2015-010
Påverkan på bärighet hos torvjord vid inblandning av
gjuterisand samt effekt på koldioxidemission ur
marken
Detta är en återpublicering av Slutrapport version 3 ur: Jönsson, Robert, Johanna Krona, Magnus Persson, Ellinor Ryd, Niklas Svanberg & Per
Söderberg (2014) Självständigt arbete i miljö- och vattenteknik, nr 33, Institutionen för geovetenskaper, Uppsala universitet (452 s.)
Swerea SWECAST AB Box 2033, 550 02 Jönköping Telefon 036 - 30 12 00 Telefax 036 - 16 68 66 swecast@swerea.se http://www.swereaswecast.se © 2015, Swerea SWECAST AB
Påverkan på bärighet hos torvjord vid
inblandning av gjuterisand samt effekt på
koldioxidemission ur marken
Robert Jönsson, Johanna Krona, Magnus Persson, Ellinor Ryd, Niklas Svanberg, Per Söderberg Miljö- och vattenteknikprogrammet, Uppsala universitet
växthusgaser. Att minska dessa utsläpp är mycket intressant och en möjlig åtgärd skulle kunna vara att höja grundvattenytan. När vattenhalten ökar i torvjordar fås dock stora bärighetsproblem vilket innebär att man inte kan använda tunga jordbruksmaskiner på dessa jordar. Sveriges gjuterier lägger varje år 77 000 ton sand på deponi, något som kan bli kostsamt om de i framtiden inte längre skulle vara befriade från att betala deponiskatt. Ett möjligt användningsområde för denna gjuterisand skulle kunna vara inblandning i torvjord då sandinblandning är en beprövad metod för att öka bärigheten i dessa jordar. På så sätt skulle man kunna höja grundvattenytan, vilket skulle minska koldioxidemissionen från dessa jordar, men ändå kunna fortsätta odla. Detta förutsatt att önskad effekt fås på bärigheten och att koldioxidemissionen inte ökar.
I detta projekt undersöktes tre olika sandinblandningars effekt på bärighet och koldioxidemission från torv genom försök i labb och i fält. Koldioxidflöde och skjuvmotstånd mättes både i labb- och fältförsök. I fält mättes även spårdjup från cykel. De sandinblandningar som undersöktes var 13 %, 33 % och 46 %. Mätningarna i labb genomfördes på två olika dräneringsdjup, 20 och 40 cm.
Cykelspårsmätningarna gav så osäkra resultat att det inte gick att dra några slutsatser utifrån dem. Skjuvtesterna i både labb och i fält visade att skjuvmotståndet ökade vid ökad sandinblandning vilket tyder på att bärigheten förbättrades. Koldioxidmätningarna i labb visade på en minskning av koldioxidemissionen när sand blandades in. Minskningen var ungefär lika stor för samtliga sandinblandningar. I resultaten från fältförsöken syns en kraftig ökning av koldioxidemission när gjuterisand blandats in, vilket berodde på att den sura torven reagerade med kalciumkarbonat i sanden. Den stora emissionen av koldioxid minskade efter ett par dagar och närmade sig efter en tid koldioxidemissionen för torv utan tillsats av gjuterisand. Då försöken i labb och i fält gav olika resultat är det svårt att dra någon riktig slutsats om vad som egentligen hände med koldioxidemissionen när torven blandades med gjuterisand. Inom tidsramen för detta experiment tyder dock inget på att koldioxidemissionen ökar på lång sikt.
Innehållsförteckning
Inledning 1
Bakgrund 2
Organogena jordar och växthusgaser 2
Dränering, bärighet och ytsänkning 3
Gjuterisand 4 Bälinge mossar 5 Avgränsning 6 Syfte 6 Frågeställning 6 Metod 6 Materiel 7 Provcylinder i metall 7
Skjuvmätare – Eijkelkamp Pocket Vane Tester 7
Koldioxidmätare 7
Gjuterisand 8
Sandbädd för bestämning av dräneringsdjup 8
Temperatur- och vattenhaltsmätare 9
Utförande 9
I labb 9
Provberedning 9
Skjuvtest och vattenhaltsmätning 10
Koldioxidmätning 10
I fält 10
Provberedning 10
Cykel- och skjuvtest 10
Koldioxid- och vattenhaltsmätning 11
pH-mätning 12 Försök med saltsyra 12 Resultat 12 I labb 12 I fält 15 Försök med saltsyra 20 Diskussion 21 Slutsatser 23 Referenser 24 Opublicerade källor 25 Bilagor 26
1 och kärr. I dessa marker är nedbrytningen av organiskt material hämmad på grund av syrebrist med följden att det ansamlas stora mängder kol i marken. För att kunna odla på organogena jordar behöver de dräneras på grund av den höga vattenhalten som försämrar bärigheten och syretillgången för växterna. Ur ett miljöperspektiv uppstår det problem med organogena jordar när grundvattenytan sjunker. Nedbrytningen som tidigare var hämmad av den låga syrehalten ökar och det organiska materialet bryts ner till koldioxid som avgår till atmosfären (Melkerud 2011). Det uppskattas att cirka 6-8 % av Sveriges koldioxidutsläpp kommer från odlade organogena jordar (Berglund 2011). För jordbrukare blir problemet att en del av markvolymen avgår som koldioxid eftersom jorden innehåller höga halter kol. I takt med att koldioxid avgår från marken sjunker markytan, så kallad bortodling. Efter en tid har marknivån sjunkit ner så pass långt att dräneringen inte längre har någon effekt och måste göras djupare (McAfee 1985). Detta är ibland inte möjligt på grund av ekonomiska, juridiska och praktiska skäl.
