1st of June 2017

Agroforestry as a sustainable agricultural development strategy in Sub-Saharan Africa

BACHELORPROJECT (15 ECTS) AGROBIOLOGY – AARHUS UNIVERSITET

STUDENT: NIELS MARK JACOBSEN – 201404630

MAIN SUPERVISOR: JOHN ERIK HERMANSEN – DEPT. OF AGROECOLOGY, AU

CO-SUPERVISOR: ANNE METTE LYKKE – DEPT. OF BIOSCIENCE, AU

1

Indhold Abstract ....................................................................................................................................................................2

Introduktion ..............................................................................................................................................................2

Problemformulering .............................................................................................................................................2

Hvad er Agroforestry? ..........................................................................................................................................2

Det afrikanske perspektiv – jordbrug, miljø og fødevaresikkerhed .....................................................................5

Agroforestry og miljømæssig bæredygtighed ..........................................................................................................7

Kulstof og Klima ....................................................................................................................................................7

Jordbund og Næring .......................................................................................................................................... 12

Biodiversitet og Ecosystem Services.................................................................................................................. 16

Delkonklusion på bæredygtighed ...................................................................................................................... 18

Agroforestry og fødevaresikkerheden ................................................................................................................... 18

Tilstedeværelse og Stabilitet af Fødevarer .................................................................................................... 18

Agroforestry og fremtiden ..................................................................................................................................... 23

Konklusion ............................................................................................................................................................. 25

Referencer ............................................................................................................................................................. 26

2

Abstract

This study seeks to provide answers for the following questions: Is agroforestry a viable solution for agricultural

development in Sub-Saharan Africa? Can it sustain production and environment at the same time? And if,

which obstacles prevents the realization of the benefits?

Agroforestry is an agricultural system which include trees and shrubs among traditional crops and farm

animals. The interactions between trees and other agricultural elements should be positive and/or the trees

should be protective to the environment.

Sub-Saharan Africa faces serious problems with food security and land degradation. Loss of biodiversity and

increasing CO2-emissions is also of major concern. Agroforestry provides to some extent solutions to these

problems. Through the means of carbon sequestration, soil improvement, and conservation of biodiversity and

ecosystem services agroforestry can be considered as environmentally sound. Soil improvement and protection

of ecosystem services are means by which agroforestry can improve production and thereby food security.

Some of the obstacles hindering the spread of agroforestry are the lack of proper education of local farmers

and the lag time between investment and results. Political problems, like inefficient infrastructure and land

tenure problems, are also of major concern. Agronomical obstacles lie in the inherent complexity of

agroforestry, and the many local factors affecting the results. This raises questions about the precision of the

research results on yield and environmental benefits. Also, it makes the planning of specific projects more

dependent on expert knowledge on the many influencing aspects and their interactions.

Introduktion

Problemformulering

Kan Agroforestrysystemer (AFS) løse udfordringer med lave og ustabile udbytter på afrikanske smålandbrug og

derved øge fødevaresikkerheden syd for Sahara? Kan AFS samtidig regnes for værende miljø- og naturmæssigt

bæredygtige? Hvilke muligheder og begrænsninger rummer AFS som udviklingskoncept i et afrikansk

perspektiv?

Hvad er Agroforestry?

Agroforestry er ikke en ny idé og derfor heller ikke en revolutionerende tilgang til landbrug. I praksis er

agroforestry sikkert en af de ældste dyrkningsformer. Men begrebet, agroforestry, og den mere videnskabelige

definition har sin start tilbage 1960’erne. Med oprettelsen af ICRAF (International Council for Research in

3

Agroforestry) i 1977 og den første udgivelse af tidsskriftet Agroforestry Systems i 1982 er agroforestry blevet et

defineret begreb inden for agroøkologien (Lundgren 1982a; Nair 2011).

I den første udgivelse af tidsskriftet, Agroforestry Systems, forsøgte redaktørerne at definere agroforestry ved

at spørge en række forskere inden for feltet, om hvordan de ville beskrive begrebet. Der er en rimelig enighed

om, at agroforestry-begrebet dækker over dyrkningssystemer, hvori der indgår træer og buske sammen med

almindelige landbrugsafgrøder og/eller husdyr, og at disse komponenter skal interagere med hinanden. Det er

herigennem målet at øge produktionen på det dyrkede areal på en miljømæssig bæredygtig måde (Lundgren,

1982b).

Agroforestrysystemer (AFS) kan klassificeres efter følgende kriterier (klassifikationen følger (P. K. Nair 1985)):

- Struktur

- Funktion

- Socioøkonomiske forhold

- Økologiske forhold

Struktur vedrører komponenterne i et AFS og deres indbyrdes forhold, f.eks. andelen af træer og buske osv.

Mens funktionen af et AFS vedrører funktionen af de træer og buske, der indgår. Træernes funktioner kan være

mange og af både produktionsmæssig og miljøbeskyttende karakter. Struktur og funktion er de primære

kriterier for klassifikation. De efterfølgende to kriterier, socioøkonomiske og økologiske forhold, kan derudover

bruges til at klassificere AFS i forhold til specifikke formål. Hvor socioøkonomiske forhold vedrører graden af

forvaltning samt markedssituationen, og økologiske forhold vedrører de natur- og miljøgivne betingelser.

Udover kombinationen af elementer er strukturen af systemet også bestemt af opbygningen i rum og tid. Rent

rummeligt deler Nair (1985) opbygningen af vedplantevegetationen op i 4 klasser: blandet tæt, blandet åben,

bælte eller kant. Opbygningen i tid skal forstås ved, at elementerne ikke nødvendigvis behøver at være tilstede

samtidig for at interagere med hinanden. De kan efterfølge hinanden eller optræde samtidigt, så længe det er

på det samme stykke land.

Funktionen af vedplanterne opdeles i to klasser efter disses primære rolle i AFS: produktiv eller beskyttende.

Træerne kan have en række produktive roller, som f.eks. ved at give frugter og blade til humankonsum eller

foder eller som brænde og biomasse. Ved en beskyttende rolle forstås forbedring af mikroklima for

traditionelle afgrøder og/eller husdyr i form af skygge og læ. Der kan også være tale om beskyttelse af

dyrkningsforhold ved at forhindre jorderosion og tab af vand og næringsstoffer. Og til sidst beskyttelse af det

omkringværende miljø fra spild af kemikalier og næringsstoffer fra landbrugsproduktionen. Funktionerne

4

behøver ikke være indbyrdes udelukkende – et læbælte kan f.eks. godt have produktiv karakter.

Nairs klassifikationssystem er først og fremmest baseret på strukturen. Vedplanterne i AFS er som oftest i

kombination med en eller flere grupper af traditionelle afgrøder og/eller husdyr, hvorfor sammensætningen

heraf kan bruges til at definere systemet. Vedplanter dyrket med traditionelle afgrøder kaldes et

Agrisilvikulturelt system. Vedplanter dyrket på et areal, hvorpå der holdes husdyr, kaldes Silvopastoralt system.

Mens et system, der kombinerer både vedplanter, traditionelle afgrøder og husdyr, kaldes et

Agrosilvopastoralt system (P. K. Nair 1985). Figur 1 viser denne klassifikationsmodel. På figuren er der en fjerde

klasse af systemer, kaldet Andre systemer, der dækker over dyrkningssystemer, hvor vedplanter indgår uden

traditionelle afgrøder eller husdyr, men stadig interagerer med andre elementer i fødevareproduktionen. Som

eksempler nævnes bl.a. apikultur, hvor bier trækker på blomstrende træer, eller dambrug i mangroveskove,

hvor træer producere foder til fisk.

Figur 1: Klassifikationssystem for AFS baseret på hvilke elementer der indgår. Bearbejdet og oversat fra Nair (1985)

5

Det afrikanske perspektiv – jordbrug, miljø og fødevaresikkerhed

The Global Forest Ressource Assesment (FRA) – et organ under Food and Agriculture Organization of the

United Nations (FAO) – har kortlagt og defineret de overordnede økologiske zoner over hele verden.

(Iremonger 2012)

Figur 2 viser et kort over Afrikas økologiske zoner. Det er tydeligt at Afrikas naturgivne forhold ikke kan

generaliseres.

Figur 2: Kort over Afrikas økologiske zoner defineret ved den dominerende vegetations type. Baseret på GIS-data fra (D’Annunzio 2013;

Iremonger 2012)

6

Ligeledes kan fødevaresituationen inden for Afrika heller ikke generaliseres. FAO (2006) arbejder med en

definition af fødevaresikkerhed, der bygger på 4 elementer.

1. Tilstedeværelse af fødevarer

2. Tilgængelighed til fødevarer

3. Forbrug af fødevarer

4. Stabilitet af fødevarer

Disse 4 elementer hænger sammen. Tilstedeværelsen af fødevarer (1) er ikke nok, hvis de ikke er tilgængelige

for befolkningen (2), eller hvis forbruget af dem (3) ikke kan medføre en ernæringsmæssig sund tilstand.

Stabiliteten af fødevarer (4) hænger sammen med punkterne 1, 2 og 3 ved at de til enhver tid skal være opfyldt

uanset årstid eller økonomiske og klimatiske udsving.

Udviklingen i andelen af underernærede mennesker er vidt forskellig lande og regioner imellem. I det nordlige

Afrika lider under 5% af befolkningen af underernæring, mens det tal er på 23,2% i Afrika syd for Sahara (SSA,

sub-saharan Africa). Specielt i det centrale Afrika er der en høj grad af underernæring på 41,3%, og ligeledes i

det østlige Afrika er 31,5% underernærede. Disse tal og deres forklaringer er ikke simple. Befolkningstilvæksten

har været stor i flere af disse områder, hvorved det absolutte antal af underernærede kan variere end del. Bl.a.

manglen på politisk stabilitet såvel som tilbagevendende sult- og naturkatastrofer kan medføre såkaldte

langvarige kriser, hvor fødevaresikkerheden er særligt ringe. I områder med sådanne langvarige kriser er

andelen af underernærede i gennemsnit 39% mod i gennemsnit 15% i de resterende udviklingslande uden

langvarige kriser. Dårlig fødevaresikkerhed har ligeledes en tilbagevirkende effekt på krisesituationen, og er

derved ikke blot en konsekvens, men også en medvirkende grund hertil. På en liste over lande i langvarig krise

fra 2012 er 16 ud af i alt 20 lande fra SSA (FAO, IFAD, and WFP 2015; FAO and WFP 2010; Flores, Khwaja, and

White 2005).

