Die Schwarz-Erle (Alnus glutinosa [L.] GAERTN.) - Landesbetrieb ...

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et al. 1997). Auf diese Weise ließen sich auf ungestörten Mooren ohne Gehölze schon nach einem Jahr sichere Aussagen zu deren Rolle als C-Quelle oder -Senke bzw. zum Torfwachstum gewinnen (YAVITT 1994, ALM et al. 1997). Sobald aber die Untersuchungsflächen wie im Fall der Erlenbruchwälder mit Bäumen bestanden sind, ist wegen der dann auftretenden, vielfältigen technischen und methodischen Probleme eine Ermittlung der Netto-CO 2 -Emission allein auf der Grundlage von Gasflussmessungen nur noch sehr eingeschränkt möglich (CRILL et al. 2000). Üblicherweise versucht man dann, solche C-Bilanzen durch die Kombination von Messung (CO 2 -Assimilation, Bodenatmung) und modellgestützter Simulation (ober- und unterirdischen Primärproduktion, unterirdischer C-Austrag) wichtiger C-Flüsse mit der Abschätzung der in verschiedenen Kompartimenten enthaltenen C-Vorräte zu erstellen (z. B. VALENTINI et. al. 2000). Darüber hinaus ist es gängige Praxis, bei schwierig zu erfassenden Größen wie z. B. der Wurzelneubildung (Hauptkomponente der unterirdischen Primärproduktion) oder dem Anteil der (nicht bilanzrelevanten) Wurzelatmung an der Bodenatmung auf Schätzwerte aus der Literatur zurückzugreifen. Dies führt unter Umständen dazu, dass ein und derselbe Standort je nach (mehr oder weniger willkürlicher) Auswahl solcher Werte einmal als CO 2 -Quelle und ein anderes Mal als CO 2 - Senke eingeschätzt werden kann (HAPPELL und CHANTON, 1993, GORHAM, 1995; weitere Ausführungen dazu im Abschnitt „Netto-CO 2 -Flüsse in Erlenbruchwaldökosystemen ...“ auf Seite 54). Umfang der Spurengasemission und Klimarelevanz von Erlenstandorten N-Flüsse und Lachgasemission Ungeachtet der immer noch sehr lückenhaften Informationen lässt sich bereits absehen, dass der N-Kreislauf in Erlenbruchwäldern von hohen Transferraten zwischen Boden, Bäumen und der Atmosphäre geprägt ist. So werden von den Erlen über ERLENSTANDORTE ALS QUELLE UND SENKE KLIMARELEVANTER SPURENGASE Tab. 2: Grobbilanzierung der N-Transferprozesse verschiedener Standorte eines Erlenbruchwaldes am Ufer des Belauer Sees (Ostholstein, modifiziert nach Dittert 1992, Angaben in kg N pro ha und Jahr) Bilanzgröße Uferbereich Hangbereich N-Aufnahme Erlen 1. N2-Fixierung 2. Boden-N-Aufnahme (Summe) Verbleib des Erlen-N 3. N-Eintrag in Boden (Blattstreu) 4. N-Akkumulation im Holzzuwachs (Summe) 84 36 (120) 110,5 10 (120,5) 47,7 58,3 (106) 96,3 10 (106,3) Netto-N-Eintrag in den Boden (Differenz 3-2) 74,5 38 die N 2 -Fixierung große Mengen leicht umsetzbaren Stickstoffs in das Ökosystem eingetragen (vgl. dazu auch den Beitrag „Zum physiologischen Anpassungspotenzial der Schwarz-Erle“ von Dr. RALF KÄTZEL). Wie anhand der in Tabelle 2 aufgeführten Grobbilanzen zu erkennen ist, scheint das selbst für entwässerte Standorten mit hohen Vorräten an pflanzenverfügbaren N im Boden zuzutreffen. Ebenso intensiv verläuft offenbar auch der Transfer von N über die Blattstreu in den Boden. Selbst auf naturnahen Standorten sollen auf diese Weise bis zu 36 kg N pro ha in den Boden gelangen (BUSSE und GUNKEL 2002). Da im Vergleich zu diesen N-Flüssen die Aufnahme von Mineral-N aus dem Boden und die N-Akkumulation in den Bäumen gering ist, sind die Böden unter Schwarzerlen in erster Näherung wohl als recht starke N- Senken anzusehen. Im übrigen dürfte es sich hier um Effekte zu handeln, wie sie von vielen Erlenarten hervorgerufen werden (z. B. LOHMUS et al. 2002 bei Grau-Erlen). Vor allem in ungestörten Landschaften kann der stark erhöhte N-Input (Eutrophierung), der mit dem Aufkommen von Erlen einhergeht, neben einem intensivierten N-Transfer auch eine deutlich erhöhte Primärproduktion in den betroffenen terrestrischen und den angrenzenden aquatischen Ökosystemen zur Folge haben. Häufig war damit auch eine Beschleunigung der im Boden bzw. Torfkörper ablaufenden N-Umsetzungsprozesse verbunden (HART et al. 1997, HU et al. 2001). Ob Letzteres für Schwarzerlenstandorte ebenfalls zutrifft, ist allerdings noch unklar. Demgegenüber konnte der erwartete, starke Einfluss des Grundwasserstandes auf diese Vorgänge inzwischen mehrfach belegt werden. So ergaben sich auf entwässerten Standorten stets viel höhere Werte für die Netto-N-Mineralisierung (resultiert aus Bruttomineralisierung abzüglich sämtlicher anorganischen N verbrauchenden Prozesse) und die aktuelle Gesamtdenitrifikation als auf ungestörten 51
