Land cover change - Verhalten von Quantität und Qualität des Bodenkohlenstoffes in sich wandelnden Landschaftssystemen

Böden stellen im aktiven Kohlenstoffkreislauf abgesehen von den mittleren und tiefen Wassermassen des Ozeans das grösste Kohlenstoffreservoir dar (Ciais et al., 2013; Houghton, 2014). Je nach Datenquelle und untersuchter Bodentiefe variiert der Kohlenstoffvorrat im Boden zwischen 1500 und 2400 GtC (Batjes, 1996; Jobbágy and Jackson, 2000; Prentice et al., 2001). Waldökosysteme nehmen rund ein Drittel der terrestrischen Fläche ein und speichern in der Biomasse (448 GtC) und in den Böden (747 GtC) mehr als 50 % des globalen terrestrischen Kohlenstoffes (2349 GtC) (Prentice et al., 2001; FAO, 2010; Ussiri and Lal, 2017a). Der restliche Kohlenstoff ist vorwiegend in den Böden (952 GtC; 41 %) von Savannen- und Graslandschaften, Buschökosystemen, Feucht- und Ackerbaugebieten sowie der Tundra gespeichert (Houghton, 2014). In den ersten drei Metern der zirkumpolaren Permafrostböden sind weitere 1000 GtC gespeichert (Tarnocai et al., 2009; Hugelius et al., 2014). Weil das Kohlenstoffreservoir der Böden mehr als zweimal so hoch ist wie jenes der Atmosphäre (590 GtC), haben geringe Zunahmen des Bodenkohlenstoffvorrates grosse Auswirkungen auf den Bodenkohlenstoffvorrat in der Atmosphäre (Lal, 2004; Smith, 2004).
Die Verlinkung des passiven mit dem aktiven Kohlenstoffkreislauf durch die Verbrennung von fossilen Brennstoffen und die Veränderung des aktiven Kohlenstoffkreislaufs durch die Landnutzungsänderungen infolge der steigenden anthropogenen Nachfrage nach Ressourcen haben zu einer Freisetzung von Kohlenstoffverbindungen (v.a. CO2 und CH4) während den vergangenen 250 Jahren geführt (Ramankutty et al., 2006, 2008; Ciais et al., 2013). Dabei sind die freigesetzten 600 GtC von den Kohlenstoffsenken „Ozean“, „Terrestrisches System“ und „Atmosphäre“ zu 175, 165 und 260 GtC aufgenommen worden (Ciais et al., 2013). Daher hat sich die Kohlenstoffkonzentration in der Atmosphäre zwischen 1750 und 2015 von 130 auf 400 ppm erhöht (Le Quéré et al., 2016), was eine Verstärkung des natürlichen Treibhauseffektes zur Folge hat. Die globale Durchschnittstemperatur ist seit 1880 um 0.96 C angestiegen und bis 2100 wird mit einer weiteren Zunahme von 1.4 bis 5.8 C gerechnet (Field et al., 2013; Dahlman, 2017).
Das globale Kohlenstoffbudget zeigt eine jährliche Kohlenstoffspeicherung im terrestrischen System von ungefähr 3.1 GtC a-1 auf (Le Quéré et al., 2016). Der Anteil, der in Waldökosystemen gespeichert wird, beträgt dabei 2.4 GtC a-1 (Pan et al., 2011), was durch die hohe Nettoprimärproduktion zu erklären ist und das hohe Kohlenstoffsenkenpotential dieser Ökosysteme aufzeigt (Pan et al., 2013). Aus diesem Grund wird die Etablierung von Waldflächen auf genutzten Böden, welche aufgrund des degradierten Kohlenstoffvorrates ein besonders hohes Senkenpotential aufweisen, bewusst vollzogen (Lal, 2004; Lorenz and Lal, 2010; Lal et al., 2015; Ussiri and Lal, 2017a).
Der Landbedeckungswandel hin zu Waldvegetation führt zu einer Veränderung des Bodenkohlenstoffvorrates und der qualitativen Zusammensetzung des Bodenkohlenstoffes. Dies ist vor allem bei der durch den Menschen induzierten Umwandlung von intensiv genutzten Landbedeckungstypen zu forstwirtschaftlich attraktiven Waldsystemen untersucht worden (Guo and Gifford, 2002; Vesterdal et al., 2002; Poeplau et al., 2011; Poeplau and Don, 2013; Bárcena et al., 2014a, 2014b; Guidi et al., 2014a). Die Studien zeigen, dass die vormalige Landbedeckung sowie der Waldtyp mitbestimmend über den Verlauf der Bodenkohlenstoffvorratsveränderung sind und die Zunahme der Waldvegetation eine Erhöhung des partikulären organischen Materials und eine Reduktion des Kohlenstoffs, welcher mit der mineralischen Bodenphase in Verbindung steht, verursacht.