För att minska koldioxidavgången och ytsänkningen skulle grundvattenytan behöva sättas närmare markytan för att öka vattenhalten i marken. En ökad vattenhalt skulle försvåra nedbrytningen av kol betydligt och bortodling skulle ske långsammare (McAfee 1985). Problemet med denna lösning är att markens bärighet minskar med ökad vattenhalt, vilket skulle göra marken obrukbar för moderna jordbruksmaskiner.
Lösningen på det sistnämnda problemet skulle kunna vara att blanda in sand i jorden för att på så sätt öka markens bärighet vid höga vattenhalter. Flera studier har genomförts på torvjord, som är en organogen jord, vilka visar på ökad bärighet efter inblandning av sand (Osvald 1937, Sognnes et al 2006, Vikeland 1975).
Gjuterier i Sverige använder flera hundratusen ton sand varje år till sin produktion av gjuterigods, men sanden kan bara användas några gånger innan den förbrukats. Den förbrukade sanden används bland annat som jordtillverkning, råvara i tegeltillverkning och som tätskikt på deponier men ungefär 77 000 ton per år saknar användningsområde och deponeras (Nayström samtal 2014-04-04).
För att undersöka om den deponerade gjuterisanden kan användas till att minska koldioxidutsläpp och förbättra markegenskaperna för odling på torvjordar, har Svenska Gjuteriföreningen och SLU planer på ett gemensamt forskningsprojekt.Denna rapport är en förstudie till det forskningsprojektet.
2
Organogena jordar och växthusgaser
En del av Sveriges markyta utgörs av organogena jordar som kännetecknas av sin höga halt av organiskt material. Dessa jordar bildas i områden med hög grundvattenyta vilket ger en hög vattenhalt i marken. Den höga vattenhalten innebär att gasdiffusionen i marken hämmas och syretillgången blir låg. Detta tillsammans med att miljön ofta har lågt pH och låg temperatur skapar en ogynnsam miljö för mikroorganismer (Löfroth 1991). Det ger långsam nedbrytning och därmed en ackumulering av organiskt material, till exempel döda växter och djur. Kol lagras då in i marken istället för att avges till atmosfären i form av koldioxid (Berglund 2008).
Marken är ett komplext och heterogent system där fysikaliska och kemiska faktorer samspelar med livet i jorden. Detta märks inte minst på torvjordar där det på korta avstånd kan finnas vitt skilda förhållanden (Berglund 2011). Mikroorganismerna i marken driver de processer som är källan till markens utsläpp av växthusgaser, såsom nedbrytning av organiskt material, nitrifikation och denitrifikation. Vid aerob nedbrytning sker emission av koldioxid medan vid anaerob nedbrytning sker emission av metan. Lustgas bildas vid ofullständig nitrifikation och denitrifikation.
När torvmarker dräneras för odling sänks grundvattenytan betydligt med ökad
genomluftning som följd. När syrehalten stiger gynnas mikroorganismerna som oxiderar organiskt material till koldioxid, denna nedbrytning ökar med följden att den tidigare ackumuleringen av kol upphör. Den ökade nedbrytningen innebär att mer kväve frigörs och kan användas som substrat vid nitrifikation och denitrifikation vilket resulterar i att utsläppen av lustgas kan bli betydande hos näringsrik och gödslad mark (Berglund 2008). Koldioxidemissionen från odlade organogena jordar beräknas uppgå till 8-115 ton CO2 ha-1år-1, lustgasemissionen uppskattas vara 2-38 kg N2O-N ha-1år-1 medan
metanemissionen är försumbar (Kasimir-Klemedtsson et al 1997). Figur 1 visar hur flödena av växthusgaser förändras när grundvattenytan sänks genom dränering.
Figur 1. Schematisk figur över hur storleken på flödena av de tre växthusgaserna koldioxid, lustgas och metan beror av grundvattenytans djup i organogena jordar.
Idag utgörs ca 7,6 % av Sveriges uppodlade markyta av organogena jordar (Berglund 2008). Organogena jordar delas in i dy, gyttja och torv där den senare är den mest frekventa. I detta projekt behandlas enbart torv. För att en jordart ska definieras som torv krävs att det övre lagret består av minst 30 centimeter organiskt material och för att torven ska klassas som organogen måste den innehålla minst 30 viktprocent organiskt material (Berggren 1976).
3
Dränering, bärighet och ytsänkning
I slutet av 1800-talet började sjöar och våtmarker dräneras för att öka jordbruksarealen och minska den rådande hungersnöden. Vid dränering skapas bättre förutsättningar för vegetation och mikroorganismer. Detta är särskilt viktigt på torvjordar då de har låg luftning och permeabilitet. För att odla på torvjord krävs en grundvattenyta på minst 30-40 cm djup för att bärigheten ska vara tillräcklig för jordbruksmaskiner (McAfee 1984). Bärighet innebär ”den last per areaenhet som leder till brott av marklagret (markgenombrott)” (Nationalencyklopedin 2014-04-13). Dränering sker med exempelvis öppna eller täckta diken. En djupare dikning ger bättre bärighet (McAfee 1984).
En annan faktor som är viktig för jordbruk är skjuvmotstånd. Skjuvmotstånd i jord definieras som ”den mothållande kraft en jord har för att motstå brott/deformation” till följd av skjuvande belastning (Vesslegård 2005). Vattenhalt påverkar mätningar av skjuvning då torrare jordar har större skjuvmotstånd (Lindberg 1991).
