Die als „Prozessschutzwaldbau“ propagierte Strategie lässt lediglich ein Minimum an waldbaulicher Steuerung bei entsprechend geringerer Holznutzung zu, sie hat ihren Ursprung im Lübecker Stadtwald, wo Dr. Lutz Fähser, protegiert von Greenpeace, diese Art Waldbau 1994 einführte. Das Öko-Institut prognostiziert für den Wald in Deutschland im Falle der Anwendung des Prozessschutzwaldbau-Konzeptes im Jahr 2102 einen unrealistisch hohen Waldspeicher. Nirgendwo in Europa gibt es großflächig solche Referenzwälder, um die verwendeten Modelle zu kalibrieren, einzelne Primärwälder, z.B. in LUYSSAERT, S. et al. (2008), taugen dazu nicht.

Die Parametrisierung der verwendeten Waldwachstumsmodelle ist weder klima- noch trophiesensitiv, der Dynamik des Waldwachstums unter den sich verändernden Klimabedingungen wird keinerlei Rechnung getragen, steigende Waldbrandrisiken werden ignoriert, immer trockener werdende Sommer kommen im Modell nicht vor (vgl. auch WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT 2018). Eine solch vage Prognose der Waldpolitik bis ins 22. Jahrhundert zugrunde zu legen, ist dreist. “Waldvision“ wäre dann vorteilhaft für‘s Klima, wenn die modellierte Senkenleistung des Prozessschutzwaldes höher wäre als der Verzicht auf das Potenzial der Substitutionsleistung des Mindereinschlages an Holz. Dieses Ziel ist bei Weitem nicht zu erreichen.

Würde man Prozessschutzwaldbau in allen Wäldern Deutschlands einführen, käme dies einem Nutzungsverzicht von 15 bis 30 Millionen m3 Holz pro Jahr gleich (ÖKO- INSTITUT e. V. 2018). Im Strategiepapier von Bündnis90/Die Grünen (2019) „Waldschutz ist Klimaschutz ist Waldschutz“ fordern die AutorInnen eine „Urwald- Offensive“. Wälder sollen wieder bis zur natürlichen Zerfallsphase alt werden dürfen. 5% der deutschen Waldfläche sollen vollständig aus der Nutzung genommen werden, Länder und Kommunen sollen mit einem Anteil von 10% „Wildnisflächen“ vorangehen.

Nutzungsverzicht im Wald bedeutet zusätzlichen Emissionen an Treibhausgasen

Der Nutzungsverzicht im Wald führt gegenüber naturnaher Waldwirtschaft zu zusätzlichen Emissionen an Treibhausgasen, die, wollen wir Klimaschutz ernst nehmen, an anderer Stelle eingespart werden müssten. Dabei ist Waldwirtschaft in Deutschland nicht überall naturnah. Statt Waldflächen in großem Umfang aus der Nutzung zu nehmen, sind wir besser beraten, Waldwirtschaft dort, wo es nötig ist, naturnäher und effizienter für den Klimaschutz zu gestalten.

Eine Quantifizierung der Klimaschutzwirkung von Waldökosystemen beruht auf fünf Säulen:

1. Waldspeicher
2. Holzproduktspeicher
3. Stoffliche Substitution
4. Energetische Substitution
5. Albedo und latenter Wärmefluss.

Der Waldspeicher

Sowohl sich selbst überlassene Waldökosysteme als auch bewirtschaftete Wälder können im Einzelfall sehr hohe Biomasse- und damit Kohlenstoffvorräte aufbauen. Eine Beurteilung der möglichen Höhe des Kohlenstoffspeichers im Wald muss allerdings auf Landschaftsebene erfolgen, um eine klimapolitische Aussage treffen zu können. Bei einer Fläche des Waldes (Holzbodenfläche) in Deutschland von rund 11 Mio Hektar (ha) bedeuten 5% Nutzungsverzicht eine Fläche von 550.000 ha. Diese Fläche ist so groß, dass eine Betrachtung auf Landschaftsebene anstelle einer Betrachtung von Einzelbeständen längst geboten ist, selbst wenn man nur die Staatswaldfläche zugrunde legen würde (29% oder 160.000 ha).

LUYSSAERT, S. et al. (2008) dokumentieren, dass alte Wälder immer noch eine beachtliche Biomasse-Akkumulationsrate aufweisen können. Die Autoren weisen aber darauf hin, dass besonders alte Wälder auch in völlig unberührten Waldwildnis- Landschaften aufgrund der kumulativen Wahrscheinlichkeit von Störungen vergleichsweise selten sind, denn nur wenn großflächige Störungen über Jahrhunderte ausbleiben, können sich sehr alte Wälder entwickeln (COMMARMOT, B. und BRANG, P. 2011; JANDL, R. et al. 2019; WIRTH, C. et al. 2009). Eine Betrachtung auf Landschaftsebene ergibt daher je nach Lückendynamik ein Mosaik unterschiedlicher Altersstadien, abhängig vom Störungsregime der Landschaft.

Typisch ist das räumliche, mosaikartige Nebeneinander und die zeitliche Überlappung verschiedener Phasen. Zum Zeitpunkt der Einstellung forstlicher Nutzungen in einem Waldbestand kann nicht vorhergesagt werden, ob sich der infrage kommende Wald mehrere Jahrhunderte lang störungsfrei entwickeln wird. Eine mehr oder weniger lang andauernde störungsfreie Entwicklung ist außerdem landschaftsabhängig (JANDL, R. et al. 2019), eine Prognose der Entwicklung für den Einzelbestand ist schlicht unmöglich. Die Studie von LUYSSAERT, S. et al. (2008) taugt also nicht deshalb nicht zur Begründung der Klimaschutzwirkung einer Waldwildnisstrategie, weil alte Wälder eine zu geringe Kohlenstoff- Sequestrierungsrate hätten, sondern weil die allermeisten Wälder das diskutierte Alter mit nur geringer Wahrscheinlichkeit überhaupt erreichen. Sind solche Wälder vorhanden, sollten Sie allerdings Schutzstatus erhalten.

Der von KNOHL, A. et al. (2003) im Hainich in Thüringen untersuchte nicht bewirtschaftete Buchenwald hat ein durchschnittliches Alter von 125 Jahren mit Maximalwerten bis 250 Jahre und weist eine über zwei Jahre hinweg gemessene jährliche Senkenleistung in Höhe von knapp 18 t CO2 pro Hektar auf. Buchen- Wirtschaftswälder haben im entsprechenden Alter vergleichbare Zuwachsleistungen (UTSCHIG, H. 2000). Beurteilt man einzelne sich selbst überlassene Waldökosysteme in einer Akkumulationsphase (KNOHL, A. et al. 2003), so ist man geneigt, diesen Wäldern im Einzelfall eine hohe Bedeutung beim Klimaschutz zuzuordnen. Aber auch dieser Buchenwald kann eine Waldwildnis-Strategie argumentativ nicht unterstützen, wie oben bereits ausgeführt wurde.

Für die Arbeit von STEPHENSON, N.L. et al. (2014) gilt Entsprechendes. Weder das Wachstum des Einzelbaumes noch des einzelnen Waldbestandes sind klimapolitisch für die Beurteilung der Klimaschutz-Wirkung einer Strategie des Wald- Prozessschutzes geeignet, sondern allein die Betrachtung auf Landschaftsebene. Im Übrigen ist der hohe absolute Zuwachs einzelner Bäume seit dem 19. Jahrhundert Grundlage der Waldpflege mit dem Ziel, durch Erhöhung der Blattfläche von einzelnen Elitebäumen den Zuwachs auf eben diese zu konzentrieren.

KORPEL, S. (1995) hat Langzeit-Muster unbewirtschafteter Wälder untersucht und festgestellt, dass diese Wälder Zyklen von Akkumulation und Zusammenbruch durchlaufen (vgl. auch Mosaik-Zyklus-Theorie; REMMERT, H. 1991). Bei KORPEL (1995) kommen „Zerfallsstadien“ im Buchen-Primärwald auf 42% bis 45% der Primärwaldfläche vor, während die „Optimalphase“ mit maximalen Holzvorräten auf 20% bis 22% der Fläche auftritt. In Einzelfällen können Stürme oder Trockenperioden auch Primärwaldökosysteme bereits vor Erreichen der „Optimalphase“ treffen, so beispielsweise der Sturm im Nationalpark Hohe Tatra im November 2004, der den Wald auf 12.000 ha komplett „zerstört“ und weitere 12.000 ha stark beschädigt hat (siehe auch ŠUSTEK, Z. 2007). In den Jahren danach hat es größere Waldbrände in der Hohen Tatra gegeben.

Auch diese Ereignisse verlangen eine Betrachtung auf Landschaftsebene. Die Erhebungen von KORPEL, S. (1995) involvieren das natürliche Störungsregime der untersuchten Landschaften. Der Flächenanteil der einzelnen Entwicklungsstadien ändert sich bei konstanten Klimabedingungen mit der Zeit nicht. Die von KORPEL, S. (2015) untersuchten Buchen-Urwälder der Ost-Slowakei stocken meist im submontanen Bereich bei relativ hohen Jahresdurchschnittsniederschlägen und meist guter Basenversorgung, also bei besten Voraussetzungen für das Gedeihen der Buche, ein Entwicklungszyklus dauert dort durchschnittlich 230 bis 250 Jahre. Man darf vermuten, dass die Stabilität der dortigen Urwälder höher ist als die vergleichbarer Prozessschutzwälder in Mitteleuropa, da die Waldböden hierzulande seit dem Mittelalter erheblich unter Devastationseinflüssen zu leiden hatten und sich auch heute nicht vollständig davon erholt haben. Die aktuell üppigen Zuwachsraten der Wälder in Mitteleuropa dürfen außerdem nicht darüber hinwegtäuschen, dass diese zu einem beträchtlichen Anteil der Eutrophierung geschuldet sind (KAHLE, H.-P. et al. 2008), die bis zum Ende des Jahrhunderts als Folge der Klimapolitik wieder abgebaut sein wird.

„Natürliche“ Holzvorräte lassen sich nur aus Primärwald-Landschaften ableiten, wobei unter Primärwäldern Wälder verstanden werden, die ersichtlich noch nie vom Menschen gestört wurden (old-growth-forests; JANDL, R. et al. 2019; MCPFE 2007). Um die Kohlenstoffvorräte bzw. die Senkenfunktion sich selbst überlassener Wälder einschätzen zu können, müssen sämtliche Stadien der Primärwaldzyklen in der Gesamtschau berücksichtigt werden und nicht nur die vorratsreichen bzw. die aktuell stark akkumulierenden, auch Primärwald-Ökosysteme kennen Phasen ohne wesentliche Waldbedeckung (JANDL, R. et al. 2019). Da Primärwaldlandschaften in Mitteleuropa längst nicht mehr existieren, greifen HÖLLERL, S. et al. (2012) auf Landschaften mit Buchenurwäldern in den Westkarpaten (Fagus sylvatica) und im Iran (Fagus orientalis) zurück, wobei in beiden Fällen vergleichbare Standortsverhältnisse wie in Mitteleuropa gegeben sind. Den natürlichen Vorrat von Buchenurwäldern definieren die Autoren als den mittleren Vorrat von Primärwaldbeständen, der sich aus Vorratserhebungen in allen Stadien des Primärwaldzyklus ergibt.

Der mittlere Holzvorrat in den iranischen Buchen-Urwäldern liegt bei 336 m3 pro Hektar, SCHULZE, E.D. et al. (2019) geben auf der Basis der Erhebungen von KORPEL, S. (1995) für die Westkarpaten für Buchen-Urwälder Werte zwischen 380 und 500 m3 je ha und für Fichten-Urwälder zwischen 500 und 550 m3 je ha einschließlich Totholz an. In Mitteleuropa darf aber die Fichte für Holzvorratsprognosen von Prozessschutzwäldern außer in den Hochlagen von Schwarzwald, Harz und Bayerischem Wald nicht mehr miteinbezogen werden, da sie durch die Klimaerwärmung aus unseren Wäldern nach und nach verschwinden wird. Auch Buchen-Prozessschutzwälder werden, bedingt durch die Klimaerwärmung und damit verbunden durch mehr trockene Vegetationsperioden, bis zum Ende des Jahrhunderts geringere Vorräte als heutige Buchen-Primärwalder haben.

Beispielsweise zeigen die aktuell durch Trockenheit absterbenden Buchenbestände im Nationalpark Hainich in Thüringen und in den „Heiligen Hallen“ in Mecklenburg- Vorpommern deutliche Trocknisschäden an der Buche, die bei fortschreitender Klimaerwärmung zu geringeren Hektarvorräten führen werden. Vergleicht man die durchschnittlichen Vorräte unbewirtschafteter Wälder pro Hektar einschließlich des Totholzes über den kompletten Zyklus mit den durchschnittlichen Vorräten bewirtschafteter Wälder, so ergibt sich kein ausgeprägter Unterschied. Im Bereich des Totalreservates „Heilige Hallen“ in Mecklenburg, wo seit 150 Jahren keine Bewirtschaftung stattfindet, lagen die Hektarvorräte 2015, also vor den Hitzesommern 2018 und 2019, im Durchschnitt bei 370 bis 557 Vfm (NATIONALPARK HAINICH 2015).

In Deutschland liegt der Holzvorrat mit 3,7 Mrd. m3 oder 336 m3 pro ha inzwischen auf Rekordniveau (BWI-3 2012), in Baden-Württemberg liegt der Durchschnitt über alle Standorte und Baumarten hinweg bei 377 m3 pro ha deutlich darüber, in Bayern, bedingt durch die dortigen das Waldwachstum begünstigenden überdurchschnittlich hohen Niederschläge, mit rund 400 m3 am höchsten. Der Waldspeicher mitteleuropäischer naturnah bewirtschafteter Waldökosysteme ist also ähnlich hoch wie er ohne Bewirtschaftung wäre (SCHULZE, E.D. et al. 2019). Die vom Öko-Institut in der Studie “Waldvision“ bis zum Jahr 2102 angestrebten 686 m3 Derbholz-Vorrat je ha für den Durchschnitt aller Wälder in Deutschland liegen damit viel zu hoch. THOM, D. et al. (2017) prognostizieren unter Berücksichtigung der Klimaerwärmung und eines sich verändernden Störungsregimes für den Nationalpark Kalkalpen in Oberösterreich für das Ende eines Projektionszeitraumes von 200 Jahren einen durchschnittlichen Holzvorrat der sich dort etablierenden Buchen-Tannen-Wälder von 484 m3 pro Hektar.

Berücksichtigt man, dass die durchschnittlichen Jahresniederschläge dort aktuell bei etwa 1.500 mm liegen und dass die Tanne dort weiterhin am Waldaufbau beteiligt sein wird, sind die vom Öko-Institut anvisierten 686 m3 jenseits des Vorstellbaren. Außerdem zeigen die Simulationen von THOM, D. et al. (2018), dass im Zuge des Klimawandels die Fähigkeit der Landschaft, Kohlenstoff zu speichern, durch eine Zunahme von Waldtypen mit geringerem Kohlenstoff-Speicherpotential abnehmen wird. Ebenso erwarten KRUHLOV, I. et al. (2018) für die Karpaten einen Rückgang des in der oberirdischen lebenden Biomasse gespeicherten Kohlenstoffs im Verlauf der nächsten Jahrhunderte.

