Duurzaam herstel van het Sallandse heidesysteem door toediening van steenmeel: Verkennen van de mogelijkheden en opstellen plan van aanpak

Transcriptie

1 Duurzaam herstel van het Sallandse heidesysteem door toediening van steenmeel: Verkennen van de mogelijkheden en opstellen plan van aanpak Opdrachtgever: Staatsbosbeheer Regio Oost Projectnummer: Rapportnummer: RP Auteurs: EBV, MW, MN, JV, HB & RB Datum:

2 2

3 Niets uit dit rapport mag worden gereproduceerd, opnieuw vastgelegd, vermenigvuldigd of uitgegeven door middel van druk, fotokopie, microfilm, langs elektronische of elektromagnetische weg of op welke andere wijze dan ook zonder schriftelijke toestemming van de auteurs en de opdrachtgever. Het is voor de opdrachtgever wel toegestaan de inhoud van deze rapportage met bronvermelding, te gebruiken voor andere publicaties. Titel rapport: Duurzaam herstel van het Sallandse heidesysteem door toediening van steenmeel: Verkennen van de mogelijkheden en opstellen plan van aanpak Auteurs: Evi Bohnen-Verbaarschot, Maaike Weijters, Marijn Nijssen, Joost Vogels, Huig Bergsma & Roland Bobbink Opdrachtgever: Staatsbosbeheer Regio Oost Contactpersoon: Corné Balemans Rapportnummer: RP Contactgegevens: Onderzoekcentrum B-WARE BV Radboud Universiteit Nijmegen Mercator III, Toernooiveld ED Nijmegen Contactpersoon: Roland Bobbink & Evi Verbaarschot Tel: e.verbaarschot@b-ware.eu Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen,

4 4

5 Inhoudsopgave 1. Inleiding Kenschets Sallandse Heuvelrug Probleemstelling Huidige praktijkervaring steenmeel Doelstelling Leeswijzer Globale status mineralogie Inleiding Resultaten Conclusies Gebruik en natuurbeheer Inleiding De basis: bodem en gebruiksgeschiedenis Gebruik en natuurbeheer Natuurbeheer sinds Maatregelen per monsterpunt Conclusies Bodemchemische situatie Inleiding Resultaten Conclusies Vegetatie en Fauna Natura 2000-doelen Vegetatie Fauna Knelpunten en oplossingen voor vegetatie en fauna Conclusies vooronderzoek Voorstel tot plan van aanpak Literatuur Bijlagen 76 5

6 6

7 1. Inleiding Staatsbosbeheer heeft geconstateerd dat de kenmerkende biodiversiteit van het heidesysteem Sallandse heuvelrug, ondanks grote beheerinspanningen, achteruit blijft gaan. Staatsbosbeheer wil bodemverbetering door de toepassing van steenmeel als mogelijke duurzame oplossing verder verkennen. Onderzoekcentrum B-WARE, Stichting Bargerveen en BodemBergsma hebben in opdracht van Staatsbosbeheer de mogelijkheden verkend en een voorstel van plan van aanpak opgesteld voor het toedienen van steenmeel in het Sallandse heidesysteem. Dit consortium is momenteel betrokken bij lopende projecten waar steenmeel wordt toegepast als herstelmethode in droge en vochtige heide (onderzoek op Strabrechtse heide en in Nationaal Park de Hoge Veluwe). In deze projecten wordt op relatief kleine schaal in het veld experimenteel getoetst wat de effecten zijn van verschillende soorten steenmeel, verschillende korrelgroottes en hoe deze zich verhouden tot toediening van dolokal. Parallel aan deze onderzoeken voert het consortium een project uit in Nationaal Park de Hoge Veluwe waarbij steenmeel toegepast gaat worden op circa 160 ha voormalige bosbodem, bestaande droge heide, heischraal grasland en jeneverbesstruweel, na een trialfase met 15 besteenmeelde vlakken van 1 ha. De kennis die in ontwikkeling is in deze projecten, is mede gebruikt voor het opstellen van het plan van aanpak voor steenmeeltoediening op de Sallandse Heuvelrug. 1.1 Kenschets Sallandse Heuvelrug De Sallandse Heuvelrug is een Natura2000-gebied en omvat het open heidegebied en aangrenzende bossen van Haarlerberg, Sprengenberg, Holterberg en het Numendal (van den Berg et al., 2015). In het Natura 2000-gebied de Sallandse Heuvelrug komen de volgende habitattypen voor: droge heide (H4030; ca ha), vochtige heide (H4010A; 0,7 ha), heischrale graslanden (H6230; 0,3 ha), jeneverbesstruweel (H5130; 6,3 ha), zure vennen (H3160; 0,1 ha) en zandverstuivingen (1,5 ha). De top van de heuvelrug bestaat voornamelijk uit droge heide met enkele jeneverbesstruwelen, in de lagere delen en op de flanken van de Heuvelrug komt ook wat vochtige heide voor en een hellingveentje (van den Berg et al., 2015). De flanken van de stuwwal zijn nu grotendeels begroeid met bos; onder andere naaldbos, loofbos en gemengd bos. Vanaf 1985 is het heideareaal op de Sallandse Heuvelrug vergroot door het omvormen van bos (zie hoofdstuk 3). Op de Sallandse Heuvelrug komt ook nog het korhoen voor, een in West-Europa met uitsterven bedreigde hoendersoort. 1.2 Probleemstelling De huidige staat van instandhouding van (voorheen) voedselarme habitats is in de meeste West-Europese landen niet al te gunstig, en dit is zeker ook het geval in het Nederlandse heidelandschap (PBL 2016, Vogels et al., 2016). Herstel van de kwaliteit van bestaande heiden en vergroten van het oppervlak (goed ontwikkelde) heide binnen het Nederlandse natuurnetwerk (voorheen EHS) en Natura 2000-gebieden zijn daarmee een expliciet beleidsdoel. En met de nieuwe Wet natuurbescherming een wettelijke taak en internationale verplichting. De kwaliteit en het areaal van heideterreinen in Noordwest Europa staat al sinds het begin van de twintigste eeuw onder druk. Naast het verminderen van het areaal en versnippering zijn verzuring en vermesting een grote bedreiging van de kwaliteit van nog bestaande heidegebieden. Door de antropogene emissies van verzurende stoffen (N en voorheen S) is de verwering van bodemmineralen versneld en het kapitaal aan bufferende verbindingen afgenomen (zie kader 1.1). Tegelijkertijd nemen de in de bodem aanwezige 7

8 uitwisselbare basische kationen Ca, K en Mg af door de sterk toegenomen zuurlast, en beschikbaar Al juist toe (o.a. Mol et al., 2003; Bobbink et al., 2012). Deze lange-termijn effecten van stikstofdepositie hebben sterk negatieve consequenties voor de biodiversiteit van nagenoeg alle karakteristieke habitattypen van het heidelandschap (Bobbink et al., 2017). Kader 1.1: De minerale motor van de bodem Vrijwel alle kationen die nodig zijn voor de groei van planten zijn afkomstig uit bodemmineralen. Deze kationen komen vrij door verwering, een proces waarbij mineralen reageren met zuur. Een voorbeeld hiervan is de verwering van kaliveldspaat tot het secundaire kleimineraal kaolien, kiezelzuur en een kalium ion: 2 KAlSi 3O H 2O + 2 H + Al 2Si 2O 5(OH) H 4SiO K + Dit is ook het basale proces dat de zuurgraad (ph) in de bodem stabiel houdt in wisselwerking met het kationuitwisselingscomplex (de aan de humus en klei geadsorbeerde kationen). Verwering is een relatief langzaam proces: is het aanbod van zuur te hoog, dan houdt de verwering geen gelijke tred met het vrijkomen van basische kationen van het complex en verzuurt de bodem. Bij sterke verzuring kan het bij verwering vrijgekomen aluminium geen nieuwe kleimineralen vormen en wordt het als Al 3+ gebonden aan het kationuitwisselingscomplex. Mineralen zoals kaliveldspaat, albiet en muscoviet zijn de belangrijkste verweerbare mineralen met basische kationen (K, Ca, Mg en Na) in de Nederlandse zandbodem. Het zeer resistente kwarts (SiO 2) bevat geen van deze elementen, maar maakt wel 80 90% van de Nederlandse minerale zandbodem uit. Op sommige plekken zoals Strabrecht is dit zelfs meer dan 95%. Dit laat al zien waarom zandbodems gevoelig tot zeer gevoelig zijn voor verzuring. Verwering is een proces dat van nature optreedt door koolzuur dat geproduceerd wordt in de bodem door plantenwortels en micro-organismen. Alle bodems verouderen en hun mineralen verweren. Normaal gaat dit met een tempo van ongeveer 2,5 kg/ha/jaar. Door de zeer hoge verzurende depositie van de afgelopen eeuw is dit echter regionaal opgelopen tot ongeveer 250 kg/ha/jaar. Hierdoor heeft in korte tijd een significante reductie plaatsgevonden van 10-50% van het aan mineralen gerelateerde vermogen om basische kationen te leveren voor het herstel van het bodemadsorptiecomplex (Bergsma et al., 2016). Voor veel bodems in het droger zandlandschap betekent dit dat onder de huidige N-depositie geen herstel mogelijk is zonder aanvulling van mineralen. Door bodemverzuring kan de kwaliteit van de vegetatie, maar ook de afbreekbaarheid van organisch materiaal, sterk afnemen (Roem & Berendse, 2000, Vogels et al., 2011, Vogels et al., 2013). Dit maakt waarschijnlijk dat sterk verzuurde heidebodems hoofdzakelijk vanuit afbraak van detritus gestuurd worden en een faunagemeenschap kent die hoofdzakelijk uit detritivoren en daarop prederende carnivoren bestaat. De totale hoeveelheid biomassa aan fauna in heidevegetaties lijkt afhankelijk te zijn van de plantkwaliteit, welke door bodemverzuring en N-depositie afneemt (verhoogde N:P ratio, afname gehalten macro- en micronutriënten in de plant). Deze faunistische verarming kan op haar beurt een verklaring zijn voor de afname van grotere gewervelde soorten, zoals het Korhoen, die voor de kuikenoverleving sterk afhankelijk zijn van hoge dichtheden van ongewervelde prooien. In een verkennende studie naar de relatie tussen bodemchemie, plantkwaliteit en 8

9 dichtheden van fauna op de Sallandse Heuvelrug zijn aanwijzingen gevonden dat vermesting enerzijds en verzuring anderzijds ook op de Sallandse Heuvelrug speelt. Prooidichtheden voor Korhoenkuikens waren het hoogst in vegetaties met een lage N:P ratio en hoog Mg gehalte, en deze plantkwaliteit werd sterk negatief beïnvloed door hoge ammoniumconcentraties, een hoge zuurgraad en lage plantbeschikbare P-gehalten in de bodem (Vogels, 2013). Het herstellen van de natuurlijke (zwakke tot matig zwakke) buffercapaciteit van West- Europese heidebodems is een essentiële maatregel om de biodiversiteit van droge heideterreinen te herstellen. Een mogelijke aanpak om bodemverzuring te herstellen en zelfs terug te draaien is het verhogen van de fractie aan bufferende mineralen in de bodem. In de laatste jaar werd het aanvullen van de bufferende bodemmineralen veelal uitgevoerd door het opbrengen van mergel of dolokal. Dit bleek zeker succesvol te zijn, met name in combinatie met kleinschalig plaggen (De Graaf et al., 1998; Bobbink et al., 2004; Dorland et al., 2004, 2005) en is na 25 jaar nog terug te zien in de bodem en vegetatiesamenstelling (van der Zee et al., 2017). Een nadeel van dolokal (CaMg-carbonaat) is echter dat het alleen de kationen calcium (Ca) en magnesium (Mg) aan het bodemadsorptiecomplex aanvult, waardoor het tekort aan het kation kalium (K) niet wordt verminderd of zelfs relatief kan worden versterkt. Dolokal vult het bodemadsorptiecomplex dus gedeeltelijk aan, maar leidt niet tot herstel van de minerale motor (kader 1.1) en duurzaam herstel van het heidesysteem. Ook kan dolokal een (sterk) effect hebben op de bodem-ph, en lijkt dus niet geschikt te zijn voor toepassing in situaties met veel organische stof in de bodem. De verhoging van de bodem-ph heeft als risico dat de afbraak van opgebouwd organisch materiaal (sterk) versneld wordt. Hierdoor kunnen te veel nutriënten tegelijkertijd in het systeem beschikbaar komen met verruiging van de vegetatie tot gevolg. In het eerder genoemde onderzoek in droge heide op de Strabrechtste heide en in Nationaal Park de Hoge Veluwe treedt dit mogelijke effect van dolokal binnen 2 effectjaren niet op (Weijters et al., 2017) en ook op de Sallandse Heuvelrug is dit mogelijke effect niet in de vegetatie terug te zien. In de PAS-herstelstrategieën is vanwege het eventuele risico op verruiging toch aanbevolen om bufferherstel door middel van dolokal alleen na volledige of gedeeltelijke verwijdering van organisch materiaal (plaggen/chopperen) uit te voeren. Het verwijderen van het organische materiaal voordat dolokal wordt opgebracht heeft echter ook negatieve gevolgen voor veel karakteristieke soorten van het heidelandschap (fauna, maar ook veel vochtminnende mossoorten), waardoor het zeker niet wenselijk is om het gehele areaal aan heidebodems te plaggen. Ook wordt er met plaggen fosfaat afgevoerd (van Turnhout et al., 2006). Voor een duurzaam herstel van het heidesysteem is herstel van de bodemmineralogie en aanvulling van het bodemadsorptiecomplex (de basenverzadiging) noodzakelijk. Het opbrengen van (de juiste soort) steenmeel is een kansrijk alternatief voor dolokal aangezien door deze toepassing de ph van de bodem veel minder en zeer geleidelijk stijgt en daarmee ook geschikt kan zijn voor bodems met veel organisch stof. Ook heeft steenmeel de potentie om de minerale motor te herstellen en daarmee tot een duurzaam herstel van heidebodems te komen dat tevens meer systeem eigen is. Door de juiste soort steenmeel op te brengen, d.w.z. steenmeel dat mineralogisch en chemisch zo veel mogelijk aansluit bij het moedermateriaal van het terrein, wordt zo veel mogelijk geprobeerd om de oorspronkelijke mineralenvoorraad (kader 1.2) te herstellen. Met steenmeel worden niet alleen Ca en Mg in het systeem gebracht, maar ook andere belangrijke elementen als K, P en sporenelementen worden aan het systeem toegevoegd en kunnen tenslotte beschikbaar komen voor de 9

10 vegetatie. Met het toedienen van steenmeel worden dus zowel de bodemmineralen zelf als indirect door verwering van deze kationhoudende mineralen het bodemcomplex aangevuld. Kader 1.2: Definities van mineralen en nutriënten De term mineraal heeft in de bodemkunde of geologie een andere betekenis dan in de fysiologie. In dit rapport wordt de term mineralen volgens de bodemkundige/geologische definitie gebruikt, in de betekenis van vaste kristallijne en soms ook amorfe verbindingen, zoals veldspaten of het fosfaatmineraal apatiet. De term nutriënten reserveren we voor anorganische plantenvoedingsstoffen, waarbij N, K, Ca, Mg, P en S wel als macronutriënten worden aangeduid. Een deel van deze voedingsstoffen komt door verwering van mineralen in de bodem terecht. Bij herstel van de bodemmineralogie, een toenemende basenverzadiging en geleidelijke verhoging van de bodem-ph door toediening van steenmeel wordt verwacht dat de plantkwaliteit geleidelijk verbeterd. Op termijn kan dit leiden tot een hogere turn-over van biomassa en/of toename van dichtheden herbivore fauna. Ook zou dit kunnen leiden tot een hogere biomassa/dichtheid van detritivoren (als gevolg van een versnelling van de strooisel afbraak). Indirect kan als gevolg van beide processen ook een toename van predatoren optreden (Chen & Wise, 1999). Bovendien kan het leiden tot een relatieve toename van de herbivore fauna door een verbetering van de plantkwaliteit onder minder zure omstandigheden, uitgedrukt in verbeterde N:P en N:element ratio s en/of verbeterde aminozuursamenstelling (Siepel et al., 2009). Met het herstellen van de bodemmineralogie en bodembuffering is niet het gehele heidesysteem hersteld, maar wel een goede basis gelegd voor meer volledig herstel. Na herstel van de abiotiek zullen ook de verdwenen soorten teruggebracht moeten worden, moet er gewerkt worden aan robuustere populaties van zeldzame soorten (planten en dieren) en, tenslotte, de verzurende N-depositie moet zeker worden teruggebracht tot aanvaardbare niveaus. 1.3 Huidige praktijkervaring steenmeel Er is vooralsnog nauwelijks kennis beschikbaar over de effectiviteit van het toedienen van steenmeel in habitattypen zoals droge heide (H4030), zwak gebufferde vochtige heide (H4010A) en droge heischrale graslanden (H6230). Wel is uit het eind 2014 gestarte onderzoek op verzuurde, voedselarme, niet geplagde heidevegetaties duidelijk geworden dat steenmeel in het tweede effectjaar effectief kan zijn om de mineralogie en daarmee bodembuffering te herstellen zonder eerst te hoeven plaggen (Weijters et al., 2017). Steenmeel leidt in deze proeven tot een, soms nog geringe verhoging van de concentratie uitwisselbare basische kationen (Ca, Mg en K) in de bodem, waardoor ook de basenverzadiging verhoogd wordt. Tevens leidt de toediening van steenmeel tot een significante daling van de uitwisselbare aluminiumconcentratie in de bodem. Verder zijn er geen aanwijzingen dat het opbrengen van de in deze experimenten geteste steenmeelsoorten negatieve effecten heeft voor bodem, vegetatie en fauna. Het geteste steenmeel levert vrije basische kationen soms langzaam en soms snel, afhankelijk van de gekozen soort. In ernstig verzuurde heidesystemen kan het relatief snel herstellen van de bodembuffering (dus het opladen van het bodemadsorptiecomplex) cruciaal zijn om de nog aanwezige restpopulaties voor uitsterven te behoeden. Het 10

11 toepassen van een langzaam werkend steenmeel is dan minder geschikt. In deze situaties is een combinatie van een langzaam werkend steenmeel (voor herstel bodemmineralogie) met een snelwerkend steenmeel (snel herstel basenverzadiging) een kansrijke optie! Omdat het toedienen van steenmeel nog in een experimentele fase verkeerd, wordt geadviseerd om de natuurwaarden en bodemverzuring in kaart te brengen voordat gekozen wordt voor steenmeeltoepassingen. Verder is vooronderzoek nodig om te komen tot de soort steenmeel en de dosering die het meest geschikt is voor de specifieke situatie qua mineralogie en bodemchemie. 1.4 Doelstelling Het doel van dit project is om een voorstel van een plan van aanpak op te leveren dat als basis kan dienen voor het latere onderzoeks- en uitvoeringsplan voor het duurzaam herstel van het Sallandse heidesysteem. In deze voorstudie zal aangegeven worden in hoeverre verzuring een probleem speelt in het terrein, op welke plaatsen deze problemen urgent zijn of maatregelen niet gewenst zijn en of het toedienen van steenmeel een mogelijk geschikte herstelmaatregel is. 1.5 Leeswijzer In deze rapportage worden eerst de resultaten van het verkennend vooronderzoek besproken, waarbij de beschrijvingen van de materiaal en methoden als bijlagen zijn toegevoegd. Zo wordt in het tweede hoofdstuk de globale mineralogische situatie van de Sallandse Heuvelrug beschreven om tot een optimale steenmeelsoort te komen. In het derde hoofdstuk wordt het gebied gekarakteriseerd en worden reeds uitgevoerde herstelmaatregelen weergegeven. In het vierde hoofdstuk wordt de bodemchemische situatie in het heidesysteem beschreven, gevolgd door de status van de flora en fauna in hoofdstuk 5. In het zesde hoofdstuk word een synthese gegeven van het verkennend vooronderzoek. Op basis van het vooronderzoek is in het zevende hoofdstuk een conceptplan van aanpak beschreven om vervolgens te eindigen met de gebruikte literatuur in hoofdstuk acht. 11