Nogle af de største miljøudfordringer i troperne er skovrydning og -afbrænding og som konsekvens heraf

forringelser af jordbunden, via tab af nærringstoffer og erosion, tab af biodiversitet og store direkte og

indirekte udledninger af CO2. I de tørre tropiske områder er ørkenspredning et stort problem. Ørkenspredning

er et komplekst fænomen, der kan begrundes med en række af faktorer, der indvirker på hinanden. Ændringer i

klimaet, jordbundens karakter i udgangspunktet, samt menneskers landbrugspraksis på disse arealer er blot

nogle af disse faktorer, der medfører en degradering af jorden. Husdyrs græsning af savanner er et eksempel

7

på en landbrugspraksis, der i særdeleshed lægger pres på vegetationen og dermed jorden. Denne degradering

gør, at jorden mister sin biologiske bæreevne og bliver ufrugtbar (Kassas 1995; D’Odorico et al. 2013; Bai et al.

2008; Lal and Cummings 1979; van Noordwijk et al. 1997).

I det følgende afsnit vil jeg se på, hvordan implementeringen af agroforestrysystemer kan bruges som et

værktøj til at undgå en sådan degradering af landskabet.

Agroforestry og miljømæssig bæredygtighed

Nair (2011) og Jose (2009) opsummerer begge 4 kategorier af aktuelle agroøkologiske udfordringer, hvor

agroforestry har nogle løsninger at byde ind med. De 4 kategorier er løst oversat; Kulstof og Klima, Jordbund og

Næring, Vandkvalitet og til sidst Biodiversitet og Ecosystem Services. De adskiller sig væsentligt ift., på hvilken

skala de har betydning. Jordbundskvalitet er en lokal udfordring, vandkvalitet er lokal og regional udfordring,

mens biodiversitet og kulstoflagring virker på globalt plan (Kremen 2005; Izac 2003). I det følgende fokuseres

på 3 af kategorierne med eksempler på løsninger og muligheder med agroforestry. Vandkvalitet er udeladt, da

litteraturen omhandler muligheder for at reducere udvaskningen af næringsstoffer fra industrialiserede

landbrugssystemer i primært tempererede lande.

Kulstof og Klima

I en rapport fra FAO af Tubiello et al. (2014) bliver globale CO2-udledninger fra forskellige arealanvendelser

opgjort. Verdens lande er i rapporten opdelt efter kontinenter og i Anneks-1 -og Ikke-anneks-1-lande.

Opdelingen af lande i Anneks-1 og Ikke-anneks-1 stammer fra FN’s Framework Convention on Climate Change

og er baseret på graden af industrialisering. Annex-1 består af 43 lande, herunder bl.a. EU og Nord Amerika.

Mens Ikke-anneks-1 består 154 lande, herunder bl.a. både Kina og Indien (UNFCCC, 2014). Data er således ikke

opgivet per capita, og sammenligninger i absolutte værdier kan derfor fremstå urimelige. Opdelingen er dog

interessant, da der i Ikke-anneks-1 fra 1990-2011 har været en generel stigning i udledninger af CO2 i

forbindelse med landbrug, modsat Anneks-1, hvor der i samme periode har været et generelt fald i

8

udledninger. Figur 3 viser en global opgørelse over udledninger (positive værdier) og optag (negative værdier)

af CO2-ekvivanlenter (eq) for de forskellige arealanvendelser opgjort i rapporten.

Figur 3: Globale udledninger og optag af CO2 eq fordelt på forskellige arealanvendelser i gennemsnit over perioden 2001-2010 fra (Tubiello et al. 2014) side 19

Figur 3 præsenterer problemstillingen i dette afsnit godt. De to største grunde til udledning af CO2 eq i denne

kontekst er landbruget og fjernelsen af skove. Den sidst nævnte er dobbelt i det, at skovene står for et markant

optag af CO2 eq. Landbrug udledte i 2011 på verdensplan 5335 Mt CO2 eq., heraf kom 15% fra Afrika, hvilket

gør kontinentet til det 3. mest udledende. Samtidig har Afrika haft en gennemsnitlig årlig vækstrate i deres

udledninger på 2,0% i perioden 2001-2011, kun overgået af Asien med gennemsnitlig årlig vækstrate på 2,3%.

I forbindelse med arealanvendelsers udledning og optag, adskiller Anneks-1 og Ikke-anneks-1 sig fundamentalt,

da skov, græsland og dyrkningsjord netto optager CO2 i Anneks-1, mens der er en netto udledning i Ikke-

anneks-1. Denne udledning stammer i høj grad fra frigivelse af CO2 bundet i biomasse ved fjernelse af skov –

63% af udledningen. Globalt set var nettoudledningen (udledning fratrukket optag) ved arealanvendelse i 2010

på 2816 Mt CO2 eq., heraf kom 28% fra Afrika. Udledningen på verdensplan ved fjernelse af skov var på 3738

Mt CO2 eq. i 2010, heraf kom 26% fra Afrika, som kun blev overgået af de Amerikanske kontinenter, der

tilsammen stod for 54% af udledningerne. På trods af en globalt nedadgående gennemsnitlig årlig vækstrate

for udledning af CO2 i forbindelse med fjernelse af skov, har Afrika haft en stigende udledning i perioden 2001-

2010.

Udledninger ved afbrænding af biomasse i forbindelse med arealanvendelse var 2011 på 290 Mt CO2 eq. på

verdensplan, heraf fra 27% fra afbrænding af tropiske regnskove i forbindelse med konvertering til

9

landbrugsjord. 40% af udledningen i denne kategori stammer fra Afrika, hvilket gør det til det mest CO2-

udledende kontinent, når det kommer til skovafbrænding. Ligeledes er Afrika den største udleder af CO2 i

forbindelse med afbrænding af savanne. Under denne post udledtes der i 2011 på verdensplan 287 Mt CO2 eq.,

heraf kom 70% fra Afrika (Tubiello et al. 2014).

På figur 4 ses det, at den største faktor i landbrugets CO2-udledning er metanemission fra husdyrs fordøjelse,

og herefter kommer håndtering af gødning. Under alle poster, på nær afbrænding af savanne, er Afrikas

gennemsnitlige årlige vækstrate CO2-udledning stigende perioden 2001-2011. Og i forhold til

savanneafbrænding er Afrikas faldende vækstrate i udledning markant mindre sammenlignet med de andre

kontinenter. Især ift. håndtering af husdyrgødning og efterladt husdyrgødning på afgræssede arealer og den

derfra udledte N2O-gas, har der i Afrika en været en markant stigende gennemsnitlig årlig vækstrate i perioden

2001-2011.

Figur 4: Fordeling af landbrugets udledning af CO2 eq i perioden 2001-2011 fra (Tubiello et al. 2014) side 22

Som det fremgår af tallene ovenfor er CO2-udledning generelt en problematik ift. landbrug og arealanvendelse.

Afrika er ingen undtagelse, og hvor udviklingen i Anneks-1-lande på en del områder går mod reducerede

udledninger, går udviklingen mod øgede udledninger i Afrika. Agroforestry kan være et led i at vende denne

udvikling.

10

To oplagte måder, hvorved agroforestry kan hjælpe til at reducere CO2-udledninger, er ved i første omgang at

undgå afbrænding af skove og savanner og derudover igennem kulstoflagring (Pandey 2002). Kulstoflagring skal

her forstås som binding af CO2 fra atmosfæren i planters biomasse via fotosyntese og en efterfølgende

deponering i af denne biomasse i mere faste kulstofpuljer. Der sker en binding i plantevæv over og under

jorden, og en binding i selve jorden fra rodeksudater og dødt plantevæv (UNFCCC 2014a).

Til estimater af kulstoflagring i et givent økosystem benyttes ofte regressionsmodeller, der bygger på faktorer

som træers størrelse, tæthed på arealet, veddensitet og vækstrater. Dertil kommer, at andre økologiske

faktorer såsom det lokale klima, jordbunden og management spiller ind. En sådan model må nødvendigvis

indeholde en del antagelser og generaliseringer. Resultaterne af sådanne analyser varierer også en del (P. K.

Nair and Nair 2014). På baggrund af en metaanalyse af en række studier har Nair (2012) forsøgt at opsummere

mængden af bundet kulstof og potentialet for kulstoflagring i forskellige agroforestrysystemer. Tabel 1

indeholder estimater både for mængderne af bundet kulstof og potentialet for kulstoflagring fordelt på

forskellige agroforestry systemer opgivet i rent kulstof. Ét ton rent kulstof svarer potentielt til 3,67 ton CO2 pga.

de to oxygenatomer. Det fremgår, at de store kulstofpuljer er estimeret til at være bundet i jorden. Enkelt

stående træer eller bælter med træer på landbrugsjord (Tree intercropping) og dyrkningssystemer med flere

kronelag (Multistrata systems) har de største potentialer.

Tabel 1: Estimater af mængden af bundet kulstof og potentialet for kulstoflagring i agroforestrysystemer. Mg (megagrams) = tons. Tabel stammer fra (P. K. Nair and Nair 2014) med data fra metaanalyse i (P. K. Nair 2012).