Eine stabile und nachhaltige Vergrößerung des C-Speichers mitteleuropäischer Wirtschaftswälder ist nur noch in bescheidenem Umfang möglich und wird seit Jahrzehnten dadurch gefördert, dass die Nutzung unter dem Zuwachs liegt. Das ist der grundlegende Unterschied zu den in MOOMAW et al. (2019) untersuchten Wäldern, die dortigen Ergebnisse können auch wegen der grundverschiedenen waldökologischen Bedingungen für hiesige Verhältnisse nicht herangezogen werden. Eine Strategie der „Proforestation“ (Prozessschutz) ist schon deshalb für Mitteleuropa nicht zielführend im Sinne des Klimaschutzes.

Geht man einmal überschlägig von sehr hohen Holzvorräten von 400 m3 als anzustrebenden Durchschnittswert in mitteleuropäischer Landschaften im Jahr 2100 aus, würden diese 19% über den heutigen Vorräten liegen, die Hektarvorräte müssten also gegenüber heute bis zum Jahr 2100 um 64 m3 je Hektar zunehmen. Setzt man sehr großzügig den Zuwachs an Nicht-Derbholz und an Wurzelbiomasse mit zusätzlichen 50% des Derbholz-Zuwachses an, käme man auf eine gegenüber heute zusätzliche lebende Wald-Biomasse von 96 m3. Umgerechnet auf einen Zeitraum von 80 Jahren wäre dies eine Zunahme von 1,2 m3 oder 1,1 t CO2-eq pro Jahr und Hektar. SCHULZE et al. (2020) leiten für den Prozessschutzwald in Deutschland am Beispiel Hainich eine zu erwartende jährliche Akkumulation an Derbholz von 0,37 t CO2-eq ab (vgl. auch KASHIAN, D.M. et al. 2013).

Eine zusätzliche Humusakkumulation findet in Deutschland momentan (1990 bis 2006) trotz Nutzung auch im Wirtschaftswald in einer Größenordnung von 2,75 t CO2-eq in den obersten 90 cm des Waldbodens statt, in den oberen 30 cm des Mineralbodens sind dies etwa 1,47 t CO2-eq pro Jahr und Hektar (BMEL 2018; vgl. auch SCHRUMPF, M. et al. 2008 sowie SCHULZE, E.D. 2000). Grundsätzlich hat nachhaltige Waldbewirtschaftung keine negativen Auswirkungen auf den Kohlenstoffvorrat der Waldböden (ACHAT, D.L. et al. 2015). Allerdings ist mittelfristig sowohl in Wirtschafts- als auch in Prozessschutzwäldern mit einer Abnahme der Bodenvorräte an C zu rechnen, die auf die Erwärmung des Bodens im Zuge des Klimawandels mit in der Folge höheren Mineralisationsraten der organischen Substanz des Bodens zurückzuführen ist (vgl. HAGEDORN, F. et al. 2010).

Unter Berücksichtigung der zitierten Literatur wird in der Beispielsrechnung im Anhang von einer durchschnittlich zu erwartenden Zunahme des Waldspeichers in mitteleuropäischen Prozessschutzwäldern in den nächsten Jahrzehnten von 1 t CO2- eq pro Jahr und ha ausgegangen. Eine über den naturnahen Wirtschaftswald hinausgehende Humusakkumulation im Prozessschutzwald auf Landschaftsebene wird nicht angesetzt.

Gelegentlich werden SCHULZE, E.D. et al. (2012) fälschlicherweise als Nachweis dafür angeführt, dass Waldwirtschaft klimaschädlich sei. Diese Autoren beschreiben aber ein Szenario nicht nachhaltiger Waldbewirtschaftung, bei dem infolge hoher Biomassenutzung mit deutlich reduzierten Holzvorräten („additional harvest of forest biomass“) auf bestehender Waldfläche gearbeitet wird (siehe auch BRIGHT, R.M. et al. 2012). HENNENBERG, K. et al. (2019) gehen davon aus, dass mehr Holzernte grundsätzlich den Waldspeicher verringert. Das ist nicht richtig, Holzernte verringert den Waldspeicher nur, wenn die Nutzung über den Zuwachs hinausgeht (vgl. CIAIS, P. et al. 2008). In Deutschland ist seit Jahrzehnten das Gegenteil der Fall, Szenarien, die zu einer nutzungsbedingten Verringerung der Holzvorräte führen, stehen in Deutschland nicht zur Diskussion. Die Holzvorräte und damit die Kohlenstoffvorräte im Wald haben in Deutschland in den letzten Jahren sogar um 58 Millionen Tonnen CO2 pro Jahr zugenommen (HEUER, E. et al. 2016) und können auch unter dem Einfluss einer moderaten Steigerung der Nutzung weiter zunehmen.

Naturnah bewirtschafteter Buchenwald mit Schwarzspecht in Schleswig-Holstein. Foto R. Irslinger, 2005

Von Kritikern des Wirtschaftswaldes wird auch das Argument angeführt, die Holznutzung würde das Nährstoffpotenzial der Waldböden schmälern, z.B. hin- sichtlich der auf Ökosystemebene basisch wirksamen Elemente Calcium, Kalium und Magnesium. Der Basenentzug durch die Holzernte orientiert sich an den Boden- vorräten bzw. der Basenbilanz des Waldbodens. Mitteleuropäische Waldböden unterliegen zwar aktuell einem starken Versauerungsdruck, dieser ist aber in erster Linie auf die Eutrophierung der Wälder zurückzuführen, deren Ursache je zur Hälfte etwa die Landwirtschaft und der Autoverkehr ist.

Reduzierte Biomassenutzung würde den aktuellen Versauerungsdruck auf die Waldböden nicht verringern, da der mit der nicht geernteten Biomasse im Wald verbleibende Stickstoff als Nitrat ausgewaschen wird und dabei seinerseits dem Boden Calcium, Kalium und Magnesium entzieht (Nitrat als Kationenschlepper; Elektroneutralitätsprinzip; IRSLINGER, R. 1997).

Fehlender Stickstoffentzug durch Biomassenutzung kann in eutrophierten Waldgebieten auch die Trinkwassergefährdung erhöhen (FVA 2018). Bei der Nutzung von Waldbiomasse wird auch von der Nährstoffseite her streng auf eine nachhaltige Erhaltung der Bodenvorräte Wert gelegt (FVA 2018). Die Entrindung des geernteten Holzes im Wald sollte, soweit dies technisch möglich ist, alsbald praktiziert werden, um die Basenvorräte der Böden zusätzlich zu schonen (HEPPELMANN et al. 2016). Die Grenze der Nutzungsintensität in den Wäldern muss die Gewährleistung der Standortsnachhaltigkeit sein, Klimaschutz sollte nicht über diesem Kriterium stehen.

Die Mitteltemperaturen in Deutschland werden sich in den nächsten hundert Jahren um ein bis zwei Grad erhöhen, begleitet von lange anhaltenden trockenen Sommern. Was dann passiert, konnten wir 2018 und 2019 ansatzweise deutschlandweit beobachten, inzwischen auch in sich selbst überlassenen Buchenwäldern wie z. B. im Hainich in Thüringen. Auch die alten Buchen im Waldschutzgebiet „Heilige Hallen“ im Bereich der Feldberger Seenlandschaft in Mecklenburg leiden wie nicht anders zu erwarten extrem unter der Trockenheit der vergangenen Jahre. Die „Heiligen Hallen“ dürfen wegen Lebensgefahr inzwischen nicht mehr betreten werden!

Totalreservat Heilige Hallen in der Zerfallsphase (Gemeinde Feldberger Seenlandschaft

Waldspeicher sind labil!

Wälder sind temperaturempfindlich, sie sind aufgrund ihrer Langlebigkeit und daher eher geringen Anpassungsfähigkeit an kurzfristige Änderungen der Umweltbedingungen in besonderem Maße von den Auswirkungen des Klimawandels betroffen (siehe auch z.B. USBECK, T. et al. 2010). Die Geschwindigkeit des Klimawandels überfordert die natürliche Anpassungsfähigkeit des Waldes. Wir dürfen den Waldspeicher deshalb nicht zu hoch werden lassen, weder im Wirtschaftswald noch bei Nutzungsverzicht (vgl. HURTEAU, M.D. et al. 2008).

Extreme Trockenheit führt nicht nur zum Absterben von Bäumen und Wäldern, sondern damit verbunden zur Freisetzung von CO2 aus den Waldökosystemen. Auch Feuer werden künftig verstärkt unsere Wälder bedrohen, denn Klima und Wetter, insbesondere hohe Temperaturen und geringe Niederschläge, sind entscheidende Treiber der Feueraktivität (ZUMBRUNNEN, T. et al. 2012). Weil steigende Totholzmengen die Waldbrandgefahr erhöhen, muss über eine Begrenzung der Totholzmengen in unseren Wäldern nachgedacht werden (vgl. ZUMBRUNNEN, T. et al. 2012). Die häufigen Waldbrände im mediterranen Raum mögen als Vorahnung dienen, was auch hierzulande in absehbarer Zukunft passieren wird.

Hoch bevorratete Waldökosysteme (vgl. LUYSSAERT, S. et al. 2008) werden damit künftig verstärkt zur unkontrollierbaren Quelle von Treibhausgasen werden, sie werden zur tickenden Zeitbombe für das Klima, je höher die Vorräte und je älter die Wälder, desto stärker (vgl. ALLEN, C.D. et al. 2015; HURTEAU, M.D. et al. 2008; KÖRNER, C. 2003; MILLAR, C. I. and STEPHENSON, N.L. 2015; SCHMIDT, M. et al. 2010; SEIDL, R. et al. 2014; SEIDL, R. et al. 2017; THOM, D. and SEIDL, R. 2016). Das Störungsregime wird damit zum wichtigsten Treiber der Klimaregulationsfunktion der Wälder (THOM, D. et al. 2017). Adaptive Waldbewirtschaftung kann und muss die Klimaregulationsfunktion der Wälder auf möglichst hohem Niveau halten. Prozessschutz wird sich nur in Ausnahmefällen als Lösung anbieten, sich großflächig auf natürliche Anpassungsprozesse zu verlassen, ist im dicht besiedelten Mitteleuropa viel zu risikobehaftet. Eine große Herausforderung für das derzeitige Ökosystemmanagement besteht darin, die Bereitstellung von Ökosystemdienstleistungen, z.B. Sicherung der Infrastruktur und Schutz der Bevölkerung, in einer sich schnell verändernden Welt aufrechtzuerhalten. Das Zusammenbrechen von Wäldern schlägt sich auch unmittelbar in der nationalen Treibhausgasbilanz Deutschlands nieder und gefährdet die Pariser Klimaziele.

Allerdings lassen es die Regeln zur Führung der LULUCF-Konten zu, Treibhausgas- Emissionen infolge von Störungen, die außerhalb der Kontrolle der einzelnen Mitgliedstaaten liegen, von den LULUCF-Konten auszuschließen (VERORDNUNG (EU) 841 2018). Diese Regel ist klimapolitisch kontraproduktiv, da sie die Mitgliedstaaten von der Verantwortung entbindet, eigenverantwortlich für die Klimastabilität der Wälder auf ihrem Hoheitsgebiet zu sorgen. Die Speicherleistung von Prozessschutzwäldern wird zunächst angerechnet, wenn diese Wälder aber mangels waldbaulicher Pflege im Zuge der Klimaerwärmung zusammenbrechen, fallen die dabei freigesetzten Treibhausgasmengen unter den Tisch. Nationalisierung der Waldspeicherung und anschließende Globalisierung der Treibhausgasemissionen wären die Folge einer fehlgeleiteten Waldpolitik, das können wir uns nicht leisten!

Für bewirtschaftete Bestände heißt das, die Vorräte auf einem moderaten Niveau zu halten und Zuwächse durch Holznutzung rechtzeitig abzuschöpfen, um durch Substitution Treibhausgase einzusparen und Risiken für die Zukunft zu begrenzen. Fossile Emissionen, die durch Substitution verhindert werden, sind ein für alle Mal gar nicht erst entstanden und können die nationale Treibhausgasbilanz auch nie mehr belasten!

KOHLER, M. et al. (2010) sowie SOHN, J.A. et al. (2013) und SOHN, J.A. et al. (2016) fanden, dass die Durchforstung von Fichten- und Kiefernwäldern deren Erholungsfähigkeit nach starken Trockenperioden deutlich steigerte, ein Effekt, der teilweise mehr als zehn Jahre anhielt. Durchforstete Bestände zeigen häufig eine bessere Wasserversorgung hinsichtlich der verbleibenden Bäume, verursacht durch einen geringeren bestandesbezogenen Blattflächenindex mit in der Folge geringerer Interzeptionsverdunstung und Transpiration (JANDL, R. et al. 2019; SOHN, J.A. 2014). Darüberhinaus können die freigestellten Bäume ein umfangreicheres Wurzelwerk ausbilden, die Wurzel-Spross-Relation erhöhen und sich damit auch in längeren Trockenperioden mit ausreichend Wasser versorgen. Angepasste Waldpflege ist demnach geeignet, den Trockenstress der Einzelbäume zu verringern und damit die Stabilität von Waldökosystemen zu erhöhen. Wie lange dieser Zustand anhält, hängt von der Dynamik des Wachstums des Waldökosystems ab. Eine dem Klimawandel angepasste Waldpflege ist auch deshalb von Bedeutung, weil damit rechtzeitig totalen Waldverlusten entgegengewirkt werden kann (MILLAR, C. I. and STEPHENSON, N.L. 2015).

Waldwirtschaftskritiker beziehen sich oft auf eine Arbeit von MAUSOLF, K. et al. (2018), indem sie behaupten, dichtere Wälder würden dem Klimawandel besser standhalten als Wirtschaftswälder, in denen durch Waldpflege immer wieder Bäume entnommen werden. Wirtschaftswälder wie Primärwaldökosysteme besitzen gewisse Grenzen der Toleranz, z.B. gegen Klimaeinflüsse. Die Übertragung der Ergebnisse der Arbeit von MAUSOLF, K. et al. (2018) auf das uns erwartende Klimageschehen ist allerdings nicht möglich, weil die dort analysierten Schwankungen innerhalb dieser Toleranzgrenzen liegen. Die Autoren haben die Reaktion des Durchmesserwachstums von bewirtschafteten und unbewirtschafteten Buchenwäldern auf Witterungsschwankungen untersucht, dabei findet das Klima auch nach extremen Jahren immer wieder auf sein ursprüngliches Niveau zurück.