12 12

13 2. Globale status mineralogie 2.1 Inleiding Silicaatmineralen zijn de basis voor het leven op aarde. Ze leveren de nutriënten voor planten en dieren, vormen het substraat voor microbieel bodemleven en zijn cruciaal voor het opbouwen en vasthouden van organische stof in de bodem. Nutriënten komen vrij uit mineralen door een proces genaamd verwering waarbij magmatische of metamorfe mineralen (d.w.z. afkomstig uit vulkanische of gebergtevormende processen) met zuur reageren onder vorming van verweringsproducten (zie onderstaande reactie vergelijking). Vaak zijn dit ook mineralen zoals illiet of montmorrilloniet (kleimineralen). Bij voortgaande verwering vormen zich uiteindelijk alleen nog aluminiumhydroxiden (gibbsiet) en ijzerhydroxiden (goethiet). Het zuur is afkomstig van neerslag (CO 2, NO x en SO x) en van plantenwortels, schimmels en bacteriën. In onderstaande chemische vergelijking is dit proces weergegeven voor de reactie tussen het bodemmineraal kaliveldspaat en koolzuur. 2KAlSi 3O 8 + 2CO H 2O Al 2Si 2O 5(OH) 4 + 2K + + 2HCO H 4SiO 4 De afgelopen eeuw is (ver)zure(nde) depositie van antropogene oorsprong de allerbelangrijkste bron van zuur voor verwering in de bodem. Dit heeft er toe geleid dat de verwering van mineralen in deze periode meer dan 100 keer versneld is en dat de hoeveelheid verweerbare mineralen (voornamelijk K-veldspaat, albiet en muscoviet) in de toplaag van de bodem meetbaar is afgenomen. Is een bodem van oorsprong rijk aan verweerbare silicaatmineralen zoals de glaciale afzettingen in Noord-Amerika en Noord- Europa, dan zal er genoeg verwerend potentiaal aanwezig zijn om het toegevoerde zuur te kunnen neutraliseren. Is dit niet het geval dan zal de voorraad aan uitwisselbare kationen snel afnemen met een daling van de ph als gevolg. In Nederland hebben de meeste zandgronden niet voldoende verweerbare mineralen om de toevoer aan zure depositie te kunnen verwerken. Het gevolg hiervan is dat de basenverzadiging in veel zandgronden onder de 20% is gedaald. Niet alleen de basenverzadiging is de afgelopen decennia sterk gedaald, ook de voorraad aan verweerbare mineralen zelf is significant afgenomen. Dit betekent dat bij voortschrijdende verzuring de bodems ook steeds minder goed het zuur kunnen neutraliseren, en, mocht de zure depositie ophouden, ze langzamer terugveren naar een hogere ph en hogere kationbezettingsgraad. Een recent veel onderzochte methode om het proces van verzuring om te keren is het toevoegen van fijngemalen silicaatgesteenten ( steenmeel ) aan de bodem. De voordelen van het gebruik van silicaatmineralen boven carbonaatmineralen (kalk, dolokal) om de ph en kationbezettingsgraad van de bodem weer te herstellen is dat ze: 1. Langzamer reageren waardoor de kans op verruiging afneemt 2. Een breder palet aan macronutriënten en sporenelementen toevoegen 3. De mineralen weer aanvullen die verdwenen zijn 4. Klimaatvriendelijker reageren onder vastlegging van CO 2 en stabilisering van organische stof Om te komen tot een gericht advies voor toevoeging van gesteentemineralen is het nodig de mineralogie en de mate van verwering in de bodem te bepalen. Hiervoor zijn op de Haarlerberg 5 gutsboringen uitgevoerd die vervolgens chemisch en mineralogisch geanalyseerd zijn. 13

14 2.2 Resultaten Algemene mineralogie Alle kernen behalve SAL 1 (fijn zand, homogeen) laten een duidelijke afname van de korrelgrootte zien van grof zand (SAL 2 en 5) en grof zand/fijn grind (SAL 3 en 4) onderin tot matig fijn zand bovenin (figuur 2.1). Figuur 2.1. Profiel SAL2 (links) en SAL1 (rechts). A, E, B en C horizont zijn duidelijk te onderscheiden. Kalium en calcium Het verschil tussen de kernen is ook chemisch goed waarneembaar (figuur 2.2). SAL 1 is een mineralogisch duidelijk armere stuifzand-/dekzandlaag, waar SAL 2 t/m 5 gestuwde sedimenten zijn met duidelijk glaciale kenmerken. Zo zijn er in enkele monsters grote verweerde K-veldspaten (0,5 1 cm) gevonden die in fluviatiele sedimenten normaal gesproken ontbreken. SAL 1 vertoont een lichte en zeer geleidelijke toename van kalium (K) en calcium (Ca) naar de top toe. In de toplaag (0-10 cm) is een dunne laag te onderscheiden met verwering (afname K) en bekalking (toename Ca). Het patroon van SAL 2 t/m 5 is veel uitgesprokener met een aan de afnemende korrelgrootte te relateren toename van Ca en K tot een diepte van ongeveer 50 cm. Van 50 cm diepte naar 25 cm diepte nemen de gehalten aan K en Ca weer af. Vanaf 25 cm diepte naar de top neemt Ca weer toe hetgeen komt door de accumulatie in de organische stof en bekalking, K blijft afnemen. Figuur 2.2. Profielverloop van calcium (Ca) en kalium (K) in boringen SAL2 t/m 5 (links) en SAL1 (rechts). De blauwe pijl geeft de aan korrelgrootte gerelateerde calcium en kalium toename aan. De rode pijl geeft de afname aan die door verwering is veroorzaakt, de groene pijl geeft de accumulatie van calcium in het organisch stof aan. 14

15 Titanium en zirkonium In zowel de glaciale (SAL 2 t/m 5) als de stuifzand/dekzand (SAL 1) profielen is een sterke toename van titanium (Ti) en zirkoon (Zr) zichtbaar naar de top toe (figuur 2.3). Titanium en zirkoon zitten in niet of nauwelijks verwerende mineralen als rutiel (TiO 2), ilmeniet (CaTiO 3), titaniet (FeTiO 3) en zirkoon (ZrSiO 4). Deze mineralen vertonen in een niet verweerde bodem een sterke correlatie met sneller verwerende mineralen, zoals onder andere K-veldspaat, albiet, muscoviet, biotiet en chloriet. Dit is, als de A/E-horizont en de C-horizont tot dezelfde geologische formatie behoren, een aanwijzing dat de toplaag oorspronkelijk ook rijk was aan deze verweerbare mineralen. Figuur 2.3. Profielverloop van titanium (Ti) en zirkoon (Zr) in boringen SAL2 t/m 5 (links) en SAL1 (rechts). De waarden van titanium moeten met 5 vermenigvuldigd worden. IJzer en aluminium IJzer en vooral aluminium laten ook een sterke verwering in de toplaag zien (figuur 2.4). Op een diepte van 30 cm begint de inspoelingslaag, waar duidelijk zichtbaar is dat ijzer eerder begint neer te slaan dan aluminium. Figuur 2.4. Profielverloop van ijzer (Fe) en aluminium (Al) in boringen SAL2 t/m 5 (links) en SAL1 (rechts). Rubidium en strontium De verhouding tussen rubidium en strontium is een zeer goede marker voor de verhouding tussen de kalium- en calciumhoudende mineralen. Meestal geven ze een betere correlatie dan deze twee elementen zelf. De ratio tussen rubidium en strontium is ook een kenmerk van de geologische formatie en de oorsprong van het sediment. Anders dan bij de kaliumtitanium ratio blijft de rubidium-strontium ratio gedurende de verwering vrijwel gelijk omdat ze vrijwel even snel uitspoelen. In figuur 2.5 zijn alle gemeten strontium en rubidium waarden tegen elkaar uitgezet. De goede correlatie is een aanwijzing dat het hele sedimentpakket dezelfde geologische oorsprong heeft. Ook het fijne sediment uit profiel 15

16 SAL 1 sluit naadloos op deze ratio aan. Eenzelfde goede correlatie waarin SAL 1 naadloos aansluit is die van Zr/Ti (hier niet gegeven). Het dekzand/stuifzand is zeer waarschijnlijk afkomstig uit hetzelfde moedermateriaal. Figuur 2.5. Strontium (Sr)/rubidium (Rb) correlatie van boringen SAL2 t/m 5 en SAL1. Hoofdelementen Zoals in figuur 2.3 zichtbaar, is het titanium gehalte in de E-horizont (10-20 cm) significant lager dan dat van de bovenliggende lagen. De waarden van een hypothetisch moedermateriaal die volgens de trendlijn (figuur 2.6) bij de titaniumwaarden uit A-, E- en B-horizont zouden horen liggen tussen de 1,35-1,45 % K 2O. In tabel 2.1 zijn de meetwaarden inclusief het gloeiverlies (LOI) gegeven. Tabel 2.1. Analyseresultaten hoofdelementen XRF van de mengmonsters van de vier horizonten (concentraties uitgedrukt in gewichtspercentages van oxiden). LOI staat voor gloeiverlies. Diepte SiO 2 Al 2O 3 Fe 2O 3 MgO CaO Na 2O K 2O TiO 2 P 2O 5 Cr 2O 3 LOI Totaal cm % % % % % % % % % % % % SAL 1-2 (A) SAL 3-4 (E) SAL 7-8 (B) SAL (C) ,6 1,32 1,93 0,00 0,04 0,06 0,39 0,21 0,04 0,09 16,8 98, ,4 1,56 1,39 0,01 0,01 0,09 0,51 0,24 0,03 0,07 6,4 99, ,1 3,60 3,56 0,05 0,04 0,19 0,78 0,27 0,06 0,08 15,3 100, ,4 3,49 1,72 0,17 0,07 0,31 1,03 0,15 0,02 0,06 1,7 99,2 Om het netto kationenverlies door verwering duidelijker te kunnen zien is in tabel 2.2 de chemische samenstelling genormaliseerd op 0% gloeiverlies. De basische kationen Mg, K en Na laten met de diepte over alle geanalyseerde horizonten een afname zien van respectievelijk 100%, 77% en 55%. Calcium laat vanaf de E-horizont een sterke afname zien maar is in de A-horizont aangerijkt. IJzer is zowel toegenomen in de A-horizont (biologische accumulatie?) als in de B-horizont (inspoeling). Aluminium laat verwering zien in de A- en E- horizont en inspoeling in de B-horizont. 16

17 Tabel 2.2. Analyseresultaten hoofdelementen XRF van de mengmonsters van de vier horizonten (concentraties uitgedrukt in gewichtspercentages van oxiden), genormaliseerd op gloeiverlies (LOI). Diepte SiO2 Al2O3 Fe2O3 MgO CaO Na2O K2O TiO2 P2O5 Cr2O3 cm % % % % % % % % % % SAL 1-2 (A) ,6 1,59 2,33 0,00 0,05 0,07 0,47 0,25 0,05 0,11 SAL 3-4 (E) ,6 1,66 1,48 0,01 0,01 0,10 0,54 0,26 0,03 0,07 SAL 7-8 (B) ,9 4,25 4,20 0,05 0,04 0,22 0,92 0,32 0,07 0,09 SAL (C) ,0 3,55 1,75 0,17 0,07 0,31 1,05 0,15 0,02 0,06 Sporenelementen In tabel 2.3 worden de resultaten gegeven van de ICP analyses voor de sporenelementen. Mangaan (Mn) en molybdeen (Mo) laten organische accumulatie zien in de toplaag, beide kationen zijn weinig mobiel. Kobalt (Co), koper (Cu), zink (Zn) en nikkel (Ni) laten min of meer hetzelfde patroon zien met de sterkste uitloging in de E-horizont en iets minder sterke uitloging uit de B-horizont. In de A-horizont zijn deze micronutriënten minder sterk uitgeloogd (Co en Ni), respectievelijk aangerijkt (Zn en Cu). Mogelijk is een deel van de Zn en Cu in de toplaag afkomstig van atmosferische depositie wat niet geheel onlogisch is kijkend naar de gehalten aan cadmium (Cd) en lood (Pb) in de toplaag. Kobalt (Co) is verhoudingsgewijs het meest uitgeloogd. Barium (Ba) volgt geheel de verweringstrend van kalium (K), hetgeen volgens verwachting is omdat barium en kalium op dezelfde plekken in bodemmineralen worden ingebouwd. Tabel 2.3. Analyseresultaten sporenelementen ICP-MS van de mengmonsters van de vier horizonten (concentraties uitgedrukt in gewichtspercentages van elementen). Diepte Mn Mo Co Cu Zn Ni Ba Cd Pb cm mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg SAL 1-2 (A) , ,8 57 SAL 3-4 (E) ,35 13 SAL 7-8 (B) , ,2 13 SAL (C) , < Gemiddelde mineralogische analyses De gemiddelde analyses voor de mengmonsters van de A-, E-, B- en C-horizont zijn gegeven in tabel 2.4. De gehalten aan K-veldspaat en albiet correleren zeer sterk met de K 20 en Na 2O XRF analyses. In totaal is uit de toplaag meer K-veldspaat verweerd dan dat er vergeleken met de C-horizont aan kalium verdwenen is. Een deel van het kalium zit waarschijnlijk opgeslagen in organisch stof. Daarnaast verweren natriumrijke veldspaten (2,0 %Na 2O en 13,5 %K 2O) sneller dan de kaliumrijke veldspaten (0,5% Na 2O en 16 %K 2O). De snel verwerende mineralen biotiet, chloriet, granaat en epidoot zijn vrijwel verdwenen uit de A- en E- horizont. K-veldspaat, albiet en muscoviet zijn bijna lineair verdwenen met de diepte. Ook in de B-horizont zijn deze mineralen afgenomen. Biotiet, granaat en epidoot lijken echter niet te zijn afgenomen in de B-horizont. De B-horizont is zelfs rijker aan deze mineralen hetgeen de hypothese ondersteund dat de A-, E- en B- horizont aanvankelijk over de gehele linie rijker waren aan verweerbare mineralen dan de C-horizont. 17

18 Tabel 2.4. Analyseresultaten QEMSCAN met concentraties uitgedrukt in gewichtsprocenten. Nutrient SAL1-2 A-horizont SAL3-4 E-horizont SAL7-8 B-horizont SAL11-14 C-horizont Kwarts Veldspaten K-veldspaat K Albiet Na, Ca Bladsplijters Muscoviet K Biotiet K, Mg Chloriet Mg, Fe Calciumhoudende mineralen Granaat Ca Epidoot Ca Amfibool Ca, Mg, Fe 0.01 n.d Zirkoon houdende mineralen Zirkoon Titaan houdende mineralen Ilmeniet Ca Rutiel Titaniet Fe n.d Metamorfe mineralen Stauroliet IJzer/chroom oxiden Hematiet Fe Spinel Fe n.d n.d. Chromiet n.d n.d. Verweringsproducten Goethiet Fe Klei Fe, K, Ca Imogiliet Fosfaten Monaziet-(Ce) P n.d n.d Minerale verwering In tabel 2.5 en 2.6 zijn de resultaten weergegeven van de depletieberekeningen uitgevoerd volgens de methode van Olsson en Melkerud (2000), waarbij over een laag van 10 cm dikte de verwering bepaald is, waarbij aangenomen is dat de toplaag een dichtheid heeft van ongeveer 1,3 kg/liter. In de eerste kolom staat de horizont waarin de depletie berekend is, in de tweede kolom de referentie C-horizont, in de derde kolom het percentage verweerde mineralen, en in de vierde kolom het mineralen mengsel dat nodig is om de A-, E- en B- horizont weer aan te vullen tot een oorspronkelijk niveau. De verwering van de toplaag lijkt sterk op de verwering gemeten bij het Bommenlijntje van de Hoge Veluwe. Het hoofdbestanddeel in volume van de verweerde mineralen wordt gevormd door K-veldspaat, albiet en muscoviet. Als percentage van het oorspronkelijk gehalte aan mineralen is er meer biotiet, chloriet en epidoot verdwenen. Zoals te verwachten neemt de hoeveelheid verweerde mineralen met de diepte af, waarbij het verschil in depletie tussen de A- en de E- horizont klein is. 18

19 Tabel 2.5. Berekende minerale depletiepercentages en verhoudingen waarin mineralen verdwenen zijn. Percentage verdwenen t.o.v. gehalten in de C-horizont Samenstelling toe te voegen mineralen SAL 1-2 (A) SAL (C) Kwarts (%) K-veldspaat (%) % 52.6 Plagioklaas (%) % 26.7 Muscoviet (%) % 9.8 Biotiet (%) % 2.5 Chloriet (%) % 3.2 Al klei (%) % 0.0 Fe klei (%) % 1.3 Amfibool (%) % 0.1 Epidoot (%) % 1.2 Granaat (%) % 2.9 SAL 3-4 (E) SAL (C) Kwarts (%) K-veldspaat (%) % 50.7 Plagioklaas (%) % 26.8 Muscoviet (%) % 10.8 Biotiet (%) % 2.8 Chloriet (%) % 3.2 Al klei (%) % 0.01 Fe klei (%) % 1.4 Amfibool (%) % 0.1 Epidoot (%) % 1.0 Granaat (%) % 3.3 SAL 7-8 (B) SAL (C) Kwarts (%) K-veldspaat (%) % 47.6 Plagioklaas (%) % 35.8 Muscoviet (%) % 18.1 Biotiet (%) % 0.0 Chloriet (%) % 6.6 Al klei (%) % 0.02 Fe klei (%) Amfibool (%) % 0.0 Epidoot (%) % 0.0 Granaat (%) % 0.0 Ook in de verhoudingen tussen verwering van de verschillende mineralen zit tussen de A- horizont en de E-horizont weinig verschil. Opvallend is dat uit de B- horizont wel K-veldspaat, albiet, muscoviet en chloriet is verdwenen, maar er geen aanwijzingen zijn dat er noemenswaardig biotiet, epidoot en granaat is verdwenen. In de B-horizont is de klei, die gevormd is uit ingespoeld materiaal, niet meegenomen in de berekening. Tabel 2.6. Minerale depletie uitgedrukt in tonnen per hectare en massapercentage van de laag waarover de depletie berekend is. Ton per hectare verdwenen toevoegen SAL 1-2 (A) 115 9% SAL 3-4 (E) 109 8% SAL 7-8 (B) 40 3% Chemische benadering toe te voegen gesteente In tabel 2.7 is de chemie gegeven van een toe te voegen gesteente gebaseerd op de XRF analyses van de E-horizont en de C-horizont. Er is niet gekozen voor de A- en B-horizont 19

20 omdat hier elementen (Ca, Fe en Al) zijn geaccumuleerd die de berekening van de minerale verwering zouden verstoren. De berekende samenstelling komt het meest overeen met een natriumarme trachiet of natriumarme nefelien syeniet. Tabel 2.7. Berekende chemische samenstelling van toe te voegen gesteente gebaseerd op de XRF analyse van de E-horizont en de C-horizont. SAL 11-14a SAL 3-4a Toe te voegen chemie SiO2 % % Al2O3 % % Fe2O3(T) % % MnO % % MgO % % CaO % % Na2O % % K2O % % 100% Verschuiving K/Ti correlatie In figuur 2.6 is in de NITON XRF metingen de verschuiving te zien in de kalium/titanium (K/Ti) correlatie tussen de A/E-horizont en de C- horizont van profielen SAL 2 t/m 5 die optreedt als gevolg van verwering. De blauwe puntenwolk heeft als gemiddelde K = 5390 mg/kg en Ti = 2030 mg/kg. Als we het titanium gemiddelde invoeren in de gegeven vergelijking van de trendlijn door de meetpunten van cm diep komt daar een bijbehorende kalium waarde van mg/kg uit. Als we de twee waarden van kalium omrekenen naar oxiden en de depletie berekenen met de door Olsson en Melkerud (2000) gegeven vergelijking komt er een verlies van 0,72% K 2O gemiddeld voor de bovenste 20 cm uit. Figuur 2.6. Verschuiving van de K/Ti correlatie in de data van SAL2 t/m SAL5 als gevolg van de verwering van kalium houdende mineralen. Door deze verwering schuift de trendlijn naar links. Dit 0,72% K 2O verschil kan met de berekende mineraalsamenstelling van tabel 2.1 omgerekend worden naar een equivalente hoeveelheid mineralen. Als voor K-veldspaat 13,5 %, muscoviet 10% en biotiet 9% K 2O genomen wordt, komt er een totale minerale depletie 20