MPT = multipurpose trees, AF = agroforestry

Unruh et al. (1993) har forsøgt at give et bud på mængden af kulstof, der potentielt kan lagres i

agroforestrysystemer, hvis det implementeres i hele SSA. Fem grundlæggende agroforestrysystemer og

yderligere 8 kombinationer af dem og deres potentiale for at lagre kulstof blev tildelt passende lokaliteter i SSA

11

vha. GIS-værktøjer. Herudfra blev et estimat af mængden af kulstof sat til mellem 8 mia. og 54 mia. t kulstof i

hele SSA, dvs. svarende til 29,3 til 198,2 mia. t CO2 ifølge den føromtalte omregning. Der er stor variation i

estimaterne, hvorfor de absolutte værdier måske er mindre relevante. Billedet bliver tydeligere ved at

sammenligne kulstoflagringspotentialet i agroforestry med andre arealanvendelser. Boks 1 indeholder et

eksempel på en et forsøg, hvor en sådan sammenligning er blevet lavet.

Eksemplet i boks 1 viser, at træerne en betydning for mængden af SOM, især i de dybere jordlag.

Der er et potentiale i agroforestry til reduktion af drivhusgasser, som ikke er så ligefremt. Som det fremgår af

figur 4 er den største post på landbrugets CO2-budget metanudledning fra drøvtyggeres fordøjelse. Der er en

BOKS 1

Saha et al. (2010) har sammenlignet kulstoflagringen i 3 forskellige agroforestrysystemer, en

gummiplantage, en naturlig skov og et areal med monokultur af ris i Kerala, Indien. Mængden af soil

organic matter (SOM) blev målt i 4 dybder. Området er tropisk regnskov, med en gennemsnitlig årlig

nedbør på 2783 mm og temp. på 27,7 °C. Jordtypen er Inceptisol. De 3 agroforestrysystemer var alle

dyrkningssystemer med flere kronelag:

- Kokosplantage med underskov af forskellige enårige og flerårige afgrøder og frugter

- 2 typer af Homegardens dvs. en blanding af frugttræer og buske til konsum i hjemmet:

o Store homegardens; lavere densitet af træer og flere lave træarter

o Små homegardens: højere densitet af træer og højere træsorter

Måledybderne var: 0-20 cm, 20-50 cm, 50-80 cm og 80-100 cm. I de øverste 20 cm var der signifikant

højere indhold af SOM i den naturlige skov end i de 3 agroforestrysystemer og monokulturen af ris,

mens gummiplantagen lå midt mellem uden at være signifikant forskellig fra de andre kategorier. I de

resterende måledybder var der signifikant mest SOM i den naturlige skov og signifikant mindre SOM i

risen end i agroforestrysystemerne og skoven. Der tegnede sig et generelt billede af at jorden under

den naturlige skov indeholdte mest kulstof, herefter kom agroforestrysystemerne og gummiplantagen

og til sidst monokulturen med ris. Især i dybden betød tilstedeværelsen af træer noget for indholdet

af SOM. Lignende resultater er fundet i Etiopien af Negasa et al. (2017).

(Saha et al. 2010) og (Negesa et al. 2017)

12

lineær sammenhæng mellem indholdet af protozoer i vommen og udledning af metan fra husdyr (Guyader et

al. 2014). Fodring af husdyr med tanninholdigt foder har vist sig, at kunne reducere mængden af protozoer i

vommen og derved metanproduktionen i fordøjelsen. Tanninholdigt foder kan produceres af løvhø fra en

række tropiske vedplanter, herunder Leucaena leucocephala, Gliricidia sepium, Manihot esculenta og Musa

spp., der alle har vist sig at have en effekt (Moreira et al. 2013; Archimède et al. 2016; Freitas et al. 2017;

Silivong et al. 2012).

Agroforestry kan være med til at rette op på ubalancen i drivhusgasregnskaberne på flere måder. Analyserne af

de forskellige metoder til reduktion viser varierende effekter, men der er enighed om at effekten må være

tilstede og i flere sammenhænge god.

Jordbund og Næring

En god definition på, hvad en frugtbar jord i denne kontekst skal kunne, kan findes i bogen, Trees, Crops and

Soil Fertility, af G. Schroth og F. L. Sinclair.

Soil fertility is defined here as the ability of a soil to serve as a suitable substrate on which

plants can grow and develop. Fertile soils facilitate root development, supply water, air and

nutrients to plants, and do not have pest and disease burdens that result in catastrophic impacts

on the plants that are being grown. Maintaining soil fertility is the basis of all forms of

sustainable land use, that is, land use that remains productive in the long term.

- Schroth & Sinclair (2003), Trees, crops and Soil Fertility, s. 6, l. 25-31.

I denne kontekst bliver jordens kvaliteter altså målt på dens evne til at producere afgrøder. For at afgrøde skal

kunne trives, kræver det, at jorden skal være velstruktureret, således at den rent fysisk understøtter planten og

dens rødder. Dertil skal jorden kunne understøtte planten kemisk, med næringsstoffer, vand og ilt. Den sidste

pointe i citatet, går på at vedligeholdelsen – også over lang tid – af jordens frugtbarhed er fuldstændigt

fundamentalt for bæredygtigheden ved enhver arealanvendelse.

Næringsstoffer i jorden kan betragtes som et regnskab, hvori input og output af næringsstoffer helst skal gå lige

op – der skal med andre ord være en sund balance. Næringsstofbalancen i SSA er mange steder negativ, der er

altså en fraførsel af næringsstoffer – især nitrogen og kalium. Fraførlsen kan tilskrives både høst af afgrøder og

tab i form udvaskning, fordampning og erosion (Cobo, Dercon, and Cadisch 2010; Stoorvogel, Smalling, and

Janssen 1993).

Et mål for en jords frugtbarhed er Cation Exchange Capacity (CEC). CEC er, som navnet antyder, andelen af

positive ioner, jorden kan binde på sine negativt ladede kolloider. Det siger med andre ord noget om en jords

13

evne til at binde og fastholde nærrigsstoffer. Jo højere CEC des mere frugtbar jord (Brady and Weil 2014). På

figur 5 ses et verdenskort med 5 niveauer af CEC efter den mest dominerende jordtype i området. Hver af disse

5 niveauer er inddelt i 4 subkategorier efter den næstmest dominerende (Associated) jordtypes CEC. Der bliver

derved 20 farver, hvor de gule nuancer har lavest CEC og de blå nuancer højest CEC (figur 5).

Figur 5: Verdenskort over CEC-værdier for pløjelaget af dominerende jordtyper. Baseret på GIS-data fra (Nachtergaele 2007).

Det er tydeligt på figur 5, at SSA sammen med dele af Sydamerika, Australien og Sydøstasien generelt ligger i

den lave ende, hvad CEC angår. Jorderne er altså i udgangspunktet ikke egnede til at holde på næringsstoffer.

Det vil være en generalisering, at sige at alt jord i Afrika er ufrugtbar, og det ses da også på figur 5, at der er

variation.

14

Den negative næringsstofbalance og jordernes dårlige CEC anses af FAO som en af de største udfordringer for

afrikansk landbrug (Montanarella et al. 2015; FAO, 2011). En forbedring af CEC er grundlaget for større

frugtbarhed i jorden. Som allerede nævnt afhænger CEC af mængden af negative ladninger på jordens

kolloider. Kolloidfraktionen i jord omfatter ler- og humuspartikler (Brady and Weil 2014). Den oplagte metode

til at hæve CEC er gennem en forøgelse af humus i jorden. Jeg har allerede i forrige afsnit, Kulstof og Klima,

argumenteret for at agroforestry kan være med til at lagre kulstof i jorden, jf. eksemplet i boks 1. Ifølge et

studie af Vanlauwe et al. (2000) skal der skelnes mellem Soil Organic Matter (SOM) og Particulate Organic

Matter (POM; partikler af organisk materiale større end 0,053 mm). I studiet blev effekten af forskellige

jordbrugssystemer på vest afrikanske savannejorde undersøgt. Tilmed blev der fundet sammenhænge mellem

disse jordes kvalitetsparametre og majs optag af næringsstoffer. Jordbrugssystemerne bestod af (I) mangeårig

monokultur med majs, (II) rækker af kvælstoffikserende træer i marken med inkorporering af biomasse herfra i

jorden, og to typer braklægning med træer; (III) ved naturlig succession og (IIII) kvælstoffikserende træer.

Systemerne kan klassificeres som agroforestry på nær (I) mangeårig monokultur med majs. Jordbunden under

agroforestrysystemerne, og i særdeleshed systemet med brak ved naturlig succession, havde bedre CEC end

den mangeårige monokultur. Der blev fundet en sammenhæng mellem majs optag af N og mængden af

organisk materiale, sammenhængen viste sig at være endnu stærkere for POM end SOM. Andelen af POM var

højere i agroforestrysystemerne end i monokulturen. Dette er eksempel på hvordan en jords frugtbarhed kan

forbedres vha. agroforestry. I et Etiopisk forsøg af Negasa et al. (2017) blev jordbunden under 3 forskellige

jordbrugssystemer undersøgt med hensyn til SOM, bulk density, pH, elektrisk ledningsevne, total N-indhold og

jordlevende makrofauna – alle parametre, der beskriver jordbundens frugtbarhed. De tre jordbrugssystemer

var agroforestry, monokulturer med enårige afgrøder og afgræsning. På alle parametre, på nær bulk density,

havde agroforestrysystemet den mest frugtbare jordbund. Senere i opgaven i afsnittet, Agroforestry og

Fødevaresikkerheden, præsenterer jeg eksempler på, hvordan agroforestrysystemer kan øge udbyttet af

afgrøder ved at levere næringsstoffer fra kvælstoffikserende træer.

Tab af næringsstoffer kan også ske gennem tab af selve overjorden ved erosion. Erosion er en meget lokal

problemstilling afhængigt af landskabets, overjordens og vegetationstypens karakterer. Både vegetationens

over- og underjordiske dele kan hindre erosion. Overjordiske dele kan nedsætte påvirkningen fra vind og regn,

mens rødder hjælper til at holde på jorden. Permanent vegetation som træer og buske har en særlig rolle at

spille i den sammenhæng (Marden 2012; FAO 2011).

15

Når det kommer til jordbundens fysiske struktur er mængden af organisk materiale igen en afgørende faktor.