Vid dränering av torvjordar får man problem med sjunkande markyta, så kallad ytsänkning. Att ytsänkning sker vid dränering beror på flera faktorer. När grundvattenytan sänks i samband med dränering tas det mekaniska stödet från vattnet bort vilket skapar sättningar i profilen och markytan sjunker. Den initiala sänkningens storlek beror på hur djup dräneringen är, torvens djup och sammansättning, samt hur de underliggande lagren under grundvattenytan är uppbyggda. Samma faktorer inverkar när volymen av lagren under grundvattenytan trycks ihop av de överliggande avvattnade lagren, kallat konsolidering (McAfee 1985).
Då vattenhalten vid dränering sjunker i de övre lagren gynnas mikroorganismernas aktivitet, vilket också bidrar till ytsänkningen. Torven bryts ned och får ökad densitet på grund av mineralisering, sönderdelning av torvmaterialet och humusämnens bildande vid nedbrytning av lignin. Vegetationen bidrar också till ytsänkning genom evapotranspiration. Växterna tar upp vatten ur de övre jordlagren som sedan transpireras och avdunstar från växterna, vilket krymper jorden. Även vind, erosion och markpackning påverkar ytsänkningen hos torvjordar (Berglund 2008). I figur 2 visas hur mycket markytan vid Bälinge Mossar sjunkit sedan år 1908.
4 Kerstin Berglund.
Ytsänkningen gör att problemet med minskad bärighet återkommer då avståndet till grundvattenytan minskar. För fortsatt brukning av marken krävs därför en förnyad dränering. Detta är dock inte alltid möjligt av ekonomiska, juridiska och praktiska skäl. I Sverige har det sedan 1800-talet dokumenterats att torvjordar kan få ökad bärighet vid inblandning av sand (Osvald 1937). Detta stöds även av senare undersökningar som visat liknande resultat (Sognnes et al 2006). I Tyskland och Holland har sand blandats in i översta skiktet på organogena jordar för att förbättra jordens egenskaper. I Norden har metoden dock aldrig fått fäste, dels på grund av transportkostnaden av sanden och arbetskostnaden, dels har resultaten inte alltid varit gynnsamma med avseende på växtlighet (Osvald 1937, Vikeland 1975).
Gjuterisand
Vid metallgjutning använder man formar som till största delen består av tvättad sjösand. För att göra sjösanden formbar blandas den med bentonitlera. Gjutningen sker vid höga temperaturer så för att öka sandens smältpunkt och göra den mer värmetålig blandas mald stenkol in. För att gjuta ihåligt gods behövs en kärna som också tillverkas av tvättad sjösand. I kärnsanden används en plastblandning som bindemedel istället för bentonit. Efter att ha använts vid gjutning knackas formarna sönder och i de flesta fall blandas de två sandsorterna för att återanvändas i nya formar. Vid varje gjutning slits även formsanden och kornstorleken minskar. Formsanden behöver ha en viss kornstorlek för att uppnå rätt gasgenomsläpplighet, annars blir det skavanker på gjutgodset. Efter ett antal gjutningar har formsanden slitits så mycket att den inte längre kan återanvändas utan måste kasseras (Nayström samtal 2014-04-04). I figur 3 visas gjuterisand och en form för metallgjutning.
Från Sveriges gjuterier fås 200 000 ton sand per år som biprodukt. Ungefär 123 000 ton används som bland annat tätskikt och fyllnadsmaterial på deponier, jordtillverkning och råvara vid tegeltillverkning. Resterande 77 000 ton har inget användningsområde utan läggs på deponi (Nayström samtal 2014-04-04).
5
Bälinge mossar
Bälinge mossar är namnet på ett myrkomplex drygt två mil norr om Uppsala där försöken som beskrivs i detta projekt har utförts. Här kommer även det storskaliga forskningsprojektet att genomföras. Komplexet består av tre större områden: Stormossen, Norra myren och Södra myren. Totalt täcker detta myrkomplex en area på cirka 1600 ha. Myrarna består i huvudsak av kärrtorv, den vanligaste typen av torvjord i Sverige. Bälinge mossar har dränerats ett antal gånger (McAfee 1985). Efter ett antal misslyckade dräneringsförsök under 1800-talet genomfördes ett första lyckat dräneringsarbete 1904. Avvattningssystemet tappade dock effekt på grund av ytsänkning och igenväxning i dikena vid 1920-talet. Som bot på detta utfördes en total dikesrensning 1924-1927. Det tog dock inte längre än några år innan åtgärdena som gjorts blev otillräckliga och 1937 söktes tillstånd att genomföra en ny dränering. Sedan dess har regelmässig dikesrensing pågått. Trots det har den fortsatta ytsänkningen på 1-3 cm per år gjort att ett nytt dräneringsföretag varit nödvändigt (McAfee 1985). Odling av marken har pågått sedan den första lyckade dräneringen år 1904. Från start handlade det främst om en växtföljd på 4-6 år vall och ett år vete, med tiden odlades mindre vall och mer vete och råg (McAfee 1985). De senaste åren odlas framförallt vall men stora delar står i träda.
6 svårt att mäta och studeras därför inte. Eftersom metangasemissionen är försumbar på dränerade jordar är koldioxid den enda växthusgas som undersöks i denna studie. Sanden som används i försöken är den vanligast förekommande sorten av gjuterisand. All den torv som används kommer enbart från Norra Myren i Bälinge mossar. Ekonomiska aspekter och växtpåverkan undersöks inte. Projektet ska ge en fingervisning på vilken effekt inblandning av gjuterisand har på bärighet och koldioxidemission i torvjord, inte vilken specifik koncentration som lämpar sig bäst med avseende på de aspekterna.
Syfte
Syftet med projektet är att undersöka vilken effekt inblandning av gjuterisand i torvjord har med avseende på bärighet och koldioxidmission. Projektet är ett pilotprojekt som ska ligga till grund för ett större forskningsprojekt av Sveriges Lantbruksuniversitet i samarbete med Swerea SWECAST AB.