Wir werden in den nächsten Jahrzehnten aber nicht nur starke Witterungsschwankungen mit trocken-heißen Sommern haben, sondern einen Klimatrend. Das Klima strebt einem neuen Zustand zu, der wenigstens ein bis zwei Grad über dem der Untersuchungen von MAUSOLF, K. et al. (2018) liegt, eine Rückkehr des Klimas in den ursprünglichen Zustand wird dabei nicht mehr stattfinden. Einzelne Hitzesommer können schon jetzt 4 Grad C (!) über den heutigen Mittelwerten liegen. Das System kann anfänglich die Veränderungen tolerieren, ab einer kritischen Schwelle den Systemwechsel aber nicht mehr verkraften (JANDL, R. et al. 2019). Die sterbenden Buchen im Nationalpark Hainich und in den „Heiligen Hallen“ sprechen genau diese Sprache.

Weil Prozessschutzwälder zunächst dichter und so auch dunkler werden, verschwinden zudem die lichtbedürftigen Eichen, die man in wärmeren Zeiten so dringend für den Walderhalt brauchen wird. So prognostizieren KRUHLOV, I. et al. (2018) für die tieferen Lagen der Karpaten im Verlauf der Klimaerwärmung eine Zunahme der Stiel- und Traubeneiche. In Zeiten des Klimawandels ist eine auf zunehmenden Trockenstress ausgerichtete Waldpflege daher wichtiger denn je, um Kohlenstoffverluste durch klimabedingte Störungen der Waldökosysteme zu begrenzen (KRUHLOV, I. et al. 2018; SEIDL et al. 2014).

Wenn sich der Wasserhaushalt unserer Waldstandorte in den nächsten hundert Jahren um ein bis zwei Stufen verschlechtert, wird sich auch die natürliche Baumartenzusammensetzung entsprechend ändern. Wir werden zunehmend Trockenwald-Ökosysteme bekommen, wie wir sie von der Schwäbischen Alb, vom Kaiserstuhl oder von Norditalien her kennen. Auch sich selbst überlassene Waldökosysteme sind diesem Trend unterworfen. Trockenwaldökosysteme weisen eine geringere Produktivität (CIAIS, P. et al. 2005; THOM, D. et al. 2017) und geringere Holzvorräte und demgemäß geringere C-Speicher auf als die meisten unserer heutigen Waldökosysteme in Mitteleuropa. Dieser Anpassungsprozess kann nicht verhindert werden.

Wenn 150-jährige Buchenwälder mit einer Oberhöhe von 35 Metern künftig in Phasen von Trockenstress verstärkt absterben werden, heißt das im Übrigen nicht, dass die Buchen auf diesem Standort ganz verschwinden werden (siehe auch BOLTE, A. et al. 2016). Vielmehr kann sich über natürliche Verjüngung oder waldbauliches Management eine neue ökologisch angepasste Generation von dürretoleranten Buchen passiv oder aktiv etablieren, die im Alter von 150 Jahren eine Oberhöhe von nur noch 25 Metern haben wird. Die natürliche Baumartenzusammensetzung würde sich, unabhängig von der jeweiligen Phase, in diesem Fall von einem (mäßig) frischen zu einem trockenen, buchendominierten Wald hin verändern, der deutlich weniger Biomassevorrat pro ha aufweist als die ursprünglich (mäßig)frische Variante.

Dieser Anpassungsprozess läuft zwangsläufig über ein Absterben des ursprünglichen Waldbestandes ab. Extensivierte oder aussetzende Waldpflege kann diesen Prozess niemals verhindern, waldbauliche Eingriffe können im Gegenteil die Anpassung beschleunigen (BRANG et al. 2008). Wir müssen uns rechtzeitig überlegen, wohin die Reise geht und mit welcher natürlichen Baumartenzusammensetzung wir es auf welchen Standorten im Jahr 2150 mit einer gewissen Wahrscheinlichkeit zu tun haben werden. Referenzflächen sind sicherlich geeignet, um das Geschehen beobachten zu können und wichtig für die Forschung. Die Standortsvielfalt in Mitteleuropa aber ist so gewaltig, dass die Forschung hier niemals völlige Klarheit schaffen kann. Dafür müsste man ganz Europa zur Referenzfläche erklären!

Das Management der neuartigen Waldökosysteme zur Deckung der gesellschaftlichen Bedürfnisse muss innovativ sein (JANDL, R. et al. 2019; O’HARA, K.L. 2016) und es müssen vermehr Entscheidungen bei unvollständiger Information getroffen werden. Anstatt sich zu bemühen, der gegenwärtigen Natur möglichst nah zu sein, muss der Waldbau danach streben, aktiv die künftige Entwicklung vorwegzunehmen. Die forstliche Planung muss deshalb der Zeit voraus sein, um ein großflächiges Absterben von Wäldern mit Folgen z.B. für Hochwasserereignisse und die Emission großer Mengen von Treibhausgasen aus den sich auflösenden Waldökosystemen in Grenzen zu halten. Damit Wälder auch langfristig ihre Klimaschutzleistungen erbringen können, kommt der aktiven Anpassung der Wälder an den Klimawandel eine große Bedeutung zu.

Der Holzproduktspeicher

Werden Bäume im Rahmen der nachhaltigen Waldpflege geerntet und zu Holzprodukten verarbeitet, bleibt der Kohlenstoff zunächst einmal im verarbeiteten Holz gespeichert. Insofern stellt der Holzproduktspeicher eine Erweiterung des Waldspeichers dar. Im Unterschied zu direkter energetischer Nutzung der Biomasse erfolgt die energetische Verwertung des Holzes in den Holzprodukten Jahre oder Jahrzehnte später, wobei dabei, abhängig vom jeweiligen Energiemix, fossile Brennstoffe substituiert werden. Holz, das im Wald verrottet, setzt dieselbe Menge an CO2 frei wie Holz, das energetisch genutzt wird, allerdings ohne fossilen Kohlenstoff zu substituieren. Im Wald verbleibendes Totholz weist dabei zum Teil ähnlich lange Zeiträume auf wie langlebige Holzprodukte. Die Arbeiten von KNAUF, M. et al. (2015) und SCHULZE, E.D. et al. (2019) berücksichtigen deshalb auch die Totholzmengen und die Geschwindigkeiten ihrer Zersetzung in den Waldökosystemen.

Beim Holzproduktspeicher kommt es also darauf an, möglichst langlebige Holzprodukte wie z.B. Holzhäuser herzustellen, die den Kohlenstoff sehr lange speichern. Die Verwendung des im Wald geernteten Holzes zur Herstellung von Holzprodukten ist der unmittelbaren thermischen Verwertung deshalb vorzuziehen. Nach Abzug der Ernteverluste im Wald werden etwa 30% des geernteten Holzes direkt energetisch genutzt (JOCHEM, D. et al. 2015), etwa weitere 30% bauen den Produktspeicher auf, 30% entstehen als Verschnitt bei der Holzbe- und -verarbeitung und werden ebenfalls rasch energetisch verwertet. Die restlichen 10% verbleiben im Zuge der Holzernte im Wald. Damit werden insgesamt 60% des geernteten Holzes der unmittelbaren thermischen Verwertung zugeführt. Dieser Wert erscheint vielen Kritikern zu hoch, die technischen Möglichkeiten, diesen Wert zu verringern, sind jedoch begrenzt. Wobei Nadelbaumarten gegenüber Laubbaumarten den Vorteil haben, dass sie eine höhere Ausbeute bei der Produktherstellung ermöglichen.

Bleibt der Holzproduktspeicher über die Zeit konstant, ist dieser Zustand vergleichbar mit der Betrachtung von Primärwald-Ökosystemen bzw. nachhaltig bewirtschafteten Waldökosystemen auf Landschaftsebene. Methoden und Problematik bei der Herleitung und Berechnung des Produktspeichers sind ausführlich dokumentiert, z.B. RÜTER, S. (2017); RÜTER et al. (2016).

Stoffliche und energetische Substitution

Waldökosysteme sind offene Systeme, sie tauschen mit der Atmosphäre u.a. CO2 aus. Da die CO2-Konzentration der Atmosphäre in engem Zusammenhang mit menschlichen Aktivitäten steht, muss die Anthroposphäre zwangsläufig in die Bilanzierung der Klimaschutzwirkung von Ökosystemen eingehen. Dies gilt nicht nur für Waldökosysteme, sondern beispielsweise auch für Weideökosysteme oder Moore. So werden bei der Ökobilanzierung von Fleisch bekanntlich die Herstellung des Futters oder die Weidehaltung mit eingerechnet, auch wenn diese sich auf einem anderen Kontinent abspielen. Schließlich gilt es, den anthropogenen Treibhauseffekt abzumildern. CO2 verteilt sich global in der Atmosphäre, folglich müssen auch die Systemgrenzen der Ökobilanzierung global und nicht am Waldrand gezogen werden.

Auch im Gutachten zum potenziellen Nationalpark im Nordschwarzwald (PRICEWATERHOUSECOOPER und Ö:KONZEPT 2013) wird dieser Systemansatz angewandt und von IRSLINGER, R. und SCHMINCKE, E. 2013 sowie SCHMINCKE, E. und IRSLINGER, R. 2013 kommentiert. Werden nur Waldspeicher und Holzproduktspeicher berücksichtigt, ist die Beurteilung des Systems unvollständig und darauf basierende naturschutz- und klimapolitische Entscheidungen gegebenenfalls kontraproduktiv. Trotzdem werden bei Naturschutzdiskussionen die Substitutionspotenziale meist nicht genannt. Auch NAUDTS, K. et al. (2016), HENNENBERG, K. et al. (2019), MOOMAW et al. (2019) und viele andere Autoren ignorieren die Substitution und missachten dadurch die Regeln der Ökobilanzierung (siehe KLÖPFER, W. und GRAHL, B. 2009; vgl. hierzu auch BAUHUS et al. 2016).

Werden aus dem geernteten Holz Holzprodukte hergestellt, ist dieser Prozess beim aktuellen Energiemix mit weniger fossilen CO2-Emissionen (Prozessemissionen) verbunden, als wenn diese Produkte aus Stahl, Aluminium, Glas oder Beton hergestellt werden. Die Studien z.B. von CHEN, J. et al. (2017), LESKINEN, P. et al. (2018), SATHRE, R. und GUSTAVSSON, L. (2009), SATHRE, R. und O’CONNOR, J. (2010a) sowie SATHRE, R. und O’CONNOR, J. (2010b) geben einen Einblick in die Substitutionsforschung von Holzprodukten, vgl. hierzu RÜTER, S. (2011). Die Autoren werten zahlreiche internationale Studien zur Ökobilanzierung von Holzprodukten aus. Für kanadische Verhältnisse leiten diese Autoren einen durchschnittlichen Substitutionsfaktor von 2,1 tC/tC ab. Das bedeutet, dass pro Tonne C in Holzprodukten 2,1 Tonnen fossiles C eingespart (substituiert) werden gegenüber der Herstellung von Nicht-Holzprodukten derselben funktionellen Einheit. KNAUF, M. und FRÜHWALD, A. (2013) legen ihrer Studie für Nordrhein-Westfalen diesbezüglich den konservativen Wert von 1,5 tC/tC zugrunde.

Die ÖKOBAUDAT des Bundesministeriums des Innern, für Bau und Heimat (BMI; BMUB 2015) enthält auf dem Stand vom 28.10.2019 1.210 Datensätze für Holzwaren, auf deren Basis ein detaillierter Vergleich mit anderen Materialien möglich ist. Daraus lassen sich Substitutionsfaktoren im Detail ableiten.

Ein m3 waldfrisch geernteten Holzes bindet durchschnittlich 0,917 t CO2, entsprechend 0,250 t C. Etwa 30% des geernteten Holzes bauen den Produktspeicher auf. Ein m3 geerntetes Holz substituiert im Falle seiner Verwendung zur Herstellung von Holzprodukten auf der Basis des aktuellen Energiemixes in Deutschland und eines Substitutionsfaktors von 1,5 tC/tC 0,413 t fossiles CO2, bei einem Substitutionsfaktor von 2,1 wären dies 0,578 t CO2. Da der Verschnitt bei Nadelbaumarten deutlich geringer ist als bei Laubbaumarten, besteht in dieser Hinsicht ein deutlicher Unterschied zwischen diesen beiden Baumartengruppen.

Der Anteil von 30% der geernteten Holzmenge am Aufbau des Holzproduktspeichers lässt sich nur sehr schwer steigern, da ja bereits der gesamte Verschnitt bei der Herstellung der Holzprodukte einkalkuliert ist. Dieser Verschnitt wird größtenteils thermisch verwertet. Über die Treibhausgasbilanz von Holzgebäuden und eine Analyse des Substitutionspotenzials der Holzhausbauweise berichten HAFNER, A. et al. (2017). Ein Rindenanteil von 10% des geernteten Holzes, der ebenfalls energetisch genutzt wird, soll hier unberücksichtigt bleiben im Hinblick auf die Option, diese Biomasse aus Bodenschutzgründen künftig vermehrt in den Waldökosystemen zu belassen. Darauf wurde oben bereits hingewiesen.

Ein weiterer Klimavorteil von Holzprodukten ist, dass sie den gebundenen Kohlenstoff 1:1 fixieren. Wird ein m3 im Wald geerntetes Holz verbaut, so speichert das daraus gefertigte Holzprodukt 0,917 t CO2 pro m3 Holz. Wird dieses Holz dagegen sofort verbrannt, beträgt das Substitutionspotenzial durchschnittlich 0,614 t CO2. Dieser Unterschied verstärkt die Klimaschutzbedeutung von Holzprodukten gegenüber der thermischen Verwertung und untermauert die Holzbauinitiativen verschiedener Bundesländer. Realisiert wird die energetische Substitution von 0,614 t CO2 pro m3 erst, wenn die Holzprodukte am Ende ihres Lebenszyklus verbrannt werden. Wir sollten diesen Umstand nutzen, indem wir vermehrt Holzhäuser aus heimischem Holz bauen, um „tipping-points“ im Klimasystem hinauszuschieben oder möglichst gar nicht zu erreichen.

Eichen-Brennholz im Schönbuch, Baden-Württemberg. Foto R. Irslinger, 2002

Letztendlich werden 90% des geernteten Holzes energetisch verwertet (30 % sofort, 30 % aus Verschnitt zeitnah nach der Holzernte, 30% aus Produkten am Ende von deren Lebenszyklus). Nach KNAUF, M. und FRÜHWALD, A. (2013) beträgt der Substitutionsfaktor bei der thermischen Verwertung 0,67 tC/tC, das ergibt 0,614 t CO2 pro m3 waldfrisch geernteten Holzes, vgl. dazu auch SCHULZE et al. (2020).