21 van 8,7% uit. Dit komt goed overeen met de resultaten berekend met de door Olsson en Melkerud gegeven methode in tabel 2.6. In figuur 2.7 staan dezelfde parameters voor SAL 1. Hier is het gemiddelde van de 5 meetwaarden uit de toplaag 1630 mg/kg voor Ti en 4240 mg/kg voor K. Als we de waarde voor titanium invoeren in de in de grafiek gegeven vergelijking dan komt daar een waarde van 5500 mg/kg voor kalium uit. Dit zou dus het oorspronkelijke kaliumgehalte van de toplaag zijn. Het verschil tussen deze berekende waarde en de gemeten waarde is 1260 mg/kg ofwel 0,15% K 2O. Dit komt analoog aan de berekening voor SAL 2 t/m 5 op 1,5% depletie uit. Omgerekend betekent dit dat ongeveer ton aan mineralen uit deze toplaag (0-25 cm) is verdwenen. Als bekend is in welke periode dit stuifzand is afgezet zou in vergelijking met de andere boringen iets gezegd kunnen worden over de verweringssnelheden sinds de afgelopen ijstijd. Figuur 2.7. Verschuiving van de K/Ti correlatie in de data van SAL1 als gevolg van de verwering van kalium houdende mineralen. Door deze verwering schuift de trendlijn naar links. 2.3 Conclusies Door de sterke maar continue toename van de korrelgrootte met de diepte en de daarmee gepaard gaande afname aan verweerbare mineralen, is het minder eenvoudig om met de depletiemethode de verwering te bepalen. Omdat het gehalte aan verweerbare mineralen (bijvoorbeeld kaliveldspaat en albiet) in onverweerde sedimenten met dezelfde geologische oorsprong doorgaans correleert met het gehalte aan nauwelijks verwerende mineralen (rutiel en zirkoon), is het zeer waarschijnlijk dat de oorspronkelijke kaliveldspaat en albiet gehalten in de range van 0-40 cm diepte hoger lagen dan de nu gemeten gehalten op cm diepte. Om die reden is de laag met het hoogste kaliumgehalte gekozen als referentie laag (C-horizont). Omdat het titanium gehalte in de gekozen C-horizont lager is dan dat van de B-, E- en A- horizont, is er dus een mogelijkheid dat het bijbehorend kaliveldspaat en albiet gehalte lager is dan wat er oorspronkelijk in de A-, E- en B-horizont aanwezig was. In dat geval komt de berekende verwering lager uit dan de werkelijke verwering. Echter, als we de verwering ook berekenen met de verschuiving van de K/Ti correlatie dan komt er echter vrijwel hetzelfde getal uit, hetgeen suggereert dat de gekozen C-horizont redelijk bruikbaar is als referentiediepte. 21

22 Het materiaal in de C-horizont lijkt sterk op dat van de Hoge Veluwe qua mineraalsamenstelling en gehalten (Weijters et al., 2017). Epidoot en granaat zijn ruim vertegenwoordigd, het voor zuidelijke zandgronden kenmerkende toermalijn ontbreekt. De totale berekende verwering is met ±200 ton mineralen per hectare uit de toplaag van 20 cm op de Haarlerberg aanmerkelijk groter dan tot nu toe berekend voor de projecten uitgevoerd in Noord-Brabant en de Hoge Veluwe. De antropogene bijdrage aan de verwering in de afgelopen 100 jaar is ±30 ton. Het resterend gehalte aan K-veldspaat en albiet in de toplaag (2,8% en 1,0 %) is aanmerkelijk lager dan dat wat er gemiddeld op de Hoge Veluwe nog aanwezig is (gemiddeld 6,3% en 3,4% respectievelijk), maar hoger dan wat er op de Strabrechtse heide nog aanwezig is (gemiddeld 0,32% en 0,11%). Mogelijk heeft de hogere verwering vergeleken met de Hoge Veluwe te maken met langdurig hoge depositie op de Sallandse Heuvelrug. Net als in de rest van Nederland rust de verwering in deze zandbodem hoofdzakelijk op de K- en Na-houdende mineralen kaliveldspaat, muscoviet en albiet. Ook de mineralen biotiet, chloriet, epidoot en granaat zijn vrijwel verdwenen uit de toplaag. In de zandbodem van de Sallandse Heuvelrug zijn de K-mineralen sterk gereduceerd en de Mg-houdende mineralen vrijwel op, er is dus zowel een tekort aan kalium- als magnesiummineralen in de bodem. In tabel 2.8 en 2.9 staan de mineralogie en chemie gegeven van een gesteente dat de verweerde mineralen in de bodem op de Haarlerberg zo goed mogelijk aanvult met daarnaast de drie soorten steenmeel die daar het meest in de buurt komen. Over de gehele linie is Nefelien Syeniet Concentraat (NSC, ook wel Lurgi genoemd) de meest complete aanvulling qua mineralen en chemie. Epidoot en granaat ontbreken omdat er tot dusver geen gesteenten verkrijgbaar zijn waar deze twee mineralen onderdeel van uitmaken. Beide mineralen komen hoofdzakelijk in metamorfe gesteenten voor. De meeste steenmeelsoorten zijn vulkanisch of magmatisch van oorsprong. Het enige belangrijke bodemmineraal dat niet in NSC zit is chloriet. De resultaten die tot nu bekend zijn van de steenmeelexperimenten laten kort samengevat zien dat grofkorreliger steenmeel langzamer werkt dan fijnkorrelig materiaal en dat silicaten langzamer neutraliseren dan carbonaten. Beide observaties passen in de lijn der verwachting. Ook zijn er bij de toegepaste doseringen geen negatieve bijwerkingen geconstateerd. De zorg bestaat dat de werking van silicaatsteenmeel mogelijk te langzaam is om problemen op korte termijn op te lossen. 22

23 Tabel 2.8. Verhoudingen van uit de Nederlandse bodem verdwenen mineralen en de minerale samenstelling van 3 op de markt verkrijgbare minerale bodemverbeteraars (NSC=Nefelien Syeniet Concentraat, ook Lurgi genoemd). Strabrecht Oud Reemsterveld Haarlerberg Biolit Vulkatec Eifelgold/ Stjernoya (NSC) Kwarts % 17.5 Kaliveldspaat % Plagioklaas % Mica % Klei /Veldspatoiden % Chloriet % Amfibool % Clinopyroxeen % 48.3 Olivijn % 5.0 Hematiet % Kalk % 9.4 Tabel 2.9. Chemische samenstelling van benodigd steenmeel berekend met de XRF data. Uitgegaan is van aanvulling met K-veldspaat, albiet en chloriet. SAL 2-5 NSC Eifelgold/ Biolit aanvulling Vulkatec SiO 2 % Al 2O 3 % Fe 2O 3 % MnO % MgO % CaO % Na 2O % K 2O %

24 24

25 3. Gebruik en natuurbeheer 3.1 Inleiding De huidige variatie in bodemopbouw en -chemie en de verspreidingspatronen in vegetatie en fauna zijn in meer of mindere mate afhankelijk van menselijke activiteit en staan in nauwe relatie tot het substraat en het reliëf van het terrein. Doel van dit hoofdstuk is om de omvang en ruimtelijke verspreiding van deze menselijke activiteiten inzichtelijk te maken op basis van de bestaande gegevens. De beschrijvingen en kaarten van het historische landgebruik tot ±1950 en de beheer- en inrichtingsmaatregelen die sinds die tijd zijn genomen, vormen de basis voor de analyse van de verspreiding van planten en diersoorten in hoofdstuk De basis: bodem en gebruiksgeschiedenis Bodemkundige typering van het gebied Het gebied de Sallandse Heuvelrug ligt op een glaciale stuwwal tussen Nijverdal en Holten, waarbij zowel een groot deel van de hoge rug als de noordelijke, westelijke en oostelijke flank met smeltwatergeulen aangewezen zijn als Natura 2000-gebied (figuur 3.1). In figuur 3.2 is de bodemkaart van het gebied weergegeven. Verreweg het grootste deel van de heuvelrug met heide bestaat uit afzettingen met grofzandige haarpodzol-bodems (Hd30) met plaatselijk iets rijkere holtpodzol-bodems (gy30). De verspreiding van holtpodzolen wordt voor de Sallandse heuvelrug in verband gebracht met het dagzomen van mineraalrijkere laagpakketten uit het oerstroomgebied van de Rijn (zgn. roodzanden) in contrast met het op veel grotere schaal dagzomen van laagpakketten uit het vroegere stroomgebied van het thans verdwenen Eridanossysteem (zgn. witzanden) (Mekkink 1991). De zandige pakketten van het Eridanossysteem zijn van oorsprong al sterk verweerd en bestaan voor een groot deel uit kwarts; de roodzanden kennen een bijmenging van jonger materiaal en zijn daardoor ook mineraalrijker. Door deze hogere mineralenrijkdom werden in deze zanden podzolisatieprocessen geremd en ontstonden moderpodzolen. Thans lijken er ook in deze zanden versneld podzolen tot ontwikkeling te komen als gevolg van verzuring (Siepel, pers med.). Lokaal worden aan of dicht bij de oppervlakte kleilenzen aangetroffen waarop zich schijngrondwaterspiegels vormen, die het lokaal voorkomen van vochtige omstandigheden (en in het verleden sprengen) op de droge stuwwal verklaren (van den Berg et al., 2016). Zowel aan de westflank als aan de oostflank zijn dekzanden afgezet waarin zich fijnzandige leemarme tot matig leemhoudende haarpodzol-bodems (Hd21) of iets nattere veldpodzolbodems (Hn21) hebben ontwikkeld. Op de noordflank is ook lemig fijn zand afgezet en hebben zich zwaklemige haarpodzolen ontwikkeld (Hd23). Op de laagste delen van de flanken liggen lokaal verspreid duinvaaggronden van leemarm tot zwak leemhoudend zand (Zd21) en zwarte enkeerdgronden van fijn lemig zand (EZ23) of leemarm zand (EZ21). Deze enkeerdgronden bezitten dezelfde eigenschappen als de Haarpodzolgronden, maar hebben een cultuurdek met dikte van minstens 40 cm dat is ontstaan door plaggenbemesting. De Duinvaaggronden zijn ontstaan door intensief historisch landgebruik, waardoor verstuiving van de hier afgezette dekzandpakketten heeft plaatsgevonden. Zeer lokaal wordt daarnaast ook verstoven dekzand hoger op de heuvelrug aangetroffen, zoals aan de bovenranden van droogdalen (Bergsma & Vogels, pers. obs: zie ook detail hoogtekaart in figuur 3.3). 25

26 Figuur 3.1 Hoogtekaart Sallandse heuvelrug. De blauwe lijn is de begrenzing van het Natura gebied. Verder naar het westen en oosten (buiten de natura2000 grenzen) komen grondwatergevoede bodemtypen voor die periodiek of permanent onder invloed van grondwater staan, zoals beekeerdgronden (pzg23) met een minerale eerdlaag en roestverschijnselen in het moedermateriaal door de aanvoer van ijzerhoudend grondwater (van den Berg et al., 2016). Op nog nattere plekken zijn broekeerdgronden ontstaan (vwz), zoals in de oostelijk gelegen Zunasche heide richting het beekdal van de Midden-Regge. Het betreft een restant van een dikker veenpakket dat hier rond 1850 nog aanwezig was. Dit geeft aan dat de droge Sallandse Heuvelrug vroeger omgeven was door natte beekdalen, vochtige heide en broekgebieden (van den Berg et al., 2016). 26

27 Figuur 3.2 Bodemkaart Sallandse Heuvelrug (bron: Stiboka).De blauwe lijn is de begrenzing van het Natura 2000-gebied. Betekenis codes: Hd30 = grofzandige haarpodzol; gy30 = grofzandige holtpodzol; Hd21 = fijnzandige leemarme tot matig leemhoudende haarpodzol; Hn21 = idem met veldpodzol; Hd23 = zwaklemige haarpodzol; Zd21 = duinvaaggronden van leemarm tot zwak leemhoudend zand; EZ23 = zwarte enkeerdgronden van fijn lemig zand; EZ21 = idem met leemarm zand. 27

28 Figuur 3.3. Detail van hoogtekaart Sallandse heuvelrug, met zowel aan de bovenkant van de westelijke droogdalen (boven) als aan de onderzijde van de oostelijke droogdalen kleine paraboolduinen van verstoven dekzanden. De blauwe lijn is de begrenzing van het Natura gebied Omvorming van bos naar heide en terug naar bos De Sallandse heuvelrug is waarschijnlijk vanaf ca. 500 na Chr. in cultuur gebracht. In de loop van 1000 tot 1500 jaar werd de oorspronkelijke (bos)vegetatie verwijderd en ontstond er via een heidepotstalsysteem een grote oppervlakte aan droge heide op de heuvelrug. De dekzanden op de flanken werden omgevormd tot landbouwgrond (esgronden). Mede door dit landbouwkundig gebruik ontstonden in het gebied voedselarme milieus die zeer geschikt waren voor ontwikkeling van heidevegetatie. Rond 1900 bestond het gebied vrijwel geheel uit droge heide die lange tijd door begrazing werd gehandhaafd (KWR 2007). Op de topografische kaart uit 1868 (figuur 3.4) is te zien dat het gebied intensief in gebruik is en is doortrokken met wegen en paden, maar dat er nauwelijks bebossing aanwezig is. Dit veranderde na de ontdekking van kunstmest rond Schapenmest en heideplagsel werden overbodig en het verlaten heideterrein werd over grote oppervlaktes met bos ingeplant. De oorspronkelijk aanwezige venen, vochtige hooilanden, moerassen en kleine extensieve akkers in de directe omgeving van de heuvelrug zijn in de afgelopen eeuwen vrijwel geheel verdwenen door ontginning en ontwatering (van den Berg et al., 2016). 28

29 Figuur 3.4. Topografische kaart uit 1868 (links) en 2002 (rechts) van de Sallandse heuvelrug. In 1868 was vrijwel de hele heuvelrug bedekt met heide; slechts enkele percelen bestonden uit aangeplant bos en daaruit voortkomende spontane bosopslag (bron: Topografische dubbelatlas) Daling grondwaterstand Het centrale deel van de Sallandse heuvelrug is altijd droog geweest, maar in laagtes op de flanken kwamen vroeger vele hectaren natte heide voor. Als gevolg van ontwatering in het omliggende landbouwgebied, grondwateronttrekkingen, winning van drinkwater en bebossing van de heuvelrug (waardoor verdamping is toegenomen) is er sinds 1900 onder de stuwwal een forse verlaging van de grondwaterstand opgetreden. Op de westflank heeft dit geleid tot een grondwaterstand-verlaging van circa 60 centimeter tot ruim een meter (KWR 2007, Bell Hullenaar 2013, van den Berg et al., 2016). In combinatie met de ontginning van de rijkere en nattere delen op de flanken en aan de voet van de stuwwal zoals de overgang naar de Midden-Regge bij de Zunasche heide is er een belangrijke gradiënt in het stuwwalsysteem verdwenen. 3.3 Gebruik en natuurbeheer Tot ruim na de tweede wereldoorlog vond er nog volop bosbouw plaats op de Sallandse heuvelrug en in de jaren 50 werd zelfs besloten om de populatie Korhoenders (die sterk was toegenomen als gevolg van de ontginning van het Wierdense veen) door afschot te verkleinen, aangezien ze grote schade aanrichtten aan de jonge aanplant van Lariks en Grove den (De Lange & Teerink 1979). Tot 1962 werd het areaal bos uitgebreid, met uitzondering van een oppervlakte van ±500 ha, waarvan 268 ha in 1953 tot Staatsnatuurreservaat werd verklaard. Delen van dit reservaat kenden door het achterwege blijven van beheer echter wel spontane opslag van bos. Bij de aanplant van bossen werd de grond omgespit of geploegd en werd de bodem bemest, zeer waarschijnlijk met thomasslakkenmeel (een K- en P- houdende meststof uit de staalindustrie die ook veel sporenelementen bevat), compost of 29

30 door voorbouw met stikstof-vastleggende Lupine. De bodems onder aangeplante bossen zullen dan ook een andere bodemstructuur en chemie hebben dan de bossen die ontstaan zijn uit spontane opslag. Op de topografische kaart van 2002 (figuur 3.4) is te zien dat de heuvelrug alleen in het centrale deel nog vrij open was en verder geheel met bos was bedekt. Dit is grotendeels naaldbos en voor een klein deel loof- en gemengd bos, veelal als overblijfsel van oude hakhoutbosjes. In de periode tussen 1950 en 1975 volgt er een duidelijke omslag in het beheer van het gebied (De Lange & Teerink 1979). Mede door de landelijke achteruitgang van het Korhoen werd de open heide met kenmerkende (groepen van) vliegdennen, jeneverbessen en eiken steeds meer gewaardeerd. In die tijd ontstond ook het plan van Staatsbosbeheer om het heideterrein te behouden door het eeuwenoude landbouwsysteem zo goed mogelijk na te bootsen, inclusief het herstellen van onbespoten, met schapenmest verrijkte akkers op de esgronden met rogge, boekweit en spurrie (De Lange & Teerink 1979). Waar tot halverwege de jaren 60 de heide vooral gemaaid werd (met afvoeren van maaisel), vond van 1963 tot laat in de jaren 70 vrij grootschalig brandbeheer plaats en werd begraasd met schapen vanuit een moderne potstal op de Grote Twilhaar. Het branden gebeurde op oppervlaktes van 1 tot 10 ha per perceel, waarbij in elk jaar meerdere percelen werden gebrand (figuur 3.5). Alleen heide ouder dan 8 jaar werd gebrand, met een omlooptijd van ± 15 jaar. Daarnaast werd bosopslag verwijderd - maar lokaal werden vliegdennen of berkenbosjes gespaard om variatie te behouden voor het Korhoen - en werd er kleinschalig geplagd. Als gevolg van depositie van voedingsstoffen vanuit de lucht is er in de jaren 80 grootschalig geplagd in Nederlandse heideterreinen. Er zijn in deze studie geen bronnen (in schrift of op kaarten) gevonden die de omvang van plaggen op de Sallandse heuvelrug verduidelijken. Volgens Natuurmonumenten (mond med. J. Schouten) is in het zuidelijke deel van het gebied alles wat geen bos was wel een keer geplagd en in het beheerplan (van den Berg et al., 2016) staat ook dat plaggen in de jaren 80 en 90 van de vorige eeuw is ingezet om vergrassing van de heide tegen te gaan en dat dit heeft geleid tot eenvormige heidevegetaties en verlies aan zuurbuffercapaciteit van de bodem. Op de gedetailleerde hoogtekaart van het gebied zijn echter geen sporen te vinden dat er op zeer grote schaal (zoals met name op de Veluwe en in Noord-Brabant) is geplagd in die tijd. De auteurs nemen aan dat het in veel minder sterke mate optreden van vergrassing door Pijpenstrootje op de Sallandse heuvelrug hier een van de redenen voor is. Het uitblijven van een sterke Pijpenstrootje vergrassing heeft waarschijnlijk te maken met de uitermate grofzandigheid van de stuwwal, wat ongunstig is voor de vochthuishouding van Pijpenstrootje. 30

31 Figuur 3.5. Overzicht van uitgevoerde brandprogramma op het noordelijke deel van de open heide op de Sallandse heuvelrug (terrein Staatsbosbeheer) tussen 1963 en 1978 (De Lange & Teerink 1979). 3.4 Natuurbeheer sinds 2000 Vanaf 2000 is het beheer van de Sallandse heuvelrug gericht op het behouden en vergroten van landschappelijke variatie. Dit beheer leidde tot een verbeterde structuur van het habitattype droge heide. Door het omvormen van bos is het oppervlak aan droge heide de laatste 2 decennia vergroot en er is een open verbinding gekomen tussen de heide en het landbouwgebied Zunasche Heide. Daarnaast zijn Jeneverbesstruwelen vrijgesteld in zowel het door Natuurmonumenten als door Staatsbosbeheer beheerde terrein. In het gebied de Sallandse Heuvelrug zijn de afgelopen jaren de volgende maatregelen uitgevoerd: maaien, begrazen, plaggen, bekalken, opbrengen van schelpkalk, branden, frezen, kaalkap van bos en aanleggen van akkers (figuur 3.6 en 3.7). Deels zijn deze uitgevoerd als losstaande maatregelen, maar sommige maatregelen zijn in combinatie uitgevoerd, zoals plaggen en bekalken. In de volgende paragrafen zijn deze maatregelen verder uitgewerkt in relatie met het onderliggende moedermateriaal. De beschrijvingen zijn grotendeels gebaseerd op wat er is uitgevoerd in het noordelijke deel van het terrein, aangezien hier de meest gedetailleerde informatie van voorhanden is. 31

