Methanogene Bakterien

Methan wird allgemein beim anaeroben Abbau organischer Substanz gebildet. Als CH4-Quellen können die großen Tundren- und Sumpfgebiete, Reisfelder, Sedimente von Gewässern, Mülldeponien, Abwässer, landwirtschaftlicher tieri-scher Abfall sowie spezifische tierische Verdauungstrakte (Termiten und v.a.

Wiederkäuer) genannt werden. Die organische Substanz wird in einer anaeroben Nahrungskette zunächst zu Acetat, Kohlenstoffdioxid und molekularem Wasser-stoff vergoren. Im typischen Fall wird von den methanbildenden (methanogenen) Bakterien H2 als Elektronendonator genutzt, zur Energiegewinnung dient die CO2 -Reduktion, wobei CH4 abgegeben wird. Zu den methanogenen Bakterien gehören aber auch einige Arten, die Acetat, Formiat, Methanol oder Methylamine als Substrate nutzen können und entsprechend CH₄ freisetzen.

Optimale Bedingungen der Methanogenese sind Temperaturen zwischen 35 - 45°C, pH-Werte zwischen 6 - 8 und ein Redoxpotential von ca. -200mV. Versuche zeigen aber, daß methanogene Bakterien sich schnell an ungünstige Bedingungen adaptieren können; z.B. wurde Bakterienwachstum im gesamten Temperaturbereich zwischen 4° und 45°C beobachtet (SVENSSON 1984, ZEIKUS und WINFREY 1976).

2.3.1.1 Feuchtlandschaften

CH₄ wird im anoxischen Sediment von Feuchtlandschaften in nennenswerten Mengen mikrobiologisch produziert. Zu den Feuchtlandschaften zählen u.a.

Hochmoore, Übergangsmoore, Niedermoore, Marschen, Sümpfe und Über-schwemmungsgebiete. Der prozentuell größte Anteil dieser Gebiete befindet sich zwischen dem 50. und 70. nördlichen Breitengrad. In Österreich sind Burgenland

(v.a. der Schilfgürtel des Neusiedler Sees) und Vorarlberg (viele kleine Moore) die Bundesländer mit dem größten Moorflächenanteil (STEINER 1992).

Wenn in den Böden anaerobe Bedingungen herrschen (d.h. bei Wassersättigung), werden diese Ökosysteme zu CH₄-Quellen. Salzwasserfeuchtgebiete sind aber aufgrund der Inhibition der Methanogenese durch den hohen Sulfatgehalt im Hinblick auf die Methanproduktion vernachlässigbar (BARTLETT et al. 1985, HOWARTH und GIBLIN 1983).

Die CH₄-Emissionsrate wird hauptsächlich durch folgende Faktoren beeinflußt:

Temperatur, Wasserstand, Bodentyp, Pflanzenart und die Höhe der Nettoprimär-produktion. Aufgrund der Vielfältigkeit der Einflüsse gibt es große Unterschiede in den Emissionsraten der einzelnen Gebiete. In Tabelle 2.25 sind einige CH₄ -Emissionsraten, wie Sie verschiedene Autoren referieren, zusammengestellt.

Generell kann gesagt werden, daß die Hauptemissionszeit der Sommer ist.

FROLKING und CRILL (1994) geben folgende prozentuelle Verteilung der Emissionen eines nördlichen Feuchtgebietes in New Hampshire an: 55% im Sommer, 25% im Frühjahr, 16% im Herbst und nur 4% im Winter.

Viele Studien (SEBACHER et al. 1986, WHALEN und REEBURGH 1990a, MOORE et al. 1990, MOORE und ROULET 1993, DISE 1993, ROULET et al.

1992, TORN und CHAPIN 1993) haben gezeigt, daß in nördlichen Feuchtgebieten die Emissionsrate in überwiegendem Maß vom Wasserstand und nur zu einem geringeren Teil von der Bodentemperatur abhängt.