Die energetische Verwertung von Holz aus nachhaltiger Forstwirtschaft ist CO2- neutral. Angenommen, in einem Modell-Wald stehen hundert Bäume und jeder Baum ist ein Jahr älter als der nächstjüngere und der hundertjährige Baum wird gefällt und verbrannt. Die dabei freigesetzte CO2-Menge wird bereits in der folgenden Vegetationsperiode von den restlichen 99 Bäumen und den anstelle des gefällten Baumes nachwachsenden Keimlingen wieder durch Photosynthese gebunden und in der Wald-Biomasse gespeichert. Die Wald-Biomasse ist ein Jahr nach der Fällung gleich groß wie zuvor. Ein Jahr später wird wieder ein hundertjähriger Baum gefällt und so fort. Die entstehenden Lücken werden jeweils durch junge Bäume gefüllt. Holzenergie aus einer solchermaßen nachhaltigen Waldwirtschaft ist deshalb CO2-neutral. Die Argumentation, es würde ja hundert Jahre dauern, bis der gefällte und verbrannte Baum wieder nachgewachsen ist, wird also dadurch hinfällig, dass bei der Waldbewirtschaftung in Systemen, Waldökosystemen, gedacht wird und nicht einzelbaumweise. Genauso verhält es sich, wenn in größeren nachhaltig bewirtschafteten Waldlandschaften jedes Jahr viele Einzelbaumentnahmen oder auch kleinere Kahlschläge angelegt werden.

Schließlich müsste das Argument, es würde ja hundert Jahre dauern, bis der gefällte Baum wieder nachgewachsen ist, auch für natürlich absterbende Bäume gelten. Deshalb ist bei der Beurteilung der Klimarelevanz der Waldwirtschaft genauso wie bei der Herleitung natürlicher Holzvorräte grundsätzlich das Landschaftssystem die zu betrachtende Ebene. Idealerweise werden Dauerwald-Bewirtschaftungssysteme mit einzelstammweiser Nutzung („continuous cover forestry (CCF); POMMERENING, A. and MURPHY, S. 2004; REININGER, H. 1987) und vergleichsweise geringer Störungsanfälligkeit der Forderung nach CO2-Nachhaltigkeit am ehesten gerecht, sind aber keine Voraussetzung dafür.

Die Klimaschutzwirkung dieser Art von Waldnutzung wird noch dadurch gesteigert, dass das der thermischen Verwertung zugeführte Brennholz ja mehr als ein Jahr lang getrocknet wird, bevor es verbrannt wird. Und der bei der Holzbearbeitung entstehende Verschnitt wird erst Jahre nach der Fällung des Baumes energetisch verwertet, die Holzprodukte gegebenenfalls erst Jahrzehnte danach. Eine „carbon dept“ mit einer entsprechend nachfolgenden „CO2-Amortisationszeit“ (Kohlenstoffschuld; carbon recovery time; carbon debt payback period; z.B. CHERUBINI, F. et al. 2012; STERMAN, J.D. et al. 2018) entsteht nur dann, wenn Groß-Kahlschläge angelegt werden, die das Landschaftssystem überfordern, oder wenn Kahlschläge in Primärwäldern angelegt werden, wie das derzeitig in Rumänien stattfindet, oder wenn die Holzvorräte auf der Waldfläche durch Priorisierung der thermischen Verwertung des Holzes reduziert werden. CO2-Emissionen aus der Verbrennung von Holz-Biomasse beispielsweise aus osteuropäischen Ländern dürfen nur dann als Null-Emissionen verbucht werden, wenn sie nachweislich aus nachhaltiger Waldwirtschaft stammen.

Holz als Brennstoff im Kontext nachwachsender Waldwirtschaft ist ein typisches Koppelprodukt. Die Koppelprodukte aus der Waldpflege, das Astholz (Brennholz) und der Verschnitt werden zeitnah thermisch verwertet, die Holzprodukte speichern Kohlenstoff teilweise über Jahrzehnte und werden am Ende ihrer Lebensdauer ebenfalls thermisch verwertet. Das aus nachhaltiger Waldwirtschaft stammende und bei der thermischen Nutzung freigesetzte Kohlendioxid ist also bereits vor dem Zeitpunkt der Verbrennung wieder im nachwachsenden Wald gebunden. Man benötigt dazu eine hochentwickelte Waldwirtschaft mit bestens ausgebildetem Personal, eine Voraussetzung, die in Mitteleuropa gewöhnlich gewährleistet ist.

Die geringere Energiedichte von Holz im Vergleich zu Kohle und Erdöl (STERMAN, J.D. et al. 2018) hat zur Folge, dass Holz beim Verbrennen sehr hohe spezifische CO2-Emissionen besitzt, pro kW Wärme wird zunächst deutlich mehr CO2 freigesetzt, als dies bei der Verbrennung fossiler Brennstoffe der Fall ist. Trotzdem ist Holz aus nachhaltig genutzten Wäldern ein fast zu 100% klimaneutraler Brennstoff, weil es bei nachhaltiger Waldwirtschaft dieselbe Menge an CO2 bindet, die zuvor beim Verbrennen freigesetzt wurde. Verrottet Holz in Prozessschutzwäldern, entsteht genauso viel CO2 wie beim Verbrennen, allerdings ohne dabei fossile Energie zu substituieren. Mit der geringen Energiedichte von Holz hat dieser Kreislauf nichts zu tun. Wegen seiner geringen Energiedichte sind größere Transportentfernungen allerdings zu vermeiden, eine Bereitstellung des Holzes auf regionaler Ebene ist daher besonders klimaschonend. Auch aus diesem Grund hat der regionale Holzmarkt einen beachtlichen Klimavorteil.

Gelegentlich wird argumentiert, Holzhäuser, die heute gebaut werden, würden ja erst in fünfzig oder hundert Jahren der energetischen Verwertung zugeführt und dann würde unsere Energieversorgung ja zu hundert Prozent auf erneuerbarer Energie beruhen. Dabei sind CO2-Neutralität und Substitution zweierlei. Die CO2-Neutralität gilt heute und in Zukunft unabhängig vom jeweiligen Energiemix. Natürlich wird die Substitutionsleistung im Zuge der Verbrennung umso geringer, je mehr der Energiemix aus erneuerbarer Energie besteht. Sollten die Erneuerbaren im Jahr 2050 oder später 100% ausmachen, wäre die Substitution durch die Verbrennung von Holz Null. Trotzdem ist Holz als Energielieferant auch unter dieser Bedingung weiterhin CO2-neutral, d.h., die Verbrennung von Holz hält den CO2-Gehalt der Atmosphäre bei nachhaltiger Waldbewirtschaftung auf einem gleichbleibenden Niveau. Ob wir im Jahr 2050 wirklich so viel erneuerbare Energien haben, insbesondere für den Wärmesektor, dass wir auf Holz als Energielieferant verzichten können, ist zu bezweifeln.

Leider führt die Trägheit der aktuellen Klimapolitik zu der Befürchtung, dass, wenn wir unsere Energiebasis auf (nahezu) Null-CO2-Emission umgestellt haben werden, der CO2-Gehalt der Atmosphäre gegenüber dem vorindustriellen Niveau zu hoch geworden sein wird, so dass die globale Durchschnittstemperatur auf einem nicht tolerierbaren Niveau über dem Bezugspunkt liegt. Das überschüssige CO2 muss dann zusätzlich aus der Atmosphäre wieder entfernt werden und unvermeidbare Emissionen wie Lachgas (N2O) und Methan aus der Landwirtschaft, müssen kompensiert werden (KLEPPER, G. et al. 2019). Nach KLEPPER, G. et al. 2019 sind dies für Deutschland ab 2050 etwa 60 Millionen Tonnen CO2-Äquivalente pro Jahr. Über die Photosynthese den CO2-Gehalt der Atmosphäre wieder zu reduzieren, ist unter den bislang bekannten Technologien die effektivste und billigste Möglichkeit. „Burying biomass-“ oder BECCS (Bioenergy with carbon capture and storage)- Technologien werden dann trotzdem einen erheblichen Beitrag zur Schaffung negativer CO2-Emissionen leisten müssen, mit denen das globale CO2-Budget entlastet und der Atmosphäre mehr CO2 entnommen als durch Emission zugeführt wird (vgl. KLEPPER, G. et al. 2019). Die Waldbewirtschaftung in Deutschland könnte einen beträchtlichen Anteil dieses Entlastungsbeitrages beisteuern. Dazu müssen aber die Wälder schon jetzt in einem Pflegezustand gehalten werden, der diese Entlastung dann auch dauerhaft und nachhaltig ermöglicht.

Negative CO2-Emission bedeutet, dass der genutzte und wieder nachwachsende Teil des C im Waldspeicher in einen zusätzlichen unterirdischen C-Speicher überführt wird. Atmosphärischer C wird so zu unterirdischem C, wodurch der C- Gehalt der Atmosphäre verringert wird. Der unterirdische Speicher ist in diesem Fall die Senke, die durch nachhaltige Waldbewirtschaftung laufend vergrößert wird. Dass dies von der Größenordnung her nicht utopisch ist, zeigen die Untersuchungen der ETH Zürich zur Frage globaler Aufforstung. Es sei noch darauf hingewiesen, dass BECCS-Strategien global wirksam sind, d.h., wenn wir in Europa BECCS betreiben, reduzieren wir CO2 global und erledigen damit die Arbeit für Regionen, die technologisch oder strukturell diese noch nicht leisten können. Auch im Jahr 2100 werden unsere Waldökosysteme deshalb noch bewirtschaftet werden müssen, um das Klima zu stabilisieren. Die Stabilisierung der Basenvorräte in den Waldböden erhält auch unter diesem Aspekt einen hohen Stellenwert. Allerdings muss davor gewarnt werden, diese Option des Geo-Ingineering bereits jetzt in klimapolitische Entscheidungen einfließen zu lassen.

Albedo und latenter Wärmefluss

Neben Wald- und Holzproduktspeicher sowie den Substitutionseffekten der Holznutzung müssen für eine exakte Bewertung der Klimarelevanz von Wäldern die reflektierte Sonnenstrahlung (Albedo) sowie der mit der Evapotranspiration verbundene latente Wärmefluss (Verdunstungskühlung) beachtet werden. Albedo und latenter Wärmefluss haben jeweils zunächst einen negativen Strahlungsantrieb zur Folge, deren Auswirkungen werden zunehmend in wissenschaftlichen Analysen berücksichtigt (siehe z. B. NAUDTS, K. et al. 2016; O’HALLORAN, T.L. et al. 2012, RYDSAA, J.H. et al. 2015). Allerdings sind die bisherigen Forschungsergebnisse, insbesondere in mittleren Breiten, in ihrer konkreten Bedeutung hinsichtlich des Strahlungsantriebs nicht immer zuverlässig quantifizierbar, auch im Hinblick auf das sich verändernde Klima und des daraus resultierenden Störungsregimes der Wälder. So können Störungen die Kohlenstoffaufnahme und die Verdunstungskühlung verringern, gleichzeitig aber die Albedo einer Landschaft erhöhen. THOM, D. et al. 2017 fanden im Nationalpark Kalkalpen in der Bilanz eine deutliche Erhöhung des Strahlungsantriebs durch Störungen.

Da die Verdunstungskühlung durch latenten Wärmefluss vom verfügbaren Wasser im Boden abhängt, sind große standörtliche Unterschiede zu erwarten, die vermutlich größer sind als die Unterschiede in der Evapotranspiration verschiedener Baumarten. Voll belaubte Buchenwälder weisen bei entsprechendem Wasservorrat im Boden wegen der starken Durchwurzelung eine deutlich höhere Evapotranspiration auf als Fichtenwälder, deshalb trocknen die Böden unter Buche während der Vegetationsperiode auch bis in größere Bodentiefen stärker aus (SCHUME, H. et al. 2004). Im Zuge des sich im Kontext der Klimaerwärmung verschlechternden Boden-Wasserhaushalts dürfte dieser Unterschied aber geringer werden, denn für die Verdunstungskühlung steht maximal die im System gespeicherte Wassermenge zur Verfügung. Überdies könnte der höhere Wasserverbrauch der Buchenwälder die Grundwasserneubildung beeinträchtigen. Insgesamt dürfte die Verdunstungskühlung daher grundsätzlich abnehmen (BONAN, G.B. 2008). Insgesamt ist davon auszugehen, dass im Hinblick auf die Klimaschutzfunktion unserer Wälder die Bedeutung von C-Speicherung und Verdunstungskühlung zurückgehen und die Bedeutung der Albedo dagegen zunehmen wird (THOM, D. et al. 2017).

Atmosphärischer Wasserdampf aus der Evapotranspiration von Wäldern beeinflusst aber auch die Wolkenbildung, die sowohl eine erwärmende Funktion durch langwellige Gegenstrahlung als auch eine kühlende durch Reflexion von kurzwelliger Sonnenstrahlung an der Wolkenoberfläche hat (KIEHL, J.T. and TRENBERT, K.E. 1997). Die durch Evapotranspiration von Wäldern beeinflusste Bilanz kurzwelliger versus langwelliger Strahlung wäre hier ein Ansatz zur Beurteilung der immer wieder thematisierten Kühlungswirkung von Wäldern (vgl. KIEHL, J.T. and TRENBERT, K.E. 1997). Der Vollständigkeit halber werden noch der sensible Wärmefluss (Wärmeleitung; vgl. KIEHL, J.T. and TRENBERT, K.E. 1997) und der turbulente Wärmefluss erwähnt, die insbesondere über Wäldern aber zu vernachlässigen sind.

Will man die Verdunstungskühlung als Argument für Buchenwälder verwenden, muss man diese also mit dem Effekt der Gegenstrahlung und der Reflexion kurzwelliger Strahlung an der Wolkenoberfläche gegenrechnen. Wobei die Wolkenbildung aus der Verdunstungskühlung nicht direkt über dem verdunstenden Waldökosystem, sondern durchaus auch in großer Entfernung davon stattfinden kann.

THOM, D. et al. (2017) konstatieren zusammenfassend eine übergeordnete Bedeutung des Kohlenstoffs für die Bedeutung der Klimaregulation durch die Wälder der gemäßigten Breiten. Auch SCHWAAB, J. et al. (2015) finden unter Miteinbeziehung des Albedoeffekts eine klimaschützende Bedeutung von Aufforstungen, obwohl in der untersuchten Region der Schweiz häufig Schneebedeckung herrscht. Der Strahlungsantrieb durch Aufforstung bleibt auch dort immer negativ, wird aber im Betrag umso geringer, je größer die Meereshöhe und damit je länger die Schneebedeckung und je geringer die Rate der C- Sequestrierung der neu angelegten Wälder ist. Zu einem vergleichbaren Ergebnis kommen LANDRY, J.-S. et al. (2016) in Britisch-Kolumbien. Auch DE WIT, H.A. et al. (2014) bestätigen für Norwegen, dass mit zunehmender geografischer Breite und Schneebedeckung die Bedeutung der Albedo den Kohlenstoffspeichereffekt mehr als kompensiert. Dabei sind Substitutionseffekte im Rahmen einer nachhaltigen Waldnutzung noch nicht berücksichtigt.