32 Figuur 3.6. Beheermaatregelen uitgevoerd na 2000 op de Sallandse Heuvelrug op basis van digitaal beschikbare kaarten. Gefaseerd maaien is op meer locaties uitgevoerd, maar locaties waren niet digitaal beschikbaar. Zeer kleinschalige maatregelen als frezen, branden en aanleg van akkertjes ontbreken op deze kaart (zie bijlage 3 voor totaal overzicht). 32

33 Figuur 3.7. Overzicht van terreindelen waar in het verleden bos heeft gestaan wat in de afgelopen decennia is gekapt ten behoeve van natuurbeheer. Het betreft ± 80% bosaanplant en 20% spontane bospopslag. Kaart is gemaakt op basis van gegevens van Staatsbosbeheer en oude topografische kaarten. 33

34 3.4.1 Akkers Het landschap van de Sallandse heuvelrug is al lange tijd in agrarisch gebruik. In 1850 lagen er al enkele grotere akkercomplexen op de fijn lemige zwarte enkeerdgronden en zwak lemige fijne zandgronden in het noorden en wat kleinere complexen in het zuidwesten van het gebied (Grote en Kleine Twilhaar). Deze zijn tot 1914 langzaam uitgebreid. Tussen 1914 en 1935 is er een cluster van kleinere akkers in het oosten van het gebied ontwikkeld, waarbij er enkele op de zwak lemige zanden van de flank en enkele op de grofzandige delen van de rug. Zowel op deze overgang als op rug vond tot 1966 een zeer kleinschalige uitbreiding plaats van deze akkertjes, die grotendeels als wildakker zijn aangelegd. Vanaf 1976 zijn alleen op de grofzandige heuvelrug in het terrein nog kleinschalige akkertjes aangelegd, allemaal in het kader van natuurbeheer (voedsel korhoenkuikens). Ruim de helft van de oude akkers zijn daarna beplant met bos, waarna een deel daarvan de laatste decennia ook weer is gekapt. Zowel in het noorden als in het oosten wordt een deel van de akkercomplexen mee in begrazing genomen. Daarnaast zijn enkele akkertjes uit 1935 en 1976 en een klein aantal recent aangelegde akkertjes bekalkt (bijlage 3). Sinds 2008 zijn door de beheerders verspreid in het terrein aanvullende akkers aangelegd; deze zijn zeer kleinschalig en hebben als belangrijkste functie voedselvoorziening voor akker- en heidevogels (Vogels et al., 2013) Begrazing Schapenbegrazing op de droge heide vindt nog steeds plaats, maar niet met een gescheperde kudde in het hele terrein. Kuddes worden ingerasterd om lokaal (ca 30% van areaal) met hogere druk te kunnen begrazen om variatie in structuur te creëren (van den Berg et al., 2016). Begrazing met runderen (Herefords) vindt op twee locaties plaats op de flanken in het noorden en in het oosten. Op een klein stuk grofzandige bodem met haarpodzol na betreft het allemaal afzettingen van leemarm tot zwak lemig zand. Binnen de grenzen van deze begrazingseenheden liggen enkele oude akkers, waarvan er sommige beplant zijn met bos en daarna weer gekapt. Op kleine oppervlaktes binnen de begrazingseenheden is geplagd en/of bekalkt. In het beheerplan (van den Berg et al., 2016) wordt geopperd om het oppervlak droge heide dat met extensieve runderbegrazing wordt beheerd uit te breiden naar ca 800 ha. Op basis van recente onderzoeken is het de vraag of deze maatregel wenselijk is, aangezien extensieve jaarrond begrazing met runderen vaak negatief uitpakt voor grondbroeders (o.a. aangetoond in kustduinen; Nijssen et al. 2014). Dit komt waarschijnlijk doordat extensieve begrazing nauwelijks voor meer structuurvariatie en verjonging van de vegetatie (en daarmee een verhoging van voedselaanbod) zorgt, terwijl de verstoring van nesten door vee wel plaatsvindt. Door een uitbreiding van gerichte, tijdelijke drukbegrazing met schapen is er meer variatie in vegetatiestructuur te behalen en is er geen kans op gebiedsdekkende verstoring van grondbroedende vogels Branden Branden is in de jaren 60 en 70 vrij grootschalig uitgevoerd in het gebied (zie figuur 3.5), maar de laatste decennia alleen in zeer kleine eenheden op de rug van de stuwwal, zowel op de grofzandige haarpodzol bodems als op de wat rijkere holtpodzol bodems. Een deel van de locaties bestaat uit heidebegroeiing, een deel uit oude kapvlaktes. Vervolgens is op 7 gebrande heidelocaties en op 3 gebrande kapvlaktes in 2011 schelpkalk opgebracht. In het terrein van Natuurmonumenten zijn eveneens op vergelijkbare schaal heidevegetaties gebrand. 34

35 3.4.4 Maaien Maaien is uitgevoerd op heidevegetaties op de grofzandige haarpodzolen en de iets rijkere holtpodzol bodems op de heuvelrug. De meest recente maatregelen zijn uitgevoerd in complexe smalle banen, zodat er op een groot oppervlak een variatie in leeftijd en hoogtestructuur ontstaat, waarbij het oppervlak gemaaide vegetatie slechts 20 à 30% omvat (figuur 3.8). Figuur 3.8. Maaipatronen in droge heide in het noordelijk deel van het gebied bij Staatsbosbeheer. De iets donkere lijnen links zijn in 2010 gemaaid, de lichtere lijnen in het midden zijn in de periode gemaaid Frezen Frezen is enkel in 2014 op zeer klein oppervlakken uitgevoerd in het centrale deel van het gebied. Het betreft ±25 vlakken variërend van 0,1 tot 0,5 ha, allen gelegen op de grofzandige haarpodzolen in het centrale deel van de heide Plaggen Plaggen is op relatief kleine schaal (ten opzichte van het gehele terrein: stukken van 0,5 tot 1,5 ha) uitgevoerd op de leemarme tot zwak lemige zanden in het noorden en oosten; twee kleinere plaglocaties bevinden zich op het grofzandige terrein van de centrale heuvelrug. In de jaren 80 en jaren 90 is waarschijnlijk op grotere schaal geplagd. Deze informatie was niet digitaal beschikbaar voor dit project, echter ter hoogte van de Koningsweg pal ten zuiden van de grote maaibanen zijn in deze periode vrij grote oppervlakken geplagd. Hier ontwikkelt zich plaatselijk een meer vochtiger heide met gewone veenbies en dopheide. In deze periode zijn ook tientallen kleine plagvlakjes in het NM deel tot uitvoering gebracht. Deze vlakjes waren vaak niet groter dan ¼ tot ½ ha in oppervlak en zijn daardoor moeilijk op basis van het AHN te onderscheiden. 35

36 3.4.7 Kaalkap Tussen ± 1890 en 1970 heeft er op grote schaal bosbouw plaatsgevonden op de Sallandse Heuvelrug. Deze aangeplante bossen en in mindere mate spontane bosopslag zorgde voor een hoge bedekking van naaldhout in het gebied. In de loop van 70 jaar veranderde de zo goed als kale heuvelrug in een gebied dat voor bijna 80% uit bos bestond, vrijwel geheel bestaande uit naaldhout. Vanaf de jaren 60 van de vorige eeuw kwam er een kentering in het terreingebruik en werden in het kader van natuurbeheer ook delen gekapt. Dit nam een grote vlucht vanaf de jaren 80 en tot na 2010 zijn er bospercelen omgezet in open vegetaties voor de ontwikkeling van heide (centrale gebied) en voor het maken van een open verbinding naar natuurontwikkelingsgebied de Zunaschse heide. In figuur 3.7 is op basis van informatie van Staatsbosbeheer en oude topografische kaarten ( ; topotijdreis.nl) aangegeven op welke terreindelen in het verleden bos heeft gestaan. Er is hier geen onderscheid gemaakt in aangeplant bos (± 80%) en spontane bosopslag (± 20%). Uit deze figuur blijkt dat ongeveer de helft van het terrein wat op dit moment een open karakter heeft, in het verleden bos heeft gestaan. 3.5 Maatregelen per monsterpunt In bijlage 4 is een overzicht gegeven van alle monsterpunten waarvan de bodemchemie in dit onderzoek is geanalyseerd. Per monsterpunt is aangegeven op welk bodemtype het ligt, of er aangeplant of spontaan opgeslagen bos stond op deze plek en welke maatregelen er sinds 2008 zijn uitgevoerd, zoals maaien, bekalken, akkeren of branden. In dit overzicht is onderscheid gemaakt tussen aangeplant bos en spontane opslag, aangezien er bij bosplant vrijwel altijd bodembewerking heeft plaatsgevonden. Door het omspitten of ploegen van de bodem en het toevoegen van thomasslakkenmeel (een fosfaatrijke voorganger van steenmeel!) en/of compost of het verbouwen van lupine heeft de bodem zowel met betrekking tot structuur als chemie een andere uitgangssituatie dan op plekken waar geen bosbouw heeft plaatsgevonden. Zowel aanplant van naaldhout als spontane bosopslag met naaldbomen heeft gezorgd voor een snellere oppervlakkige verzuring van de bodem, zowel vanwege de vorming van zuur humus als door de hogere invang van zwavel en stikstof door bomen in relatie tot heide. Het is dan ook de vraag in hoeverre op dit moment de voormalige bosbodems in bodemchemie nog afwijken van de bodems waar nooit bosbouw is gepleegd (zie hoofdstuk 4). 3.6 Conclusies De systeemopbouw van de Sallandse heuvelrug is van oorsprong gevarieerd, zowel door grote verschillen in inclinatie en expositie, bodemtypen en verschillen in sterk doorlaatbare, grofzandige bodems en oppervlakkig uittredend water door de aanwezige ondoorlaatbare kleilenzen. In de afgelopen anderhalve eeuw hebben er veel ingrepen plaatsgevonden, zowel in het kader van agrarisch gebruik als natuurbeheer en herstelmaatregelen. Hierbij zijn zowel voedingsstoffen aangevoerd (bosbouw, be-akkering) als afgevoerd (plaggen, begrazen, maaien en afvoeren, boskap). In combinatie met de verschillen in substraat en reliëf levert dit verschillende standplaatscondities op, zowel met betrekking tot de bodemtypen en structuur, als de bodemchemie. Waarschijnlijk zijn alleen op plekken waar geen bosbouw en akkerbouw heeft plaatsgevonden nog ongestoorde bodemprofielen te vinden, maar deze zijn als gevolg van plagbeheer in het verleden voor een deel wel onthoofd. De variatie in deze standplaatscondities is goed vertegenwoordigd in de keuze van de monsterpunten (bijlage 4). 36

37 4. Bodemchemische situatie 4.1 Inleiding In dit hoofdstuk wordt de bodemchemische situatie van het droge heidesysteem (H4030) van de Sallandse Heuvelrug beschreven. Gelet op de expliciete doelstelling van dit vooronderzoek zijn de overige in het terrein aanwezige elementen zoals akkers, bossen en Jeneverbesstruwelen niet bodemchemisch onderzocht. Omdat de bodemchemische dataset van de Sallandse Heuvelrug nog erg beperkt was, werden op 36 locaties aanvullende bodemmonsters verzameld (figuur 4.1). Figuur 4.1. Overzicht van de bodemlocaties in de Sallandse Heuvelrug. Voor een beschrijving van de methodiek, zie bijlage 5. In hoofdstuk 3 is te zien welke delen van de Sallandse Heuvelrug de afgelopen jaren bekalkt zijn (±400 ha, 2 ton/ha). Een deel van de bodemmonsters is verzameld op bekalkte plekken, daarom zal de bodemchemie eerst besproken worden aan de hand van de verschillen tussen de niet-bekalkte en bekalkte zones. 4.2 Resultaten Buffering Uit de bodemchemie blijkt dat bekalken over het algemeen heeft geleid tot een significant hogere ph-nacl (gemiddeld 3,7 ten opzichte van 3,1 in niet bekalkte delen) en hogere concentraties uitwisselbare kationen in de bodem (figuur 4.2). Met name de uitwisselbare concentraties calcium en magnesium zijn significant hoger in de bekalkte delen met gemiddeld 3672 en 2015 µmol/kg droge bodem ten opzichte van de niet-bekalkte delen (1001 en 537 µmol/kg droge bodem). Over het algemeen is er bekalkt met dolokal (85% Ca en 15% 37

38 Mg). In de niet-bekalkte delen zijn de uitwisselbare Ca-concentraties laag (gemiddeld 1001 µmol/kg droge bodem) en komen overeen met waardes gemeten in (sterk) verzuurde heidebodems op de Strabrechtse heide, NP de Hoge Veluwe en het Dwingelderveld (Database B-WARE). Ook de uitwisselbare Mg-concentratie in de bodem van de niet-bekalkte delen is laag vergeleken met waardes gemeten in NP de Hoge Veluwe. De uitwisselbare kaliumconcentraties in de bodem zijn zowel in de bekalkte als niet-bekalkte delen zeer laag met gemiddelde concentraties van 279 µmol/kg in de bekalkte en 149 µmol/kg droge bodem in de niet-bekalkte delen. Ook vergeleken met andere sterk verzuurde heidebodems zijn de uitwisselbare kaliumconcentraties in de bodem van de Sallandse Heuvelrug zeer laag (Database B-WARE). In de bekalkte delen is de uitwisselbare kaliumconcentratie significant hoger dan in de niet-bekalkte delen. Twee bekalkte locaties die bemonsterd zijn, zijn recent nog gebrand, wat tijdelijk de uitwisselbare kaliumconcentratie in de bodem verhoogd. Met het toedienen van dolokal wordt de kalium-voorraad echter niet aangevuld. De concentratie uitwisselbaar aluminium in de bodem is een goede indicator voor de mate van verzuring van de bodem. Het zuur (H+) kan gebufferd worden door aan het bodemcomplex te binden waarbij kationen vrij komen. Een reactie die veel langzamer verloopt is de neutralisatie van zuur door de verwering van silicaatmineralen. Primaire silicaatmineralen worden afgebroken waarbij zich bij een ph-h 2O>4,5 secundaire aluminosilicaten (ook wel kleimineralen) vormen. Onder een ph-h 2O van 4,5 (0,8-1,0 hoger dan ph-nacl) vindt het hierboven genoemde proces van vorming van secundaire aluminosilicaten niet meer plaats maar wordt vrij Al 3+ gevormd. Net als H + kan ook Al 3+ gebonden worden aan het bodemcomplex, maar dit proces kan de toename in Al 3+ in de bodemoplossing niet verhinderen (Bergsma et al., 2016; Bobbink et al., 2017). Verder zijn met name veel bijzondere soorten uit het heischrale milieu zeer gevoelig voor aluminiumtoxiciteit, waarbij bijzondere doelsoorten vrijwel niet voorkomen bij een Al/Caratio hoger dan 2 (De Graaf et al., 1997). In de niet-bekalkte delen zijn de uitwisselbare aluminiumconcentraties in de bodem significant hoger met gemiddeld 2082 µmol/kg, in de bekalkte delen zijn gemiddeld lagere concentraties gemeten van 787 µmol/kg. Ook de Al/Ca ratio in de bodem is gemiddeld hoog in de niet bekalkte delen met gemiddeld 5,2 ten opzichte van 0,5 in de bekalkte delen. 38

39 6, ph-nacl 5,5 5,0 4,5 4,0 3,5 3,0 Uitwisselbaar calcium (µmol/kg) Uitwisselbaar magnesium (µmol/kg) ,5 niet bekalkt bekalkt 0 niet bekalkt bekalkt 0 niet bekalkt bekalkt Uitwisselbaar kalium (µmol/kg) Uitwisselbaar aluminium (µmol/kg) Al/Ca ratio niet bekalkt bekalkt niet bekalkt bekalkt niet bekalkt bekalkt Figuur 4.2. Boxplots van de ph-nacl, concentratie uitwisselbaar calcium, magnesium, kalium en aluminium in µmol/kg droge bodem en de Al/Ca ratio in de niet-bekalkte (n=28) en bekalkte (n=14) monsterlocaties op de Sallandse heuvelrug. De box geeft het bereik tussen het 25 e en 75 e percentiel weer. De whiskers (verticale lijnen) geven het bereik tussen het 10 e en 90 e percentiel. De horizontale streep in de box geeft de mediane waarde van de metingen weer. De stippen geven de uitschieters weer. De basenverzadiging geeft een beeld van het zuur-bufferend vermogen van de bodem door middel van het kationuitwisselingscomplex. Wanneer dit complex, ook wel bodemadsorptiecomplex genoemd, volledig opgeladen is met basische kationen (Ca, K, Mg & Na) is de basenverzadiging 100% en is het zuurbufferend vermogen van het complex maximaal. Wanneer de basenverzadiging laag is, betekent dit dat een groot deel van de uitwisselbare basische kationen aan het adsorptiecomplex is vervangen door H + (zuur), Al 3+ of NH 4 +. In de niet bekalkte delen is de basenverzadiging over het algemeen zeer laag met 39

40 een gemiddeld percentage van 13% (figuur 4.3). Dit geeft aan dat de bodem eigenlijk helemaal is door verzuurd, en dat het kationuitwisselingscomplex bijna geen rol meer speelt. In de bekalkte delen is de basenverzadiging in de bodem gemiddeld hoger met 39 procent. De kationenomwisselingscapaciteit (CEC: Cation Exchange Capacity), is de capaciteit van de bodem om positief geladen ionen uit te wisselen met de bodemoplossing en geeft het totale aantal bindingsplaatsen aan het bodemcomplex weer. De CEC in de bekalkte en nietbekalkte delen is vergelijkbaar met gemiddeld 24,2 en 24,6 mmol/kg droge bodem Basenverzadiging (%) CEC (mmol/kg) niet bekalkt bekalkt niet bekalkt bekalkt Figuur 4.3. Boxplots van de basenverzadiging in percentages en CEC in mmol/kg droge bodem in de niet-bekalkte (n=28) en bekalkte (n=14) monsterlocaties. De plantbeschikbare fosfaatconcentraties (Olsen-P) in de bodem zijn over het algemeen laag met de meerderheid van concentraties tussen de µmol/kg droge bodem (figuur 4.4). Bekalken lijkt tot wat lagere Olsen-P en labiele P concentraties (P-z) in de bodem te leiden, maar deze tendens is niet significant. De ammoniumconcentraties in de bodem zijn zowel in de niet-bekalkte als bekalkte locaties voor goed-ontwikkelde droge heidevegetatie wat aan de hoge kant, met gemiddelden van 191 en 266 µmol/kg droge bodem. 40

41 Olsen-P (µmol/kg) P-z (µmol/kg) Anorganisch NH4 (µmol/kg) niet bekalkt bekalkt 0 niet bekalkt bekalkt 0 niet bekalkt bekalkt Figuur 4.4. Boxplots van de Olsen-P concentratie in µmol/kg droge bodem en labiele P-fractie en anorganische ammoniumconcentratie uit het zoutextract in µmol/kg droge bodem in de niet-bekalkte (n=28) en bekalkte (n=14) monsterlocaties. Naast bekalkte en niet-bekalkte zones kan er ook onderscheid gemaakt worden in droge heide, droge heide-zones die vanaf de periode van 1930 bos geweest zijn en weer zijn omgevormd naar bos (bijlage 4), en stuifzandheide. Over het algemeen zijn de bodems waar ooit bos gestaan heeft wat verder doorverzuurd dan de bodems die altijd heide geweest zijn. In heidebodems op voormalig bos is de concentratie calcium gemiddeld lager en de concentratie uitwisselbaar aluminium hoger dan in bodems die altijd heide geweest zijn (figuur 4.5). Ook de basenverzadiging is gemiddeld wat lager in de bodems op voormalig bos met 12% ten opzichte van 14% in de heidebodems (figuur 4.5). De Olsen-P en ammoniumconcentraties in de bodem zijn gemiddeld juist wat hoger in de bodems op voormalig bos met 329 µmol Olsen-P/kg droge bodem en 218 µmol NH4/kg droge bodem ten opzichte van 272 µmol/kg Olsen-P en 163 µmol/kg NH4 in de heidebodems (bijlage 6). Kenmerkend voor stuifzand is het lage organisch stof gehalte in de bodem en dus een flink kleiner bindingscomplex (lagere CEC). In de stuifzandheidebodems worden gemiddeld lagere concentraties basische kationen en aluminium gemeten, wat te verklaren is door het eerder leeg raken van het kleinere bodemcomplex bij eenzelfde zuurlast als in de droge heidebodems (figuur 4.5). Verder is te zien dat bekalken in alle type bodems leidt tot een toename van de concentratie calcium en magnesium en daling van de aluminiumconcentratie in de bodem. 41