Især i overjorden og især på mere lette jorde er organisk materiale og de hertil forbundne mikrobiologiske

processer med til at sammenbinde jordens partikler og derved danne aggregater (Jastrow 1996; Murphy 2015).

Agroforestry har altså noget at byde ind med i forhold til jordbundens frugtbarhed – både den kemiske og

fysiske side af sagen. Argumenterne vender ofte tilbage til mængden af organisk materiale i jorden, hvilket

agroforestry kan være med til at øge. Figur 6 opsummerer og understreger pointen om organisk materiales

effekter i jorden. Den understreger ikke blot funktionerne af SOM, men også interaktionerne mellem de

forskellige funktioner.

Figur 6: Konceptuel model om organisk materiales funktioner i jorden. Fra (Krull, Skjemstad, and Baldock 2004) s. 11.

Dette afsnit er på ingen måde udtømmende, men blot en opridsning af nogle af de vigtigste sammenhænge

mellem agroforestry og jordbundskvalitet.

16

Biodiversitet og Ecosystem Services

Ecosystem services er ifølge The Millenium Ecosystem Assessment de fordele mennesker kan få af

velfungerende økosystemer. Alle 4 kategorier omtalt ift. bæredygtighed i denne opgave kan for så vidt

defineres som ecosystem services (Reid et al. 2005). Dette afsnit omhandler derfor biodiversitet og

sammenhængen til ecosystem services mere generelt. Tilmed undersøges der, om agroforestry er en

bæredygtig metode til at dyrke jorden ift. bevarelse af biodiversitet.

Biodiversitet og ecosystem services går hånd i hånd. Biodiversiteten kan beskrives som råstoffet for

økosystemers funktion. Forskellige arter af dyr, planter og mikroorganismer har hver især bestemte nicher at

udfylde i et økosystem. De har hver især funktioner, og førend et økosystem er komplet, skal funktionerne

være dækket. I mange økosystemer kan flere arter udføre samme funktion, det kaldes økologisk redundans og

er vigtigt for skabe et modstandsdygtigt økosystem (Walker 1995; Naeem 1998; Duffy 2009; Maestre et al.

2012; Balvanera et al. 2006).

Ecosystem services kategoriseres i The Millenium Ecosystem Assessment som i tabel 2, hvor der også gives

eksempler på ecosystem services i hver kategori (Reid et al. 2005).

Tabel 2: Kategorier og eksempler på ecosystem services

Kategori Eksempler

Provisioning services Produkter som fødevare, fibre, brændsler og andre

materialer fra dyr, planter og naturen i det hele

taget.

Regulating services Regulerende processer som vandrensning,

klimaregulering, bestøvning og regulering af

skadevoldere og sygdomme.

Cultural services Alle ikke materielle goder fra dyr, planter og natur,

som rekreative og spirituelle formål.

Supporting services Grundlæggende services der understøtter de andre

kategorier, som komposteringsprocesser, dannelse

af jord og primærproduktion.

De allerede omtalte ecosystem services, Kulstof og Klima og Jord og Næring, falder i en eller flere af

17

kategorierne i tabel 2. Økosystemer og de fordele mennesker får fra dem, skal altså opretholdes gennem en

bevaring af biodiversitet.

Flere undersøgelser af agroforestrysystemer i troperne viser, at en høj grad af biodiversitet kan opretholdes

sammenlignet med naturlige naturtyper. Artsantallet af træer i skovhaver i Vest Kalimantan i Indonesien er på

optil 376 arter. Kompositionen af træer i skovhaverne blev sammenlignet med naturlige skove i ift. 2 forskellige

økologiske parametre, spredningsmekanismer og succesionsstadie. Des ældre skovhaverne var des nærmere

den naturlige skov blev de i forhold til begge parametre, og i de ældste skovhaver var der ikke nogen væsentlig

forskel. Der var dog en generel tendens til at træer, der var lettere at etablere var overrepræsenteret i

skovhaverne (Marjokorpi and Ruokolainen 2003). Dette studie understreger en pointe; agroforestry er ikke

natur, det er et dyrkningssystem, der manipuleres af mennesker, men det er et system, hvor i der per definition

er plads til mange arter. Artsrigdommen af træer er måske givet i skovhavesystem, der netop bygger på at have

en variation af nyttige træer og buske. Men også andre organismegrupper er blevet undersøgt. Fugle i

forskellige typer af naturligskov, agroforestrysystemer og landbrugsarealer i Panama blev undersøgt.

Artsrigdommen af fugle i kaffeplantager med skyggetræer viste sig at være sammenlignelig med naturlige

skove. Også artsrigdommen af særligt udsatte arter af fugle var markant større i kaffeplantagerne

sammenlignet med enårige monokulturer af ris eller sukkerrør. På afgræssede arealer steg artsantallet af fugle

til det mere end det dobbelte, når arealer blev efterladt og fik lov til at sprænge i skov (Petit et al. 1999; Petit

and Petit 2003). Disse resultater viser at landskaber med træer og varieret vegetationsstruktur kan understøtte

flere arter. Flere lignende resultater kan findes i litteraturen, f.eks. en special udgave af tidsskriftet; Biodiversity

and Conservation (vol. 16, issue 8, juli 2007 ISSN: 0960-3115), omhandler påvirkningen af biodiversitet i kakao

plantager med skyggetræer. Denne udgave indeholder artikler, der dokumenterer højere artsdiversitet i

agroforestrysystemer end monokulturelle jordbrugssystemer for fugle og flagermus (Harvey and Villalobos

2007), dovendyr (Vaughan et al. 2007), forskellige arter af myrer (Delabie et al. 2007), planter (Sonwa et al.

2007) og biller og myrer (Bos, Steffan-Dewenter, and Tscharntke 2007). Der er altså masser af resultater, der

peger i retning af at agroforestrysystemer som skyggede kaffe- og kakaoplantager og home- og forestgardens

har et potentiale til at bevare biodiversitet. En generel tendens i flere af de ovennævnte undersøgelser er, at

der er et fald i biodiversitet fra naturlig skov > agroforestrysystem > monokulturelt dyrkningssystem. Hvis man

alene vil bevare biodiversitet, er urørt skov den bedste løsning, men set i forhold til konvertering af naturlig

skov til intensivt landbrug er agroforestry en mere bæredygtig mellemvej.

18

Et andet interessant resultat i denne kontekst er at regeneration af skov efter et landbrugsareal forlades har

vist sig at være markant hurtigere efter agroforestry end på arealer med afgræsning eller intensivt dyrket

landbrug med høje inputs (Ferguson et al. 2003).

I en meta-analyse af 78 eksperimenter fastslog Gilbert-Norton et al. (2010), at korridorer i landskabet kan øge

migrationen af forskellige organismegrupper. Effekten var større for planter, landlevende pattedyr og insekter

end for fugle, men i gennemsnit øgede sådanne korridorer migrationen med 50%. Migrationen af individer

betyder, at gener kan vandre, og den genetiske diversitet kan opretholdes. Hvis agroforestrysystemer kan virke

som korridorer kan de i være med til at opretholde bæredygtige bestande af arter, der ellers lider under at

blive fragmenteret.

Delkonklusion på bæredygtighed

Den natur- og miljømæssige bæredygtighed af agroforestry afhænger af, hvad den sammenlignes med. Både

biodiversiteten og lagringen af kulstof i agroforestry er bedre end i landbrugssystemer, der bygger på input-

intensive monokulturer. Sammenlignes der med naturlig skov, kan agroforestry oftest ikke følge med på de

parametre. Så agroforestry kan siges at være det sunde kompromis, hvor der både tages højde for

nødvendigheden af lokal fødevareproduktion og bevaringen af ecosystem services.

Agroforestry og fødevaresikkerheden

FAO’s 4 hovedelementer i fødevaresikkerhed omtalt i introduktionen, Tilstedeværelse, Tilgængelighed, Forbrug

og Stabilitet af fødevarer bliver benyttet som mål, der skal nås for at opnå fødevaresikkerhed. FAO arbejder

henimod disse mål med 2 tilgange – en langsigtet udviklingstilgang og en mere direkte tilgang i tilfælde af

kriser, der kræver en øjeblikkelig handling. (Pingali, Alinovi, and Sutton 2005; FAO 2006)

I det følgende undersøges agroforestrys mulige fordele for tilstedeværelsen og stabiliteten af fødevarer. Mens

tilgængelighed og forbrug af fødevare kun berøres let, da disse to elementer i høj grad rummer

problemstillinger af politisk karakter. Agroforestry vil blive betragtet som et redskab i den første af de to

tilgange – den langsigtede udviklingstilgang.

Tilstedeværelse og Stabilitet af Fødevarer

Målet er at øge og stabilisere den lokale produktion af fødevarer til de mest sårbare grupper af befolkningen.

Dette skal gøres gennem en række mere specifikke fokuspunkter. Af disse fokuspunkter er følgende relevante i

jordbrugsvidenskabelig sammenhæng:

19

1. Forøgelse af den lokale produktion på smålandbrug

2. Revitalisering af husdyrproduktion

3. Genopretning og bevarelse af naturressourcer

4. Forøgelse af muligheder for indkomst og kilder til fødevarer

5. Diversificering af landbruget og dets arbejdspladser

(FAO 2006; Pingali, Alinovi, and Sutton 2005)

Boks 2 indeholder to eksempler på, at kvælstoffikserende træer kan øge udbyttet af majs.