Auch die vergleichsweise niedrigen Werte der mitteleuropäischen Nadelwälder für Albedo und Evapotranspiration werden, verglichen mit Laubwäldern, in ihrer Wirkung auf das Klima durch ihre hohe Biomasseproduktion mehr als kompensiert (THOM et al. 2017; vgl. BONAN, G.B. 2008). Deshalb muss auch davon ausgegangen werden, dass der Anbau von Nadelbaumarten, anders als NAUDTS, K. et al. (2016) dies postulieren, bereits in der Vergangenheit zur Eindämmung des Klimawandels beigetragen hat. In borealen Wäldern Nordamerikas haben O’HALLORAN, T.L. et al. (2012) ermittelt, dass der positive Strahlungsantrieb durch CO2-Emissionen nach Störungen durch Waldbrand, Borkenkäfer und Stürme von derselben Größenordnung sein kann wie der negative Strahlungsantrieb durch ein höheres Albedo. Diese Beobachtung ist auf eine infolge einer höheren Schneebedeckung der Störungsflächen größere Reflexion der Sonnenstrahlung zurückzuführen. Deshalb ist diese Beobachtung auf mitteleuropäische Verhältnisse nicht übertragbar. Außerdem sind Substitutionseffekte auch hier nicht berücksichtigt, weil das Holz im Wald verrottet, ohne fossiles C zu substituieren.

Im Rahmen des Managements der Wälder kommt es letztendlich darauf an, Albedo, Evapotranspiration und Kohlenstoffspeicherung der Wälder einschließlich der Substitutionseffekte in ihrer Gesamtwirkung auf den Strahlungsantrieb zu maximieren. Nur so lässt sich das Potenzial des Waldes im Hinblick auf den Klimaschutz voll ausschöpfen. Dem Kohlenstoffkreislauf einschließlich der Holznutzung kommt dabei eine überragende Bedeutung zu.

Gesamt-Ökobilanz des Waldökosystems

Nach der beispielhaften Rechnung im Anhang belaufen sich stoffliche und energetische Nutzung zusammen somit auf 0,966 t CO2 je m3 (Substitutionsfaktor energetische Verwertung: 1,5 tC/tC) bzw. auf 1,131 t CO2 je m3 (Substitutionsfaktor energetische Verwertung: 2,1 tC/tC). Rechnet man diese Menge auf 75,7 Mio m3 (durchschnittliche Rohholznutzung in Deutschland pro Jahr im Zeitraum von 2002 bis 2012; BWI-3 2012) hoch, ergibt sich eine CO2-Einsparung durch Substitution fossilen Kohlenstoffs von 73.126.200 t CO2 pro Jahr bzw. 85.616.700 t CO2 pro Jahr. Der ungenutzte Zuwachs von 15,3 Mio m3 pro Jahr ergibt durch einen Holz- Vorratsaufbau im Wald eine zusätzliche jährliche CO2-Fixierung von 14.030.100 t CO2, dazu kommen im Rechenbeispiel geschätzte 3.000.000 t CO2 pro Jahr durch den Aufbau eines Holzproduktspeichers. Insgesamt ergibt sich eine Klimaschutzleistung durch Waldwirtschaft in Deutschland in Höhe von 90.156.300 t CO2 bzw. 102.646.800 t CO2 pro Jahr. Um diese Beträge wären die Treibhausgasemissionen jährlich höher als in den Statistiken zur nationalen Treibhausgasbilanz für Deutschland ausgewiesen. Die Treibhausgasemissionen in Deutschland würden 2018 ohne die Substitutionseffekte der Waldwirtschaft statt bei etwa 870 Mio t CO2 (UBA 2019) bei 960 bis 970 Mio t CO2 liegen. Die Waldbewirtschaftung in Deutschland verringert die Treibhausgasemissionen in Deutschland also jährlich um 9,4 % bzw. 10,3 % (vgl. auch HEUER, E. et al. 2016).

Demgegenüber wird in der Beispielsrechnung im Anhang eine langfristige Einbindung von CO2 in Prozessschutz-Waldökosysteme von 1 m3 Holz (0,917 t CO2), damit deutschlandweit 10.087.000 t CO2 pro Jahr, angenommen. Dieser Durchschnittswert von 1 m3 pro Jahr und Hektar bezieht sich auf alle Altersstadien von Prozessschutzwäldern einschließlich der Zerfallsstadien (siehe oben). Im Nationalpark Hainich wurde bei der Buche ein entsprechender Wert von nur 0,4 m3 (0,37 t CO2) pro Jahr und Hektar gemessen (NATIONALPARK HAINICH 2015). Langfristig tendiert dieser Wert gegen Null und wird im Zuge des Klimawandels negative Werte annehmen, Prozessschutz-Waldökosysteme werden dann zur CO2- Quelle und belasten das Klima, diese Entwicklung kann unter Prozessschutzbedingungen nicht verhindert werden.

Für die Beurteilung der Klimaschutzwirkung des Waldes ist die Differenz zwischen der mittel- bis langfristigen CO2-Einbindungsrate unter Nutzungsverzicht und der Summe der CO2-Flüsse der Bereiche Waldspeicher, Holzproduktspeicher, stoffliche und energetische Substitution entscheidend. Insgesamt lässt sich dabei feststellen, dass die Nettoeinbindung von Kohlenstoff in Prozessschutz-Waldökosysteme mittelfristig in Deutschland eine deutlich geringere Klimaschutzleistung aufweisen würde als durch Waldbewirtschaftung. Die durch Waldwirtschaft ermöglichten Prozesse der Substitution fossilen Kohlenstoffs, die Differenz in der gesamten Klimaschutzleistung zwischen Prozessschutzwald und Wirtschaftswald, vergrößern sich im Laufe der Zeit immer mehr (SCHULZE, E.D. et al. 2019; vgl. WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT 2016). Zwischen Waldbewirtschaftung und Prozessschutz klafft eine Lücke von rund 80 bis 90 Mio t CO2 pro Jahr!

Man kann die dieser Beispielsrechnung zugrunde gelegten Zahlen noch nach unten bzw. nach oben korrigieren, es wird aber immer eine gewaltige Lücke bleiben. Das bedeutet, dass die Klimaschutzwirkung der Waldwirtschaft nicht wegzudiskutieren ist. Kein anderer Sektor in Deutschland leistet einen so hohen Beitrag zum Klimaschutz. Ohne Waldwirtschaft in Deutschland sind die Pariser Klimaziele Makulatur. Sind 10% der deutschen Waldfläche aus der Nutzung genommen, dann müssen 8 bis 9 Millionen Tonnen CO2 anderweitig eingespart oder kompensiert werden. Und das sollte auch öffentlich so kommuniziert werden. Zum Vergleich: der gesamte innerdeutsche Flugverkehr ist „nur“ für 2,5 Mio t CO2-Äquivalente pro Jahr verantwortlich!

Die Begriffe „Senke“, „Quelle“ und „Speicher“ sind in Art. 13 der Verordnung der EU 2018/841 begrifflich festgelegt (VERORDNUNG (EU) 841 2018). Im Rahmen einer ordnungsgemäßen Ökobilanzierung (KLÖPFER, W. und GRAHL, B. 2009) beziehen sich die Begriffe „Quelle“ und „Senke“ auf das Waldökosystem-Atmosphäre-System (Waldspeicher – Holzproduktspeicher – stoffliche Substitution – energetische Substitution) und nicht auf den Waldspeicher allein. „Quelle“ und „Senke“ sind Flussgrößen, der „Speicher“ ist eine Zustandsgröße. Wälder sind nur so lange Kohlenstoff-Senken, wie der Waldspeicher größer wird. Umgekehrt können sie C- Quellen sein, z.B. in Trockenperioden wie 2003 (BRÉDA N. et al. (2006), 2018 und 2019. Für den Holzproduktspeicher gilt diese Aussage sinngemäß. Werden mehr Holzhäuser gebaut mit der Folge eines steigenden Produktspeichers, ist dieser eine Senke.

Eine dauerhafte CO2-Senke kann ein Waldökosystem nur sein, wenn durch Nutzung ein kontinuierlicher C-Fluss vom atmosphärischen Pool in das Waldökosystem möglich ist. Da der C-Speicher in allen Waldlandschaften letztendlich durch die maximal mögliche Menge an Holzvorrat limitiert ist (vgl. HÖLLERL, S. et al. 2012; KORPEL, S. 1995), kann die Senke Wald nur durch laufende anthropogene Intervention aufrechterhalten werden, indem Wälder in einer Phase kräftigen Zuwachses gehalten werden. Es ist nicht der in einem Waldökosystem akkumulierte C-Vorrat, sondern die kontinuierliche C-Sequestrierung (Aufnahme und Speicherung atmosphärischen Kohlenstoffs durch die Photosynthese der Bäume) durch laufendes Wachstum, die den CO2-Anstieg in der Atmosphäre bremst. Diese Senke kann ausschließlich durch stoffliche und energetische Substitution bzw. BECCS dauerhaft aufrechterhalten werden. Ein nachhaltig bewirtschafteter Wald wird im Unterschied zum Prozessschutzwald also dauerhaft zur Kohlenstoff-Senke, obwohl sich sein durchschnittlicher Holzvorrat über die Jahrhunderte nicht verändert. Das ist der entscheidende Unterschied! Das geht nur durch Waldbewirtschaftung!

Wird ein Prozessschutzwald beispielsweise durch einen Waldbrand zerstört oder kommt in die Zerfallsphase, dann gelangt der im Holz gebundene Kohlenstoff nach und nach als Kohlendioxid in die Atmosphäre. Der Wald ist in diesem Fall zunächst eine CO2-Quelle. Das dabei freigesetzte CO2 wird im Idealfall, d.h. bei konstantem Klima, durch das nachwachsende Waldökosystem wieder gebunden, der Wald ist in dieser Phase dann eine CO2-Senke. Quellen- und Senkenleistung gleichen sich unter der Voraussetzung eines gleich bleibenden Klimas über die Jahrhunderte aus, die Bilanz ist Null. Prozessschutzwälder sind demnach völlig untaugliche Instrumente, um den Klimawandel zu bremsen. Der durchschnittliche C-Vorrat in diesem Waldökosystem schützt das Klima nur insofern, als dass sich eine immer gleichbleibende Menge an Kohlenstoff in der Wald-Biomasse befindet statt in der Atmosphäre. Eine zusätzliche Klimaschutz-Wirkung in Zeiten steigenden CO2- Gehaltes hat der Prozessschutzwald wegen der fehlenden Substitutionswirkungen aber nicht.

Lokal schützen – global verschmutzen! Das kann nicht Inhalt verantwortlicher Umweltpolitik sein!

Nutzungsverzicht in Prozessschutzwäldern belastet den Holzmarkt. Würden wir die entstehende Lücke mit Holz aus Wäldern Osteuropas füllen, wäre die Substitution, verringert um die Transportemissionen, prinzipiell genau so hoch wie bei heimischem Holz. Allerdings würden diese Holzmengen von dort aus Primärwäldern stammen. Auch wenn die hierzulande ausfallenden Holzmengen nicht eins zu eins auf den Import von Rohholz umgerechnet werden können, wären die Schäden durch die Zerstörung von Primärwald-Habitaten in Osteuropa und Asien enorm (vgl. LUYSSAERT, S. et al. 2008; SCHULZE, E.D. et al. 2000; SCHULZE, E.D. et al. 2016). Die in diesem Fall ins Ausland exportierte Habitatzerstörung würde die mutmaßlichen ökologischen Gewinne einer Wildnis-Offensive hierzulande um ein Vielfaches übertreffen, ein typisches Verhalten reicher Nationen, die so ihren ökologischen Fußabdruck ins Ausland verlagern (JORGENSEN, A.K. and RICE, J. 2005). Daheim schreiben wir uns den Naturschutz auf die Fahnen, das schmutzige Geschäft überlassen wir den Osteuropäern und den dortigen Biodiversitätsverlust importieren wir quasi mit dem eingeführten Holz (vgl. LESSENICH, S. 2018). Im Interesse des Naturschutzes liegt dies mit Sicherheit nicht.

Außerdem würden zusätzlich große Mengen an CO2 aus dem Humus der dortigen Waldböden freigesetzt, da die dortigen Primärwälder noch nie eine menschliche Nutzung erfahren haben (‚slow in, rapid out‘ – JANDL, R. et al. 2007; KÖRNER, C. 2003). Aufgrund der geringen Störungsintensität der in Deutschland praktizierten naturnahen Waldwirtschaft mit trotz Holzernte stabilen Vorräten an Bodenkohlenstoff (BMEL 2018; vgl. HOLTSMARK, B. 2012; SCHRUMPF, M. et al. 2011) wird es kaum Holzimporte geben können, die für den gleichen Verwendungszweck eine gleiche oder höhere Substitution aufweisen (WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT 2016). In mitteleuropäischen Waldböden ist, verursacht durch die über tausendjährige Nutzungsgeschichte, ein relevanter Einfluss der Holznutzung auf den Humusgehalt der Waldböden unter aktuellen Bedingungen nicht zu beobachten (vgl. hierzu auch SCHULZE, E.D. et al. 2016). Auf einen Konsumverzicht und Nachfragerückgang nach Holzprodukten zu hoffen, ist angesichts der aktuellen Tendenzen der Globalisierung und des fehlenden Schutzes osteuropäischer Wälder blauäugig. Nutzungsverzicht in Mitteleuropa führt unweigerlich zu einem Anstieg der globalen Treibhausgasemissionen.

Vermeidung vor Substitution

Der Grundsatz jeder Klimapolitik muss zunächst die Vermeidung von Treibhausgasemissionen sein. Jedes Land sollte alle zur Verfügung stehenden Mittel aufwenden, um Treibhausgas-Emissionen gar nicht erst entstehen zu lassen. Substitution bedeutet Vermeidung der Emission von Treibhausgasen. HENNENBERG, K. et al. (2019) bezeichnen die aktive CO2-Speicherleistung auf der Waldfläche als einzigen Prozess, der der Atmosphäre Kohlendioxid entzieht. Das ist so nicht richtig, stoffliche und energetische Substitution haben bilanzmäßig denselben Effekt, auch sie beruhen auf der Photosyntheseleistung des Waldökosystems, die aber im Zuge der Waldbewirtschaftung regelmäßig dem System entzogen wird und damit dauerhaft hoch bleiben kann. Im Vergleich zur Verwendung fossiler Energieträger wird der Atmosphäre durch diese Substitution weniger fossiles CO2 zugeführt, wobei im Wald gespeicherter Kohlenstoff nur vorübergehend gespeichert, durch Substitution ersetztes fossiles CO2 dauerhaft überhaupt nicht erst entstanden ist.

Unterlassung der Waldbewirtschaftung auf 10% der Waldfläche in Deutschland bedeutet nichts anderes als die Missachtung dieses Prinzips der Vermeidung, nämlich eine zusätzliche Belastung der nationalen Treibhausgasbilanz Deutschlands mit 5 bis 10 Mio t CO2 pro Jahr, der WISSENSCHAFTLICHE BEIRAT (2016) kommt noch auf deutlich höhere Werte. Bund und Länder sind in Deutschland mit rund 3,7 Mio ha (34 %) am Waldbesitz beteiligt, ein Nutzungsverzicht auf 10% dieser Fläche belastet die nationale Treibhausgasbilanz immer noch mit mindestens 1,7 – 3,4 Mio t CO2 pro Jahr.