Frågeställning
Kan bärigheten förbättras i torvjordar genom inblandning av gjuterisand och hur påverkar det koldioxidemissionen ur marken?
Metod
För att undersöka påverkan på bärigheten och effekten på koldioxidemission i torvjord vid inblandning av gjuterisand har experiment utförts. Experiment har utförts både i fält och i labb för att dels ha naturliga förhållanden och dels ha möjligheten att kontrollera miljön. I labb undersöktes hur olika vattenhalter påverkar bärighet och koldioxidavgång. För fullständig metod, se bilagorna A, B, C och D.
Koldioxidavgång har mätts med en koldioxidmätare av modell Vaisala GMP343 med logger Vaisala MI70. Koldioxidmätningar har genomförts enligt metoden täckta kammare vilket innebär att en behållare isolerar en yta så att ingen koldioxid kan försvinna från systemet. En gradient byggs därför upp i behållaren, som mäts med koldioxidmätaren. Metoden har använts då den enbart mäter koldioxidavgången från den studerade ytan av, den gör även turbulensen försumbar (Berglund 2011).
För att mäta bärighet har två metoder använts, mätning av skjuvmotstånd och spårdjup. För att mäta skjuvmotståndet har en Pocket Vane Tester från Eijkelkamp använts. I både fält och labb utförde samma person skjuvtesterna eftersom att resultatet beror på vilket tryck som appliceras och vinkeln mot underlaget. För att mäta spårdjup användes en cykel för att på ett lätt sätt illustrera markens bärighet genom likheter med en traktor. Gjuterisanden som använts i alla försök har en kolhalt på 4,5 % (Nayström mail 2014-04-15). Vilken form kolet förekommer i är okänt. Om kolet är i form av kalciumkarbonater reagerar det vid kontakt med sura miljöer. För att undersöka om kolet i sanden frigörs i sur miljö har ett test genomförts. Markens surhetsgrad bestäms av pH. Därför har även pH-mätningar utförts. Alla pH-mätningar utfördes enligt den
7
Materiel
Nedan redovisas en sammanställning av det använda materialet. För fullständiga materiallistor, se bilagorna A, B, C och D.
Provcylinder i metall
Cylindrarna är ihåliga och används för att samla in jordprover. De är tillverkade i rostfritt stål med en innerdiameter på 7,2 cm och en höjd på 10 cm.
Skjuvmätare – Eijkelkamp Pocket Vane Tester
Pocket Vane Tester är ett instrument som mäter skjuvmotstånd på mekanisk väg. Till mätinstrumentet följer tre olika storlekar på skärhuvudet. Storlekarna är anpassade för olika mätintervall. Figur 4 visar hur instrumentet ser ut och de utbytbara skärhuvudena. Då skärhuvudet pressas ned mot ett underlag och vrids om spänns en fjäder i instrumentet. När underlaget ger efter för fjädertrycket visas ett värde på skjuvmotstånd i mättavlan. Maximala utslaget en mätning kan ge är ett värde på tio. Det maximala motståndet beror på vilket skärhuvud som används. Värdet som uppmäts är enhetslöst och beräknas manuellt om till kg/cm2 (Eijkelkamp 2012).
Figur 4. Mätning med Pocket Vane Tester på en provcylinder i labb till vänster. Till höger ses skjuvmåttet i mitten med två skärhuvuden av olika storlek. Foto: Robert Jönsson Försök på ett liknande men betydligt större instrument, jämfört med Pocket Vane Tester, visar att tekniken är pålitlig och fungerar bra till att definiera jordegenskaper i framför allt mineraljord. Försöken visar att vinkel mellan instrumentet och provytan samt vilket tryck som appliceras är avgörande för resultaten (Ohlsen 1981).
Koldioxidmätare
För att mäta koldioxid används ett instrument bestående av en logger av modell Vaisala MI70 samt en pump kombinerad med en koldioxidmätare av modell Vaisala GMP343. Från pumpen går två plastslangar, en för insug och en för utblås, som placeras i behållaren. Behållarna är anpassade efter plastslangarna från pumpen och systemet är
8 än fem minuter är sällan nödvändigt. Under mätningen bör en koncentrationsökning på minst 100 ppm registreras. Utifrån tiden det tar att få denna förändring bestäms tiden för de separata mätningarna (Berglund samtal 2014-04-09).
Figur 5. Uppställning vid koldioxidmätningarna. I bilden ses en provbehållare längst till vänster, loggern längst ned samt pumpen med sensorn till höger. Foto: Robert Jönsson
Gjuterisand
Sanden som används är från Roslagsgjuteriet i Uppland. I tabell 1 redovisas egenskaper hos sanden.
Tabell 1. Egenskaper hos gjuterisanden från Roslagsgjuteriet.
Slamhalt 12,9 % Alla partiklar < 0,02 mm
Aktiv bentonithalt 7,5 %
Kolhalt 4,5 %
Glödgningsförlust 5,2 %
Gjuterisanden innehåller låga halter av tungmetaller och organiska föroreningar. Dessa halter är lägre än Naturvårdsverkets gränsvärden för känslig markanvändning, se bilaga C. I de fall det finns riktvärden för ”mindre än ringa risk” understiger halterna även denna gräns (Nayström mail 2014-04-15).
Sandbädd för bestämning av dräneringsdjup
Under laborationen används Eijkelkamps sandbädd för bestämning av pF, det vill säga dräneringsdjup, som visas i figur 6. Lådan är fylld med syntetisk sand som täcks med vattengenomsläppligt nylontyg. I lådan finns ett dräneringssystem som kontrolleras med reglaget som syns till höger i figur 6. När sandlådan töms droppar vatten ner i ett mätglas. När det slutar rinna vatten ur systemet är dräneringen klar. Maskinen skapar en konstgjord grundvattenyta på önskad nivå (Eijkelkamp 2007).