FUNK et al. (1994) definierten den CH₄-Fluß als Funktion der CH₄ -Produktions-rate im Boden vermindert um die Mengen, die im Boden oxidiert werden oder aufgrund des Diffusionswiderstandes im Boden und/oder in der Pflanze verloren-gehen. Die durch Oxidation im Boden verlorengehende Menge kann beträchtlich

sein und bis zu 90% der Produktion betragen (KING 1990, FECHNER und HEMOND 1992, HAPPELL et al. 1993). Diese CH4-Oxidation findet wegen der Mikroaerophilität der methanotrophen Bakterien v.a. in der Mitte der aeroben Bo-denschicht statt. Andere Studien (WHALEN und REEBURGH 1990b, WHALEN et al. 1991) zeigen, daß in Feuchtlandschaften der Wechsel von CH₄-Produzenten zu -Konsumenten von der Trockenheit der Bodenoberfläche abhängig ist. Durch gezielte Trockenlegungsmaßnahmen kann z.B. erreicht werden, daß frühere CH₄ -Quellen zu CH4-Senken werden (GLENN et al. 1993, ROULET et al. 1993).

Tabelle 2.25: CH₄-Emissionsraten verschiedener Feuchtgebiete

Land/Feuchtgebiete CH4-Emissionsrate [mg m^-2d^-1] durchschnittliche Min.-Max.

Amazonasgebiet BARTLETT et al.

offenes Wasser 74 BD - 1160 (1990) überfluteter Wald 126 BD - 840

Schwingrasen 201 -11,3 - 1600

BD unter der Nachweisgrenze, negative Werte bedeuten Aufnahme aus der Atmosphäre

Eine weitere wichtige Rolle im CH₄-Zyklus spielen Pflanzen (WHALEN und REEBURGH 1992, WHITING und CHANTON 1992, CHANTON et al. 1992, KNAPP und YAVITT 1992), wobei Ihnen primär drei Aufgaben zufallen, und zwar:

1) CH4-Transport vom Sediment zur Atmosphäre;

2) O2-Transport von der Atmosphäre zur Rhizosphäre, wodurch bis zu 90% des gebildeten Methans im Wurzelbereich oxidiert werden können;

3) Zurverfügungstellung von Substrat für die Methanogenese durch die Produktion von Wurzelausscheidungen und den seneszenzbedingten Zerfall der Pflanzen bzw.

Wurzeln.

Generell gibt es drei Wege des CH₄-Transportes vom Produktionsort Boden zur Atmosphäre (Abbildung 2.5):

a) molekulare Diffusion;

b) Bläschenbildung;

Abbildung 2.5: Die CH4-Transportwege vom Produktionsort zur Atmosphäre (nach SCHÜTZ at al. 1991)

c) Transport durch die Pflanze.

Je nach Ökosystemtyp herrscht einer der drei Wege vor (WASSMANN et al.

1992, BARTLETT et al. 1990, DEVOL et al. 1990, HAPPELL und CHANTON 1993).

2.3.1.2 Reisfelder

Vor mehr als 30 Jahren hat KOYAMA (1963) durch Laborversuche festgestellt, daß geflutete Reisfelder Methan emittieren. Diese CH₄-Quellen spielen v.a. in Asien eine signifikante Rolle, da alleine auf diesem Kontinent 90% der Weltreisproduktion geerntet werden (BACHELET und NEUE 1993).

Viele Autoren (CICERONE et al. 1992, HOLZAPFEL-PSCHORN et al. 1986, KHALIL et al. 1991, SASS et al. 1990, 1992, 1994, SCHÜTZ et al. 1989, WANG et al. 1992, TYLER et al. 1994) haben in verschiedenen Ländern die CH4 -Emissionsraten von Reisfeldern gemessen und allgemein gilt, daß die Emissionsraten sehr stark von den lokalen Gegebenheiten wie Bodenart, Dünger-einsatz, Pflanzenphänologie, Erntezyklus, Nettoprimärproduktion, Temperatur und Wasssermanagement abhängen. Durch diese Faktoren bedingt, treten verschiedene tageszeitliche und saisonale Emissionsmuster in den einzelnen Reisanbaugebieten auf.