42 Figuur 4.5. De uitwisselbare kaliumconcentratie in µmol/kg droge bodem uitgezet tegen de uitwisselbare magnesiumconcentratie in de bodem (boven), de ph-nacl uitgezet tegen de concentratie calcium in µmol/kg droge bodem en de concentratie uitwisselbaar aluminium (midden) en de basenverzadiging (%) uitgezet tegen de CEC in µeq/kg droge bodem. (Gemiddelde ± st.error). 42

43 4.3 Conclusies Over het algemeen is de ph-nacl in de droge heidebodems van de Sallandse Heuvelrug laag (gemiddeld 3,1) en zijn de bodems arm tot zeer arm aan uitwisselbare basische kationen (Ca, K & Mg). Met name de concentraties uitwisselbaar kalium en magnesium zijn zeer laag. Ook de basenverzadiging in de bodem is zeer laag (<15%) en de concentratie uitwisselbaar aluminium in de bodem is (zeer) hoog, wat betekent dat de kationbuffering door het bodemadsorptiecomplex (bijna) is uitgeput. Op basis van deze gegevens kan geconcludeerd worden dat de heidebodems zeer sterk verzuurd zijn. De bodems waar ooit bos gestaan heeft zijn nog wat zuurder dan de bodems die altijd heide geweest zijn, met nog wat lagere concentraties kationen (Ca, Mg & K) en hogere concentraties aluminium. De zeer lage uitwisselbare kalium- en magnesiumconcentraties in de bodem sluiten aan bij de zeer gereduceerde K- en Mg-mineralenvoorraad (hoofdstuk 2). De in het recente verleden bekalking met dolokal heeft tot een verhoging van de uitwisselbare kationen calcium en magnesium in de bodem geleid. Bekalking heeft niet geleid tot een toename van uitwisselbaar kalium in de bodem, met het toedienen van dolokal wordt de kaliumvoorraad immers niet aangevuld. Bekalking met dolokal heeft het bodemcomplex aangevuld met Ca en Mg en heeft daarmee geleid tot een verhoging van de basenverzadiging. Daarnaast is de concentratie uitwisselbaar aluminium in de bodem flink gedaald. Verder lijkt het toedienen van kalk tot wat lagere beschikbare fosfaatconcentraties in de bodem te leiden. Figuur 4.6. Zonering van de Sallandse Heuvelrug op basis van de bodemchemie. 43

44 Op basis van de verzamelde gegevens kan het terrein verdeeld worden in twee zones (figuur 4.6): Plekken die sterk verzuurd zijn (rood) en plekken waar het bodemcomplex door bekalken is aangevuld (blauwe delen). De dichte vlakken geven de verdeling weer op basis van beschikbare bodemchemische gegevens, de gearceerde zones zijn gebaseerd op de door de terreinbeheerders aangeleverde bekalkingskaarten en extrapolatie. In de ernstigverzuurde zones is zowel herstel van de bodemmineralogie als basenverzadiging (Ca, Mg en K) noodzakelijk. In de al bekalkte zones, waar de concentraties van calcium en magnesium verhoogd zijn, is aanvulling van de kaliumconcentratie aan het bodemcomplex en herstel van de bodemmineralogie noodzakelijk. 44

45 5. Vegetatie en Fauna In dit hoofdstuk wordt de vegetatie en fauna van de Sallandse Heuvelrug beschreven op basis van bestaande verspreidings- en onderzoeksgegevens, voor methoden zie bijlage Natura 2000-doelen Doelen voor vegetatie en fauna Op de Sallandse heuvelrug zijn Natura 2000-doelen vastgesteld voor verschillende habitattypen en doelsoorten. Met betrekking tot het centrale deel van het gebied betreft het Droge heide (H4030), waarvoor zowel uitbreiding als verbetering van kwaliteit doelstellingen zijn. Voor Jeneverbesstruwelen (H5130) en Droge heischrale graslanden (H6230) is behoud van areaal en verbetering van kwaliteit het doel (van den Berg et al., 2016). Voor diersoorten zijn de volgende instandhoudingsdoelen geformuleerd: Korhoen (A107: 40 paar), Nachtzwaluw (A224: 50 paar) en Roodborsttapuit (A276: 60 paar). Vooral voor Korhoen is de doelstelling belangrijk: het betreft de enige populatie in Nederland en in de Natura 2000-documenten is een sense of urgency opgenomen voor deze soort. In het gebied zijn ook Natura 2000-doelen opgenomen voor Actief hoogveen (H7110B), Zure vennen (H3160), Vochtige heide (H4010A) en kamsalamander (H1166), maar deze komen voor op de flanken en worden hier buiten beschouwing gelaten Status voor habitattypen en soorten Het gebied bestaat momenteel voor meer dan de helft uit aangeplant naaldbos met variatie tussen percelen in leeftijd, boomsoort en beheer. Slechts 8% van het gebied betreft loofbos of gemengd bos. Droge heide met Jeneverbesstruwelen beslaat ongeveer een derde van het terrein. De rest van het gebied bestaat uit vochtige heide, zure vennen, een hellingveentje en akkers en graslandjes (KWR 2007). In het beheerplan (Van den Berg et al., 2016) is aangegeven dat de kwaliteit en ontwikkeling van de habitattypen gemiddeld redelijk tot matig is. De staat van instandhouding van de habitattypen is over het algemeen echter (zeer) ongunstig en ook het toekomstperspectief is niet gunstig. Actief en ingrijpend beheer is nodig om de biodiversiteit niet verder achteruit te laten gaan. Alleen de staat van instandhouding en het toekomstperspectief van Nachtzwaluw en Roodborsttapuit zijn gunstig. Voor het Korhoen is de staat van instandhouding zeer ongunstig en het toekomstperspectief is niet gunstig indien geen maatregelen worden getroffen. Terreinbeheerders Natuurmonumenten en Staatsbosbeheer willen het gebied behouden en (kwalitatief) verder ontwikkelen tot een open en gevarieerd heidelandschap met akkers en graslanden langs de flanken. De belangrijkste maatregelen in de eerste beheerplanperiode zijn de omvorming van bos naar Droge heide (H4030) en Vochtige heide (H4010) en het inrichten van delen van de Zunasche heide (buiten Natura 2000 begrenzing) voor herstel van Droge heide en leefgebied van het Korhoen. Dit laatste vormt een belangrijke geleidelijke overgang van droog naar nat in het gebied (Van den Berg et al., 2016). Hydro-ecologisch onderzoek en een onderzoek naar de relatie tussen de aantasting van bodemchemie en natuurwaarden (dit rapport) moeten voor toekomstige maatregelen inzicht geven in de effectiviteit van draaiknoppen zoals hydrologische maatregelen en aanvoer van bufferstoffen via steenmeel. 45

46 5.2 Vegetatie Vegetatietypen droge heide In figuur 5.1 is een vegetatiekaart weergegeven van de Sallandse Heuvelrug. De kaart is samengesteld uit een vegetatiekartering uit 2008 (deelgebied Staatsbosbeheer) en 2015 (deelgebied Natuurmonumenten). Hierbij moet opgemerkt worden dat de kartering in het deelgebied van Staatsbosbeheer gedetailleerder is uitgevoerd dan bij Natuurmonumenten, wat de fijnere mozaïek van droge heidetypen in het noordelijk deel verklaart. De verdeling van de droge heide met Struikheide en de droge heide met bosbessen (met name Rode bosbes (Vaccinium vitis-idaea)) wordt hoofdzakelijk gestuurd door het reliëf en de gebruiksgeschiedenis van het terrein. Beide typen groeien vrijwel vlakdekkend op droge grofzandige haarpodzolbodems en moderpodzolen in het centrale deel van het terrein. Op de westflank die de meeste neerslag invangt bestaat de begroeiing voornamelijk uit bosbesrijke heide (Genisto-callunetum vaccinietosum; verder in dit document: bosbesheide), terwijl op de drogere noord- en oostflank veelal droge heidebegroeiingen van het klassieke type groeit (Genisto-callunetum typicum; verder in dit document: droge heide). De locaties waar in het noorden en oosten bosbesheide domineert zijn vrijwel allemaal kapvlaktes van aangeplante bossen, waar zich een behoorlijk organische bodem heeft opgebouwd. Op plekken waar spontane bosopslag is verwijderd of waar na boskap ook de strooisellaag is verwijderd is droge heide het aspectbepalende vegetatietype (figuur 5.2). Wanneer beheermaatregelen achterwege blijven zal het aandeel bosbesheide de komende decennia verder toenemen. Oude struikheidevegetaties (ouder dan 20 jaar) zijn gevoelig voor vraat van Heidehaantje en sterven na verloop van tijd af. De opgebouwde gehumificeerde strooisellaag heeft een accumulerend effect voor de overmaat aan N die via depositie in het terrein neerkomt en houdt bovendien vocht vast. Hierdoor komt er plaats voor verjonging van struikheide en opslag van bosbes. Door het climaxstadium te laten afsterven veranderen de oudere heidevegetaties geleidelijk in een structuurrijke heide. Echter, zowel door het vochtvasthoudend vermogen van de humus als door de verzuring en accumulatie van stikstof in de vorm van ammonium kan vooral bosbes profiteren van deze omslag, waardoor deze gaat domineren. De kwaliteit van het habitattype Droge heide wordt beoordeeld als matig (Van den Berg et al., 2016). Er treedt nauwelijks vergrassing op, waarschijnlijk door de grofzandige bodem die door snelle wegzijging relatief droog is. Pijpenstrootje heeft hierdoor een minder sterk concurrentievoordeel dan in andere Nederlandse heideterreinen, aangezien deze soort dieper wortelt dan heideachtigen en de soort uitdroging van deze diepere bodemlagen slecht kan verdragen. Mogelijk speelt een hogere wegzijging van stikstof in de vorm van nitraat en ammonium in deze grofzandige bodems eveneens een rol in het in minder sterke mate optreden van pijpenstrootje vergrassing. Als gevolg van beheeringrepen is in de laatste decennia de variatie in structuur verbeterd en de bedekking met korstmossen toegenomen. De bodemchemische condities zijn als gevolg van doorgaande verzuring echter niet verbeterd, waardoor de droge heide als leefgebied voor fauna in kwaliteit is afgenomen. Een groot deel van de variatie die vroeger op de heide aanwezig was als gevolg van het intensieve gebruik als landbouwsysteem (combinaties van begrazen, branden, plaggen en maaien, akkertjes, karrensporen, afgravingen en opslagplekken van hout en plaggen) is verdwenen. Hierdoor is de rijkdom en verspreiding van soorten van meer gebufferde, kruidenrijkere heide en heischrale omstandigheden sterk afgenomen. 46

47 Het habitattype Droge heischrale graslanden is nauwelijks meer aanwezig op de Sallandse Heuvelrug. Momenteel is het alleen lijnvormig aanwezig langs wegen en paden en dan vooral waar in het verleden bosbouw heeft plaatsgevonden (figuur 5.3 en 5.4). Vroeger was het type plaatselijk vlakdekkend aanwezig en beter ontwikkeld; naar schatting bestond het gebied vroeger voor ongeveer 5% uit heischrale vegetatie, verdeeld over de droge en meer vochtige standplaatsen op de heuvelrug (Van den Berg et al., 2016). Jeneverbesstruweel komt op enkele locaties langs de randen, vooral waar schapendriften of oude veldwegen hebben gelopen (figuur 5.5). Alleen in het noordwestelijk deel van het terrein is nog de invloed te zien van de moderpodzol die hier in een droogdal ligt. Er is hier nooit naaldhout aangeplant en de vegetatie bestaat nu uit loofbos met zomereik (Quercus robur) als aspectbepalende boomsoort. Vermoedelijk zijn deze locaties in het verleden als hakhoutperceel of als zeer kortgegraasd strubbenbos (vergelijk Bijlsma et al., 2009) in gebruik geweest, en is het meest voor de hand liggende habitattype hier dat van zuurminnend eikenbos (H9190). 47

48 Figuur 5.1. Vereenvoudigde vegetatiekaart van de Sallandse Heuvelrug gebaseerd op karteringen uit 2008 (deelgebied Staatsbosbeheer) en 2015 (deelgebied Natuurmonumenten). Alleen vegetatietypen die voorkomen in het centrale deel zijn in de legenda opgenomen; vegetatietypen langs de flanken betreffen voornamelijk graslanden en bos. 48

49 Figuur 5.2. In het noordelijke deelgebied groeit Struikheide (roze) voornamelijk waar nooit bos heeft gestaan (geen overlay) óf waar enkel spontane bosopslag is verwijderd (effen overlay), terwijl bosbesheide (paars) voornamelijk groeit op plekken waar aangeplant bos is gekapt (gestippelde overlay).in een deel van de voormalige bosvakken in het voormalige Jodenbos en Sikkelbos is na uitvoering van de kapwerkzaamheden ook de strooisel- en humuslaag volledig verwijderd, hier domineert enkel struikheide. Figuur 5.3. Verspreiding van plantensoorten soorten van heischrale milieus op de Sallandse Heuvelrug. In figuur 5.4 is een uitsnede weergegeven van het noordwestelijke deel. 49

50 Figuur 5.4. Detail van verspreiding plantensoorten van heischraal milieu in een vlakdekkende kartering van het noordoostelijk deel van het terrein. Duidelijk is te zien dat de soorten vrijwel alleen langs wegen en paden zijn te vinden op locaties waar voorheen bosbouw heeft plaatsgevonden. Figuur 5.5. Jeneverbesstruweel groeit nu op plekken waar voorheen schapendriften of intensief belopen veldwegen liepen. Hier voorbeelden van de noordoostelijke en zuidelijke groeiplaatsen. 50

51 5.2.2 Verdwenen gradiënten en mozaïeken in de vegetatie De ontginning en ontwatering van de natte tot vochtige standplaatsen op de flanken van de heuvelrug hebben geleid tot het verdwijnen van vochtige hooilanden, moerassen en grote delen van de ooit aanwezig vochtige heide en veen. Een deel van de akkercomplexen op de voormalige esgronden is bebost; ondanks het herstel of nieuw aanleggen van akkertjes op de heuvelrug in de afgelopen decennia is het totale akker areaal ten opzichte van een eeuw geleden sterk afgenomen. Door deze ontginningen is de oorspronkelijke relatie tussen de heide en het omliggende cultuurlandschap verdwenen (Vogels et al., 2013a; 2016). Samen met verzuring en veroudering van de droge heide heeft dit geleid tot het verlies van kleinschalige afwisseling van voedselarme en voedselrijkere en zure en minder zure omstandigheden. Deze gradiënten en mozaïeken zijn zowel op landschapsschaal als binnen de verschillende deelgebieden van belang en het verdwijnen ervan heeft geleid tot een sterk verlies van foerageerbiotoop voor o.a. korhoenkuikens. De afname van bloemrijkere vegetatie is vooral een probleem voor bloembezoekende insecten en voor insecten die kruidachtigen of lage, fijnbladige grassen als waardplant nodig hebben in het larvestadium. Binnen de droge heidevegetatie zijn open zandige plekken zeer schaars en vrijwel beperkt tot paden en wegbermen. Deze open plekken ontstonden vroeger als gevolg van menselijke activiteit zoals afgravingen en plaatselijke overbegrazing. Recent zijn een aantal steilranden in het deelgebied van Natuurmonumenten gecreëerd met gerichte beheermaatregelen. 5.3 Fauna Korhoen Het Korhoen is een belangrijke doelsoort voor de Sallandse heuvelrug. Het betreft de enige populatie van Nederland en in Natura 2000 is een doelstelling van 40 broedpaar opgenomen voor het gebied. Dit wil echter niet zeggen dat de droge heide van de Sallandse Heuvelrug een optimaal habitat vormt voor deze soort. Het Korhoen is hier pas in de loop van de vorige eeuw sterk in aantal toegenomen, nadat het leefgebied in het nabij gelegen Wierdense Veen werd ontgonnen (De Lange & Teerink, 1979). De soort heeft in die periode waarschijnlijk sterk geprofiteerd van jonge bosaanplant; in 1952 werd er zodanig veel schade aan jonge Lariks en Grove den gemeld dat tot afschot van Korhoenders werd over gegaan, zoals eerder ook het geval was bij Boswachterij Kootwijk (Anoniem, 1907). Al sinds eind jaren 60 is er sprake van een sterke achteruitgang van het Korhoen. De afname is zeer waarschijnlijk het gevolg van een lagere beschikbaarheid van voedsel voor kuikens. Ondanks een groot aantal beheer- en herstelmaatregelen die de afgelopen decennia zijn uitgevoerd in het gebied, is het nog niet gelukt een levensvatbare populatie van het Korhoen te behouden. Met name door de geringe kuikenoverleving in de eerste twee weken bereikte de populatie in 2012 een dieptepunt met slechts twee getelde hanen. Zowel om de populatie te vergroten als om de mate van inteelt te beperken is besloten om Korhoenders uit Zweden bij te plaatsen (Jansman et al., 2014). Momenteel bestaat (vrijwel) de gehele populatie uit nazaten van Zweedse korhoenders en is er nog steeds geen sprake van een verhoogde reproductiesucces door een nog immer lage kuikenoverleving. Sterfte van volwassen vogels door een te slecht voedselaanbod lijkt geen probleem te zijn. Zij kunnen leven op bosbessen en lage kwaliteit voedsel als naalden en heideknoppen die ze met behulp van micro-organismen in het darmstelsel tot hoogwaardig voedsel kunnen omzetten. Kuikenoverleving in de eerste weken vormt het belangrijkste knelpunt voor de duurzame instandhouding van de kwetsbare populatie. Korhoenkuikens kunnen in de eerste twee weken van hun leven alleen eiwitrijk voedsel verteren en zijn daarmee aangewezen op 51