52 ERLENSTANDORTE ALS QUELLE UND SENKE KLIMARELEVANTER SPURENGASE Tab. 3: Netto-N-Mineralisations- und aktuelle Gesamtdenitrifkationsraten von Erlenbruchwäldern auf eutrophen Niedermooren (Angaben in kg N pro ha und Jahr) Standort/Zustand N-Rate Quelle Netto-N-Mineralisation Naturnahe Erlenbruchwälder Gestörte Erlenbruchwälder Stark gestörte Erlenbruchwälder Stark gestörte Erlenbruchwälder Aktuelle Gesamtdenitrifikation Naturnaher Erlenbruchwald Gestörter Erlenbruchwald Gestörter Erlenbruchwald (Ufer) Gestörter Erlenbruchwald Stark gestörter Erlenbruchwald 25–90 120–324 110–500 272 2 7 9–200 136 28 Bruchwäldern mit hohem Grundwasserstand. Sämtliche Angaben sind jedoch von einer extrem hohen Variabilität gekennzeichnet (Tab. 3). Einen gewissen Aufschluss über die Ursache dieser Schwankungen lieferten erst Untersuchungen zur Bestimmung der realen N-Flüsse (Brutto- N-Raten) im Boden, ausgeführt mit Hilfe der so genannten 15 N-Isotopenverdünnungsmethode (Einzelheiten zur Methodik bei MÜNCHMEYER 2000 und LEDEBUHR 2001). Zunächst einmal fällt auf, dass Gumnitz Oktober 2000 tief entwässert flach entwässert 24977 N t 22669 N-Applikation 48 Mineralisation 66 viele Bruttoflüsse schon nach einer Woche viel höher liegen als die Nettomineralisation nach einem ganzen Jahr (Abb. 4). Demzufolge birgt die immer noch übliche Einschränkung der Untersuchungen allein auf Nettoraten die Gefahr in sich, die tatsächliche Intensität der N-Umsetzungen drastisch zu unterschätzen.Nettoflüsse müssen zwangsläufig immer kleiner als die Bruttoflüsse sein, weil sie sich stets nur auf die Differenzen zwischen den simultan in entgegengesetzter Richtung verlaufenden N-Flüssen beziehen. Überraschenderweise liefen die Bruttoumsetzungen in der flach entwässerten Variante mit höherer Geschwindigkeit als in der tief entwässerten Variante ab. Dies ist wahrscheinlich auf den zum untersuchten Zeitpunkt sehr niedrigen Grundwasserstand (tiefer als 40 cm unter Oberfläche) und einem (noch) höheren Vorrat an leicht abbaubaren organischen N-Verbindungen zurückzuführen (Abb. 4). Nach wie vor ist jedoch unklar, wie sich die Situa- JANIESCH 1978 und 1997, JANIESCH et al. 1991 JANIESCH 1978 und 1997, JANIESCH et al. 1991 JANIESCH 1978 und 1997, JANIESCH et al. 1991 SIEMENS 1996 BUSSE und GUNKEL 2002 MOGGE et. al. 1998 HEFTING und DE KLEIN 1998 AUGUSTIN 2002 (unveröffentlicht) AUGUSTIN 2002 (unveröffentlicht) Immobilisation 48 N-Applikation 48 Mineralisation 99 Nitratbindung 90 Immobilisation 136 Nitratbindung 50 Nitrifikation 65 N-Gasverluste 0,5 30 299 + - NH4 -N NO3 -N N-Gasverluste 0,7 Nitrifikation 42 25 132 Abb. 4: N-Pools und wöchentliche N-Flüsse (kg pro N ha -1 ) im Torfkörper unterschiedlich stark entwässerter Erlenbruchwaldflächen des Naturschutzgebietes der Gumnitz (Oktober 2000, Angaben sind auf eine Torfschicht von 0,4 m bezogen) tion bei durchgehend anaeroben Verhältnissen darstellt. Unabhängig vom Grundwasserstand lagen die mit dem Mineralisations-Immobilisations-Turnoververbundenen N-Flüsse zumeist deutlich höher als diejenigen der anderen untersuchten Prozesse. Dazu trug auch die überraschend starke Nitratbindung (Immobilisierung) bei, die damit offenbar eine Verminderung der um das gleiche Substrat konkurrierendenDenitrifikation mit verursachte (Abb. 4). Es waren aber wegen der insgesamt hohen Intensität aller N-Umsetzungen günstige Voraussetzungen
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