Nutzungsverzicht im Wald ist keine zielführende Klimaschutzstrategie, da das geringere Substitutionspotenzial im Vergleich zur konventionellen Nutzung zu höheren CO2-Emissionen führt, die auch durch einen höheren Kohlenstoffspeicher im Wald nicht ausgeglichen werden können (BAUHUS et al. 2017). Nutzungsverzicht auf Waldflächen, auch im Rahmen des Öko-Kontos, sind klimapolitisch eindeutig kontraproduktiv.

Es wäre daher nur konsequent, Waldbesitzer mit einem CO2-Preis je m3 verkauften Holzes für ihre Umweltleistung zu entlohnen. Das wären ab 2021 22,93 € je m3 Holz mit künftig steigender Tendenz. Brennholz sollte davon ausgenommen werden, um der stofflichen Substitution Vorrang einzuräumen. Alternativ sollten aus der Nutzung genommene Flächen künftig mit dem jeweiligen CO2-Preis pro m3 Nutzungsverzicht für die verhinderte Substitution belastet werden. Auch ist es an der Zeit, die Handhabung des Prinzips der Ausgleichsflächen im Rahmen eines Ökokontos zu überdenken und an die Erfordernisse des Klimaschutzes anzupassen.

Ein anderer Lösungsansatz wäre, wenn Aufforstungsprojekte z.B. in Afrika ins Leben gerufen würden, um die aufgrund der Stilllegung von Waldflächen die Atmosphäre belastenden CO2-Mengen wieder zu kompensieren (z.B. VOHRER, M. und IRSLINGER, R. 2007), beispielsweise unter Zertifizierung durch den Gold-Standard des WWF (THE GOLD STANDARD 2019). Damit wäre wenigstens die mit dem Nutzungsverzicht verbundene zusätzliche Belastung der Erdatmosphäre kompensiert, die Externalisierung der Zerstörung von Waldhabitaten nach Osteuropa jedoch könnte damit nicht verhindert werden.

Nutzungsverzicht im Wald hat nicht grundsätzlich positive Auswirkungen auf die Multidiversität der Waldökosysteme (SABATINI, F.M. et al. 2019; siehe auch PAILLET, Y. et al. 2010). Es gibt viele Beispiele, in denen auch sich selbst überlassene Wälder Reinbestände bilden (JANDL, R. et al. 2019). Der aktuelle Rückgang an Arthropoden im Wald ist abhängig von der Nähe zur Landwirtschaft und nicht eine Folge forstlicher Bewirtschaftung (SEIBOLD, S. et al. 2019). Die Populationen nicht ziehender Waldvögel haben seit 1970 sogar sehr stark zugenommen (SCHULZE, E.D. et al. 2019). Untersuchungen zeigen, dass diese Vögel von der Waldnutzung profitieren (BRAUNISCH, V. et al. 2019). Das Vorkommen bestimmter Vogelarten hängt offenbar mehr mit landschaftsökologischen Mustern als mit Fragen der Waldbewirtschaftung zusammen (PAILLET, Y. et al. 2010). Die Kulturlandschaft „Wirtschaftswald“ bietet den Vogelarten offensichtlich bessere Entfaltungsmöglichkeiten als der Prozessschutzwald.

Zudem ist die Frage erlaubt, welche Natur wir schützen wollen, denn unsere Waldökosysteme werden sich in den nächsten Jahrzehnten dramatisch verändern. THOM, D. and SEIDL, R. (2016) konstatieren ein „Störungsparadoxon“, indem sie davon ausgehen, dass der Klimawandel infolge enormer C-Verluste in den europäischen Waldökosystemen eine starke Zunahme der Biodiversität nach sich ziehen wird. Ein eventueller Zugewinn an Biodiversität in Prozessschutzwäldern läuft langsamer ab als die Veränderung der Waldökosysteme durch den Klimawandel. Warum also jetzt den Waldnaturschutz in eine Richtung lenken, die sich durch den Klimawandel ohnehin in den nächsten Jahrzehnten ins Gegenteil verkehren wird? Abschließend sei die Bemerkung erlaubt, dass sich der Verfasser dieser Zeilen nicht grundsätzlich gegen Nutzungsverzicht im Wald aus Gründen des Naturschutzes ausspricht. Vielmehr müssen künftig die Klimaschutz-Wirkungen der Wälder die gleiche Beachtung finden wie die Erfordernisse des Naturschutzes.

Zusammenfassende Studien zur Frage „Waldbewirtschaftung versus Prozessschutz“ bei BAUHUS, J. et al. (2017); MUND, M. et al. (2015); IRSLINGER, R. (2011); IRSLINGER, R. (2019); IRSLINGER, R. und SCHMINCKE, E. (2013); KNAUF, M. (2015); KNAUF, M. (2016); KNAUF, M. et al. (2015); KNAUF, M. et al. (2016); SCHMINCKE, E. und IRSLINGER, R. (2013); SCHULZE, E.D. et al. (2019); WERNER, F. et al. (2010); WÖRDEHOFF, R. et al. (2011). Die Studie von MUND, M. et al. (2015) wurde unter der Regie der Bundesanstalt für Naturschutz durchgeführt. Auch das IPCC kommt zu dem Ergebnis, dass die nachhaltige Nutzung der Wälder bei gleichzeitigem Erhalt der Kohlenstoffvorräte langfristig die effektivste Mitigationsstrategie darstellt (NABUURS, G.J. et al. 2007). Weitere Studien zu diesem Thema sind in Bearbeitung. Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass die Klimaschutzleistung nicht bewirtschafteter Waldökosysteme deutlich hinter der Klimaschutzleistung nachhaltig genutzter Wälder zurückbleibt. Daher sollten bei der Ausweisung von Flächen mit Nutzungsverzicht und Waldschutzgebieten Aspekte des Klimaschutzes stärker als bisher berücksichtigt werden.

LULUCF bedeutet Land Use, Land-Use Change and Forestry (Landnutzung, Landnutzungsände- rungen und Forstwirtschaft). Unter diesem Akronym werden Maßnahmen im Bereich der Forst- wirtschaft und der Landnutzung zusammengefasst, die bei den Klimaschutzbemühungen der Länder Berücksichtigung finden.

Referenzen

ACHAT, D.L.; FORTIN, M.; LANDMANN, G.; RINGEVAL, B.; AUGUSTO, L. (2015) Forest soil carbon is threatened by intensive biomass harvesting. Scientific Reports 5, Article number: 15991.

ALLEN, C.D.; BRESHEARS, D.D.; McDOWELL, N.G. (2015) On underestimation of global vulnerability to tree mortality and forest die‐off from hotter drought in the Anthropocene. Ecosphere 6, pp 1-55.

BAUHUS, J.; BOLTE, A.; DIETER, M.; LANG, F.; ROCK, J.; H. SPELLMANN, H. (2016) Der Beitrag der Europäischen Waldwirtschaft zum Klimaschutz. Kommentar zu: NAUDTS, K.; CHEN, Y.; McGRATH, M.J.; RYDER, J.; VALADE, A.; OTTO, J.; LUYSSAERT, S. (2016) Europs’s forest management is not mitigating climate warming. Science 351, pp 597-600. Online im Internet [URL: https://www. nw-fva.de/fileadmin/user_upload/Aktuelles/2016/ Kommen tar_zu_Naudts-Artikel21022016_Bauhus_Bolte_Dieter_Lang_ Rock_ Spellmann.pdf: Stand: 08.03.2020] .

BAUHUS, J.; ROCK, J.; SPELLMANN, H.; DIETER, M.; LANG, F.; RICHTER, K.; BOLTE, A.; RÜTER, S.; BÖSCH, M.; ENTENMANN, S. (2017) Beiträge der Forst- und Holzwirtschaft zum Klimaschutz. AFZ-DerWald 3, S. 11.

BMEL (2018) Bundesministerium für Ernährung und Landwirtschaft: Waldböden in Deutschland : Ausgewählte Ergebnisse der zweiten Bodenzustandserhebung. Bonn.

BMUB (2015) Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau- und Reaktorsicherheit: Ökobaudat. Informationsportal Nachhaltiges Bauen: Datenbank ökobaudat. http://www.oekobaudat.de/datenbank/browser- oekobaudat.html [Stand: 28.10.2019].

BOLTE, A.; CZAJKOWSKI, T.; COCOZZA, C.; TOGNETTI, R.; DE MIGUEL, M.; PSIDOVA, E.; DITMAROVA, L.; DINCA, L.; DELZON, S.; COCHARD, H.; RAEBILD, A.; DE LUIS, M.; CVJETKOVIC, B.; HEIRI, C.; MÜLLER, J. (2016) Desiccation and mortality dynamics in seedlings of different European beech (Fagus sylvatica L.) populations under extreme drought conditions. Front. Plant Sci7, p 751.

BONAN, G.B. (2008) Forests and climate change : forcings, feedbacks, and the climate benefits of forests. Science 320, pp 1444-1449.

BRANG, P.; BUGMANN, H.; BÜRGI, A.; MÜLEMATTER, U.; RIGLING, A.; SCHWITTER, R. (2008). Klimawandel als waldbauliche Herausforderung. Schweizerische Zeitschrift für Forstwesen 159, S. 362-3373.

BRAUNISCH, V.; RODER, S.; COPPES, J.; FROIDEVAUX, J.S.P.; ARLETTAZ, R.; BOLLMANN, K. (2019): Structural complexity in managed and strictly protected mountain forests: Effects on the habitat suitability for indicator bird species. Forest Ecology and Management, 448, pp 139-149.

BRÉDA N. et al. (2006). Temperate forest tree and stands under severe drought : a review of ecophysiological responses, adaptation processes and long-term consequences. Ann Sci For 63, pp 625-644.

BRIGHT, R.M.; CHERUBINI, F.; ASTRUP, R.; BIRD, N.; COWIE, A.L.; DUCEY, M.J.; MARLAND, G.; PINGOUD, K.; SAVOLAINEN, I.; STRØMMAN, A.H. (2012) A comment to “Large‐scale bioenergy from additional harvest of forest biomass is neither sustainable nor greenhouse gas neutral”: Important insights beyond greenhouse gas accounting. GCB Bioenergy, pp 617-619.

BÜNDNIS90/DIE GRÜNEN (2019) Das grüne Klimawaldprogramm : Waldschutz ist Klimaschutz ist Waldschutz. 14. August 2019, Berlin.

BWI-3 (2012). https://www.bundeswaldinventur.de [Stand: 28.10.2019].
CHEN, J.; TER-MIKAELIAN, M.T.; YANG, H.; COLOMBO, S.J. (2017) Assessing the greenhouse gas effects of harvested wood products manufactured from

managed forests in Canada. Forestry 91, pp 193-205.
CHERUBINI, F.; GUEST, G.; STRØMMAN, A.H. (2012) Application of probability

distributions to the modeling of biogenic CO2 fluxes in life cycle assessment.

GCB Bioenergy, pp 1-12.
CIAIS, P.; REICHSTEIN, M.; VIOVY, N.; GRANIER, A.; OGÉ, J.; ALLARD, V.;

AUBINET, M.; BUCHMANN, N.; BERNHOFER, C.; CARRARA, A.; CHEVALLIER, F.; DE NOBLET, N.; FRIEND, A.D.; FRIEDLINGSTEIN, P.; GRÜNWALD, T.; HEINESCH, B.; KERONEN, P.; KNOHL, A.; KRINNER, G.; LOUSTAU, D.; MANCA, G.; MATTEUCCI, G.; MIGLIETTA, F.; OURCIVAL, J.M.; PAPALE, D. (2005) Europe-wide reduction in primary productivity caused by the heat and drought in 2003. Nature 437, pp 529-533.

CIAIS, P.; SCHELHAAS, M.J.; ZAEHLE, S.; PIAO, S.L.; CESCATTI, A.; LISKI, J.; LUYSSAERT, S.; LE-MAIRE, G.; SCHULZE, E.D.; BOURIAUD, O.; FREIBAUER, A.; VALENTINI, R.; NABUURS, G.J. (2008) Carbon accumulation in European forests. Nature Geoscience 1, pp 425-429.

COMMARMOT, B.; BRANG, P. (2011) Was sind Naturwälder, was Urwälder? In: Brang, P.; Heiri, C.; Bugmann, H. (Red.). Waldreservate : 50 Jahre natürliche Waldentwicklung in der Schweiz. Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt WSL; Zürich, ETH Zürich. Bern, Stuttgart, Wien, Haupt. S. 12-25.

DE WIT, H.A.; BRYN, A.; HOFGAARD, A.; KARSTENSEN, J.; KVALEVÅG, M.M.; PETERS, G.P. (2014) Climate warming feedback from mountain birch forest expansion : reduced albedo dominates carbon uptake. GCB Bioenergy 20(7), pp 2344-2355.

DIETER, M. (2013): Nachhaltigkeit der Forstwirtschaft auf dem Prüfstand. In AFZ- DerWald 11, S.19-22.

FOREST EUROPE; UNECE; FAO (2011): State of Europe’s Forests 2011 : Status and Trends in Sustainable Forest Management in Europe. Oslo.

FVA (FORSTLICHE VERSUCHS- UND FORSCHUNGSANSTALT BADEN- WÜRTTEMBERG, ABTEILUNG BODEN UND UMWELT) (2018) Holznutzung und Nährstoffnachhaltigkeit – Abschlussbericht zum Projekt „Energieholzernte und stoffliche Nachhaltigkeit in Deutschland (EnNa)“. In: BERICHTE

FREIBURGER FORSTLICHE FORSCHUNG, H. 101, Freiburg i. Brsg., 375 S. HAFNER, A.; RÜTER, S.; EBERT, S.; SCHÄFER, S.; KÖNIG, H.; CRISTOFARO, L.; DIEDERICHS, S.; KLEINHERZ, M.; KRECHEL, M. (2017): Treibhausgasbilanzierung von Holzgebäuden – Umsetzung neuer Anforderungen an Ökobilanzen und Ermittlung empirischer Substitutionsfaktoren (THG-Holzbau). 148 S. Forschungsprojekt: 28W-B-3-054-

01 Waldklimafonds. BMEL/BMUB. ISBN: 978-3-00-055101-7.
HAGEDORN, F.; MARTIN, M.; RIXEN, C.; RUSCH, S.; BEBI, P.; ZÜRCHER, A.; SIEGWOLF, R.T.W.; WIPF, S.; ESCAPE, C.; ROY, J.; HÄTTENSCHWILER, S. (2010) Short-term responses of ecosystem carbon fluxes to experimental soil warming at the Swiss alpine treeline. Biogeochemistry 97(1), pp 7-19. HAUßMANN, D. 2019: Holzverwendung ist Klimaschutz . Interview mit Prof. Roland

Irslinger. In: Staatsanzeiger von Baden-Württemberg 33, S. 14. HENNENBERG, K.; BÖTTCHER, H.; WIEGMANN, K.; REISE, J.; FEHRENBACH, H. (2019): Kohlenstoffspeicherung in Wald- und Holzprodukten. In AFZ-DerWald 17, S.40-43.
HEPPELMANN, J.B.; LABELLE, E.R.; SEELING, U.; WITTKOPF, S. (2016):

Evaluation the debarking efficiency of modified harvesting heads on European tree species. Proceedings of the 49th FORMEC Symposium, September 4-7, Warsaw, Poland, 49-52.