BOKS 2

Et langvarigt (1992-2002) forsøg i Malawi med Gliricidia sepium som organisk gødning viste

klare forbedringer i majsudbytter. Forsøget byggede på et agrisilvikulturelt system jvf. Nairs

klassifikation (se introduktion). G. sepium tilhører ærteblomstfamilien og er kvælstoffikserende

(Bala and Giller 2007). I dette forsøg dyrkedes G. Sepium direkte i majsmarken på rækker med

mellemrum 1,5 m rækkerne imellem og 90 cm mellemrum i rækken. I september 1992 blev G.

sepium skåret tilbage til 30 cm stød, og al genvækst af blade og kviste blev indarbejdet i jorden

i løbet af dyrkningssæsonen (okt.-apr.). Mængden af N fra denne procedure svarer til ca. 60 kg

uorganisk N pr. ha. Der blev derudover tildelt 3 mængder af kunstgødning 0, 23 og 46 kg N pr.

ha. Samtidig blev et tilsvarende areal med samme 3 tilførsler af kunstgødning dyrket med

monokultur af majs. Områdets økologiske zone er Tropical Moist Forest jf. figur 2, og der er en

gennemsnitlig nedbør på 1024 mm om året varierende fra 560-1600 mm om året i

forsøgsperioden. Nedbøren falder i månederne november til april (Akinnifesi et al. 2007;

Akinnifesi, Makumba, and Kwesiga 2006).

Resultaterne af forsøget viste, at uanset de 3 gødningsniveauer var majsudbyttet højere i

samdyrkningssystemet med G. sepium end i monokulturen i alle dyrkningssæsoner på nær den

første (1992-93). Der var også en signifikant positiv effekt af mængden af N tilført som

kunstgødning for både samdyrkningssystemet og monokulturen. I parcellerne, hvor der er ikke

blev tilført kunstgødning var ubdyttet i gennemsnit 3,8 t pr. ha i samdyrkningssystemet mod

1,2 t pr. ha i monokulturen.

FORTSÆTTES PÅ NÆSTE SIDE.

20

Eksemplerne i boks 2 viser, hvordan den lokale fødevareproduktion kan øges vha. agroforestrysystemer.

Frigørelsen fra brugen af kunstgødning er en stor gevinst. Øget brug af kunstgødning ses af mange som et

vigtigt skridt i arbejdet for at øge fødevaresikkerheden i SSA, men på trods heraf tildeles der ofte under

halvdelen af de anbefalede mængder. Dette skyldes bl.a. høje priser på kunstgødning og noget så lavpraktisk

som tilgængeligheden af passende mængder på de rigtige tidspunkter. (Kihara et al. 2016; Manyong et al.

2001; Burke et al. 2016; Yanggen et al. 1998)

Disse produktionsmæssige fordele er opnået på forsøgsstationer i SSA. Chirwa et al. (2003) undersøgte,

hvordan det før omtalte system med G. sepium og majs fungerede ude på de lokale malawiske smålandbrug.

Produktionen af biomasse fra G. sepium var mindre på smålandbrugene, hvilket betød at systemet ikke havde

en signifikant effekt på majsudbyttet. Den lave produktion af biomasse blev tilskrevet at beskæring af G.

sepium skulle foregå i en periode af dyrkningssæsonen, hvor andre arbejdsopgaver prioriteredes højere. Dette

understreger kompleksiteten af indførslen af et sådant system.

BOKS 2 - FORTSAT

Ved tilførsel af 23 kg N pr. ha steg det gennemsnitlige udbytte i monokulturen til 2,9 t pr. ha, og

ved tilførsel af 46 kg N pr. ha steg det til 3,6 t pr. ha – altså stadig lavere end udbyttet i

samdyrkningssystemet uden tilført kunstgødning. Det skal ses i lyset af at tilførslen af N fra G.

sepium var svarende til ca. 60 kg uorganisk N pr. ha – altså 17 kg mere den maksimale tilførsel i

monokulturen. Ved tilførsel af 46 kg N pr. ha til samdyrkningssystemet var det gennemsnitlige

udbytte på 5,2 t pr. ha. Der er altså en udbyttestigning på 37% i samdyrkningssystemet ved

tilførsel af 46 kg N pr. ha, mens der er en stigning på 200% i monokulturen. Majsens respons på

tilført N i samdyrkningssystemet er tilstede, men markant mindre, på trods af det i absolutte tal

større udbytte ved denne strategi. Man kan med fordel spare udgiften til kunstgødning, da den

betaler sig dårligere tilbage, og da udbyttet kan øges uden (Akinnifesi, Makumba, and Kwesiga

2006).

I et forsøg af Okogun et al. (2000) med et lignende system udført i Nigeria viste majsudbytterne

sig også at stige signifikant, og ligeledes blev effekten af tilført kunstgødning også mindre i

agroforestrysystemet end monokulturen.

(Akinnifesi, Makumba, and Kwesiga, 2006), (Okogun et al. 2000) og (Bale og Giller 2007)

21

Quinion et al. (2010) undersøgte effekten af forskellige systemer med gødningstræer mindst 5 år efter

implementering på malawiske smålandbrug i to forskellige områder. I begge områder havde det medført en

øget produktionen og diversificeret mulighederne for indkomst. Blandt bønderne blev der nævnt fordele

såsom salg af frø, tømmer og brænde. Tilmed blev udfordringer med systemerne søgt identificeret. Mangel på

uddannelse, arbejdskraft, tab af afgrøder til dyr, insekter og plantesygdomme, mangel på areal og lange

tidshorisonter blev nævnt som de største udfordringer alt efter hvilket system, der blev anvendt. Generelt blev

manglen på uddannelse og støtte nævnt som en stor udfordring. Dog efterlyste det ene af de 2 områder i

markant højere grad uddannelse (88% mod 62 % af de adspurgte). Hér havde bønderne modsat i det andet

område ikke formået at diversificere mulighederne for indkomst eller øge indkomsten siden indførslen af

systemet. Hvilket kunne antyde, at manglen på uddannelse på flere planer gør at potentialet i systemet ikke

bliver udnyttet. Udfordringer med areal viste sig ved en sammenhæng mellem areal og afkast, hvor de største

smålandbrug høstede flere fordele af at indføre systemer med gødningstræer. Det konkluderes tilmed, at på

trods af at systemerne giver bedre levevilkår med mindre sult over tid, kan de ikke klare pludselige chok, som

kræver øjeblikkelig håndtering. Disse pludselige chok fylder meget, er af forskellige karakter og kommer

jævnligt. De er dermed med til at holde bønderne i skak, på trods af højere udbytter og flere produkter at

sælge af.

Boks 3 indeholder et forsøg fra, hvor flere jordbrugssystemer, herunder en traditionel form for agroforestry, og

udbyttet af forskellige afgrøder blev sammenlignet. Derudover blev ejerforholdene også undersøgt.

BOKS 3

I Sudan blev forskellige landbrugspraksisser sammenlignet i 2 nærtliggende områder. Områderne er

Tropical Shrubland, jf. figur 2, og nedbøren varierede mellem 300 og 700 mm i perioden. De 3

enårige afgrøder, der dyrkedes, var sorghum, hirse og sesam. Udbyttet af de tre afgrøder under tre

forskellige landbrugspraksisser blev undersøgt. De tre praksisser var (1) monokultur uden herbicider,

(2) monokultur med herbicider og (3) agroforestry med Acacia ssp. Derudover blev der for praksis (1)

undersøgt om ejerforholdet til jorden havde betydning. I alle tre praksisser var retten til jorden sikret

gennem en kontrakt med staten, det anderledes ejerforhold, der testedes i (1), var privat leje fra

andre kontraktholdere.

FORTSÆTTES PÅ NÆSTE SIDE

22

Der er altså helt generelt en tendens til at agroforestrysystemet i boks 3 giver et højere udbytte, resultaterne

er dog lidt svingende både mellem områderne og de forskellige afgrøder. Derudover ser det ud til, at

herbicidbrug giver et højere udbytte, og at privat leje fra andre kontraktholdere er fordelagtigt frem for at have

et kontraktforhold direkte til staten.

På trods af at de højere udbytter ved agroforestry i undersøgelserne i boks 3 ikke er signifikante over hele

linjen, skal det ses i lyset af, at dette traditionelle system er meget simpelt. Acacia ssp. virker som skyggetræer

og kvælstoffikserende elementer i landbrugslandet. De er fordelt tilfældigt i landskabet og er selvsåede

naturlige træer, der blot bevares. Der er med andre ord ikke meget ekstra arbejde i at hente den eventuelle

fordel. I samme artikel blev der udført en cost-benefit-analyse af de forskellige praksisser, hvor agroforestry

konsekvent scorede den højeste benefit/cost-ratio – på nær ved dyrkning sesam i det ene af områderne. Her

kom monokultur med brug af herbicider ud på et med agroforestry. På trods af de økonomiske fordele ved

agroforestry bliver denne praksis kun anvendt af henholdsvis 21% og 42% af bønderne i de to områder.

Forklaringen skal ifølge artiklen hentes i, at områder med skov anses for værende statsejede i Sudan, og da

BOKS 3 - FORTSAT

Resultaterne for sorghum viste, at de højeste udbytter i begge områder var i (3) ”agroforstry med

Acacia ssp.”. Forskellen var i begge områder kun signifikant sammenlignet med (1) ”monokultur u.

herbicider” og i det ene af områderne kun, hvis ejerforholdet var kontrakt direkte med staten. I det

ene område var merudbyttet ved (3) ”agroforstry med Acacia ssp.” også signifikant sammenlignet

med (2) ”monokultur m. herbicider”.

Resultaterne for hirse, viste også at (3) ”agroforstry med Acacia ssp.” gav højeste udbytter i begge

områder, men her var det kun signifikant sammenlignet med (1) ”monokultur u. herbicider” uanset

ejerforhold.

For sesam gav (3) ”agroforstry med Acacia ssp.” det højeste udbytte i det ene område, uden det her

dog var signifikant, mens (2) ”monokultur m. herbicider” gav det højeste udbytte i det andet område,

her var (3) ”agroforstry med Acacia ssp.” til gengæld signifikant bedre end (1) ”monokultur u.

herbicider”.

(Fhami et al. 2016)

23

ejerforholdene er kontraktbaserede, frygter mange bønder at lade træer stå på deres jord og derved miste

retten til den. Altså endnu en komplikation der kan være ved at forsøge at ændre praksis (Fhami et al. 2016).