Die quantitativen und qualitativen Veränderungen der Bodenkohlenstoffeigenschaften infolge der Zunahme von Buschvegetation in Grenzräumen ist bis anhin jedoch noch nicht untersucht worden. Aus diesem Grund konzentriert sich die vorliegende Dissertation auf Grenzökotone in alpinen oder subarktischen Gebieten, in denen der Landbedeckungswandel durch das Einwachsen von Buschvegetation stattfindet (Tape et al., 2006; Gehrig-Fasel et al., 2007; Montané et al., 2007; Aradóttir, 2007; Cioldi et al., 2010; Myers-Smith et al., 2011; Caviezel and Kuhn, 2012; Huber and Frehner, 2013). Bei der Auswahl der Untersuchungsgebiete sind gezielt Prozesse für den Landbedeckungswandel ausgewählt worden, die nicht wie in den im Abschnitt zuvor zitierten Studien durch eine bewusste und aktive Landnutzungsänderung gesteuert werden. Dabei ist das Verhalten des Bodenkohlenstoffes (0-30 cm) infolge der Verbuschung in drei Fallstudien untersucht worden. Die Methoden, welche dazu verwendet worden sind, beinhalten die Bestimmung des Bodenkohlenstoffvorrates (Aalde et al., 2006a; Ellert et al., 2008; Rodeghiero et al., 2009) und Beschreibung der Bodenkohlenstoffqualität, welche in dieser Arbeit als Funktion der Kohlenstoffspeicherung betrachtet wird. Bei Vegetationsänderungen hin zu Busch- oder Waldvegetation eignen sich laut Jandl et al. (2014) physikalische Separierungstechniken, um die Qualität des Bodenkohlenstoffs zu beschreiben. Daher ist in der vorliegenden Arbeit der Feinboden inkl. dessen Kohlenstoff nach Grösse und Dichte separiert worden (Zimmermann et al., 2007b). Mit dieser Methode lässt sich der Kohlenstoff in die Fraktionen „POM“ (partikuläre, für Zersetzer leicht zugängliche organische Substanz), „HF“ (in der Sand- und Aggregatfraktion gespeicherter Kohlenstoff), „S+C“ (in der Schluff- und Tonfraktion gespeicherter Kohlenstoff) und „DOC“ (gelöster organischer Kohlenstoff) unterteilen. Damit kann eine eine Abschätzung zur Verweilzeit des Kohlenstoffs im Boden gemacht werden.
Die räumliche und zeitliche Verbuschungsdynamik von subalpinen Alpweiden in den Alpen durch die sich schnell ausbreitende und produktive Grünerle (Alnus viridis (Chaix) DC.) ist in Kapitel 2 untersucht worden. Die Zunahme der Buschfläche zwischen 1959 und 2007 beträgt 87 ha (+ 63 %). Die Resultate, welche durch Verrechnung der Luftbildanalyse mit Reliefparametern erzielt worden sind, zeigen in deutlicher Weise auf, dass A. viridis im Unteralptal nicht nur an den laut der Literatur potentiellen Standorten (feuchte und nordexponierte Hänge oder Stellen mit hoher Geomorphodynamik z.B. Murgangrinnen) eingewachsen ist. Neben den 73 ha der 400 ha, welche die Fläche der definierten ökologischen Nische darstellen, wächst die Buschart ausserhalb auf 150 ha. Die zeitliche Analyse bringt hervor, dass die Angaben aus der Literatur für historische Ausbreitungszustände zutreffend sind, sich A. viridis jedoch innerhalb der vergangenen 50 Jahre auch auf weniger stark geneigten Hängen (< 60 %), auf strahlungsgünstigeren Südwest- und Südosthängen und auf geomorphodynamisch weniger aktiven Flächen (wie Schutthänge, Schuttkegel) ausgebreitet hat. Die Studie kommt zum Schluss, dass die ökologische Nische von Alnus viridis (Chaix) DC. grösser ist, als bisher angenommen und die Landaufgabe nebst dem Relief ein entscheidender Faktor bei der Ausbreitung von A. viridis ist. Diese Resultate über das Verhalten der Grünerle im Unteralptal sind daher vergleichbar mit anderen Studien aus dem alpinen Raum, welche das im Vergleich zu anderen Buscharten schnelle Ausbreitungsmuster festgestellt haben. Das Einwachsen der Grünerle und die geoökologischen Auswirkungen sind erst Forschungsgegenstand (Anthelme et al., 2003; Wiedmer and Senn-Irlet, 2006; Caviezel et al., 2010; Huber and Frehner, 2013; Caviezel et al., 2014; Hiltbrunner et al., 2014; Meusburger and Alewell, 2014; Bühlmann et al., 2016; Mueller et al., 2016) und die Datengrundlage für beispielsweise das Bodenkohlenstoffverhalten während der Verbuschung durch die Buschart ist kaum vorhanden (FOEN, 2015). Kapitel 3 widmet sich deshalb der Auswirkung der Verbuschung subalpiner Alpweiden durch A. viridis auf den Bodenkohlenstoff.
