den (Groß-)Küchen (Hrad et al., 2016; Kammerlander et al., 2018; Obersteiner & Pilz, 2020; Schranzhofer et al., 2015) [robuste Evidenz, mittlere Übereinstimmung].