Dette eksempel viser igen, at der er muligheder for at øge produktionen gennem agroforestry. Det er også et

eksempel på at udfordringerne kan være komplicerede politiske forhold. Udfordringer med rettigheder og

adgang til land rækker ud over denne opgaves rammer, da det er en problemstilling i sig selv og af politisk

karakter. Det fortjener dog at blive nævnt, og yderligere information kan findes i denne rapport fra FAO af

McCarthy & Brubaker (2014).

Byron & Arnold (1999) beskriver, hvilken betydning tropiske skove og deres produkter har for den lokale

befolkning. Her skal produkter ses meget bredere end blot tømmer. Det fremhæves at skovene er med til at

diversificere udvalget af fødevarer ved at bibringe et supplement til de normale afgrøder. Vigtigheden af

adgang til fødevarer fra skovene stiger i krisesituationer, hvor fødevaresikkerheden kompromitteres. Det

konkluderes, at agroforestry her kan komme til at spille en vigtig rolle i og med, at de naturlige tropiske skove

forsvinder, og at de tilbageværende i højere grad fredes.

Agroforestry og fremtiden

Nogle af de udfordringer agroforestry står over for, er blevet opsummeret i flere reviews, og nogle er allerede

blevet nævnt løbende i denne opgave. Hvis agroforestry skal udbredes som et bæredygtigt koncept til

landbrugsudvikling, må forskningen forsøge at imødekomme disse udfordringer med mulige løsninger.

Casanova-Lugo et al. (2016) konkluderer i et review, at et af de områder, hvor agroforestry har et uudforsket

potentiale er indenfor husdyrproduktionen. Muligheder for at bruge vedplanter på græsningsarealer og deres

værdi som foder kan være med til at imødekomme FAO’s mål om at revitalisere husdyrproduktionen som et

led i at øge tilgængeligheden til fødevarer.

Nair (2011) omtaler problematikken ved den store kompleksitet og forskellighed i agroforestrysystemer samt

de store lokale variationer, som gør, at resultater fra forskningen kan være svære at sammenligne og

ekstrapolere over større områder. Det gør sig ligeledes gældende, når agroforestrysystemer skal

implementeres i praksis. Skal de mange mulige fordele ved agroforestry realiseres kræves der en meget

specifik viden om det lokalområde, der arbejdes i. I en omfattende artikel af Luedeling et al. (2016) bliver

mulighederne for modellering af udbytter i agroforestrysystemer vendt. Udfordringen er igen at rumme

kompleksiteten af systemerne og alle faktorerne, der påvirker udbyttet. Uden gode modeller til at forudsige

24

udbytter og konsekvenser af implementeringen af agroforestry, vil det næppe slå igennem som koncept. I

artiklen præsenteres en række modeller, men det konkluderes, at de ofte ikke evner at rumme alle faktorer og

er dårligt vedligeholdt. Der foreslås en mulig metode til at udvikle modeller, der er praktisk anvendelige og

samtidig komplekse. Ved at opdele modellerne i sub-modeller kan stedlige relevante faktorer bringes ind eller

udelades, og kompleksiteten kan bevares uden, at man skal forholde sig til alle faktorer på en gang. Modellerne

skal dog stadig opdateres og videreudvikles, så de følger udviklingen i den virkelige verden.

Dawson et al. (2013) efterlyser forskning i potentialet af andre hjemmehørende arter af træer og buske til

agroforestrysystemer og bedre kortlægning af egnede områder til disse arter. Dette skal øge mulighederne for

at bevare biodiversiteten af hjemmehørende arter. Et større udvalg af træer og buske i sådanne systemer kan

også være med til at imødekomme FAO’s mål om at diversificere landbruget og dets arbejdspladser og derved

øge stabiliteten af indkomster og fødevareforsyningen. Ligeledes kan tilgængeligheden af de træer, buske og

afgrøder, der egner sig være ringe (Franzel et al. 2004).

Matata et al. (2010) undersøgte forskellige socioøkonomiske faktorer, der kunne hindre indførslen af

agroforestry blandt bønder i det vestlige Tanzania. Her blev endnu en udfordring præsenteret nemlig

tidshorisonterne. Mange bønder kunne ikke vente på resultater af omlægningen, der ofte først indtræder når

træerne, når en hvis størrelse. I denne sammenhæng var ventetiden på resultater blot to år. Investeringer og

jord, der tages ud af normal produktion, mærkes øjeblikkeligt, mens effekterne lader vente på sig. Den mest

afgørende faktor i denne undersøgelse var dog manglen på opmærksomhed og viden omkring mulighederne

blandt bønderne. Denne problemstilling er allerede blevet berørt i afsnittet om fødevaresikkerhed.

En anden allerede nævnt problemstilling er af politisk karakter og relaterer sig til rettigheder til land (Fhami et

al. 2016).

Det er nogle af de udfordringer og måske uudforskede potentialer, som forskningen står overfor at løse.

Potentialerne kan siges at ligge i nye arter af vedplanter og nye produkter herfra, herunder både direkte til

humankonsum og til fodring husdyr. Udfordringerne er både af agronomisk karakter, men også i høj grad af

socioøkonomisk, praktisk og politisk karakter. Bedre infrastruktur og adgang til markeder, bedre uddannelse og

landrettigheder er vigtige skridt på vejen mod udbredelsen af agroforestry, der kræver politiske løsninger. Af

agronomiske udfordringer kan nævnes udviklingen af bedre forudsigelser af udbytter og miljømæssige

konsekvenser af komplicerede agroforestrysystemer, der vel at mærke inddrager lokale forhold.

25

Konklusion

Set i et afrikansk perspektiv rummer agroforestrysystemer løsninger på nogle af de problemer, som

landbrugsudviklingen står overfor. Ligeledes er agroforestry et godt bud på en natur- og miljømæssig

bæredygtig tilgang til landbrugsudvikling. Der er i denne kontekst også en klar sammenhæng mellem

økonomisk bæredygtig produktion og natur- og miljømæssig bæredygtighed. Den manglende miljømæssige

bæredygtighed i form af den langvarige udpining af jorden og nedbrydning af økosystemer er en tikkende

bombe under den fremtidige fødevareproduktion i ekstensive lav-input landbrug. Ift. bevaringen af

biodiversitet og herved opretholdelsen af økosystemer er agroforestry en pragmatisk middelvej mellem den

urørte natur og de intensivt dyrkede systemer. Agroforestry tilbyder den ubemidlede afrikanske bonde

mulighed for at bevare en frugtbar jord og et pænt udbytte med et lavt input af kunstgødning. En anden vigtig

fordel ved agroforestry er diversificeringen af produktionen. Alle afgrøder vil sjældent slå fejl samme år, derved

fungerer de sekundære produkter som en slags forsikring. Agroforestry kan medføre en sund økonomi, når

først systemerne er veletablerede. Tilmed vil et mere varieret udvalg af fødevarer kunne medføre en bedre

ernæringstilstand.

De udfordringer, agroforestry står overfor, kræver både faglige såvel som politiske løsninger. Forskningen skal

udvikle nye lokalt tilpassede agroforestrysystemer og finde nye egnede afgrøder og hertil også udbrede de

allerede eksisterende gavnlige landbrugssystemer, der inkluderer vedplanter. Derudover skal forskningen hele

tiden opdatere og udvikle modeller og målemetoder til bestemmelse af konsekvenserne ved implementeringen

af agroforestry. Problemer med dårlig infrastruktur og ringe markedsmuligheder samt bønders rettigheder til

jord er af politisk karakter og kræver derfor politiske løsninger. I det hele taget er politisk ustabilitet og

langvarige kriser i SSA en stor udfordring for at sikre fødevaresikkerheden. NGO’er og andre projektmagere er

dem, der står i krydsfeltet og skal knække udfordringerne i praksis. Hvis de faglige og politiske udfordringer kan

løses, er uddannelse og støtte af de lokale bønder et vigtigt arbejde for NGO’erne. Økonomisk støtte kan være

nødvendig under etablering, indtil træerne når en størrelse, hvor de kan udfylde deres rolle i systemet. En

sådan støtte kan enten tænkes at være en del af projektets budget eller ydes af en relevante politiske

institutioner.

26

Referencer

Akinnifesi, F K, W Makumba, and F R Kwesiga. 2006. “Sustainable Maize Production Using Gliricidia/maize

Intercropping in Southern Malawi.” Experimental Agriculture 42 (4): 441–57.

doi:10.1017/S0014479706003814.

Akinnifesi, F K, W Makumba, G Sileshi, O C Ajayi, and D Mweta. 2007. “Synergistic Effect of Inorganic N and P

Fertilizers and Organic Inputs from Gliricidia Sepium on Productivity of Intercropped Maize in Southern

Malawi.” Plant and Soil 294: 203–17. doi:10.1007/s11104-007-9247-z.

Archimède, H, M Rira, D J Barde, F Labirin, C Marie-Magdeleine, B Calif, F Periacarpin, et al. 2016. “Potential of

Tannin-Rich Plants, Leucaena Leucocephala, Gliricidia Sepium and Manihot Esculenta, to Reduce Enteric

Methane Emissions in Sheep.” Journal of Animal Physiology and Animal Nutrition 100 (6): 1149–58.

doi:10.1111/jpn.12423.

Bai, Z G, D L Dent, L Olsson, and M E Schaepman. 2008. “Proxy Global Assessment of Land Degradation.” Soil

Use and Management 24 (3). Blackwell Publishing Ltd: 223–34. doi:10.1111/j.1475-2743.2008.00169.x.

Bala, A, and K E Giller. 2007. “Relationships between Rhizobial Diversity and Host Legume Nodulation and

Nitrogen Fixation in Tropical Ecosystems.” Advances in Integrated Soil Fertility Management in Sub-

Saharan Africa: Challenges and Opportunities, edited by Andre Bationo, Boaz Waswa, Job Kihara, and

Joseph Kimetu, 691–702. Dordrecht: Springer Netherlands. doi:10.1007/978-1-4020-5760-1_64.