Auf Basis der Verbuschungsdynamik ist eine Chronosequenz-Studie zur Untersuchung der Veränderung des Bodenkohlenstoffhaushaltes infolge der Verbuschung durch A. viridis durchgeführt worden. Hunziker et al. (2017) (Kapitel 3) zeigt auf, dass das Einwachsen von A.viridis den Bodenkohlenstoffvorrat quantitativ und qualitativ signifikant verändert. Während den ersten 40 Jahren der Verbuschung durch A. viridis nimmt der Gesamtkohlenstoffvorrat (0-30 cm) der Alpweiden von 100 t C ha-1 auf 81 t C ha-1 ab, weshalb der Boden in diesem Zeitraum als C Quelle (0.48 t C ha-1 a-1) agiert. Jedoch beträgt der Kohlenstoffvorrat (0-30 cm) nach 90 jährigem Grünerlenwachstum und der Bildung des Lebensraumtyps „Alnenion viridis” 174 t C ha-1, was einer signifikanten Erhöhung des Kohlenstoffreservoirs um 74 % im Vergleich zu jenem der Alpweide (v.a. Lebensraumtyp Poion alpinae) entspricht. Der Boden stellt somit zwischen 40 und 90 Jahren nach dem Landbedeckungswandel eine C-Senke dar (1.86 t C ha-1 a-1). Über den Zeitraum von 90 Jahren betrachtet, beträgt die jährliche Kohlenstoffzunahme 0.86 t C ha-1. Der Vergleich der relativen Anteile der C-Konzentrationen der einzelnen Fraktionen im Verhältnis zur Gesamtkohlenstoffkonzentration im Boden deutet durch den Anstieg der POM- und DOC-Anteile und den Abnahmen der HF- und S+C-Anteile auf einen Anstieg der SOC Vulnerabilität durch die Etablierung des Alnenion viridis auf subalpinen Alpweiden innerhalb von 90 Jahren hin.
Im subarktischen Raum ist der „mountain birch belt“ als weiterer Grenzraum als Untersuchungsgebiet ausgewählt worden. In Island ist die Auswirkung der Aufforstung mit Betula pubescens Ehrh. auf das Kohlenstoffverhalten von stark degradierten Böden untersucht worden (Kapitel 4). Und in Südwestgrönland ist die Ausbreitung von Betula pubescens Ehrh. im Zusammenhang mit der Klimaerwärmung als Auslöser herangezogen worden, um das Bodenkohlenstoffverhalten zu charakterisieren (Kapitel 5).
Im Süden Islands weisen demnach stark degradierte Böden einen um 20 t C ha-1 tieferen Kohlenstoffvorrat auf als jene mit ungestörter und natürlich gewachsener Birkenbuschvegetation (59 t C ha-1), was ein Potential zur C-Speicherung von vegetationslosen Böden darstellt. Die Etablierung von B. pubescens Buschflächen infolge der Aufforstung zeigt eine kontinuierliche Zunahme des Bodenkohlenstoffvorrats (0-30 cm) von 31 t C ha-1 auf 46 t C ha-1 zwischen 15 und 50 jährigen Birkenbeständen auf und dient mit einer jährlichen Speicherrate von 0.43 t C ha-1 als C-Senke. Der angestrebte SOC Vorrat von 59 t C ha-1 ist nach 50 Jahren Birkenwachstum noch nicht erreicht. Die Etablierung von Birkenvegetation auf den stark degradierten Böden führt dazu, dass die C Konzentration in der POM-Fraktion am stärksten zunimmt und nach 50 Jahren sogar höher liegt als bei natürlichen, ungestörten Birkenbuschwäldern. Die C Konzentrationen in den mineralischen SOC Fraktionen (HF und S+C) nimmt während des Aufkommens von Birkenvegetation zu, was auf eine Stabilisierung des Bodenkohlenstoffes schliessen lässt. Der Vergleich des SOC zwischen den einzelnen Fraktionen zeigt auf, dass trotz absolutem Anstieg der Konzentrationen in der HF- und S+C-Fraktion eine Stagnation in der HF- resp. Abnahme in der S+C-Fraktion des relativen Anteils des SOC in den mineralischen Fraktionen im Verhältnis zum Anstieg des relativen SOC Anteils in der POM-Fraktion während der Entstehung von Birkenbuschwald stattfindet. Die Aufforstung auf degradierten Böden mit B. pubescens Ehrh. führt somit in den ersten 50 Jahren zu labileren Bodenkohlenstoffbedingungen. Die Resultate zeigen darüber hinaus, dass die Entwicklung der Standorte ab 50 Jahren Birkenwachstum wieder zu stabileren Bodenkohlenstoffbedingungen führen kann, weil der angestrebte Gleichgewichtszustand innerhalb von 50 Jahren noch nicht erreicht worden ist. Aufgrund der Bodenerosion in historischer Zeit stellt der angewendete Chronosequenz-Ansatz jedoch nicht das geeignetste Beprobungsschema dar, denn die Kohlenstoffvorräte der degradierten Böden, welche als Ausgangszustand betrachtet worden sind, weisen höhere Werte (39 t C ha-1) auf als die neu etablierten Birkenbestände. Mit Hilfe der physikalischen Fraktionierung ist ersichtlich geworden, dass bei stark degradierten Böden zwei Drittel des Kohlenstoffs in der S+C-Fraktion vorliegen, was bei der Inventarisierung des Bodenkohlenstoffes und der Abschnätzung des Speicherpotentials von degradierten Böden in Zukunft berücksichtigt werden muss.