Die Mechanismen, die das Ausmaß der CH4-Emission beeinflussen, können grob in vier Punkten zusammengefaßt werden:

1) CH₄-Produktion: Die CH₄-Produktion startet erst einige Zeit (wenige Tage bis einige Wochen) nach dem Fluten und ist von der Bodenzusammensetzung und der Temperatur abhängig. Durch ein gezieltes Wassermanagement kann die CH₄ -Emissionsrate bis zu 88% reduziert werden, und bei Verwendung von brackigem

Flutwasser wird die CH₄-Produktion wegen der Inhibition durch den höheren Sulfatgehalt minimiert. Hohe Bodentemperaturen und eine hohe Konzentration von organischem Material unterstützen die CH₄-Produktion. Das Aufbringen von organischem Material (Reisstroh, Kompost oder Mist) ist hauptverantwortlich für die CH₄-Produktion, wodurch die CH₄-Emissionsrate um das 3- bis 12-fache ge-steigert wird (SASS et al. 1991a, b, SCHÜTZ et al. 1989, DELWICHE und CICERONE 1993). NEUE et al. (1990) listen sechs für die CH4-Produktion maßgebende Bodenparameter auf, und zwar Wasserstand, Redoxpotential/pH-Puffer, C-Verfügbarkeit, Textur und Mineralogie, Temperatur und Salinität.

2) CH₄-Diffusion: Hauptanteil an den Diffusionsvorgängen hat der Transport durch die Pflanze (HOLZAPFEL-PSCHORN et al. 1986, SEILER et al. 1984).

Die molekulare Diffusion ist mit weniger als 1% am Gesamttransport beteiligt und die Bläschenbildung liegt im Bereich von max. 10%. Dieser Anteil wird nur dann höher, wenn die Pflanze noch unter Wasser ist, da unter diesen Umständen die CH4-Abgabe an die Atmosphäre v.a. durch Bläschen erfolgt.

3) CH₄-Oxidation: Das Aerenchym der Reispflanze erlaubt einerseits die Diffusion von O₂ in die Rhizosphäre, was Oxidationsvorgänge fördert, und ermöglicht andererseits die CH₄-Abgabe über die Pflanze. Die CH₄-Oxidation findet nur im oxischen Teil des Bodens und in der Rhizosphäre statt. Von der produzierten CH₄ -Menge werden 0 - 90% wieder oxidiert. Exaktere Zahlenangaben zum Prozentsatz der Oxidation sind aufgrund der Schwierigkeit der Messung der Oxidation in der Rhizosphäre nicht möglich.

4) CH₄ - Interaktionen mit Nährstoffen: Die CH ₄- Produktion kann durch ver-schiedene Nährstoffe, wie z.B. Nitrat oder Sulfat, stimuliert oder inhibiert werden.

Die Düngung mit mineralischem Stickstoff ergibt verschiedene Resultate, die von Stimulation über neutrale Reaktionen bis zur Inhibition der CH₄-Produktion reichen, je nachdem welche Wirkung diese Düngung auf pH-Wert und

Redoxpotential des Bodens hat (WANG et al. 1992, SCHÜTZ et al. 1989). Der am häufigsten eingesetzte Stickstoffdünger ist Harnstoff, durch dessen Hydrolyse der pH-Wert des Bodens ansteigt und das Redoxpotential gesenkt wird, was eine frühzeitige CH4-Produktion einleitet. Nitratdünger hingegen erhöhen das Redoxpotential und bewirken so eine kurzfristige Inhibition, die aufgehoben wird, sobald eine Denitrifizierung des Nitrates erfolgt. Die Hemmung der CH₄ -Emissionen bei Anwendung von Ammoniumsulfat und Gips als Dünger kann dadurch erklärt werden, daß die Sulfatreduktion offensichtlich der Methanogenese vorgezogen wird. Wichtig für die Abschätzung des Einflusses einer Düngergabe auf die Methanproduktion ist aber in jedem Fall das Wissen um die Menge und die Art der Applikation des Düngers, wobei letztgenanntes in vielen Studien nicht angeführt wird.

Der tägliche CH₄-Emissionsrhythmus variiert sehr stark mit der Bodentemperatur.

SASS et al. (1991b) haben diese Emissionsschwankungen in Abhängigkeit von der Abbildung 2.6: Der tägliche CH4-Emissionsrhythmus in

Abhängigkeit von der Bodentemperatur.

Bodentemperatur dargestellt (Abbildung 2.6). Nicht in jeder Studie konnte aber eine so eindeutige Korrelation festgestellt werden (CICERONE et al. 1983, CICERONE und SHETTER 1981).

Durch das Zusammenspiel all dieser Faktoren ist ein saisonaler CH₄ -Emis-sionszyklus beobachtbar, der einem generellen Schema folgt, obwohl im Detail kleine Differenzen herrschen (Abbildung 2.7).