Balvanera, P, A B Pfisterer, N Buchmann, J-S He, T Nakashizuka, D Raffaelli, and B Schmid. 2006. “Quantifying

the Evidence for Biodiversity Effects on Ecosystem Functioning and Services.” Ecology Letters 9 (10).

Blackwell Publishing Ltd: 1146–56. doi:10.1111/j.1461-0248.2006.00963.x.

Bos, M M, I Steffan-Dewenter, and T Tscharntke. 2007. “The Contribution of Cacao Agroforests to the

Conservation of Lower Canopy Ant and Beetle Diversity in Indonesia.” Biodiversity and Conservation 16

(8): 2429–44. doi:10.1007/s10531-007-9196-0.

Brady, N C, and R Weil. 2014. “The Colloidal Fraction: Seat of Soil Chemical and Physical Activity.” Elements of

the Nature and Properties of Soil, 3rd ed., 285–318. Harlow, Essex, England: Pearson Education limited.

Burke, W J, E Frossard, S Kabwe, and T S Jayne. 2016. “Understanding Fertilizer Effectiveness and Adoption on

Maize in Zambia.” 147. MSU International Development Working Paper. East Lansing, Michigan.

27

Byron, N, and M Arnold. 1999. “What Futures for the People of the Tropical Forests?” World Development 27

(5): 789–805.

Casanova-Lugo, F, L Ramírez-Avilés, D Parsons, A Caamal-Maldonado, A T Piñeiro-Vázquez, and V Díaz-

Echeverría. 2016. “Environmental Services from Tropical Agroforestry Systems.” Revista Chapingo. Serie

Ciencias Forestales Y Del Ambiente 22 (3): 269–84. doi:10.5154/r.rchscfa.2015.06.02.

Chirwa, P W, C R Black, C K Ong, and J A Maghembe. 2003. “Tree and Crop Productivity in Gliricidia / Maize /

Pigeonpea Cropping Systems in Southern Malawi.” Agroforestry Systems 59 (3): 265–77.

doi:10.1023/B:AGFO.0000005227.69260.f9.

Cobo, J G, G Dercon, and G Cadisch. 2010. “Nutrient Balances in African Land Use Systems across Different

Spatial Scales: A Review of Approaches, Challenges and Progress.” Agriculture, Ecosystems & Environment

136 (1–2): 1–15. doi:https://doi.org/10.1016/j.agee.2009.11.006.

D’Annunzio, R. 2013. “FAO Geonetwork.” Global Ecological Zones (Second Edition).

http://www.fao.org/geonetwork/srv/en/main.home.

D’Odorico, P, A Bhattachan, K F Davis, S Ravi, and C W Runyan. 2013. “Global Desertification: Drivers and

Feedbacks.” Advances in Water Resources 51: 326–44.

doi:https://doi.org/10.1016/j.advwatres.2012.01.013.

Dawson, I K, M R Guariguata, J Loo, J C Weber, A Lengkeek, D Bush, J Cornelius, et al. 2013. “What Is the

Relevance of Smallholders’ Agroforestry Systems for Conserving Tropical Tree Species and Genetic

Diversity in circa Situm, in Situ and Ex Situ Settings ? A Review.” Biodiversity and Conservation 22: 301–24.

doi:10.1007/s10531-012-0429-5.

Delabie, J H C, B Jahyny, I C do Nascimento, C S F Mariano, S Lacau, S Campiolo, S M Philpott, and M Leponce.

2007. “Contribution of Cocoa Plantations to the Conservation of Native Ants (Insecta: Hymenoptera:

Formicidae) with a Special Emphasis on the Atlantic Forest Fauna of Southern Bahia, Brazil.” Biodiversity

and Conservation 16 (8): 2359–84. doi:10.1007/s10531-007-9190-6.

Duffy, J E. 2009. “Why Biodiversity Is Important to the Functioning of Real-World Ecosystems.” Frontiers in

Ecology and the Environment 7 (8). Ecological Society of America: 437–44. doi:10.1890/070195.

FAO. 2006. “Food Security.” 2. FAO Policy Brief. http://www.fao.org/es/esa/.

28

FAO, IFAD, and WFP. 2015. The State of Food Insecurity in the World 2015. Rome: FAO.

FAO, and WFP. 2010. The State of Food Insecurity in the World Addressing Food Insecurity in Protracted Crises.

Rome: FAO.

Ferguson, B G, J Vandermeer, H Morales, and D M Griffith. 2003. “Post-Agricultural Succession in El Petén,

Guatemala.” Conservation Biology 17 (3). Blackwell Science, Inc.: 818–28. doi:10.1046/j.1523-

1739.2003.01265.x.

Fhami, MKM, MDA Dafa-Alla, M Kanninen, and O Luukkanen. 2016. “Impact of Agroforestry Parklands on Crop

Yield and Income Generation: Case Study of Rainfed Farming in the Semi-Arid Zone of Sudan.”

Agroforestry Systems. Springer Netherlands, 1–16. doi:10.1007/s10457-016-0048-3.

Flores, M, Y Khwaja, and P White. 2005. “Food Security in Protracted Crises : Building More Effective Policy

Frameworks.” Disasters 29 (s1): 25–51. doi:10.1111/j.0361-3666.2005.00283.x.

Franzel, S, G L Denning, J P B Lillesø, and A R Mercado. 2004. “Scaling up the Impact of Agroforestry: Lessons

from Three Sites in Africa and Asia.” Agroforestry Systems 61 (1): 329–44.

doi:10.1023/B:AGFO.0000029008.71743.2d.

Freitas, C E S, E R Duarte, D D Alves, I Martinele, M D’Agosto, F Cedrola, A A de Moura Freitas, F D dos Santos

Soares, and M Beltran. 2017. “Sheep Fed with Banana Leaf Hay Reduce Ruminal Protozoa Population.”

Tropical Animal Health and Production 49 (4): 807–12. doi:10.1007/s11250-017-1265-0.

Gilbert-Norton, L, R Wilson, J R Steven, and K H Beard. 2010. “A Meta-Analytic Review of Corridor

Effectiveness.” Conservation Biology 24 (3). Blackwell Publishing Inc: 660–68. doi:10.1111/j.1523-

1739.2010.01450.x.

Guyader, J, M Eugène, P Nozière, D P Morgavi, M Doreau, and C Martin. 2014. “Influence of Rumen Protozoa

on Methane Emission in Ruminants: A Meta-Analysis Approach.” Animal 8 (11). Cambridge University

Press: 1816–1825. doi:10.1017/S1751731114001852.

Harvey, C A, and J A G Villalobos. 2007. “Agroforestry Systems Conserve Species-Rich but Modified

Assemblages of Tropical Birds and Bats.” Biodiversity and Conservation 16 (8): 2257–92.

doi:10.1007/s10531-007-9194-2.

Iremonger, S. 2012. “Global Ecological Zones For FAO Forest Reproting: 2010 Update.” 179. Forest Resources

29

Assessment Working Paper. Rome.

Izac, AMN. 2003. “2. Economic Aspects of Soil Fertility Management and Agroforestry Practices.” Trees, Crops

and Soil Fertility, edited by G Schroth and FL Sinclair, 1sted., 13–37. Wallingford, Oxon, UK: CABI

Publishing.

Jastrow, J D. 1996. “Soil Aggregate Formation and the Accrual of Particulate and Mineral-Associated Organic

Matter.” Soil Biology and Biochemistry 28 (4): 665–76. doi:http://dx.doi.org/10.1016/0038-

0717(95)00159-X.

Jose, S. 2009. “Agroforestry for Ecosystem Services and Environmental Benefits: An Overview.” Agroforestry

Systems 76 (1): 1–10. doi:10.1007/s10457-009-9229-7.

Kassas, M. 1995. “Desertification: A General Review.” Journal of Arid Environments 30: 115–28.

Kihara, J, G Nziguheba, S Zingore, A Coulibaly, A Esilaba, V Kabambe, S Njoroge, C Palm, and J Huising. 2016.

“Understanding Variability in Crop Response to Fertilizer and Amendments in Sub-Saharan Africa.”

Agriculture, Ecosystems and Environment 229. Elsevier B.V.: 1–12. doi:10.1016/j.agee.2016.05.012.

Koohafkan, P, H George, J-M Faurès, J Burke, N Forlano, F Nachtergaele, P Groppo, S Bunning, and P Steduto.

2011. The State of the World’s Land and Water Resources for Food and Agriculture (SOLAW) - Managing

Systems at Risk. Edited by HP Binswanger, R Conant, P Mahler, R Stewart, and R Brinkman. Rome and

London: FAO and Earthscan.

Kremen, C. 2005. “Managing Ecosystem Services: What Do We Need to Know about Their Ecology?” Ecology

Letters 8 (5). Blackwell Science Ltd: 468–79. doi:10.1111/j.1461-0248.2005.00751.x.

Krull, E S, J O Skjemstad, and J A Baldock. 2004. “Functions of Soil Organic Matter and the Effect on Soil

Properties. GRDC Project No CSO 00029 Residue Management, Soil Organic Carbon and Crop

Performance.” Glen Osmond, South Australia 5064.

Lal, R, and D J Cummings. 1979. “Clearing a Tropical Forest I. Effects on Soil and Micro-Climate.” Field Crops

Research 2: 91–107. doi:http://dx.doi.org/10.1016/0378-4290(79)90012-1.

Luedeling, E, P J Smethurst, F Baudron, J Bayala, N I Huth, M van Noordwijk, C K Ong, et al. 2016. “Field-Scale

Modeling of Tree–crop Interactions: Challenges and Development Needs.” Agricultural Systems 142: 51–

69. doi:https://doi.org/10.1016/j.agsy.2015.11.005.

30

Lundgren, B. 1982a. “Introduction.” Agroforestry Systems 1 (1): 3–6. doi:10.1007/BF00044324.

Lundgren, B. 1982b. “What Is AGROFORESTRY (Editorial).” Agroforestry Systems 1 (1): 7–12.

doi:10.1007/BF00044325.