9
Temperatur- och vattenhaltsmätare
Temperatur- och vattenhaltsmätaren består av en logger och en sensor. Loggern är av modell HH2 Moisture meter och sensorn av modell WET Sensor. Sensorn har tre spetsar som trycks ned i marken. Den mittersta spetsen frambringar ett elektromagnetiskt fält i jorden. Vattenhalt, elektrisk konduktivitet och jordens sammansättning bestämmer jordens dielektriska egenskaper. WET-sensorn detekterar dessa egenskaper från påverkan på det elektromagnetiska fältet och skickar den informationen till loggern. Från den informationen beräknas vattenhalten i jorden från kalibreringstabeller. Den mittersta spetsen har även en inbyggd termometer. Instrumentet har förinställda kalibreringsalternativ beroende på vilken jordtyp mätning utförs på (Delta-T 2014).
Utförande
För fullständigt utförande, se bilagorna A och B för experiment i labb samt bilagorna C och D för experiment i fält.
I labb
Provberedning
Proverna till inomhuslaborationerna togs i fält på Bälinge mossar på samma plats där fältförsöken utfördes. Rotfilten, översta marklagrets vegetation, togs bort från ett område som var cirka en kvadratmeter stort och jordytan jämnades till. Området delades in i fyra 40*40 cm stora rutor. Rutorna grävdes ut till ett djup av 15 cm. Jorden från tre av de utgrävda rutorna blandades med 3, 8 och 11 liter gjuterisand vilket motsvarade en sandinblandning på 13 %, 33 % respektive 46 %. Alla andelar som är givna i % är volymprocent. Den fjärde rutan var en blank som grävdes ut och rördes om men inte fick någon tillsats av sand. Jorden hälldes sedan tillbaka i respektive ruta som sedan packades. Packningen gjordes med en planka. Därefter slogs 40 metallcylindrar ned i jorden. Metallcylindrarna togs varsamt upp och togs sedan in till labb för fortsatt analys. I labb vägdes och vattenmättades proverna. Hälften av proverna dränerades slutligen till ett dräneringsdjup på 20 cm och andra hälften till ett dräneringsdjup på 40 cm. Proverna användes för att mäta bärighet samt koldioxidemission. För fullständigt utförande av laborationer i labb, se bilaga A och bilaga B.
10 sandinblandning och dräneringsdjup. Efter mätningarna vägdes proverna och alla mätvärden omvandlades till enheten kg cm-2. För att bestämma vattenhalten placerades
till sist proverna i ugn i 106 ˚C under tre dygn för att sedan vägas in.
Koldioxidmätning
Vid mätning av koldioxidavgång från proverna fick mätarens luftpump gå till dess att ett stabilt värde noterats. Därefter placerades provet i en lufttät burk och avgående koldioxid mättes till antingen koldioxidhalten ökat med 100 ppm eller fem minuter passerat. Data från logger fördes över till Excel för att sedan bearbetas i MATLAB.
I fält
Provberedning
I fältlaborationerna utfördes jordbearbetningen på samma sätt som för rutorna till laborationerna i labb. Detta gjordes för fem provplatser i fältlaborationen, varav en visas i figur 7. De fem provplatserna placerades parallellt med ett dike på femton meters avstånd och hade ett inbördes avstånd på en meter.
Figur 7. En av provplatserna i fält. Procenten som står i rutorna motsvarar halt gjuterisand inblandat. Foto: Ellinor Ryd
Cykel- och skjuvtest
En person cyklade över testytan och därefter mättes spårdjupet. Spårdjupet mättes på samtliga provrutor. Skjuvmotståndet mättes med Pocket Vane Tester på de olika provrutorna. Fem skjuvningsmätningar utfördes per provruta, och samtliga skjuvtest utfördes av samma person. I figur 8 visas hur mätningarna av skjuvmotstånd respektive spårdjup gick till.
11
Koldioxid- och vattenhaltsmätning
På varje provplats utfördes fem olika koldioxidmätningar. Först gjordes en koldioxidmätning efter att ytskiktet med vegetation och rotfilt avlägsnats. Därefter mättes koldioxid på var och en av de olika provrutorna som visas i figur 7, direkt efter inblandning av sand och packning. Koldioxidmätningarna på de fyra rutorna upprepades efter ett dygn, två dygn och fyra veckor. Efter två dygn utfördes koldioxidmätningar på tre provplatser och efter fyra veckor utfördes mätningar på fyra provplatser. Varje enskild koldioxidmätning varade sex minuter och ett värde registrerades var 15:e sekund.
Vid samtliga koldioxidmätningar mättes även vattenhalten. Vattenhalten mättes cirka sju gånger på varje ruta.
Figur 9. Uppställning för koldioxidmätning på en ruta i en provplats i fält. Foto: Ellinor Ryd
I arbetet med sammanställandet av mätvärden för koldioxidmätning i fält har flera korrigeringar gjorts. För samtliga mätningar har de två första och de tre sista värdena tagits bort. Detta eftersom mättiden var lång och det då hinner uppstå fel i början och
12 har värdena plockats bort. Detta på grund av att koncentrationen inte ska kunna minska och mätningen ska anpassas till en rät linje. För att se exakt vilka värden det handlar om, se bilaga D.
pH-mätning
Ett jordprov från varje sandinblandning i en av provplatserna samlades in för pH-mätning. Mätningen skedde 16 timmar efter inblandning av sand i fält och enligt den svenska standarden SS-ISO 10 390.