52 ongewervelden, in het bijzonder rupsen van vlinders (Baines et al., 1996; Wegge & Kastdalen, 2008) die in de nabijheid van het nest aanwezig zijn. Vogels (2013) heeft daarom een onderzoek uitgevoerd naar het aanbod van deze prooisoorten op de Sallandse Heuvelrug in relatie tot plantenchemie, bodemchemie en beheermaatregelen. Op 20 monsterpunten zijn zowel faunabemonsteringen uitgevoerd (sleepnet) als plantenmateriaal en bodemmonsters verzameld (bijlage 8). Deze bemonsteringen zijn niet willekeurig over het terrein verdeeld, maar bewust gekozen om een grote variatie in bodem- en plantcondities n het onderzoek mee te nemen. Op 7 van de 20 monsterpunten is voldoende biomassa aan potentiële prooien voor korhoenkuikens aanwezig, met daarbij de opmerking dat rupsen (de preferente prooigroep) in het onderzoeksjaar overal schaars waren. Alle meer geschikte monsterplekken houden verband met een hogere mate van buffering (vooral beschikbaarheid magnesium), lagere N gehalten en hogere P gehalten in plantenweefsel. Deze relatie tussen dichtheden van ongewervelden en een lage N:P verhouding in de plant zijn in lijn met eerder uitgevoerd onderzoek in andere Nederlandse heidegebieden (Vogels et al., 2011, 2013b). Er lijkt in de afgelopen decennia een omslag te hebben plaatsgevonden in Nederlandse heidegebieden: waar de prooidichtheid vroeger bepaald werd door een lage C:N ratio van de plant (veel eiwitten per drooggewicht) wordt deze tegenwoordig hoofdzakelijk bepaald door een lage N:P ratio (genoeg fosfor in relatie tot een overmaat aan stikstof) en voldoende magnesium (hoofdbestanddeel van bladgroen). De onderliggende oorzaak is een samenspel tussen toegenomen stikstofbeschikbaarheid in de bodem en plant samen met toegenomen bodemverzuring, waardoor veel voedingsstoffen versneld zijn uitgespoeld naar diepere bodemlagen, onbereikbaar voor planten (Vogels et al., 2017). In figuur 5.6 en 5.7 is de ruimtelijke verdeling van de monsterpunten in relatie tot de Mg beschikbaarheid en N/P-ratio weergegeven. De monsterpunten met voldoende voedsel liggen veelal op locaties waar als gevolg van plaggen en bekalken of door vroeger gebruik van het landschap de bodem wat verrijkt is. Daarnaast bevindt de heide zich op deze plekken in de opbouw of volwassen fase, waardoor deze voedingsstoffen ook voor de fauna beschikbaar komen. Op plekken met oude heide of pionierheide is er weinig vitale biomassa van de planten, waardoor de voedingsstoffen niet beschikbaar zijn en er een laag aanbod is van prooibiomassa. Op landschapsschaal gezien neemt het totale oppervlak van goed gebufferde locaties met voldoende fosfaat in de bodem én heide in de juiste leeftijdsfase hooguit 5 tot 10% areaal van de Sallandse heuvelrug in, waardoor het allergrootste deel van het gebied met een tekort aan kuikenvoedsel kampt. In figuur 5.8 is de verspreiding van Korhoenders weergegeven in de periode , opgebouwd uit verschillende gegevensbestanden. De soort is verspreid aanwezig over het terrein, maar wordt het meest waargenomen in de door bosbesheide gedomineerde delen. Hier is relatief veel voedsel te vinden voor de volwassen vogels, maar niet per definitie voor de kuikens. Uit onderzoek met gezenderde dieren blijkt dat hennen met kuikens ook niet specifiek op zoek gaan naar plekken met voldoende voedselaanbod voor de kuikens (mond. med. Paul ten Den). Dit heeft tot gevolg dat de kuikens het grootste deel van de tijd in habitats rondlopen waar te weinig voedsel voorhanden is. 52

53 Figuur 5.6. Verspreiding van monsterpunten met voldoende aanbod van prooidieren voor Korhoenkuikens (groen) en onvoldoende prooiaanbod (rood) met in de kern van deze punten het gehalte aan magnesium (Mg) in heideplanten op dezelfde locatie. Figuur 5.7. Verspreiding van monsterpunten met voldoende aanbod van prooidieren voor Korhoenkuikens (groen) en onvoldoende prooiaanbod (rood) met in de tweede schil van deze punten de N:P ratio in heideplanten op dezelfde locatie, en in de kern de plant beschikbaar P gehalten in de bodem. 53

54 Figuur 5.8. Verspreiding van Korhoenders in het deelgebied van Natuurmonumenten (roze: ), in het gehele gebied (NDFF: ) en hennen in 2013 (gele vlakken: ten Den & Nieuwold) Nachtzwaluw en Roodborsttapuit De Nachtzwaluw en Roodborsttapuit zijn vrij algemene vogels op de Sallandse Heuvelrug die beiden zeer verspreid voorkomen. Voor deze rapportage waren er geen trendgegevens bekend van de Sallandse Heuvelrug voor deze soorten, maar gezien de landelijke trend en de ruime verspreiding over het terrein (figuur 5.9 en 5.10) wordt aangenomen dat zich van deze soorten momenteel stabiele populaties handhaven Bijen en wespen Op de Sallandse Heuvelrug is in 2016 een onderzoek uitgevoerd naar de effectiviteit van actief aangelegde steilranden als landschapselementen voor ongewervelden (Noordijk et al., 2016). In totaal zijn er 62 soorten ongewervelden aangetroffen, waaronder 14 soorten bijen en 21 soorten wespen. Voor het allergrootste deel betreft het in Nederland algemene soorten, maar de randjes leveren o.a. nestelgelegenheid op voor karakteristieke soorten als heidezandbij (Andrena fuscipes), viltige groefbij (Lasioglossum prasinum), gele tubebij (Stelis signata) en bijenwolf (Philanthus triangulum). Ook zandloopkevers, mierenleeuwen en roofvliegen maken van de open zandige plekken gebruik. In totaal zijn 39 van de 62 aangetroffen ongewervelde diersoorten afhankelijk van een open, minerale bodem als essentiële voortplantingsplek Sprinkhanen Op de Sallandse heuvelrug komen verschillende karakteristieke soorten sprinkhanen van heideterreinen voor, maar de meeste in zeer lage dichtheden. Afgaande op de verspreidingsgegevens van de NDFF is de Heidesabelsprinkhaan het meest algemeen (figuur 5.11). De soort komt voornamelijk voor in het deelgebied van Natuurmonumenten op de 54

55 zuidwesthelling van het gebied. De Blauwvleugelsprinkhaan (figuur 5.12) is schaarser en is meer verspreid aanwezig op enkele locaties met droge heide en open zandige plekken langs wegen en paden of op voormalige plagplekken. Figuur 5.9 Verspreiding van Nachtzwaluw op de Sallandse heuvelrug, gebaseerd op NDFF data ( ). Figuur 5.10 Verspreiding van Roodborsttapuit op de Sallandse heuvelrug, gebaseerd op NDFF data ( ). 55

56 Figuur 5.11 verspreiding van de Heidesabelsprinkhaan op de Sallandse Heuvelrug, gebaseerd op data uit de NDFF ( ). Figuur 5.12 Verspreiding van Blauwvleugelsprinkhaan op de Sallandse Heuvelrug, gebaseerd op data uit de NDFF ( ). 56

57 5.3.5 Dagvlinders Dagvlinders van droge en vochtige heide zijn zeer schaars op de Sallandse heuvelrug. Van Heivlinder zijn slechts 2 waarnemingen in de NDFF bekend van de afgelopen jaren (2006 en 2008) en van het Heideblauwtje 7 waarnemingen (tussen 2005 en 2015). Het Groentje komt nog in wat grotere aantallen verspreid voor, evenals de Kleine vuurvlinder, maar ook daarvan is het aantal waarnemingen gering ten opzichte van andere heideterreinen. 5.4 Knelpunten en oplossingen voor vegetatie en fauna Voor de fauna van de Sallandse Heuvelrug zijn er twee belangrijke knelpunten aan te geven, die deels op elkaar in grijpen. Ten eerste is de buffercapaciteit van de bodem zeer sterk en op grote schaal aangetast en is het beschikbare fosfaatgehalte in de bodem relatief laag. Hierdoor is de voedselkwaliteit van de droge heide voor herbivore diersoorten op grote schaal onvoldoende om grote populaties op te bouwen. Dit uit zich het meest evident in het zeer lage aanbod van prooidieren voor kuikens van Korhoenders. Daarnaast is de dichtheid en verspreiding van kruidachtige planten in de heide zeer beperkt, door het vrijwel ontbreken van een goed gebufferde heischrale component in de vegetatie. Hierdoor is er buiten de bloeitijd van Struikheide een zeer beperkt aanbod van nectar en pollen voor bloembezoekende insecten. Het tweede belangrijke knelpunt is een gebrek aan variatie van leeftijdsklassen in de heide. Voor herbivore fauna (en dus ook voor prooidieren van Korhoenkuikens) is heide in de opbouw fase (6-15 jaar) en volwassen fase (15-25 jaar) het meest interessant, omdat deze de hoogste dichtheid aan goed opneembare voedingstoffen bevat, in combinatie met een warm microklimaat. De degeneratieve fase (25-40 jaar) heeft nauwelijks groeipunten en bevat daardoor relatief weinig voedingsstoffen en veel houtige elementen en kent bovendien een vochtiger en koeler microklimaat. De pionierfase (0-5 jaar) bevat wel veel voedingsstoffen, maar een geringe biomassa en een vrij extreem microklimaat. Kale plekken en steilranden zijn (buiten wegen en paden) zeer schaars in het terrein, waardoor nestelgelegenheid voor veel ongewervelden beperkend is. Om deze knelpunten op te lossen is het duurzaam toedienen van bufferstoffen aan het systeem een vereiste, zoals in de vorm van steenmeel. Daarnaast moet met actief beheer de variatie in heideleeftijd en structuur worden vergroot. Deze maatregelen zijn op vrij grote schaal nodig, maar moeten in kleinschalige patronen worden uitgevoerd, om een fijnschalige mozaïek te creëren met voldoende voedsel voor volwassen Korhoenders (bosbesheide) en kuikens (gebufferde droge heide en graslanden). Bij dit beheer kan het beste met maatregelen worden gewerkt die de bodemstructuur niet verstoren, zoals maaien, branden en drukbegrazing. Chopperen en het aansluitend verwijderen van strooisel kan de monocultures van bosbesheide doorbreken. Plaggen en het maken van steilranden om nestgelegenheid in de vorm van kaal zand te creëren kan het beste zeer kleinschalig, maar verspreid in het gebied gebeuren. 57

58 58

59 6. Conclusies vooronderzoek De Sallandse heuvelrug bestaat uit grofzandig, doorlaatbaar materiaal en kent een van oorsprong gevarieerde systeemopbouw, door onder andere verschillen in hellingshoek, expositie en bodemtype. Door vroeger agrarisch gebruik en nu natuurbeheer- en herstelmaatregelen hebben er de afgelopen anderhalve eeuw veel ingrepen plaatsgevonden, zoals bosbouw, be-akkering, begrazen, plaggen, boskap en bekalken. Dit levert in combinatie met substraat en reliëf verschillende standplaatsen op. Tegenwoordig is deze variatie in standplaatsen nauwelijks nog terug te zien in de bodem, vegetatie en fauna. Eén van de belangrijkste oorzaken voor verlies van de variatie in standplaatscondities is versnelde bodemverzuring door N- en vroeger S-depositie. De bodem van de Sallandse heuvelrug lijkt in oorsprong qua mineraalsamenstelling en gehalten sterk op die van de Hoge Veluwe. Uit berekeningen blijkt dat de totale verwering uit de toplaag (20 cm) ± 200 ton mineralen per hectare bedraagt sinds de laatste ijstijd, wat aanmerkelijk hoger is dan tot nu toe berekend voor de Hoge Veluwe of Strabrechtse heide (Weijters et al., 2017). De antropogene bijdrage aan de verwering bedraagt circa 30 ton mineralen per hectare in de laatste 100 jaar. Uit de mineralogie komt naar voren dat de kalium-mineralen (kaliveldspaat, muscoviet en albiet) sterk gereduceerd zijn en de voorraad aan magnesium-mineralen (biotiet en chloriet) bijna op is. Dit betekent dat er dus zowel een ernstig tekort aan kalium- als magnesiummineralen in de bodem is. Uit de bodemchemische metingen blijkt dat de droge heidebodem van de Sallandse Heuvelrug arm tot zeer arm is aan uitwisselbare basische kationen (Ca, Mg & K). Met name de concentraties uitwisselbaar kalium en magnesium zijn zeer laag. Deze resultaten sluiten daarmee aan bij de zeer sterk gereduceerde K- en Mg-mineralenvoorraad in de bodem. Verder is de basenverzadiging in de bodem zeer laag en de aluminiumconcentratie (zeer) hoog. Op basis van de bodemchemische en mineralogische metingen moet geconcludeerd worden dat de heidebodems zeer sterk verzuurd zijn. In zones die in het recente verleden bekalkt zijn met dolokal is het bodemcomplex aangevuld met Ca en Mg. Dit heeft geleid tot een verhoging van de basenverzadiging en een daling van de uitwisselbare aluminiumconcentratie in de bodem. Bekalking heeft niet geleid tot een toename van uitwisselbaar kalium in de bodem, er is dus nog steeds een tekort aan uitwisselbaar kalium in deze zones. Ook wordt de voorraad aan basische kationen leverende mineralen niet aangevuld door bekalking. De Sallandse Heuvelrug bestaat momenteel voor meer dan de helft uit aangeplant naaldbos en een derde uit droge heide (ca ha) met enkele jeneverbesstruwelen. De rest van het gebied bestaat uit vochtige heide (ca 7 ha), zure vennen, een hellingveentje, akkers en graslandjes. Het centrale deel van de Sallandse Heuvelrug wordt gedomineerd door struikhei- en bosbesheide. Droge heischrale graslanden zijn nauwelijks meer aanwezig op de Sallandse Heuvelrug, alleen lijnvormig langs wegen en paden en dan vooral daar waar in het verleden bosbouw heeft plaatsgevonden. Gradiënten in de vegetatie zijn onder andere verdwenen door ontginning en ontwatering van de flanken en het akkerareaal is sterk afgenomen, met name aan de randen van het gebied. Samen met verzuring en veroudering van de droge heide heeft dit geleid tot het verlies van afwisseling van voedselarme, voedselrijke, zure en minder zure omstandigheden en daarmee tot een verlies van de biodiversiteit. In het beheerplan (Van den Berg et al., 2016) is aangegeven dat de kwaliteit en ontwikkeling van de habitattypen gemiddeld redelijk tot matig is. De staat van 59

60 instandhouding van de habitattypen en soorten is over het algemeen echter (zeer) ongunstig en ook het toekomstperspectief is niet gunstig. Voor de fauna van de Sallandse Heuvelrug zijn er twee belangrijke knelpunten aan te geven, die deels op elkaar ingrijpen. Ten eerste is de voedselkwaliteit van droge heide, door de sterk verzuurde heidebodems, onvoldoende voor herbivore soorten om grote populaties op te bouwen. Daarnaast is de verspreiding en dichtheid van kruidachtige planten in de dominante struikhei- en bosbesheide zeer beperkt, waardoor het aanbod van nectar en pollen voor bloembezoekende insecten zeer beperkt is buiten de bloeitijd van struikheide. Dit blijkt ook uit het zeer lage aanbod van prooidieren voor kuikens van Korhoenders. Ten tweede is er in de heide een gebrek aan variatie van leeftijdsklassen. Voor herbivore fauna is een combinatie van heide in de opbouwfase en volwassen fase in combinatie met een warm microklimaat het meest interessant. Verder zijn kale plekken en steilranden zeer schaars in het terrein, waardoor nestelgelegenheid beperkend is voor veel ongewervelden. Om de effecten van verzuring te stoppen en zelfs terug te draaien zijn maatregelen essentieel om tot duurzaam herstel van het gehele heidesysteem te komen. Om tot een snel (voor behoud van soorten zoals het Korhoen) én duurzaam (lange termijn) herstel te komen van de verzuurde bodems is herstel van de natuurlijke verhouding tussen calcium, magnesium en kalium nodig oftewel herstel van zowel de bodemmineralogie als de basenverzadiging van de bodem. Het opbrengen van (de juiste soort) steenmeel is een kansrijke en duurzame herstelmaatregel, omdat steenmeel de potentie heeft om tot een bufferherstel te komen dat meer systeem eigen is en ook de minerale motor van het systeem kan herstellen (kader 1.1 hoofdstuk 1). Uit lopend onderzoek blijkt toediening van steenmeel in het tweede effectjaar een positief effect te hebben op de bodem (afname aluminiumconcentratie en toename concentratie basische kationen) van droge heide en geen negatieve effecten voor flora en fauna (Weijters et al., 2017). Verder komt uit dit onderzoek naar voren dat steenmeel soms langzaam vrije basische kationen (Ca, Mg & K) levert en soms snel, afhankelijk van de gekozen soort. Op basis van het mineralogisch vooronderzoek kan een steenmeel soort, zoals Nefelien Syeniet Concentraat (NSC, ook wel Lurgi genoemd), gekozen worden die qua mineralogie en chemie de verweerde mineralen in de bodem van de Sallandse Heuvelrug zo goed mogelijk aanvult. In sterk verzuurde situaties kan het relatief snel herstellen van de basenverzadiging (dus het opladen van het bodemadsorptiecomplex) cruciaal zijn om de nog aanwezige restpopulaties voor uitsterven te behoeden. Het toepassen van een langzaam werkend steenmeel is dan minder geschikt. In deze situaties kan gedacht worden aan een combinatie van een langzaam werkend steenmeel (voor herstel bodemmineralogie) met een snelwerkend steenmeel (snel herstel basenverzadiging). Vanwege de ernstige verzuurde situatie op de Sallandse Heuvelrug wordt geadviseerd om hogere doseringen (>20 ton/ha) op te brengen van een langzaam werkend K- en Mg-rijk steenmeel in combinatie met een snelwerkend steenmeel (of een steenmeel met een fijnere maling (<100 µm)). Daarnaast zijn voor de fauna aanvullende maatregelen nodig om de variatie in heideleeftijd en -structuur te vergroten en daarmee een fijnschalige mozaïek te creëren met voldoende voedsel voor soorten als Korhoen. Hiervoor kan het beste met maatregelen worden gewerkt die de bodemstructuur niet verstoren, zoals maaien, branden en drukbegrazing. Chopperen en het aansluitend verwijderen van strooisel kan de monocultures van bosbesheide doorbreken. Plaggen en het maken van steilranden om nestgelegenheid in de vorm van kaal zand te creëren kan het beste zeer kleinschalig, maar verspreid in het gebied gebeuren. 60

61 Uit dit vooronderzoek blijkt dat de in het verleden aanwezige variatie in standplaatscondities en daarmee biodiversiteit voor een groot deel uit het terrein verdwenen is. Het voldoen aan de instandhoudingsdoelstellingen staat hierdoor onder druk. De bodem is sterk verzuurd, met zeer lage basenverzadiging en de kalium- en magnesiumleverende mineralenvoorraad is nagenoeg uitgeput. Duurzaam herstel is mogelijk, hiervoor moet zowel de bodemmineralogie, basenverzadiging en het beheer aangepast worden. In het bijgevoegde voorstel tot plan van aanpak staan deze maatregelen verder uitgewerkt. 61

62 62

63 7. Voorstel tot plan van aanpak Achtergrond Uit het vooronderzoek is gebleken dat de bodem van de Sallandse Heuvelrug op grote schaal is door verzuurd. Door de antropogene emissies van verzurende stoffen (N en voorheen S) is de verwering van bodemmineralen ernstig versneld en het kapitaal aan bufferende verbindingen afgenomen. In de mineralogische voorstudie is gevonden dat de antropogene verwering van de afgelopen 100 jaar ± 30 ton mineralen per hectare bedraagt (hoofdstuk 2). Met name de kaliumhoudende mineralen in de bodem zijn sterk gereduceerd en de voorraad magnesiumbevattende mineralen is vrijwel op. Tegelijkertijd is de bezetting van het bodemcomplex met Ca, K en Mg zeer laag geworden (basenverzadiging <20%). Vergeleken met de referentiesituatie is de concentratie uitwisselbaar kalium in de bodem zeer laag, terwijl de calcium- en magnesiumconcentraties in grote delen van de Sallandse Heuvelrug laag zijn (uitgezonderd de in het recent verleden bekalkte delen)(hoofdstuk 4). Daarnaast is de beschikbaarheid van aluminium in de bodem hoog tot zeer hoog, met uitzondering van de in het recent verleden bekalkte terreindelen. Voor de fauna blijkt er voornamelijk een tekort aan magnesium en kalium te zijn, gecombineerd met een hoge beschikbaarheid van stikstof en relatief lage beschikbaarheid van fosfor (hoofdstuk 5). Deze lange-termijn effecten van stikstofdepositie hebben sterk negatieve consequenties voor de biodiversiteit van nagenoeg alle karakteristieke habitattypen van het heidelandschap (Bobbink et al., 2017). Om de effecten van verzuring te stoppen en zelfs terug te draaien zijn maatregelen essentieel om tot duurzaam herstel van het gehele heidesysteem te komen. Reguliere maatregelen als maaien, branden, begrazing, plaggen en bekalken leiden niet tot een herstel van de bodemmineralogie en daarmee het langdurig zelf herstellend vermogen van de bodem om uitgespoelde kationen aan te vullen. Om tot een snel (voor behoud van soorten zoals de Korhoen) én duurzaam (lange termijn) herstel te komen van de verzuurde bodems is herstel van de natuurlijke verhouding tussen calcium, magnesium en kalium nodig oftewel herstel van zowel de bodemmineralogie als de basenverzadiging van de bodem. De afgelopen jaren is ± 400 ha van de droge heide van de Sallandse Heuvelrug bekalkt, vooral met dolokal (meestal 2 ton/ha). Met dolokal (CaMg(CO 3)) wordt alleen calcium en magnesium toegevoegd. In de bekalkte delen zijn de calcium- en magnesiumconcentraties dan ook significant verhoogd, maar is de concentratie kalium nog steeds zeer laag. Bekalken met dolokal leidt wel tot een verhoging van calcium en magnesium aan het bodemcomplex (gedeeltelijk herstel basenverzadiging) maar niet van kalium en herstelt de minerale motor van het systeem de snel verdwijnende en reeds verdwenen bodemmineralen met basische kationen (K, Mg & Ca)- niet! Het opbrengen van (de juiste soort) steenmeel is een kansrijk en duurzaam alternatief voor dolokal, omdat steenmeel de potentie heeft om tot een bufferherstel te komen dat meer systeem eigen is en de minerale motor van het systeem wel kan herstellen (kader hoofdstuk 1). Door de juiste soort steenmeel op te brengen, d.w.z. steenmeel dat mineralogisch en chemisch zo veel mogelijk aansluit op het moedermateriaal van het terrein en dus op de verdwenen mineralen met basische kationen, wordt zo veel mogelijk geprobeerd om relatief veel van de mineralen die in hoge mate verdwenen zijn te herstellen. Daarnaast verschilt steenmeel sterk van dolokal in elementaire samenstelling. Niet alleen Ca en Mg worden toegevoegd, maar ook elementen als K, Na, Fe, P en sporenelementen als Mo, Co en Mn worden aan het systeem toegevoegd en kunnen beschikbaar komen voor de vegetatie en daarna de fauna -na verwering. 63