Maestre, F T, J L Quero, N J Gotelli, A Escudero, V Ochoa, M Delgado-Baquerizo, M García-Gómez, et al. 2012.

“Plant Species Richness and Ecosystem Multifunctionality in Global Drylands.” Science 335 (6065).

American Association for the Advancement of Science: 214–18. doi:10.1126/science.1215442.

Manyong, V M, K O Makinde, N Sanginga, B Vanlauwe, and J Diels. 2001. “Fertiliser Use and Definition of

Farmer Domains for Impact-Oriented Research in the Northern Guinea Savanna of Nigeria.” Nutrient

Cycling in Agroecosystems 59: 129–41.

Marden, M. 2012. “Effectiveness of Reforestation in Erosion Mitigation and Implications for Future Sediment

Yields, East Coast Catchments, New Zealand: A Review.” New Zealand Geographer 68 (1). Blackwell

Publishing Asia: 24–35. doi:10.1111/j.1745-7939.2012.01218.x.

Marjokorpi, A, and K Ruokolainen. 2003. “The Role of Traditional Forest Gardens in the Conservation of Tree

Species in West Kalimantan, Indonesia.” Biodiversity & Conservation 12 (4): 799–822.

doi:10.1023/A:1022487631270.

Matata, P Z, O C Ajay, P A Oduol, and A Agumya. 2010. “Socio-Economic Factors Influencing Adoption of

Improved Fallow Practices among Smallholder Farmers in Western Tanzania.” African Journal of

Agricultural Research 5 (8): 818–23. doi:10.5897/AJAR09.185.

McCarthy, N, and J Brubaker. 2014. “Climate-Smart Agriculture & Resource Tenure in Sub-Saharan Africa: A

Conceptual Framework.” FAO, 1–23.

Montanarella, L, D Pennock, and N McKenzie. 2015. “Status of the World’s Soil Resources - Technical

Summary.” Rome: FAO.

Moreira, G D, P M T Lima, B O Borges, O Primavesi, C Longo, C McManus, A Abdalla, and H Louvandini. 2013.

“Tropical Tanniniferous Legumes Used as an Option to Mitigate Sheep Enteric Methane Emission.”

Tropical Animal Health and Production 45 (3): 879–82. doi:10.1007/s11250-012-0284-0.

Murphy, B W. 2015. “Impact of Soil Organic Matter on Soil Properties — a Review with Emphasis on Australian

Soils.” Soil Research 53: 605–35. doi:http://dx.doi.org/10.1071/SR14246 Impact.

31

Nachtergaele, F. 2007. “FAO Geonetwork.” Cation Exchange Capacity (Soil) - Topsoil.

http://www.fao.org/geonetwork/srv/en/main.home.

Naeem, S. 1998. “Species Redundancy and Ecosystem Reliability.” Conservation Biology 12 (1). Blackwell

Science Inc: 39–45. doi:10.1111/j.1523-1739.1998.96379.x.

Nair, P K. 1985. “Classification of Agroforestry Systems.” Agroforestry Systems 3: 97–128.

Nair, P K. 2011. “Agroforestry Systems and Environmental Quality : Introduction.” JOURNAL OF

ENVIRONMENTAL QUALITY 40 (3): 784–90. doi:10.2134/jeq2011.0076.

Nair, P K. 2012. “Climate Change Mitigation: A Low-Hanging Fruit of Agroforestry.” Agroforestry - The Future of

Global Land Use, edited by P K Ramachandran Nair and Dennis Garrity, 31–67. Dordrecht: Springer

Netherlands. doi:10.1007/978-94-007-4676-3_7.

Nair, P K, and V D Nair. 2014. “‘ Solid – Fluid – Gas ’: The State of Knowledge on Carbon-Sequestration Potential

of Agroforestry Systems in Africa.” Current Opinion in Environmental Sustainability 6. Elsevier B.V.: 22–27.

doi:10.1016/j.cosust.2013.07.014.

Negasa, T, H Ketema, A Legesse, M Sisay, and H Temesgen. 2017. “Variation in Soil Properties under Different

Land Use Types Managed by Smallholder Farmers along the Toposequence in Southern Ethiopia.”

Geoderma 290: 40–50. doi:https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2016.11.021.

Okogun, J A, N Sanginga, and K Mulongoy. 2000. “Nitrogen Contribution of Five Leguminous Trees and Shrubs

to Alley Cropped Maize in Ibadan , Nigeria.” Agroforestry Systems 50 (2): 123–36.

doi:10.1023/A:1006471303235.

Pandey, D N. 2002. “Carbon Sequestration in Agroforestry Systems.” Climate Policy 2 (4): 367–77.

doi:10.3763/cpol.2002.0240.

Petit, L J, and D R Petit. 2003. “Evaluating the Importance of Human-Modified Lands for Neotropical Bird

Conservation.” Conservation Biology 17 (3). Blackwell Science, Inc.: 687–94. doi:10.1046/j.1523-

1739.2003.00124.x.

Petit, L J, D R Petit, D G Christian, and H D W Powell. 1999. “Bird Communities of Natural and Modified Habitats

in Panama.” Ecography 22 (3). Blackwell Publishing Ltd: 292–304. doi:10.1111/j.1600-

0587.1999.tb00505.x.

32

Pingali, P, L Alinovi, and J Sutton. 2005. “Food Security in Complex Emergencies : Enhancing Food System

Resilience.” Disasters 29 (s1): 5–24. doi:10.1111/j.0361-3666.2005.00282.x.

Quinion, A, P W Chirwa, F K Akinnifesi, and O C Ajayi. 2010. “Do Agroforestry Technologies Improve the

Livelihoods of the Resource Poor Farmers? Evidence from Kasungu and Machinga Districts of Malawi.”

Agroforestry Systems 80: 457–65. doi:10.1007/s10457-010-9318-7.

Reid, W V, H A Mooney, A Cropper, D Capistrano, S R Carpenter, K Chopra, P Dasgupta, et al. 2005. “Ecosystems

And Human Well-Being Synthesis.” Washington, DC: Millenium Ecosystem Assessment.

Saha, S K, P K Nair, V D Nair, and B M Kumar. 2010. “Carbon Storage in Relation to Soil Size-Fractions under

Tropical Tree-Based Land-Use Systems.” Plant and Soil 328: 433–46. doi:10.1007/s11104-009-0123-x.

Schroth, G, and FL Sinclair. 2003. “1. Impacts of Trees an the Fertility of Agricultural Soils.” Trees, Crops and Soil

Fertility, edited by G Schroth and FL Sinclair, 1sted., 1–12. Wallingford, Oxon, UK: CABI Publishing.

Silivong, P, O Xaykham, O Aloun, and T R Preston. 2012. “Effect of Potassium Nitrate and Urea on Feed Intake,

Digestibility, N Balance and Methane Production of Goats Fed a Basal Diet of Gliricidia (Gliricidia Sepium)

and Mimosa (Mimosa Pigra) Foliages Supplemented with Molassese.” Livestock Research for Rural

Development 24 (Article 138). http://www.lrrd.org/lrrd24/8/phon24138.htm.

Sonwa, D J, B A Nkongmeneck, S F Weise, M Tchatat, A A Adesina, and M J J Janssens. 2007. “Diversity of Plants

in Cocoa Agroforests in the Humid Forest Zone of Southern Cameroon.” Biodiversity and Conservation 16

(8): 2385–2400. doi:10.1007/s10531-007-9187-1.

Stoorvogel, JJ, EMA Smalling, and BH Janssen. 1993. “Calculating Soil Nutrient Balances in Africa at Different

Scales - 1. Supra-National Scale.” Fertilizer Research 35: 227–35.

Tubiello, F N, M Salvatore, R D Cóndor Golec, A Ferrara, S Rossi, R Biancalani, S Frederici, H Jacobs, and A

Flammini. 2014. “Agriculture, Forestry and Other Land Use Emissions by Sources and Removals by Sinks.”

2. FAO Statistics Division Working Paper Series ESS/14-02.

UNFCCC. 2014a. “UNFCCC.” UNFCCC Secretariat 2.

http://unfccc.int/essential_background/glossary/items/3666.php. Date assessed 16.05.2017

UNFCCC. 2014b. “United Nations Framework Conventions on Climate Change.” UNFCCC Secretariat 1.

http://unfccc.int/parties_and_observers/items/2704.php. Date assessed 15.05.2017

33

Unruh, J D, R A Houghton, and P A Lefebvre. 1993. “Carbon Storage in Agroforestry: An Estimate for Sub-

Saharan Africa.” Climate Research 3: 39–52.

van Noordwijk, M, C Cerri, P L Woomer, K Nugroho, and M Bernoux. 1997. “Soil Carbon Dynamics in the Humid

Tropical Forest Zone.” Geoderma 79 (1): 187–225. doi:http://dx.doi.org/10.1016/S0016-7061(97)00042-6.

Vanlauwe, K, B Aihou, S Aman, B K Tossah, J Diels, O Lyasse, S Hauser, N Sanginga, and R Merckx. 2000.

“Nitrogen and Phosphorus Uptake by Maize as Affected by Particulate Organic Matter Quality , Soil

Characteristics , and Land-Use History for Soils from the West African Moist Savanna Zone.” Biology and

Fertility of Soils 30: 440–49.

Vaughan, C, O Ramírez, G Herrera, and R Guries. 2007. “Spatial Ecology and Conservation of Two Sloth Species

in a Cacao Landscape in Limón, Costa Rica.” Biodiversity and Conservation 16 (8): 2293–2310.

doi:10.1007/s10531-007-9191-5.

Walker, B. 1995. “Conserving Biological Diversity through Ecosystem Resilience.” Conservation Biology 9 (4).

[Wiley, Society for Conservation Biology]: 747–52. http://www.jstor.org/stable/2386983.

Yanggen, D, V Kelly, T Reardon, and A Naseem. 1998. “Incentives for Fertilizer Use in Sub-Saharan Africa : A

Review of Empirical Evidence on Fertilizer.” 70. MSU International Development Working Paper. East

Lansing, Michigan.