Im allgemeinen treten drei Emissionsmaxima während einer Saison auf, die sich folgendermaßen erklären: Das erste Maximum tritt dann auf, wenn organisches Bodenmaterial, das noch von der letzten Saison vorhanden ist, zerlegt wird. Ein zweites Maximum ergibt sich durch vermehrte Wurzelausscheidungen der Reispflanzen (v.a. Kohlehydrate, organische Säuren, Aminosäuren und

pheno-Abbildung 2.7: Saisonaler CH₄-Emissionszyklus (nach TYLER et al. 1994)

lische Komponenten) in der Zeit der Hauptwachstumsphase und ein drittes durch den Abbau von absterbendem Pflanzenmaterial und -abfall. Nicht immer sind alle drei Maxima ausgeprägt (KHALIL et al. 1991, SEILER et al. 1984).

In Tabelle 2.26 sind einige CH₄-Emissionsraten von Reisfeldern in verschiedenen Ländern angeführt.

Tabelle 2.26: CH₄-Emissionsraten von Reisfeldern in verschiedenen Ländern.

Land CH₄-Emissionsrate

(mg m^-2h^-1) Quelle

Indien 15 - 25 LAL et al. (1993)

Spanien 4 SEILER et al. (1984)

Philippinen 0,7 - 18,4 DENIER VAN DER GON und NEUE (1994)

Italien 21 HOLZAPFEL-PSCHORN et al. (1986) China 10,8 - 17,5 ZONGLIANG et al. (1993)

USA (Texas) 2,5 - 8,7 SASS et al. (1990)

2.3.1.3 Abfall

2.3.1.3.1 Mülldeponien

Weltweit werden mehr als 80% des kommunalen Abfalls von Städten in Mülldeponien gelagert. Für die CH4-Produktion aus industriellem Abfall kommen nur Abfälle aus lebensmittelerzeugenden und holzverarbeitenden Betrieben in Frage, aber der Anteil dieses Mülls ist vermutlich sehr klein. Der Ablauf der CH₄ -Entstehung ist folgender: Nach Verbringung des Abfalls auf die Deponien werden die biochemisch abbaubaren C-Komponenten im Abfall von aeroben Bakterien attackiert. Bei den großen Mengen gelagerten Abfalls ist die O₂-Verfügbarkeit

bald erschöpft, und der Abbau wird von anaeroben Bakterien übernommen. Die anaerobe Zersetzung von Biomasse basiert auf Interaktionen verschiedener Bakterienarten. Der erste Schritt ist die Zerlegung komplexer organischer Substanzen zu Aminosäuren, Zuckern und Fettsäuren und weiter zu H₂, CO₂, Acetat, Formiat und Methanol, welche Ausgangsprodukte für die Methanbakterien sind. Das resultierende Deponiegas enthält ca. 50% CO2 und 50% CH4. Zusätzlich werden auch NMVOCs gebildet, aber genaue Angaben über Menge und Zusammensetzung dieser Emissionen fehlen. Die Faktoren, die hauptsächlich die CH₄-Emissionsraten bestimmen, sind: Abfallzusammensetzung, Temperatur, Feuchtigkeitsgehalt, pH, mikrobielle Population und Nährstoffangebot, wobei der Feuchtigkeitsgehalt als wichtigster Faktor ermittelt wurde (BOGNER und SPOKAS 1993, BECK 1993). BINGEMER und CRUTZEN (1987) geben einen Temperaturbereich von 35 - 45°C für Mülldeponien an, woraus sich auch das Phänomen erklärt, daß die CH₄-Entwicklung keine große Variabilität zwischen Winter und Sommer zeigt. Die Abfallkomponenten (wie z.B. Papier, Textilien, Holz und Stroh, Garten- und Küchenabfälle) haben verschieden lange Zerfallsraten und je nach Zusammensetzung des Mülls ist mit CH₄-Emissionen über einen Zeitraum von mindestens 10 - 15 Jahren zu rechnen. BINGEMER und CRUTZEN (1987) vermuten, daß keine CH4-Oxidation stattfindet, d.h. alles CH4, das produziert wird, gelangt auch in die Atmosphäre. Dagegen haben WHALEN et al.