Försök med saltsyra
I en cylinder med 5 ml sand tillsattes några droppar 1 M HCl (saltsyra). Cylindern slöts och koldioxidmätning utfördes med samma koldioxidmätare som i övriga experiment. Koldioxidmätningen pågick knappt en minut. Samma test utfördes därefter på 10 ml sand och på 10 ml torvjord.
Resultat
Nedan presenteras ett utdrag av resultaten från försök i fält och på labb. För samtliga resultat och laborationsrapporter, se bilagorna A, B, C och D.
I labb
I figur 10 visas hur skjuvmotståndet förändras med olika sandinblandning och dräneringsdjup. Motståndet är högre för respektive sandinblandning vid 40 cm dräneringsdjup jämfört med samma koncentrationer vid 20 cm dräneringsdjup.
Vid 40 cm dräneringsdjup förekommer ingen skillnad i skjuvmotstånd vid 0 %, 13 % och 33 % sandinblandning. Det är först vid 46 % sandinblandning som det sker en ökning i motstånd. För 20 cm dräneringsdjup ökar skjuvmotståndet mellan 0 % och 13 %, samt mellan 33 % och 46 % sandinblandning. Däremot förekommer ingen ökning i skjuvmotstånd mellan 13 och 33 % sandinblandning.
13 dräneringsdjup i labb. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
Medelvärden, medianvärden och standardavvikelser tillhörande mätdata för skjuvtester presenteras i tabell 2.
14 [%] [kg/cm2] [kg/cm2] [kg/cm2] 20 cm 0 0,17 0,15 0,04 13 0,20 0,20 0,01 33 0,20 0,20 0,01 46 0,23 0,24 0,01 40 cm 0 0,22 0,22 0,01 13 0,22 0,22 0,01 33 0,23 0,22 0,03 46 0,26 0,26 0,02
Medelvärden för den beräknade vattenhalten vid skjuvtest visas i figur 11. För 0 % och 13 % sandinblandning skiljer sig vattenhalten för de två dräneringsdjupen medan för 33 % och 46 % syns ingen signifikant skillnad mellan de två dräneringsdjupen. Både vid 20 och 40 cm dräneringsdjup sjunker vattenhalten vid ökande sandinblandning.
15 minskning i koldioxidemission vid sandinblandning samt att koldioxidemissionen håller sig på en någorlunda stabil nivå med en svag minskning när sandinblandningen ökar från 13 % till 33 % respektive 46 %. Koldioxidemissionen från proverna som trycksatts till 20 cm är något högre än den för proverna som trycksatts till 40 cm för alla sandkoncentrationer utom 46 % där det omvända gäller.
Figur 12. Medelvärde av uppmätt koldioxidflöde för samtliga prover i labb. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
I samma figur visas standardavvikelsen för respektive koldioxidmätning. Standardavvikelsen är högre för de mätningar som gjorts på de prover som trycksatts till 20 cm än för de prover som trycksatts till 40 cm. I båda figurerna är det tydligt att standardavvikelsen är störst för proverna utan inblandning av sand.
I fält
I figur 13 redovisas resultatet av skjuvtestet på alla sandinblandningar. Skjuvmotståndet ökar med ökande sandhalt, förutom för halten 46 % sand som visar samma resultat som för halten 33 % sand.
16 Figur 13. Medelvärden av skjuvmätningar från alla provplatser i fält. Figuren visar hur mycket skjuvningen förändras i förhållande till blankprovet. Standardavvikelsen visas som felstaplar. I figur 14 redovisas resultatet av spårdjupsmätningarna i fält. Värdena är medelvärden av de olika mätningarna där samtliga har normerats mot kontrollprovet med 0 % sandinblandning. Spårdjupet minskar med ökad inblandning gjuterisand.
Figur 14. Resultatet från spårdjupsmätningar från alla provplatser i fält. Figuren visar hur mycket spårdjupet förändrats i förhållande till blankprovet. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
17 Tabell 3. Medelvärden för mätningar av vattenhalt på samtliga provplatser.
Orörd 0 % sand 13 % sand 33 % sand 46 % sand
Vattenhalt [%] - Provplats 1 50,02 48,8 49 43,67 44,9 Vattenhalt [%] - Provplats 2 44,59 43,4 43,1 46,19 58,9 Vattenhalt [%] - Provplats 3 36,43 37,6 45,7 36,24 41 Vattenhalt [%] - Provplats 4 36,8 40,1 36,3 38,56 38,9 Vattenhalt [%] - Provplats 5 37,93 41,5 39,9 39,69 37,7
Figur 15 visar medelvärden på koldioxidavgången för respektive sandinblandning från de fem provplatserna efter packningen i fält. I figuren visas även medelvärdet från koldioxidmätningen på den orörda provplatsen utan packning efter det att ytskiktet med vegetation avlägsnats. Resultatet visar att koldioxidavgången ökar med ökande sandinblandning. Den orörda provplatsen har något högre koldioxidavgång än provplatsen som inte innehåller någon sand utan bara är omrörd och packad.
Figur 15. Medelvärden från de fem provplatserna före och direkt efter inblandning för respektive sandmängd. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
18 tiden, med en variation på ungefär 50 mg CO2/(h m2). De sandinblandade jordarna har
en hög koldioxidavgång vid första mätningen direkt efter inblandning, men redan efter ett dygn har den sjunkit kraftigt.
Figur 16. Förändring av koldioxidavgång de två första dygnen. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
19 Figur 17. Koldioxidavgången i fält fyra veckor efter sandinblandning. Standardavvikelsen visas som felstaplar.
pH-mätning
Tabell 4 visar resultat från pH-mätning på torvjord med olika inblandning av sand och på enbart sand.