64 Uit lopend onderzoek blijkt toediening van steenmeel in verzuurde droge heidesystemen (in het Nationale Park de Hoge Veluwe en Strabrechtse heide) in het tweede effectjaar een positief effect te hebben op de bodem (afname aluminiumconcentratie en toename concentratie basische kationen) van droge heide en geen negatieve effecten voor flora en fauna (Weijters et al., 2017). Verder komt uit dit onderzoek naar voren dat steenmeel soms langzaam vrije basische kationen (Ca, Mg & K) levert en soms snel, afhankelijk van de gekozen soort. In sterk verzuurde situaties is het relatief snel herstellen van de basenverzadiging (dus het opladen van het bodemadsorptiecomplex) cruciaal om de nog aanwezige restpopulaties voor uitsterven te behoeden. Het toepassen van een langzaam werkend steenmeel is dan minder geschikt. In deze situaties is een combinatie van een langzaam werkend steenmeel (voor herstel bodemmineralogie) met een snelwerkend steenmeel (snel herstel basenverzadiging) een kansrijke optie! In het verleden zijn veelbelovende maatregelen als plaggen en begrazen, en een enkele keer bekalking, vaak op grote schaal toegepast. In de jaren daarna is steevast gebleken dat deze maatregelen beter werken als ze gefaseerd worden uitgevoerd, zodat schokeffecten door de maatregel alleen lokaal optreden en niet gebiedsdekkend. Omdat het toedienen van steenmeel als herstelmaatregel tegen bodemverzuring nog in een experimentele fase verkeerd, wordt geadviseerd om niet de gehele Sallandse Heuvelrug in één keer vlak dekkend te behandelen maar dit gefaseerd aan te pakken en goed te blijven monitoren. Hiervoor wordt in de volgende paragrafen een voorstel gedaan. Aanvullend mineralogisch onderzoek In het vooronderzoek is met een globaal mineralogisch onderzoek de verwering van het stuwwalzand van de Sallandse Heuvelrug in kaart gebracht. Uit dit vooronderzoek kwam naar voren dat de verwering midden op de stuwwal veel zwaarder was dan op bijvoorbeeld de Hoge Veluwe of de Regte Heide. Om de variatie in verwering in het terrein beter in beeld te krijgen, wordt voorgesteld om de volgende factoren nader te onderzoeken: 1. Invloed van geomorfologie op de verwering (loefzijde, top en lijzijde) 2. Invloed geologische eenheid (dekzand en stuwwal) op verwering 3. Invloed van verschil in bodemtype (haarpodzol versus moderpodzol) op verwering Om de invloed van de geomorfologie en de verschillen tussen stuwwal en dekzand materiaal in kaart te brengen wordt voorgesteld om de boringen te verrichten in vier raaien van Noord naar Zuid die evenwijdig aan elkaar verlopen (zie als voorbeeld figuur 7.1). Voor de variatie binnen het stuwwalmateriaal zal, waarschijnlijk naast de oostflank van de Noetselerberg ten noorden van raai 3, ook een gebied met holtpodzolen (figuur 3.2; gy30) bemonsterd worden. Op deze manier kan voor het eerst gekwantificeerd worden hoe groot het oorspronkelijke verschil in minerale vruchtbaarheid tussen witte en bruine zanden is. Van elke boring zal met een portable XRF de bulkchemie van elementen vanaf Al en zwaarder gemeten worden als ook enkele sporenelementen. Met deze metingen worden verweringsprofielen gemaakt. Aan de hand van deze verweringsprofielen worden monsters uit de A/E- en C- horizont geselecteerd voor een meer gedetailleerde analyse van bulk- (XRF) en sporenelementen (ICP-MS) en een mineralogische analyse (QEMSCAN). 64

65 Figuur 7.1. Locatie van raaien stuwwal en dekzand en top ten opzichte van de locatie van het vooronderzoek weergegeven in een geomorfologische kaart. De verwering zal worden berekend aan de hand van een combinatie van de mineralogische analyses en de verschuiving van de K/Ti ratio. Het aantal monsters dat genomen wordt is afgestemd op het bepalen van de verwering in de twee belangrijkste geologische eenheden. Er wordt vanuit gegaan dat de mineralogie van zowel de stuwwal als het dekzand (Boxtel) vrij homogeen is. Uit de berekeningen volgt dan een schatting van de hoeveelheid en samenstelling van de mineralen die verdwenen zijn. Deze schatting zal leidend zijn voor de aanschaf van het steenmeel voor de lange termijn. Voor de aanschaf van snelwerkend steenmeel voor de korte termijn zal meer de nadruk gelegd worden op aanvulling van de acute tekorten. Het is onvermijdelijk dat dan gewerkt gaat worden met mineralen die niet systeemeigen zijn. Fasering en monitoring Op basis van het uitgevoerde vooronderzoek komt naar voren dat de bodem onder de droge heide in de gehele Sallandse Heuvelrug ernstig verzuurd is en herstel van de bodemmineralogie vlakdekkend nodig is. Ook de basenverzadiging is in grote delen van de Sallandse Heuvelrug zeer laag, behalve in de delen die in het verleden bekalkt zijn. In deze delen is er met name een tekort aan uitwisselbaar kalium. Op basis van deze informatie kan het terrein verdeeld worden in zones die ernstig verzuurd zijn (figuur 7.2 rode delen) en zones die in het verleden bekalkt zijn (figuur 7.2 blauwe delen). Omdat de toediening van steenmeel een experimentele herstelmaatregel is, kan succes niet worden gegarandeerd, maar de risico s worden op dit moment klein geschat. Daarom wordt voorgesteld om gefaseerd, maar niet te kleinschalig, te werk te gaan en steenmeel eerst te testen in zogenaamde trial -vlakken (1-10 ha), deze goed te monitoren, alvorens op te schalen naar een vlakdekkende toediening van steenmeel. Monitoring is van belang om te bepalen wat de effectiviteit van de verschillende toedieningen van steenmeel (of combinaties) is. Hiervoor wordt voorgesteld om de vlakken minimaal 3 jaar te volgen, waarbij er op twee momenten gemeten zal worden (uitgangssituatie en na 3 jaar). Procesindicatoren zijn onder meer bodemchemie, plantchemie en soortensamenstelling van flora en fauna (Smits et al., 2016). 65

66 Om te kunnen bepalen wat de effecten van het toegediende steenmeel (of combinaties) is, zullen naast de behandelde vlakken ook onbehandelde vlakken gemonitord worden. In de ernstig verzuurde delen zal er in de buurt van het behandelde vlak een vergelijkbaar onbehandeld vlak uitgezet worden. In de in het recent verleden bekalkte delen zal 50% van het oppervlak niet behandeld worden met steenmeel en dienen als controlevlak. Voorafgaand aan de steenmeelbehandeling vindt in alle vlakken, voor zover nog niet gemeten, een meting van de uitgangssituatie plaats (fase 1). Na 3 jaar worden de metingen herhaald en worden de resultaten vergeleken met de uitgangssituatie, waarbij de eerste effecten van steenmeel duidelijk worden (fase 2). Aan de hand van deze lokale effectmetingen en resultaten uit langer (5-6 jaar) lopend onderzoek (op de Strabrechtse heide en in Nationaal Park de Hoge Veluwe) kunnen er bewuste keuzes gemaakt worden voor een vlakdekkende opschaling. Eventueel kunnen na 5 jaar de metingen weer herhaald worden om te bepalen of de effecten van steenmeel doorgezet hebben (fase 3). Figuur 7.2. Zonering van de Sallandse Heuvelrug op basis van de bodemchemie. In een ideale situatie zou er een steenmeel zijn dat én past bij mineralogisch van het moedermateriaal van de Sallandse heuvelrug, voldoende kalium, calcium en magnesium bevat om de gemeten tekorten van deze basische kationen aan te vullen én ook nog eens relatief P-rijk is. Tevens kan ook nog van belang zijn of het juist snel of juist langzaam werkt waar dat nodig is. Helaas is een dergelijk product momenteel niet beschikbaar en het is in onze ogen ook niet waarschijnlijk dat een dergelijk steenmeel op korte termijn leverbaar zal zijn. Omdat er op de Sallandse heuvelrug twee duidelijk verschillende zones zijn qua bodemverzuring (bekalkt en niet-bekalkt), raden we aan om met minstens twee verschillende soorten steenmeel te werken (snel werkend met Ca, K en Mg (en P) en langzaam werkend met voornamelijk K (en P)). 66

67 In de ernstig verzuurde zones, waar herstel van zowel de bodemmineralogie als basenverzadiging (Ca, Mg en K) nodig is (figuur 7.2), wordt voorgesteld om te werken met een basis kalium- en magnesium-rijk steenmeel om de mineralogie te herstellen in combinatie met een snelwerkend steenmeel om de basenverzadiging snel aan te vullen. In deze zones wordt eveneens voorgesteld om combinaties van basis en snelwerkend steenmeel eerst te testen in trail -vlakken van 1-10 ha en deze vlakken goed te monitoren. In de zones die in het recente verleden bekalkt zijn (figuur 7.2 blauwe zone), zijn de concentraties van calcium en magnesium aan het bodemcomplex in voldoende mate hersteld en is aanvulling van de kaliumconcentratie en herstel van de bodemmineralogie nodig. In deze zones wordt voorgesteld om te werken met een basis kalium- en magnesium-rijk steenmeel om de mineralogie te herstellen en de concentratie uitwisselbaar kalium aan te vullen. Omdat de uitwisselbare kaliumconcentratie in de bodem zeer laag is kan er ook gewerkt worden met een combinatie van een basis steenmeel met een snelwerkend kaliumrijk steenmeel om het tekort aan kalium snel aan te vullen. Voorgesteld wordt om in deze zones 50% van het oppervlak dat al bekalkt is te behandelen met basis steenmeel of een combinatie van basis en snelwerkend kaliumrijk steenmeel en te monitoren. Voorgestelde fasering: Fase 1: Vaststellen vlakken steenmeel toediening, keuze steenmeelbehandelingen (basissteenmeel/snelwerkend steenmeel, wel/geen combinaties, P-rijk steenmeel), aanschaf steenmeel, vaststellen uitgangssituatie in de vlakken (behandeling versus controle) en uitvoering steenmeeltoediening in vlakken; Fase 2: Vaststellen eerste effecten in de vlakken na 3 jaar (vergelijking behandeling versus controle), koppeling met andere proeven (Strabrechtse heide en Hoge Veluwe) en afhankelijk van resultaten opschaling naar vlakdekkende toediening van steenmeel; Fase 3: Procesmonitoring na 5 jaar (vergelijking behandeling versus controle). Uit het vooronderzoek is gebleken dat door een overschot aan stikstof en een vrij lage beschikbaarheid van P (deels veroorzaakt door plagwerkzaamheden in het verleden, maar ook het effect van bodemverzuring en N-depositie), de N/P ratio s in planten over het algemeen hoog is waardoor (relatieve) tekorten ontstaan aan P voor fauna. Als aanvullende maatregel voor de fauna wordt voorgesteld om naast bovengenoemde steenmelen op kleinere schaal in trials op voormalige plagstroken te werken met een relatief P-rijk steenmeel (een kleine fractie van mineralen die ook P bevatten). Hier wordt gemonitord of de plantkwaliteit en daarmee het voedselaanbod voor Korhoenkuikens inderdaad verbeterd en of dit leidt tot ongewenste vergrassing van de heide. Na het toedienen van steenmeel wordt voorgesteld om lokaal aanvullende beheermaatregelen te nemen om het opgebrachte steenmeel ook beschikbaar te maken voor fauna. Dit kan worden uitgevoerd door het huidige beheer wat al gericht is op een meer diverse vegetatiestructuur gericht uit te voeren op wel en niet behandelde proefvlakken van het steenmeelonderzoek. Door de vegetatie lokaal te verjongen wordt groei gestimuleerd en ontstaan plekken waar de plantkwaliteit hoger is, vooral in Struikheivegetaties die in de opbouw- en volwassenfase verkeren. Hiervoor moeten oude, degenererende heidevegetaties worden teruggezet naar pioniervegetaties. Deze verschillende groeistadia kunnen gecreëerd worden door maatregelen die de bodemstructuur niet aantasten. Geschikte maatregelen zijn 67

68 maaien, branden of drukbegrazing met schapen. Korhoenhennen hebben een sterke voorkeur voor bosbesheide, aangezien hier veel voedsel voor adulte vogels aanwezig is. Het insectenaanbod is hier echter laag en de hennen gaan niet bewust op zoek naar insectenrijke plekken op het moment dat ze jonge kuikens hebben. Om de trefkans op vegetatie met een hoog voedselaanbod voor kuikens te optimaliseren is het nodig om in de huidige uitgestrekte bosbesheides een kleinschalig mozaïek te creëren met Struikheide in de opbouw en volwassen fase en eventueel heischrale, grazige vegetaties of akkertjes. Om de uitwerking van steenmeel in bosbesheide te optimaliseren voor Korhoenders kan het noodzakelijk zijn om het te combineren met lokaal de dominantie van bosbes te doorbreken door te klepelen of te frezen en alléén het ruwe strooisel (F-lagen: Van Delft et al., 2006) te verwijderen, en de endorganische humuslagen intact te laten (Ah en/of H-lagen; Van Delft et al., 2006). Ook het aanbrengen van open zandige plekken en steilrandjes kan de habitatheterogeniteit in deze vegetaties verhogen. Door dit beheer gecombineerd met steenmeeltoediening toe te passen wordt verzekerd dat zowel knelpunten met betrekking tot habitatheterogeniteit en vegetatiestructuur als knelpunten met betrekking tot bodemkwaliteit worden ondervangen. Bovendien is de verwachting dat de effecten van steenmeeltoediening op de biodiversiteit eerder zullen optreden in vegetaties die verjongen dan die in oude (sub)klimaxstadium verkeren. Uitvoering van reguliere maatregelen in combinatie met steenmeel hebben dus naar verwachting een synergistisch effect op elkaar. Praktische toediening In Nationaal Park de Hoge Veluwe is een oppervlakte trialvorm - van circa 160 ha behandeld met steenmeel, waarbij het materiaal opgebracht is door middel van een lichtgewicht tractor met kunstmeststrooier (figuur 7.3). In de landbouw wordt steenmeel meestal met een kalkstrooier opgebracht. Het opbrengen van steenmeel op zeer grote oppervlakten kan ook met een helikopter, met name in Duitsland wordt fijne kalk door middel van uitvliegen met een helikopter opgebracht. 68

69 Figuur 7.3. Het opbrengen van steenmeel met een kunstmeststrooier in Nationaal Park de Hoge Veluwe (Foto s Joost Vogels). Begroting In bovenstaande paragrafen is globaal uiteengezet welke fasen voorzien zijn voor de aanschaf en toediening van steenmeel, aanvullend mineralogisch onderzoek en uitvoering van monitoring. De globale kosteninschatting voor de aanschaf van het steenmeel is gegeven in ton/ha. Geadviseerd wordt om een dosering van ton/ha op te brengen. De inschatting van de kosten voor het opbrengen van steenmeel zijn gebaseerd op de uitvoering in NP de Hoge Veluwe en is inclusief vervoer naar centraal punt in terrein, opslaan van steenmeel in bigbags, vervoer vanaf opslagpunt en uitstrooien over de heide. De globale inschatting voor het aanvullend mineralogisch onderzoek is gebaseerd op metingen in 4 raaien om de variatie van verwering in het terrein beter in kaart te brengen. 69

70 Dit aanvullend onderzoek is inclusief verzamelen van de samples, verwerking gegevens en rapportage, begeleiding bij de aanschaf van het steenmeel en monitoring. De globale inschatting van de monitoring is gebaseerd op 3 jaar monitoring waarin de uitgangssituatie en de eerste effecten van steenmeeltoediening na 3 jaar vastgesteld worden in de trial - en controlevlakken. Metingen voor bodem- en plantchemie zijn onder andere algemene bodemchemische analyses, CEC-basenverzadiging, NO 3/NH 4-verhouding en plantchemische analyses. Voor de fauna gaat het om het bepalen van het effect van steenmeeltoediening op de totale biomassa van fauna in de vegetatie door het periodiek uitvoeren van sleepnetonderzoek in de proefvlakken. Daarnaast zal worden nagegaan of er effecten optreden op specifieke belangrijke prooisoorten voor korhoenkuikens door middel van gerichte tellingen van rupsen in heidevegetaties ten tijde van de periode waarin korhoenkuikens actief zijn. Door de rupsentellingen te combineren met de bemonsterde rupsen in de sleepnetten (rupsen laten zich slecht bemonsteren met sleepnetten), kan worden onderzocht of de toediening van steenmeel effect heeft op de totale faunadichtheid en prooiaanbod voor zeldzame heidevogels zoals het Korhoen. En voor de vegetatiesamenstelling betreft het kartering van doelsoorten en vegetatieopnamen. Deze monitoring is inclusief het verzamelen van de monsters, verwerking van gegevens en rapportage. Van al deze activiteiten zijn globale kosteninschattingen gemaakt (exclusief BTW). 70

71 Tabel 1. Globale inschatting van de kosten per onderdeel. Steenmeel Aanschaf steenmeel Uitvoering opbrengen steenmeel * ton/per ha 800 ton/per ha Aanvullend mineralogisch onderzoek Bemonstering raaien, metingen XRF/QEMSCAN en ICP Gegevensanalyse + rapportage Begeleiding aanschaf steenmeel ed Monitoring (3 jaar) Bodem- en plantchemie Veldwerk + analyses bodem- en plantchemie 3190 /vlak (1-5 ha) Projectmanagement + gegevensanalyse + rapportage totaal beide onderzoeksjaren Fauna Veldwerk sleepnetten (2 maal per jaar per vlak) + sorteer-en determineerwerk sleepnetten en verdere verwerking 2934 /vlak (1-5 ha) Rupsentellingen ( 3 bezoeken per jaar per vlak) 390 /vlak (1-5 ha) Gegevensanalyse + rapportage totaal beide onderzoeksjaren Vegetatiesamenstelling Vegetatieopnamen 1600 /vlak (1-5 ha) Gegevensanalyse + rapportage totaal beide onderzoeksjaren *voor snelwerkend steenmeel: globale schatting >160 ton/per ha 71