HEUER, E.; BALDAUF, T.; SCHMITZ, F.; RÜTER, S. (2016): Was tragen Wald und Holz zum Klimaschutz in Deutschland bei? AFZ-DerWald 15, S. 22-23.

HÖLLERL, S.; SEFIDI, K.; MOHADJER, M.R.M.; MOSANDL, R. (2012) Wie hoch ist der „natürliche Holzvorrat“ in Buchenwäldern? : Kaspische Buchenurwälder widersprechen SRU-Umweltgutachten. AFZ-DerWald 18, S. 27-29.

HOLTSMARK, B. (2012) Harvesting in boreal forests and the biofuel carbon dept. Clim. Change 112, pp 415-428.

HURTEAU, M.D.; HUNGATE, B.A.; KOCH, G. (2008) Carbon protection and fire risk reduction : Toward a full accounting of forest carbon offsets. Front Ecol Environ 6(9), pp 493-498.

IRSLINGER, R. 1997: Ermittlung des Bioelement-Kreislaufs in Waldökosystemen. Die Protonenbilanz des Mineralbodens als Instrument zur Beurteilung eines Naturgemäßen Waldbaus. In: FACHHOCHSCHULE FÜR FORST- WIRTSCHAFT ROTTENBURG: Schriftenreihe, Bd. 7: Nature Oriented Forest Management in Central Europe : proceedings of the EFI Summer School 21-28 September 1997 at Rottenburg University / coordinated by R. Irslinger and T. Müller-Hönscheidt. Rottenburg : University of Applied Forestry, S. 138-159.

IRSLINGER, R. (2011): Die mögliche Rolle des Waldes in der deutschen Klimaschutzpolitik. Akademie für Natur- und Umweltschutz Baden-Württemberg (Umweltakademie). Schriftenreihe, Heft 24: Klimawandel : wie sieht die Zukunft unserer Wälder aus? Auf dem Weg zu stabilen Waldökosystemen : Proceedings einer Tagung am 18.03.2010 an der Hochschule für Forstwirtschaft Rottenburg; Hrsg.: Hutter, C.P.; Luick, R.; Schwineköper, K., S. 12-22.

IRSLINGER, R. (2019) Greenpeace-“Waldvision“ schadet Wald und Klima : Ein Beitrag zur Debatte um das Bundes-Klimaschutzgesetz. Holz-Zentralblatt 27, S. 594.

IRSLINGER, R.; SCHMINCKE, E. (2013) Holznutzung gehört zur CO2-Bilanz der Forstwirtschaft : wie man besser nicht für einen geplanten Nationalpark argumentiert; eine Entgegnung zu Luick und Reif (2013). Holz-Zentralblatt 11, S. 274.
JANDL, R.; LINDNER, M.; VESTERDAL, L.; BAUWENS, B.; BARITZ, R.;

HAGEDORN, F.; JOHNSON, D.W.; MINKKINEN, K.; BYRNE, K.A. (2007) How strongly can forest management influence soil carbon sequestration? Geoderma 137, pp 253-268.

JANDL, R.; SPATHELF, P.; BOLTE, A.; PRESCOTT, C.E. (2019) Forest adaptation to climate change : is non-management an option? Annals of Forest Science 76, p 48.

JEDICKE, E. (1998) Raum-Zeit-Dynamik in Ökosystemen und Landschaften, Naturschutz und Landschaftsplanung 30 (1998), S. 229, 233.

JOCHEM, D.; WEIMAR, H.; BÖSCH, M.; MANTAU, U.; DIETER, M. (2015) Estimation of wood removals and fellings in Germany: a calculation approach based on the amount of used roundwood. European Journal of Forest Research 134, pp 869-888.

JORGENSON, A.K.; RICE, J. (2005) Structural dynamics of international trade and material consumption : a cross-national study of the ecological footprints of less-developed countries. Journal of World-Systems Research 11(1), pp 57- 77.

KAHLE, H.-P.; KARJALAINEN, T.; SCHUCK, A.; ÅGREN, G.I.; KELLOMÄKI, S.; MELLERT, K.H.; PRIETZEL, J.; REHFUESS, K.-E.; SPIECKER, H.; (2008) Causes and Consequences of Forest Growth Trends in Europe : Results of the RECOGNITION Project. European Forest Institute Research Report 21.

KASHIAN, D.M.; ROMME, W.H.; TINKER, D.B.; TURNER, M.G. (2013) Postfire changes in forest carbon storage over a 300-year chronosequence of Pinus contorta-dominated forests. Ecological Monographs, 83(1), 2013, pp 49–66.

KIEHL, J.T.; TRENBERT, K.E. (1997) Earth’s annual global mean energy budget. Bulletin of the American Meteorological Society 78, pp 197-208.

KLEPPER, G.; THRÄN, D.; VON CRAMON-TAUBADEL, S.; DAHMEN, N.; ERB, K.H.; GEDEN, O.; HABERL, H.; HIRSCHL, B.; HEINBACH, K.; KRAUTKREMER, B.; LIEBSCHER, A.; SAUER, J.; SCHULZE, E.D.; SCHWEIZER-RIES, P.; RAU, I.; HILDEBRANDT, J.; STREFLER, J.; BAUR, F.; NELLES, M.; ERLACH, B.; HENNING, C.; SCHÜNEMANN, F. (2019) Biomasse im Spannungsfeld zwischen Energie- und Klimapolitik. Potenziale – Technologien – Zielkonflikte. Analyse. Schriftenreihe Energiesysteme der Zukunft 112, Akademie der Wissenschaften Leopoldina, acatech – Deutsche Akademie der Technikwissenschaften, Union der deutschen Akademien der Wissenschaften, München, Halle an der Saale, Mainz; ISBN: 978-3-9820053-0- 0.

KLÖPFER, W.; GRAHL, B. (2009) Ökobilanz (LCA) : Ein Leitfaden für Ausbildung und Beruf. Wiley-VCH, Weinheim.

KNAUF, M. (2015) A multi-tiered approach for assessing the forestry and wood products industries‘ impact on the carbon balance. Carbon Balance and Management 10, p 4.

KNAUF, M. (2016) The wood market balance as a tool for calculating wood use’s climate change mitigation effect : an example for Germany. Forest Policy and Economics 66, pp 18-21.

KNAUF, M. ; FRÜHWALD, A. (2013) Beitrag des NRW Clusters ForstHolz zum Klimaschutz. Studie von Knauf Consulting und Prof. Dr. Arno Frühwald (Zentrum Holzwirtschaft der Universität Hamburg) in Kooperation mit Prof. Dr. Michael Köhl (Zentrum Holzwirtschaft der Universität Hamburg) im Auftrag des Ministeriums für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen und des Landesbetriebs Wald und Holz Nordrhein-Westfalen, Hrsg. Landesbetrieb Wald und Holz Nordrhein-Westfalen, Münster.

KNAUF, M.; JOOSTEN, R.; FRÜHWALD, A. (2016) Assessing fossil fuel substitution through wood use based on long-term simulations. Carbon Management 7, pp 1-2, 67-77.

KNAUF, M.; KÖHL, M.; MUES, V.; OLSCHOFSKY, K.; FRÜHWALD, A. (2015) Modeling the CO2-effects of forest management and wood usage on a regional basis. Carbon Balance and Management 10, p13.

KNOHL, A.; SCHULZE, E. D.; KOLLE, O.; BUCHMANN, N. (2003) Large carbon uptake by an unmanaged 250-year old deciduous forest in Central Germany. Agricultural and Forest Meteorology 118, pp 151-167.

KÖRNER, C. (2003) Slow in, rapid out – Carbon flux studies and Kyoto targets. Science 300, p1242.

KOHLER, M.; SOHN, J.; NÄGELE, G.; BAUHUS, J. (2010) Can drought tolerance of Norway spruce (Picea abies) be increased through thinning? Eur. J. Forest Res. 129, pp 1109-1118.

KORPEL, S. (1995) Die Urwälder der Westkarpaten. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.

KRUHLOV, I.; THOM, D.; CHASKOVSKYY, O.; KEETON, W.S.; SCHELLER, R.M. (2018) Future forest landscapes of the Carpathians : vegetation and carbon dynamics under climate change. Regional Environmental Change 18, pp 1555- 1567.

LANDRY, J.-S.; PARROTT, L.; PRICE, D.T.; RAMANKUTTY, N.; MATTHEWS, H.D. (2016) Modelling long-term impacts of mountain pine beetle outbreaks on merchantable biomass, ecosystem carbon, albedo, and radiative forcing. Biogeosciences 13, pp 5277-5295.

LATTIMOR, B.; SMITH, C.T.; TITUS, D.; STUPAK, I.; EGNEL, G. (2009) Environmental factors in woodfuel production: Opportunities, risks, and criteria and indicators for sustainable practices. Biomass and Bioenergy 33(10), pp 1321-1342.

LESKINEN, P.; CARDELLINI, G.; GONZÁLEZ-GARCÍA, S.; HURMEKOSKI, E.; SATHRE, R.; SEPPÄLÄ, J.; SMYTH, C.; STERN, T.; VERKERK, P.J. (2018) Substitution effects of wood-based products in climate change mitigation. From Science to Policy 7. European Forest Institute, 27 p.

LESSENICH, S. (2018) Neben uns die Sintflut : Wie wir auf Kosten anderer leben. Piper Verlag, München.

LUYSSAERT, S.; SCHULZE, E.D.; BÖRNER, A.; KNOHL, A.; HESSENMÖLLER, D.; LAW, B.E.; CIAIS, P.; GRACE, J. (2008) Old-growth forests as global carbon sinks. Nature 455, 213-215.

MAUSOLF, K.; WILM, P.; HÄRDTLE, W.; JANSEN, K.; SCHULDT, B.; STURM, K.; v. OHEIMB, G.; HERTEL, D.; LEUSCHNER, C.; FICHTNER, A. (2018) Higher drought sensitivity of radial growth of European beech in managed than in unmanaged forests. Science oft the Total Environment 642, pp 1201-1208.

MCPFE (2007) State of Europe’s Forests 2007. The MCPFE report on sustainable forest management in Europe. Warsaw, MCPFE Liaison Unit Warsaw, UNECE and FAO, 247 p.

MILLAR, C. I.; STEPHENSON, N.L. (2015). Temperate forest health in an era of emerging megadisturbance. Science 349, pp 823-826.

MOOMAW, W.R.; MASINO, S.A.; FAISON, E.K. (2019): Proforestation Mitigates Climate Change and Serves as the Greatest Good. Front. For. Glob. Change 2, p 27.

MUND, M.; FRISCHBIER, N.; PROFFT, I.; RAACKE, J.; RICHTER, F.; AMMER, C. (2015) Klimaschutzwirkung des Wald- und Holzsektors : Schutz- und Nutzungsszenarien für drei Modellregionen in Thüringen. BfN-Script 395.

NABU (2019): Das Projekt Speicherwald : wie Naturwälder dem Klimaschutz nutzen [Url:https://www.nabu.de/natur-und-landschaft/waelder/aktivitaeten/ 22218.html, 29.12.2019].

NABUURS, G.J.; O MASERA, K.; ANDRASKO, P.; BENITEZ-PONCE, R.; BOER, M.; DUTSCHKE, E.; ELSIDDIG, J.; FORD-ROBERTSON, P.; FRUMHOFF, T.; KARJALAINEN, O.; KRANKINA, W.A.; KURZ, M.; MATSUMOTO, W.; OYHANTCABAL, N.H.; RAVINDRANATH, M.J.; SANZ SANCHEZ, M.J.; ZHANG, X. (2007) Forestry. Metz, B.; Davidson, O.R.; Bosch, P.R.; Dave, R.; Meyer. L.A. (Hrsg.) Climate Change 2007: Mitigation. Contribution of Working Group III to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change (IPPC), Cambridge University Press, Cambridge.

NATIONALPARK HAINICH (2015) Waldentwicklung im Nationalpark Hainich : Ergebnisse der ersten Wiederholung der Waldbiotopkartierung, Waldinventur und der Aufnahme der vegetationskundlichen Dauerbeobachtungsflächen. Erforschen, Bd. 3, Langensalza.

NATIONALPARKVERWALTUNG BAYERISCHER WALD (2020) Naturschutzwälder tragen zum Klimaschutz bei : Wissenschaftliche Auswertungen zeigen: In nutzungsfreien Wäldern wird CO2 länger gebunden als in Holzprodukten. Pressemitteilung Nr. 13/2020. Online im Internet [URL: https://www.nationalpark-bayerischer-wald.bayern.de/aktuelles/pressemit teilung/detailansicht.htm?tid=1315242; Stand: 08.03.2020].

NAUDTS, K.; CHEN, Y.; McGRATH, M.J.; RYDER, J.; VALADE, A.; OTTO, J.; LUYSSAERT, S. (2016) Europs’s forest management is not mitigating climate warming. Science 351, pp 597-600.

O’HALLORAN, T.L.; LAW, B.E.; GOULDEN, M.L.; WANG, Z.; BARR, J.G.; SCHAAF, C.; BROWN, M.; FUENTES, J.D.; GÖCKEDE, M.; BLACK, A.; ENGEL, V. (2012) Radiative forcing of natural forest disturbances. Global Change Biology 18(2), pp 555-565

O’HARA, K.L. (2016) What is close-to-nature silviculture in a changing world? Forestry: International Journal of Forest Research 89(1), pp 1-6.

ÖKO-INSTITUT e. V. (2018) Wenn Wälder wieder wachsen, eine Waldvision für Klima, Mensch und Natur, basiert auf der Studie: Waldvision Deutschland, Beschreibung von Methoden, Annahmen und Ergebnissen, im Auftrag von Greenpeace, Februar 2018.

PAILLET, Y.; BERGÉS, L.; HJÃLTÉN, J.; ÓDOR, P.; AVON C; BERNHARDT- RÖMERMANN, M.; BIJLSMA, R.J.; DE BRUYN, L.; FUHR, M.; GRANDIN, U.; KANKA, R.; LUNDIN, L.; LUQUE, S.; MAGURA, T.; MATESANZ, S.; MÉZÁROS, I.; SEBASTIÁ, M.T.; SCHMIDT, W.; STANDOVÁR, T.; TУTHMÉRÉSZ, B.; LUOTILA, A.; VALLADARES, F.; VELLAK, K.; VIRTANEN, R. (2010) Biodiversity differences between managed and unmanaged forests : meta-analysis of species richness in Europe. Conserv Biol 24(1), pp 101-112.