(1990) in einer aufgelassenen, mit Erde bedeckten Mülldeponie die höchste je gemessene CH₄-Oxidationsrate für Deponien gefunden. So berechneten Sie, daß 50% des in US-Mülldeponien produzierten Methans intern schon oxidiert werden.

Da direkte Emissionsmessungen von Mülldeponien sehr spärlich sind, werden die Emissionen nach unterschiedlichen Prognosemodellen berechnet; z.B. verwende-ten STEINLECHNER et al. (1994) zur Berechnung der österreichischen Deponie-gas-Emissionen folgendes Modell:

Gt = 1,868.C_org.(0,014T+0,28).(1.10^-k.t)

Gt...bis zur Zeit t (in Jahren) gebildete spezifische Deponie-gasmenge (m³/t bei Normalbedingungen)

C_org...Anteil an organischem Kohlenstoff in kg/t Müll T...Temperatur in °C

k...Abbaukonstante

In Österreich wurden 1993 ca. 1,38 Tg Müll direkt auf Deponien gelagert (UBA 1995) und somit ist auch in den folgenden Jahren noch mit erheblichen Methan-emissionen zu rechnen.

2.3.1.3.2 Tierischer Abfall aus der Nutztierhaltung

Bis vor kurzem wurden Emissionen von gelagertem tierischem Mist als biogene CH₄-Quelle außer acht gelassen. Skandinavische Forscher vermuten, daß ca. 5-30% der gesamten nationalen anthropogenen Emissionen von gelagertem Tiermist stammen könnten (HUSTED 1993, SVENSSON et al. 1991). Aber diese Zahlen sind mit großen Unsicherheiten behaftet, da genaue Daten über die Mengen von gelagertem Mist bei Farmen fehlen. Man muß zwischen Gülle und Mist unterscheiden, da für beide verschiedene Emissionsfaktoren und -einflüsse bestehen. Der Emissionsfaktor für Gülle ist stark von den Tätigkeiten, die gerade am Lager durchgeführt werden, wie Rühren, Entnahme, etc. und von der Tem-peratur abhängig, während der für Mist v.a. von der LagertemTem-peratur abhängt.

Allgemein kann gesagt werden: je höher die Temperatur und der Feuchtegehalt des organischen Materials, umso größer ist der Anteil der CH4-Produktion (LODMAN et al. 1993). Auch die Futterzusammensetzung und die Tierart bestimmen wesentlich die Höhe der CH4-Produktion. In IPCC (1995a) sind die Emissionsfaktoren aus der Lagerung tierischer Exkremente für die verschiedenen Tierarten nach Temperaturregionen (in Abhängigkeit von der durchschnittlichen

Jahrestemperatur) eingeteilt, wobei bei Rindern, Schweinen und Büffeln noch in geographische Regionen (Nordamerika, Westeuropa, Osteuropa, Ozeanien, Latein-amerika, Afrika, Mittlerer Osten, Asien und Indischer Subkontinent) unterteilt wird.

Auch räumliche und zeitliche Verteilungen in der CH4-Produktion können auftreten, die sich folgendermaßen erklären lassen: Da die CH4-Produktion v.a. in sogenannten hot spots stattfindet, das sind Stellen, wo sich reichlich abbaubares organisches Material ansammelt, treten dadurch vom Produktionsort abhängige CH₄-Emissionsspitzen auf (HARRISS et al. 1985, SAFLEY und WESTERMAN 1988). Die zeitlich unterschiedliche Intensität der CH₄-Produktion in der Gülle ist durch Lagerarbeiten wie Zufuhr und Entnahme der Gülle sowie durch das Rühren zu erklären, da dies einen O₂-Eintrag bedeutet und so eine kurzzeitige Reduktion der Methanogenese erreicht wird. Beim Mistlager werden zwar nicht so viele Ladetätigkeiten durchgeführt, doch eine Beschickung mit frischem Mist bewirkt ebenfalls einen kurzzeitigen Rückgang der Produktion.

Daraus kann die Forderung abgeleitet werden, daß man von wenigen Messungen nicht auf globale jährliche CH₄-Emissionen schließen sollte, da eine große Variabilität der Produktion vorliegt. Nur Ganzjahresmessungen wären geeignet, Kenntnisse über genauere Produktionsverläufe und Emissionszeiten zu erlangen.