Tabell 4. pH-mätning av de olika sandinblandningarna. Behandling [% sand] pH Medelvärde 0 5,98 5,89 0 5,8 13 6,17 6,19 13 6,21 33 6,24 6,21 33 6,17 46 6,34 6,38 46 6,41 Enbart sand 9,48 9,59 Enbart sand 9,69
20 översta grafen visar att saltsyran inte ger någon ökning av koldioxidemissionen vid tillsats på endast torvjord. Däremot vid tillsats till endast gjuterisand ökar koldioxidemissionen kraftigt.
21 på 46 % vid dräneringsdjupet 40 cm för att en tydlig ökning av skjuvmotstånd ska kunna observeras. Vid 20 cm dräneringsdjup syns en ökning redan vid 13 % sand inblandad. I bakgrund beskrivs hur bärigheten ökar i torvjord vid minskad vattenhalt. Förväntningen var därför att skjuvmotståndet skulle vara större vid djupare dränering vilket också var fallet.
Mätvärdena för skjuvmotståndet hos de sandfria proverna med 20 cm dräneringsdjup har stor standardavvikelse jämfört med övriga mätserier, se tabell 2. Detta kan bero på att dessa prover var de första som testades och att skärhuvudet byttes ut under mätningen. Det är oklart hur väl mätvärden med olika skärhuvuden kan jämföras med varandra. Standardavvikelsen hade troligen blivit lägre ifall ett antal testkörningar hade gjorts med mätinstrumentet inför det första riktiga testet. Då hade rätt skärhuvud valts från början och mindre olikheter i utförande hade funnits mellan dessa mätningar. En annan anledning till högre standardavvikelse i vissa provserier kan vara att blandningen inte blivit helt homogen vid provtagningen. Vissa prover från samma provplats kan ha fått mer eller mindre sand än övriga. Dessutom är torv heterogent i sig, vilket innebär att en liten yta kan ha stora variationer. Mätinstrumentets visare var analog och hade enbart streck för halvtal vilket gjorde värdena svåra att avläsa exakt när mätvärdena låg nära varandra. Mätningarna utfördes manuellt vilket gjorde att olika tryck kan ha applicerats vid de olika testerna. Detta gav en viss osäkerhet i resultaten. Säkrare mätvärden hade fåtts om fler mätningar hade utförts på samma prov och medelvärden beräknats utifrån dem. Upprepade skjuvningstester var dock inte möjligt på cylinderproverna då ytan förstördes vid den första mätningen.
De olika dräneringsdjupen gav inte någon större skillnad i vattenhalt hos proverna, förutom vid 0 % och 13 % sandinblandning, vilket figur 11 visar. Det är möjligt att vattenhalten hade varierat mer om försök gjorts med större skillnad i dräneringsdjup. Samtidigt hade de beräknade vattenhalterna en viss osäkerhet. De beräknades utifrån volymen på provcylindrarna, men på grund av små jordförluster vid hantering av proverna var jordvolymen inte densamma som cylindervolym för varje prov. Det är också möjligt att proverna med 40 cm dräneringsdjup inte hann bli färdigdränerade utan borde ha stått längre på sandbädden.
För skjuvtesterna i fält visar resultaten i figur 13 att skjuvmotståndet ökar vid inblandning av sand. Resultaten visar inte att bärigheten ökade i förhållande till mängden sand som blandats in då skjuvmotståndet var lika stort för 33 % och 46 % sandinblandning. Värdena är osäkra då standardavvikelsen för mätningarna var hög. En möjlig förklaring till den höga standardavvikelsen skulle kunna vara en skillnad i vattenhalt mellan proverna.
Resultaten från spårdjupmätningarna i figur 14 tyder på att det blir ett minskat spårdjup vid ökad andel inblandad sand. Dessa medelvärden stämmer dock illa överens med observationer från de enskilda provplatserna. Provplats 4 uppvisar samma trend som figur 14 medan övriga uppvisar spridda resultat. Standardavvikelsen för dessa
22 tillförlitliga. Osäkerheten kan bero på svårigheter att få representativa värden då spårdjupet i stor utsträckning beror på cykelns hastighet. Det var även svårt att göra bra avläsningar då jorden var mycket lös och en del jord fallit ner i spåret. Ett alternativ till spårdjupsmätningen hade kunnat vara att släppa en tyngd från en bestämd höjd och mäta avtryckets djup.
Vattenhaltsmätningarna som redovisas i tabell 3 och som genomfördes i fält var alla felaktiga. Detta beror på att mätaren som användes var kalibrerad för att mäta vattenhalten i ren torvjord. Det sker en förändring i sammansättning då sanden blandas in. Mätaren mäter ledningsförmågan i marken. Ledningsförmågan är proportionell mot vattenhalten om det inte sker någon inblandning. När sanden blandas in registrerar mätaren det som en högre vattenhalt eftersom sanden har högre ledningsförmåga. Detta leder till att alla mätningar av vattenhalten i fält är fel.
Mätningar i labb visade på en kraftig minskning av koldioxidemissionen vid inblandning av sand för de båda dräneringsdjupen, se figur 12. Det är oklart vad denna minskning beror på. En möjlig orsak kan vara att vid sandinblandningen ersattes en viss volym torv med gjuterisand med följden att mängden organiskt kol tillgänglig för nedbrytning minskade. Om detta är skälet bör en minskning av koldioxidavgång ha observerats vid ökande mängd inblandad sand. Resultaten visade dock att koldioxidavgången inte varierar nämnvärt med ökande mängd inblandad sand för halter över 13 %.