72 8. Literatuur Anoniem (1907) Boschwachterij Kootwijk, Staatsbosbeheer. Baines, D., I. A. Wilson & G. Beeley (1996) "Timing of breeding in black grouse Tetrao tetrix and capercaillie Tetrao urogallus and distribution of insect food for the chicks." Ibis 138(2): Bell, J.S. & J.W. Hullenaar (2013) Ecohydrologisch onderzoek Westflank Sprengenberg. Berg, A. van den, C.J. de Leeuw, A.A. Moning, F.W. Overweg, F. Verstraten & A. Oling (2016) Natura 2000-Beheerplan Sallandse Heuvelrug (42). Dienst Landelijk Gebied & Staatsbosbeheer. Bergsma, H., J. Vogels, M. Weijters, R. Bobbink, A. Jansen & L. Krul (2016) Tandrot in de bodem. Bodem 26 (1): Bijlsma, R. J., J. den Ouden & H. Siebel (2009_ Oude eikenbossen: nieuwe inzichten en kansen voor beheer. De Levende Natuur 110: Bobbink, R., H. Bergsma, J. den Ouden, & M. Weijters (2017) Na het zuur geen zoet? Bodemverzuring in droog zandlandschap blijvend probleem. Landschap (2): Bobbink, R., D. Bal, H.F. van Dobben, A.J.M. Jansen, M. Nijssen, H. Siepel, J.H.J. Schaminée, N.A.C. Smits & W. de Vries (2012) De effecten van stikstofdepositie op de structuur en het functioneren van ecosystemen. In: Herstelstrategieën stikstofgevoelige habitats: Ecologische onderbouwing van de Programmatische Aanpak Stikstof (PAS). Deel I: Algemene inleiding op herstelstrategieën: beleid, kennis en maatregelen. Ministerie van Economische Zaken, Landbouw en Innovatie, Den Haag, pp Bobbink, R., Brouwer, E., Ten Hoopen, J. & Dorland, E. (2004) Herstelbeheer in het heidelandschap: effectiviteit, knelpunten en duurzaamheid. In: Van Duinen, G-J., Bobbink, R., Van Dam, C., Esselink, H., Hendriks, H., Klein, M., Kooijman, A., Roelofs, J. & Siebel, H., Duurzaam natuurherstel voor behoud biodiversiteit. 15 jaar herstelmaatregelen in het kader van het overlevingsplan bos en natuur, Expertisecentrum LNV, Ede, pp Chen, B. R. & D. H. Wise. (1999) Bottom-up limitation of predaceous arthropods in a detritusbased terrestrial food web. Ecology 80: Ramezanian, A., Dahlin, A.S., Campbell, C.D., Hiollier, S., Mannerstedt-Fogelfors, B. en Oborn, I. (2012). Addition of a volcanic rockdust to soils has no observable effects on plant yield and nutrient status or on soil microbial activity. Plant Soil 367, De Graaf, M.C.C., Verbeek, P.J.M., Bobbink, R. & Roelofs, J.G.M. (1998) Restoration of species-rich dry heaths: the importance of appropriate soil conditions. Acta Botanica Neerlandica 47, De Graaf, M.C.C. R. Bobbink, P.J.M. VerbeeK & J.G.M. Roelofs (1997) Aluminium toxicity and tolerance in three heathland species. Water, Air and Soil Pollution 98(3): De Lange, C. J., & Teerink, A. G. (1979) Heidebeheer op de Sallandse Heuvelrug. Nederlands bosbouw tijdschrift Dorland, E., Van den Berg, L. J. L., Brouwer,E., Roelofs, J. G. M., Bobbink, R., (2005) Catchment liming to restore degraded, acidified heathlands and moorland pools. Restoration Ecology, 13, Dorland, E., Hart, M.A.C., Vergeer, M.L. & Bobbink, R., (2005) Assessing the success of wet heath restoration by combined sod cutting and liming. Applied Vegetation Science, 8, Kleijn, D., Bekker, R. M., Bobbink, R., De Graaf, M. C. C. and Roelofs, J. G. M. (2008) In search for key biogeochemical factors aff ecting plant species persistence in 72

73 heathland and acidic grasslands: a comparison of common and rare species. Journal of Applied Ecology, 45, Kiwa Water Research & EGG (2007) Knelpunten- en kansenanalyse Natura 2000-gebieden. Kiwa Water Research, Nieuwegein/ EGG, Groningen Olsson M.T. & Melkerud P.-A. (2000) Weathering in three podzolized pedons on glacial deposits in northern Sweden and central Finland. Geoderma 94: Mekkink, P. (1991). Bodemgesteldheid, vegetatie en bodemgeschiktheid voor bosbouw van" Boswachterij Sallandse Heuvelrug": de invloed van de bodemgesteldheid op de groeiverwachting voor 15 boomsoorten (No. 96). Staring Centrum. Mol, G., S.P. Vriend, P.F.M. van Gaans (2003) Feldspar weathering as the key to understanding soil acidification monitoring data; a study of acid sandy soils in the Netherlands Chemical Geology Nijssen, M., Wouters, B., Vogels, J., Kooijman, A. M., van Oosten, H., van Turnhout, C., Wallis de Vries, M. Dekker, J. & Janssen, I. A. W. (2014) Begrazingsbeheer in relatie tot herstel van faunagemeenschappen in droge duingraslanden: eindrapportage OBN rapport 2014/OBN190-DK. Noordijk, J., J.T. Smit, J. Smit & D. Vreugdenhil (2016) De insectengemeenschap van aangelegde steilranden op de heide. Entomologische berichten 76 (2) 2016 Planbureau voor de Leefomgeving (2016). Balans van de Leefomgeving 2016 Richting geven Ruimte maken. Rapportage Planbureau voor de Leefomgeving Roem, W. J. & F. Berendse (2000) Soil acidity and nutrient supply ratio as possible factors determining changes in plant species diversity in grassland and heathland communities. Biological conservation 92: Siepel, H., H. Siebel, T. Verstrael, A. Van den Burg & J. Vogels (2009) Herstel van lange termijn effecten van verzuring en vermesting in het droog zandlandschap. De Levende Natuur 110: van Delft, B., de Waal, R.W., Kemmers, R.H., Mekkink, P. (2006) Veldgids humusvormen; Beschrijving en classificatie van humusprofielen voor ecologische toepassingen. Alterra, Wageningen. Van Turnhout, E. Brouwer, M. Nijssen, S. Stuijfzand, J. Vogels, H. Siepel & H. Esselink (2006) Herstelmaatregelen in heideterreinen. Samenvatting OBN-onderzoek en richtlijnen met betrekking tot de fauna. Onderzoekconsortium van Stichting Bargerveen, Afdeling Dierecologie - Radboud Universiteit Nijmegen, VOFF, B-ware & Alterra. Uitgave Expertise Centrum-LNV, Ede. Vogels, J. J., W. C. E. P. Verberk, L. P. M. Lamers & H. Siepel In press. Can changes in soil biochemistry and plant stoichiometry explain loss of animal diversity of heathlands? Biological conservation. Vogels, J. J., R. Bobbink, M. Weijters & H. Bergsma (2016). Het droge heidelandschap in de 21e eeuw: aandacht voor mineralogie en historisch landgebruik. De Levende Natuur 117: Vogels, J., M. Weijters, R. Bijlsma, R. de Waal, R. Bobbink, & H. Siepel (2016) Fosfaattoevoeging Heide. Rapport nr. 2016/OBN207-DZ, Vereniging van Bos- en Natuurterreineigenaren Vogels, J. J. (2013) Voedsel van korhoenkuikens onder het vergrootglas - De relatie tussen plantkwaliteit en dichtheid van ongewervelde fauna op de Sallandse Heuvelrug. Stichting Bargerveen, Nijmegen, 34 pag. Vogels, J. J., N. R. Webb & H. H. Siepel (2013) Impact of changed plant stoichiometric quality on heathland fauna composition. in H. H. Siepel, W. J. M. Heijman, N. R. Webb, and W. H. Diemont, editors. Economy and ecology of heathlands. KNNV publishing, Zeist. 73

74 Vogels, J. J., H. A. H. Jansman, R. Bobbink, J. W. H. Weijers, E. Verbaarschot, P. G. A. Ten Den, R. Versluijs & S. Waasdorp (2013) Herstellen van akkers als onderdeel van een intact heidelandschap de koppeling tussen arme heidegebieden en rijkere gronden. Directie Agrokennis, Ministerie van Economische Zaken, Den Haag, 175 pag Vogels, J., A. Van den Burg, E. Remke & H. Siepel (2011) Effectgerichte maatregelen voor het herstel en beheer van faunagemeenschappen van heideterreinen - Evaluatie en ontwerp van bestaande en nieuwe herstelmaatregelen ( ). DKI-EL&I, Den Haag, 238 pag. Weijters, M., R. Bobbink, E. Verbaarschot, J. Vogels, H. Bergsma & H. Siepel (2017) Herstel van heide door middel van steenmeel-gift: (tussen)rapportage s Hertogenbosch, Provincie Noord-Brabant/Driebergen, OBN-VBNE Wegge, P. & L. Kastdalen (2008) "Habitat and diet of young grouse broods: resource partitioning between Capercaillie (Tetrao urogallus) and Black Grouse (Tetrao tetrix) in boreal forests." Journal of Ornithology 149(2):

75 75

76 9. Bijlagen Bijlage 1. Berekening minerale verwering. Verweerbare mineralen zoals kaliveldspaat, albiet, muscoviet, biotiet, chloriet en amfibool vormen de basis van het leven op aarde. Ze leveren nutriënten aan planten en bodemleven, houden via het bodemuitwisselingscomplex de bodemzuurgraad op peil en bieden een substraat voor bodemleven en organische stof. Deze mineralen verdwijnen door verwering, een onomkeerbaar proces zoals in onderstaande vergelijking waarin kaliveldspaat door zuur wordt omgezet in het kleimineraal kaolien, kiezelzuur en een kalium ion: 2 KAlSi 3O H 2O + 2 H + Al 2Si 2O 5(OH) 4 + 4H 4SiO 4 + 2K + Dit zuur kan afkomstig zijn van o.a. planten en bodemleven maar het allergrootste deel heeft de afgelopen decennia een menselijke oorsprong. In natuurgebieden is het de verzurende depositie die zorgt voor de versnelde verwering van bodemmineralen. Hierdoor worden het nutriëntleverend vermogen en de zuurneutralisatie van de bodem ernstig uit evenwicht gebracht. Deze versnelde verwering is op grote schaal gaande, maar wordt niet als zodanig herkend. De gevolgen zijn wel zichtbaar: heidevelden, heischrale graslanden en bossen verzuren; populaties van bedreigde planten- en diersoorten nemen af of sterven uit. De depletiemethode is een veel gebruikte methode om de minerale verwering in een bodem te bepalen (Olsson en Melkerud 2000). Deze methode gaat uit van een in situ gevormde bodem waarbij er een directe relatie is tussen de bodem en het onderliggend homogene gesteente. Tijdens de vorming van deze bodem zullen ten opzichte van het uitgangsgesteente de verweerbare mineralen (zoals biotiet, chloriet, albiet, granaat, pyroxeen, amfibool) verdwijnen en de niet of nauwelijks verwerende mineralen (zoals ilmeniet, rutiel, zirkoon en kwarts) stabiel blijven of relatief toenemen. Bij een in situ gevormde bodem kan men er van uit gaan dat de verhoudingen van de mineralen in de verweringslaag oorspronkelijk gelijk waren aan die van het uitgangsmateriaal. In dat geval is het uitrekenen van het door minerale verwering verdwenen aandeel aan mineralen of nutriënten vrij eenvoudig. X l = (X c * Zr w/zr c X w) X l = verdwenen percentage mineraal of nutriënt X; X c = percentage mineraal of nutriënt X in onverweerd uitgangsmateriaal; X w = percentage mineraal of nutriënt X in verweerde toplaag; Zr w = percentage zirkoon in verweerde toplaag; Zr c = percentage zirkoon in onverweerd uitgangsmateriaal. Tot nu toe is er geen wetenschappelijk verweringsonderzoek gepubliceerd in fluviatiele en eolische sedimenten zonder direct verband met het onderliggend gesteente. Het lastige aan deze sedimentaire afzettingen is dat ze in een profiel over een kleine diepte sterk in mineralogie en korrelgrootte kunnen variëren. Een depletieonderzoek met methode Olsson en Melkerud (2000) is in Nederland alleen mogelijk in bodems waarvan je kunt aannemen dat de minerale bodem qua korrelgrootte en mineralogie vrij homogeen is. Hiervoor is een vrij snelle afzetting van grote hoeveelheden homogeen sediment onder stabiele omstandigheden nodig zoals de afzetting van de dekzanden in de Roerdalslenk (Strabrecht) of het zand op de Hoge Veluwe (Oud Reemsterveld). Er zijn twee situaties die een depletiebepaling bemoeilijken. Allereerst kan het zijn dat een fluviatiel of eolisch afgezette bodem een vrij ondiepe formatiegrens heeft waar twee 76

77 mineralogisch verschillende sedimenten op elkaar liggen. In dit geval is een depletie bepaling zinloos omdat het onderliggende pakket niet gebruikt kan worden als referentiemateriaal voor de toplaag. Een formatiegrens is geochemisch vaak goed te herkennen door scherp verspringende element ratio s zoals K/Ca, K/Ti, Sr/Rb. Ten tweede kan de korrelgrootte binnen een profiel sterk variëren. Omdat bepaalde mineralen zich ophopen in de fijnere fracties varieert daarmee ook de mineralogie en chemie. Heeft een bodem, zoals bij afzetting door een meanderende rivier, een fining upward sequence, dan kan de veranderende mineralogie de verweringseffecten overschaduwen. Toch is hier, door handig gebruik te maken van de goede correlatie tussen korrelgrootte en elementratio s, een inschatting van de verwering te maken. Depletiebepaling aan de hand van verschuiving correlaties K/Ti. Als in het onderzoeksgebied alle kalium en titanium waarden in Boxtel sedimenten van de bovenste 20 cm en de onderste 25 cm van het profiel in een grafiek worden uitgezet zijn twee duidelijk onderscheidbare populaties te zien. De onderste populatie vertoont met een R 2 = 0,71 een zeer sterke correlatie, de bovenste met R 2 = 0,45 een wat zwakkere. De sterke correlatie toont aan dat er in sedimenten van dezelfde herkomst maar met verschillende korrelgrootteverdelingen een verband is tussen het gehalte aan verweerbare en stabiele mineralen. In de verweerde toplagen van de bodem wordt dit verband minder sterk. Er zijn twee mechanismen die de correlatie hier wat afzwakken. Omdat verwering een proces is dat zich in de bodem meestal van boven naar beneden afspeelt, is de top altijd zwaarder verweerd dan de subtop. Dit verschil is al significant over 20 cm van het profiel die in figuur 9.1 is gebruikt. Was alleen de bovenste 10 cm gebruikt dan was de correlatie beter geweest. Aan de andere kant wordt in de top in sommige situaties K opgebouwd in de organische stof. Soms is dit zo veel dat het K-gehalte van de verweerde toplaag weer de onverweerde waarden haalt. Beide mechanismen zorgen voor extra spreiding in K t.o.v. Ti. In de grafiek laat de rode pijl zien hoe door verwering van de toplaag de hoeveelheid K (in de verweerbare mineralen muscoviet en K-veldspaat) afneemt ten opzichte van de Ti (in de stabiele mineralen ilmeniet en rutiel). Door de vergelijking van de twee trendlijnen te gebruiken kan nu berekend worden hoeveel kalium er door verwering uit de bodem verdwenen is. K/Ti ratio Ti (mg/kg) R² = 0, R² = 0, K (mg/kg) 0-20 cm cm Figuur 9.1. De verschuiving van kalium (K) ten opzichte van titanium (Ti) in de toplaag als gevolg van verwering. 77

78 Bij de depletieberekeningen gebaseerd op de minerale analyses wordt naar aanleiding van de bovenstaande bevindingen in dit onderzoek ook rekening gehouden met de korrelgrootte en het titaniumgehalte van de monsters. Lopen deze te ver uiteen dan zijn de monsters niet geschikt voor deze berekeningen. 78

79 Bijlage 2. Mineralogie: Materiaal en methoden. Monstername De monsters zijn genomen op de Haarlerberg (SAL 1, 2 en 3) en op de oostflank van de Haarlerberg/Kleine Koningsbelt (SAL 4 en 5). Monstername voor de mineralogische bepaling geschiedde met een ramguts van 1 m lengte. Voor monstername werd 0,25 m 2 oppervlakkige begroeiing weggehaald. Om samendrukken van het profiel of verlies van het onderste monstermateriaal te voorkomen werd het profiel waar nodig in twee keer gestoken. Het profiel werd schoongemaakt met een monsternamemes en vervolgens werd per 5 cm materiaal verzameld in 60 ml polypropyleen monsterpotjes met schroefdop. Tijdens het veldwerk werden van gutsprofiel en omgeving foto s gemaakt. De monsters werden vervolgens 48 uur gedroogd. Figuur 9.2. Monsterlocaties van de gutsprofielen. Analyses De gedroogde monsters werden handmatig gemalen om de aggregaten los te maken en vervolgens gezeefd over 2 mm. Van het gezeefde materiaal werd ± 6 gram van de <400µm fractie overgebracht in een 2,5 cm Ø sample cup met 6.0 µ polypropylene venster. Meting van de bulkchemie werd uitgevoerd met een Niton XL3t GOLDD+ met de volgende filterinstellingen: Main range (Fe, Zr, Sr, Rb) 30 seconden Low range (Ti, Ca, K) 30 seconden Light range (Al, Si, P) 60 seconden De XRF meet met deze instellingen 28 elementen maar alleen de hierboven genoemde elementen zijn gebruikt voor het onderzoek. De Niton XL3t GOLDD+ wordt in het mineralogisch onderzoek ingezet om een eerste indruk te krijgen van de algemene geochemie en geochemische processen die zich in het profiel hebben afgespeeld. Voor de kalibratie werden aan het begin en eind van de meetdag de volgende standaarden gemeten: Pure SiO2, NIST 2702, NCS-DC en NCS-DC Van alle monstercupjes zijn per 5 en per 10 foto s gemaakt voor latere interpretatie. De data die gebruikt zijn voor de profielen zijn genormaliseerd voor het gloeiverlies en gecorrigeerd met de laboratoriumanalyses. 79

80 Voor de vervolganalyses zijn mengmonsters gemaakt die vervolgens zijn opgestuurd naar Actlabs in Canada waar vervolgens XRF Whole Rock analyse, ICP sporenelementen na totaalontsluiting en QEMSCAN mineralogie zijn uitgevoerd. Selectie mengmonsters Voor de vervolganalyse is alleen gebruik gemaakt van de vier kernen die in het glaciale sediment zijn gestoken. Van elke bodemhorizont is van de vier kernen op gelijke diepte een mengmonster gemaakt wat vervolgens in tweeën gesplitst is en in duplo geanalyseerd. Bij de selectie van de monsters voor de vervolganalyse is gekeken naar twee aspecten: Opdeling van de monsters per horizont De deelmonsters behoren tot dezelfde geologische formatie SAL 1-2 op 0-10 cm diep is het mengmonster van de A-horizont. Met als onderscheidende kenmerken het hoge organisch stofgehalte, de accumulatie van calcium en in mindere mate de accumulatie van ijzer. SAL 3-4 op cm diep is het mengmonster van de E-horizont. Dit is na het monster uit de A-horizont degene met de meeste verwering maar met een veel lagere organische stofopbouw. SAL 7-8 op cm diep is de bovenkant van de B-horizont (inspoelingslaag) met de hoogste ijzerwaarden. Uit de metingen blijkt dat visueel de neerslag van ijzer bepalend is voor wat als B-horizont wordt beschouwd. SAL op cm diep is gekozen als de C-horizont. Deze laag heeft gemiddeld lagere titanium gehalten dan de bovenliggende lagen maar gemiddeld wel de hoogste kalium waarden. Afgaand op de titanium waarden van de A-, E- en B- horizont en de goede correlatie tussen kalium en titanium, is het waarschijnlijk dat de toplaag ten tijde van de afzetting hogere kalium waarden had dan nu in de C-horizont worden gemeten. Een depletieberekening gebaseerd op de metingen van deze C-horizont als moedermateriaal zal waarschijnlijk een onderschatting van de werkelijke verwering opleveren. 80

81 Bijlage 3. Overzicht van alle akkers en van uitgevoerde beheermaatregelen (na 2000) op de Sallandse Heuvelrug. Figuur 9.3. Akkers gelegen op de Sallandse Heuvelrug vanaf

82 Figuur 9.4. Akkers gelegen op de Sallandse Heuvelrug vanaf 1850 en beheermaatregelen sinds