POMMERENING, A.; MURPHY, S. (2004) A review of the history, definitions and methods of continuous cover forestry with special attention to afforestation and restocking. Forestry 77, pp 27-44.

PRICEWATERHOUSECOOPER; Ö:KONZEPT (2013): Gutachten zum potenziellen Nationalpark im Nordschwarzwald. Gutachten zu Händen des Ministeriums für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz des Landes Baden-Württemberg. Berlin.

REININGER, H. (1987) Zielstärken-Nutzung. Österreichischer Agrarverlag, Wien. REMMERT, H. (1991) Das Mosaik-Zyklus-Konzept und seine Bedeutung für den

Naturschutz – eine Übersicht. Laufener Seminarbeiträge. 5, S. 5-15.
RÜTER, S. (2011) Welchen Beitrag leisten Holzprodukte zur CO2-Bilanz? AFZ-

DerWald 15, S. 15-18.
RÜTER, S. (2017) Der Beitrag der stofflichen Nutzung von Holz zum Klimaschutz –

Das Modell WoodCarbonMonitor. Technische Universität München, Wissenschaftszentrum Weihenstephan für Ernährung, Landnutzung und Umwelt, Dissertation, 270 S.

RÜTER, S.; WERNER, F.; FORSELL, N.; PRINS, C.; VIAL, E.; LEVET, A.L. (2016) ClimWood2030, Climate benefits of material substitution by forest biomass and harvested wood products : Perspective 2030 – Final Report. Braunschweig: Johann Heinrich von Thünen-Institut, 142 S, Thünen Rep 42.

RYDSAA, J.H.; STORDAL, F.; TALLAKSEN, L.M. (2015) Sensitivity of the regional European boreal climate to changes in surface properties resulting from structural vegetation perturbations, Biogeosciences 12, pp 3071-3087.

SABATINI, F.M.; DE ANDRADE, R.B.; PAILLET, Y.; ÓDOR, P.; BOUGET, C.; CAMPAGNARO, T.; GOSSELIN, F.; JANSSEN, P.; MATTIOLI, W.; NASCIMBENE, J.; SITZIA, T.; KUEMMERLE, T.; BURRASCANO, S. (2019) Trade-offs between carbon stocks and biodiversity in European temperate forests. Global Change Biology 25, pp 536-548.

SATHRE, R.; GUSTAVSSON, L. (2009) A state-of-the-art review of energy and climate effects of wood product substitution. Ecotechnology, Mid Sweden University, Ötersund.

SATHRE, R.; O’CONNOR, J. (2010a) A Synthesis of Research on Wood Products & Greenhouse Gas Impacts, 2nd Edition. Vancouver, B.C, Canada, 117 S, Technical Report No. TR-19R.

SATHRE, R.; O’CONNOR, J. (2010b) Meta-analysis of greenhouse gas displacement factors of wood product substitution, Environmental Science & Policy, Vol 13(2), pp 104-114.

SCHMIDT, M.; HANEWINKEL, M.; KÄNDLER, G.; KUBLIN, E.; KOHNLE, U. (2010). An inventory-based approach for modeling single-tree storm damage : experiences with the winter storm of 1999 in southwestern Germany. Canadian Journal of Forest Research 40, pp 1636-1652.

SCHMINCKE, E.; IRSLINGER, R. (2013): PWC-Gutachten bestätigt Klimaproblematik : Stellungnahme zu dem Gutachten der Landesregierung von Baden-Württemberg zum potenziellen Nationalpark im Schwarzwald. Holz- Zentralblatt 22, S. 527-528.

SCHRUMPF, M.; SCHUMACHER, J.; SCHOENING, I.; SCHULZE, E.D. (2008) Monitoring carbon stock changes in European soils : process understanding and sampling strategies. Ecological Studies 203, pp 153-189.

SCHRUMPF, M.; SCHULZE, E.D.; KAISER, K.; SCHUMACHER, J. (2011) How accurately can soil organic carbon stocks and stock changes be quantified by soil inventories. Biogeosciences 8, pp 1-20.

SCHULZE, E.D. (2000) Carbon and nitrogen cycling in European forest ecosystems, Ecological Studies 142. Springer, Berlin.

SCHULZE, E.D.; HEIMANN, M.; WIRTH, C. (2000): Managing forests after Kyoto. Science 289, pp 2058-2059.

SCHULZE, E.D.; FRÖR, O.; HESSENMÖLLER, D. (2016): Externe ökologische Folgen von Flächenstilllegungen im Wald. AFZ-DerWald 15, S. 24-26.

SCHULZE, E.D.; KÖRNER, C.; LAW, B.; HABERLAND, H.; LUYSSAERT, S. (2012): Large‐scale bioenergy from additional harvest of forest biomass is neither sustainable nor greenhouse gas neutral. Global Change Biology, 4, pp 611- 616.

SCHULZE, E.D.; CRAVEN, D. ; DURSO, A.M.; REIF, J.; GUDERLE, M.; KROIHER, F.; HENNIG, P.; WEISERBS, A.; SCHALL, P.; AMMER, C.; EISENHAUER, N. (2019): Positive association between forest management, environmental change, and forest bird abundance. Forest Ecosystems, 6:3.

SCHULZE, E.D.; STUPAK, I.; HESSENMÖLLER, D. (2019): The climate mitigation potential of managed versus unmanaged spruce and beech forests in Central Europe. Bioenergy with Carbon Capture and Storage: Using Natural Resources for Sustainable Development. Eds: José Carlos Magalhães Pires, Ana Luísa Da Cunha Gonçalves, Academic Press, pp 131-149, ISBN 9780128162293.

SCHULZE, E.D.; SIERRA, C.; EGENOLF, V.; WOERDEHOFF, R.; IRSLINGER, R.; BALDAMUS, C.; STUPAK, I.; SPELLMANN, H. (2020): The climate change mitigation effect of bioenergy from sustainably managed forests in Central Europe. GCB Bioenergy, pp 1-12.

SCHUME, H.; JOST, G.; HAGER, H. (2004) Soil water depletion and recharge patterns in mixed and pure forest stands of European beech and Norway spruce. Journal of Hydrology 289, pp 258-274.

SCHWAAB, J.; BAVAY, M.; DAVIN, E.; HAGEDORN, F.; HÜSLER, F.; LEHNING, M.; SCHNEEBELI, M.; THÜRIG, E.; BEBI, P. (2015) Carbon storage versus albedo change : radiative forcing of forest expansion in temperate mountainous regions of Switzerland. Biogeosciences 12, pp 467-487.

SEIBOLD, S.; GOSSNER, M.M.; SIMONS, N.K.; BLÜTHGEN, N.; MÜLLER, J.; AMBARLI, D.; AMMER, C.; BAUHUS, J.; FISCHER, M.; HABEL, J.C.; LINSENMAIR, K.E.; NAUSS, T.; PENONE, C.; PRATI, D.; SCHALL, P.; SCHULZE, E.D.; VOGT, J.; WÖLLAUER, S.; WEISSER, W.W. (2019) Arthropod decline in grasslands and forests is associated with landscape-level drivers. Nature 574, pp 671-688.

SEIDL, R.; SCHELHAAS, M.-J.; RAMMER, W.; VERKERK, P.J. (2014) Increasing forest disturbances in Europe and their impact on carbon storage. Nature Climate Change 4, pp 806-810.

SEIDL, R.; THOM, D.; KAUTZ, M.; MARTIN-BENITO, D.; PELTONIEMI, M.; VACCHIANO, G.; WILD, J.; ASCOLI, D.; PETR, M.; HONKANIEMI, J.; LEXER, M.J.; TROTSIUK, V.; MAIROTA, P.; SVOBODA, M.; FABRIKA, M.; NAGEL, T.A.; REYER, C.P.O. (2017) Forest disturbances under climate change. Nature Climate Change 7, pp 395-402.

SOHN, J.A. (2014) Can thinning of conifer stands increase drought tolerance of crop trees? Diss. Freiburg i.Brsg., Univ.

SOHN, J.A.; GEBHARDT, T.; AMMERC.; BAUHUS, J.; HÄBERLE, K.-H.; MATYSSEK, R.; GRAMS, T.E.E. (2013) Mitigation of drought by thinning : Short-term and long-term effects on growth and physiological performance of Norway spruce (Picea abies). Forest Ecology and Management 308, pp 188- 197.

SOHN, J.A.; HARTIG, F.; KOHLER, M.; HUSS, J.; BAUHUS, J. (2016) Heavy and frequent thinning promotes drought adaptation in Pinus sylvestris forests. Ecological Applications 26(7), pp 2190-2205.

STEPHENSON, N.L.; DAS, A.J.; CONDIT. R.; RUSSO, S.E.; BAKER, P.J.; BECKMAN, N.G.; COOMES, D.A.; LINES, E.R.; MORRIS, W.K.; RÜGER, N.; ÁLVAREZ, E.; BLUNDO, C.; BUNYAVEJCHEWIN, S.; G. CHUYONG, G.; DAVIES, S.J.; DUQUE, Á.; EWANGO, C.N.; FLORES, O.; FRANKLIN, J.F.; GRAU, H.R.; HAO, Z.; HARMON, M.E.; HUBBELL, S.P.; KENFACK, D.; LIN, Y.; MAKANA, J.-R.; MALIZIA, A.; MALIZIA, L.R.; PABST, R.J.; PONGPATTANANURAK, N.; SU, S.-H.; SUN, I.-F. ; TAN, S.; THOMAS, D.; VAN MANTGEM, P.J. ; WANG, X.; WISER, S.K.; ZAVALA, M.A. (2014) Rate of tree carbon accumulation increases continuously with tree size. Nature 507, pp 90-93.

STERMAN, J.D.; SIEGEL, J.; ROONEY-VARGA, J.N. (2018): Does replacing coal with wood lower CO2 emissions? Dynamic lifecycle analysis of wood bioenergy. Environ. Res. Lett.13 (1)

ŠUSTEK, Z. (2007) Reactions of Carabid Communities on Wind Disaster in high Tatras : a Manifestation of Species Humidity Preference. 15th Intern. Poster Day : Transport of Water, Chemicals and Energy in the System Soil-Crop Canopy-Atmosphere. Bratislava, 15.11.2007.

THE GOLD STANDARD (2019): Online im Internet (URL: https://www.wwf.de/fileadmin/fm-wwf/Publikationen-PDF/Forest_Carbon_ Standards_Assessment_Guide.pdf). [Stand: 28.10.2019].

THOM, D.; SEIDL, R. (2016). Natural disturbance impacts on ecosystem services and biodiversity in temperate and boreal forests. Biological Reviews 91, pp 760- 781.

THOM, D.; RAMMER, W.; SEIDL, R. (2017): The impact of future forest dynamics on climate: interactive effects of changing vegetation and disturbance regimes. Ecological Monographs, 87(4), pp 665-684.

THOM, D.; RAMMER, W.; GARSTENAUER, R.; SEIDL, R. (2018) Legacies of past land use have a stronger effect on forest carbon exchange than future climate change in a temperate forest landscape. Biogeosciences 15, pp 5699-5713.

UBA (2019): Gemeinsame Pressemitteilung vom Umweltbundesamt und dem Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und nukleare Sicherheit Klimabilanz 2018. URL: https://www.umweltbundesamt.de/presse/ pressemitteilungen/klimabilanz-2018-45-prozent-weniger [Stand: 28.10.2019].

USBECK, T.; WOHLGEMUTH, T.; DOBBERTIN, M.; PFISTER, C.; BÜRG, A.; REBETEZ, M. (2010) Increasing storm damage to forests in Switzerland from 1858 to 2007. Agricultural and Forest Meteorology 150, pp 47-55.

UTSCHIG, H. (2000): Wachstum vorherrschender Buchen in Abhängigkeit von Standort und Behandlung. Forst und Holz, 44-50.

VERORDNUNG (EU) 841 (2018): Verordnung (EU) 2018/841 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 30. Mai 2018 über die Einbeziehung der Emissionen und des Abbaus von Treibhausgasen aus Landnutzung, Landnutzungsänderungen und Forstwirtschaft in den Rahmen für die Klima- und Energiepolitik bis 2030 und zur Änderung der Verordnung (EU) Nr. 525/2013 und des Beschlusses Nr. 529/2013/EU.

VOHRER, M. ; IRSLINGER, R. (2007): Klimaschutzprojekt schafft Wälder in Uganda : angesichts steigender Nachfrage nach Energie- und Bauholz wächst der Druck zur Wiederbewaldung des Landes. Holz-Zentralblatt 133, S. 562.

WERNER, F.; TAVERNA, R.; HOFER, P.; THÜRIG, E.; KAUFMANN, E. (2010): National and global greenhouse gas dynamics of different forest management and wood use scenarios : a model-based assessment. Environmental Science and Policy 13, pp 72-85.

WIRTH, C.; MESSIER. C.; BERGERON, Y.; FRANK, D.; FANKHÄNEL, A. (2009) Old growth forest definitions : a pragamatic view. Chapter 2 in old-growth forests. In: Wirth et al (eds) Ecological studies, vol 207. Springer, Berlin, pp 11- 33.

WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT AGRARPOLITIK, ERNÄHRUNG UND GESUNBDHEITLICHER VERBRAUCHERSCHUTZ UND WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT WALDPOLITIK BEIM BMEL (2016): Klimaschutz in der Land- und Forstwirtschaft sowie den nachgelagerten Bereichen Ernährung und Holzverwendung. Gutachten. Berlin.

WISSENSCHAFTLICHER BEIRAT FÜR WALDPOLITIK BEIM BUN DESMINISTERIUM FÜR ERNÄHRUNG UND LANDWIRTSCHAFT (2018): „Waldvision Deutschland“ – Orientierung oder Irrweg für eine nachhaltige multifunktionale Forstwirtschaft? Stellungnahme des Wissenschaftlichen Beirates Waldpolitik zur Studie „Waldvision Deutschland“ des Öko-Instituts e. V. im Auftrag von Greenpeace e. V.

WÖRDEHOFF, R.; SPELLMANN H.; EVERS J.; NAGEL J. (2011) Kohlenstoffstudie Forst und Holz Niedersachsen. Beiträge aus der Nordwestdeutschen Forstlichen Versuchsanstalt 6. Universitätsverlag Göttingen.

ZUMBRUNNEN, T.; MENÉNDEZ, P.; BUGMANN, H.; CONEDERA, M.; GIMMI, U.; BÜRGI, M. (2012) Human impacts on fire occurrence : a case study of hundred years of forest fires in a dry alpine valley in Switzerland. Regional Environmental Change 12, pp 935-949.

Prof. a.D. Roland Irslinger (irslinger@gmx.de) war bis 2014 Professor für Waldökologie an der Hochschule für Forstwirtschaft in Rottenburg am Neckar.

Eine Kurzfassung zu diesem Beitrag in das Marburger. findet sich hier.

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