2.3.1.4 Abwasser

Abwässer können in Abwasserbehandlungsanlagen (ABA) gereinigt, direkt in einen Vorfluter ohne Behandlung eingeleitet oder in Senkgruben gesammelt werden. Die aerobe Zersetzung von organisch belasteten Abwässern verbraucht meistens mehr Sauerstoff als durch die Oberflächendiffusion zur Verfügung steht.

Deshalb kommt es bei Abwesenheit von mechanischen Belüftungseinrichtungen zur anaeroben Zersetzung des organischen Materials, und schlußendlich wird

Methan gebildet. In den Industriestaaten werden daher zur Abwasserreinigung überwiegend aerobe Verfahren eingesetzt, und dadurch entstehen nur geringe Methanemissionen. In den Entwicklungsländern dagegen ist aufgrund der eingeschränkten Möglichkeiten weitestgehend mit anaeroben Abbauprozessen zu rechnen.

Die Methanemissionen stammen v.a. aus Industrieabwässern und nur zu einem geringeren Teil von kommunalen Abwässern (CZEPIEL et al. 1993). Der durch die Abwasserbehandlung anfallende Schlamm kann sowohl aerob als auch anaerob weiterbehandelt werden. In jüngster Zeit wird v.a. die anaerobe Schlammbehandlung bevorzugt, um Methan energetisch nutzen zu können. Der Klärschlamm wird in sogenannten Faultürmen gesammelt, teilweise mit Methan-bakterien beimpft und anaerob abgebaut (LESSARD und BECK 1991). Ein wichtiger Parameter in der Abwasserbehandlung ist der BSB-Wert (biochemischer Sauerstoffbedarf); meistens wird der BSB5-Wert angegeben: das ist jene Menge an Sauerstoff (in mg/l), die im Verlaufe von 5 Tagen im Dunkeln bei 20°C von Mikroorganismen zum aeroben Abbau der organischen Substanz verbraucht wird.

Kommunale Abwässer besitzen einen BSB5-Wert im Bereich von 110-400 mg/l.

Die Papier- und Zellstoffabwässer wie auch die von lebensmittelverarbeitenden Betrieben (Brauerei, Zuckerfabrik, Molkerei, etc.) können BSB5-Werte von 10 000-100 000 mg/l erreichen (IPCC 1995a). Bei der Einleitung von Abwässern direkt in die Vorfluter kann es ebenfalls zur Bildung von Methan kommen.

Generell kann gesagt werden, daß die Methanbildung mit der Sauerstoffarmut der Gewässer direkt korreliert ist (in Abhängigkeit von der organischen Belastung des Abwassers). Eine weitere Methanquelle können die auch in Österreich regional noch weitverbreiteten Senkgruben sein, bei denen aufgrund der langen Verweilzeit der Abwässer vermehrt Methanemissionen auftreten können. Eine einfache Methode zur Berechnung der Emissionen aus Abwässern basiert auf einem durchschnittlichen Methanbildungsfaktor (MCF, methane conversion factor) von 0,22 kg CH₄/kg organischer Trockensubstanz (bei T~30 - 40°C).

STEINLECHNER et al. (1994) haben diesen MCF auf österreichische Temperaturverhältnisse umgerechnet und einen Faktor von 0,058 kg CH₄/kg organischer Trockensubstanz erhalten.

Über NMVOC-Emissionen aus Abwässern wurde in Abschnitt 2.2.6 berichtet.

2.3.1.5 Nutz- und Wildtiere

Als Abbauprodukte der aufgenommenen Nahrung treten u.a. CO₂, H₂, Lactat und Acetat auf. Mit der Freisetzung von H₂ sowie von Acetat wird eine Grundlage für die methanbildenden Bakterien geschaffen. Rund 2 - 12% der Bruttoenergie-aufnahme werden in CH₄ umgewandelt, und zwar in Abhängigkeit von der Qualität und Quantität des Futters sowie von der Tierart. Die höchsten CH₄ -Emissionen treten bei Wiederkäuern auf, die eine große Anzahl von Bakterien in ihren Pansen beherbergen. Die globalen CH4-Emissionen verteilen sich prozentuell auf folgende Tierarten: 74% stammen von Rindern, gefolgt von Büffeln und Schafen mit 8 - 9% und der Rest verteilt sich auf Ziegen, Esel, Pferde, Kamele, etc. Da in einigen Entwicklungländern Büffel als Milchproduzenten und Arbeitstiere eingesetzt werden, sind Sie gemeinsam mit den Schafen die zweitgrößten CH₄-Emittenten.