Aufgrund der Klimaerwärmung von 2.5 °C während den letzten 110 Jahren und einer weiteren Zunahme der Temperatur um 3.3 °C bis 2100 wird in Kombination längerer Vegetationsperiode eine Zunahme der Buschvegetation im Boreal-Tundra Grenzökoton in Südwestgrönland vorhergesagt (Normand et al., 2013). Die vorherrschende Art im Tundrawald dieser Gegend ist Betula pubescens Ehrh (Böcher, 1979). Die Studie (Kapitel 5) hat somit die Bodenkohlenstoffeigenschaften von Birkenbuschvegetation und buschloser Tundravegetation auf Einzugsgebietsebene verglichen und dabei abgeschätzt, welche Auswirkungen eine Zunahme der Buschvegetation infolge der Klimaerwärmung auf den Bodenkohlenstoff hat. Die Resultate zeigen, dass die Kohlenstoffvorräte (0-30 cm) von Birkenbuschvegetation und buschloser Vegetation zwischen 54 und 148 t C ha-1 variieren. Die Unterschiede sind mehr durch die untersuchten Vegetationsstandorte in der Landschaft zu erklären als durch den Vegetationstyp. Die landschaftstypischen Eigenschaften beeinflussen den Biomassevorrat in der Vegetation und das Angebot an Kohlenstoff für den SOC Vorrat. Der Bodenkohlenstoff wird vorwiegend in der POM- und S+C-Fraktionen gespeichert (absolut und relativ), wobei die POM-Fraktion bei Birkenstandorten und die S+C-Fraktion bei buschlosen Vegetationsstandorten dominierend sind. Wie die Studie hervorbringt, kann die POM-Fraktion aber auch bei buschloser Vegetation einen ähnlichen Anteil an Kohlenstoff wie die S+C-Fraktion speichern, weil die Standorteigenschaften eine Zersetzung der organischen Substanz hindern können. Eine Ausbreitung der Birkenvegetation aufgrund der Klimaerwärmung kann an Standorten, welche für das Wachstum günstig sind, zu einer Erhöhung des Bodenkohlenstoffvorrates führen, was aber mit einer Zunahme der Labilität des SOC verbunden ist.
Unabhängig von den Prozessen, die zu einem Aufkommen der Buschvegetation in marginalen Grenzräumen führen, zeigen die Resultate der drei Fallstudien, dass der Landbedeckungswandel die Quantität und Qualität des Kohlenstoffs im mineralischen Boden verändert. Bestehende „carbon response functions“ für die Umwandlung in Waldsysteme können für den Landbedeckungswandel zu Buschvegetation in alpinen und subarktischen Räumen nicht angewendet werden, weil die Produktivität der Buscharten und vermutlich der Geoökofaktor Temperatur das Bodenkohlenstoffverhalten entscheidend beeinflussen. Alle drei Fallstudien haben eine Zunahme der Konzentration und des relativen Anteils des labilen Kohlenstoffs in der POM- und DOC-Fraktion gemessen. Weiter zeigen die relativen Veränderungen der Konzentrationen in den SOC Fraktionen eine Stagnation oder Abnahme des SOC in der HF-Fraktion. Die Arbeit hat nicht abschliessend beantworten können, ob mit den teils verzeichneten Zunahmen der C-Konzentration in der „Schluff- und Ton“-Fraktion eine Stabilisierung dieses Kohlenstoffs in dieser Fraktion einhergeht.