Als Grundlage zur Ermittlung der Emissionsfaktoren verschiedener Tierarten gilt die Arbeit von CRUTZEN et al. (1986), nach der zwischen Industriestaaten und Entwicklungsländern unterschieden werden muß, da Tiere in Industriestaaten mit einer höheren Futter-Quantität und -Qualität gegenüber den Enwicklungsländern versorgt werden und dadurch auch höhere Emissionsfaktoren vorliegen. Eine genaue Auflistung der Emissionsfaktoren für die einzelnen Tierarten, wobei bei den Rindern zusätzlich eine Unterteilung nach Regionen (Nordamerika, West-europa, OstWest-europa, Ozeanien, Lateinamerika, Asien, Afrika/Mittlerer Osten und Indischer Subkontinent) vorgenommen wurde, findet sich in IPCC (1995a). Für

Westeuropa werden ein Emissionsfaktor für "Milchkühe" von 100 und für

"sonstige Rinder" von 48 in kg pro Tier und Jahr angegeben.

In Österreich ist v.a. die Rindergruppe mit einer Gesamtanzahl von 2 329 000 (Bezugsjahr 1994, ÖSTAT 1995) eine der größten CH₄-Quellen.

Die Ermittlung der CH4-Emissionen von wildlebenden Wiederkäuern (wie z.B.

Reh- und Rotwild) basiert aufgrund fehlender Daten über die Anzahl der Tiere auf Schätzungen. CRUTZEN et al. (1986) ermittelten auch einen Emissionsfaktor für den Menschen, doch in Summe gesehen, ist der Mensch keine ins Gewicht fallende CH₄-Quelle.

2.3.1.6 Termiten

Termiten spielen in den Tropen und Subtropen eine entscheidende Rolle beim Abbau pflanzlicher Bestandesabfälle. Wie bei den Wiederkäuern im Pansen entsteht auch in der Gärkammer der Termiten CH4, das in nennenswerter Menge in die Atmosphäre entlassen wird.

Die relative Wichtigkeit der Termiten als globale CH₄-Quelle war Gegenstand verschiedener Studien (RASMUSSEN und KHALIL 1983, ZIMMERMANN et al.

1982, FRASER et al. 1986), wobei die ersten Arbeiten die CH₄-Emissionen von Termitenhügeln stark überschätzten.

KHALIL et al. (1990) haben ca. 20 Termitenarten in Australien untersucht und folgende bestimmende Faktoren für die CH₄-Emissionsrate von Termitenhügeln gefunden: Temperatur, Jahreszeit, Biomassekonsum durch die Termiten, Termiten-art und CH₄-Aufnahme durch den umgebenden Boden. So stellten Sie fest, daß im Sommer fast soviel CH₄ freigesetzt wurde, wie in den anderen Jahreszeiten zusammen genommen.

Global gesehen, sind die Termiten wahrscheinlich keine wichtige CH₄-Quelle.

Auch zukünftige Studien werden kaum zeigen, daß die Termiten eine wesentliche Rolle im CH₄-Zyklus spielen (KHALIL et al. 1990, DELMAS et al. 1992).

2.3.1.7 Gewässer

Diese biogene Quelle ist in vielen Studien nicht explizit dargestellt worden, da Sie nur marginal (ca. 2%) zu den globalen biogenen CH4-Emissionen beiträgt (LAMBERT und SCHMIDT 1993).

Einerseits wird durch das Phytoplankton Biomasse produziert, andererseits gelangt aus der Umgebung weiteres organisches Material in die Gewässer. Ein Teil dieser organischen Substanz - insbesondere die cellulosehältigen Bestandteile - sedimentiert und wird anaerob zersetzt. Auf dem Weg durch den Wasserkörper zur Oberfläche geht ein Teil des Methans in Lösung und wird durch

Einerseits wird durch das Phytoplankton Biomasse produziert, andererseits gelangt aus der Umgebung weiteres organisches Material in die Gewässer. Ein Teil dieser organischen Substanz - insbesondere die cellulosehältigen Bestandteile - sedimentiert und wird anaerob zersetzt. Auf dem Weg durch den Wasserkörper zur Oberfläche geht ein Teil des Methans in Lösung und wird durch

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