Koldioxidemissionen, som visas i figur 12, var högre för proverna med dräneringsdjup på 20 cm än proverna på 40 cm, förutom vid 46 % sandinblandning. Som beskrivs i bakgrunden borde en grundare dränering ge en ökad vattenhalt. En ökad vattenhalt ger minskad syretillgång vilket motverkar nedbrytning av organiskt material till koldioxid. Så de prover som var dränerade till 20 cm borde ha en lägre koldioxidavgång än de prover som dränerades till 40 cm, vilket endast stämmer för 46 % sandinblandning. Att mycket vatten binds kapillärt kan ha varit orsaken till att skillnaden mellan de två dräneringsdjupen var så pass liten gällande både vattenhalt och koldioxidflöde. En annan möjlighet är att skillnaden i koldioxidavgång som observerats inte i någon större utsträckning beror på vattenhalt utan hade andra orsaker, som till exempel mätfel eller torvjordens heterogenitet. I framtida försök kan det vara intressant att undersöka koldioxidemissionen vid fler trycksättningar där skillnaden i dräneringsdjup är större än i detta försök. Standardavvikelsen för koldioxidmätningarna var acceptabel, med den högsta avvikelsen för de prover som trycksattes till 20 cm. Om hänsyn tas till standardavvikelsen är det fortfarande tydligt att inblandning av gjuterisand leder till minskad koldioxidemission.
Koldioxidemissionen från orörd respektive omblandad torv med 0 % sand i fält var i stort sett lika stora första dagen, se figur 15. Figur 16 (t.h.) visar att för 0 % sandinblandning finns en ökning av koldioxidutsläpp i fält för dygn ett och sedan en minskning för dygn två. En förklaring till ökningen skulle kunna vara att omblandningen gav en ökad syrehalt i marken, vilket leder till en gynnsammare miljö för nedbrytarna. I sådana fall gav nedbrytningen inte en omedelbar förändring av koldioxidutsläpp utan den uppmättes först efter ett dygn. Dygn två borde syrehalten ha återgått till den
23 Figur 15 visar koldioxidemission för mätningarna i fält omedelbart direkt efter sandinblandning. Den initiala koldioxidemissionen i fält var högre för alla sandinblandningarna jämfört med blankprovet. Ur figur 15 utläses även att ju större sandinblandningen var desto större blev den omedelbara koldioxidemissionen. Detta resultat kombinerat med pH-mätningen i tabell 6 och kalciumkarbonattestet i figur 18 tyder på att det sker en kemisk reaktion där sanden som har ett högt pH-värde reagerade med den sura jorden. Det skedde då en koldioxidemission när kalciumkarbonatet neutraliserades. Det är då rimligt att mer sand gav större koldioxidemission. I figur 16 syns att reaktionens effekt avtog redan efter ett dygn. Koldioxidemissionen för de sandblandade rutorna ligger fortfarande något högre än blankprovet efter två dygn. Troligtvis sker det fortfarande en kemisk reaktion mellan kalciumkarbonaten från sanden och jorden. Efter fyra veckor verkar den effekten helt ha avtagit och koldioxidemissionen från blankprovet och de tre sandinblandningarna ligger på ungefär samma nivå, se figur 17.
Standardavvikelsen för koldioxidmätningarna var förhållandevis höga, se figur 15-17. Att värdena varierade så mycket bedömdes inte göra mätningarna otillförlitliga, på grund av att det är vanligt att koldioxidmätningar fluktuerar.
Slutsatser
Då gjuterisand blandas ner i torv sker initialt en ökning av koldioxidemissionen. Ökningen beror på att torven som har lågt pH reagerar med kalciumkarbonat i gjuterisanden. Denna ökning är bara temporär och mattas av kraftigt redan till nästa dag. Inom tidsramen för projektet går det inte att urskilja någon långsiktig ökning av koldioxidemission vid inblandning av sand.
Slutsatsen om bärighet som kan dras från skjuvtesten är att gjuterisandinblandning i torvjord ger ökad bärighet. Fältförsöken visar ökad bärighet för alla tre sandinblandningar som undersökts. Laborationsförsöken visar att 46 % gjuterisand krävs för att se en tydlig ökning. Spårdjupsmätningarna från cykelförsöken i fält gav för osäkra resultat för att någon slutsats ska kunna dras utifrån dem.
24 Myrmarker. En bok om bruket av våtmarkerna förr och nu. Karlskrona: Axel Abrahamsons
Tryckeri AB. ss 9-26.
Berglund, K. (2008). Torvmarken, en resurs i jordbruket igår, idag och även i morgon. Från: Runefelt, L. (red.). Svensk mosskultur: odling, torvanvändning och landskapets förändring 1750-2000. Enheten för de Arella Näringarnas Historia, Kungl. Skogs- och Lantbruksakademin. Eskilstuna: Ågerups Grafiska AB. Kap. 21, ss. 483-499.
Berglund, Ö. (2011). Greenhouse Gas Emissions from Cultivated Peat Soils in Sweden. Diss. Sveriges Lantbruksuniversitet. Uppsala. SLU Service/Repro.
Delta-T 2014-06-02 User Manual for the Moisture Meter type HH2. Tillgänglig:
http://www.delta-t.co.uk/product-display.asp?id=HH2%20Product&div=Soil%20Science [2014-06-02]
Eijkelkamp (2007-08-01) Sandbox: Operating instructions. Giesbeek: Eijkelkamp. Tillgänglig: http://en.eijkelkamp.com/products/laboratory-equipment/sandbox-for-pf-determination.html [2014-05-13]
Eijkelkamp 2012-14-10 Pocket vane tester: Operating instructions.Giesbeek: Eijkelkamp. Tillgänglig: http://www.eijkelkamp.com/producten/veldmeetapparatuur/pocket-vane-tester.html[2014-05-06]
Kasimir-Klemedtsson, Å., Nilsson, M., Sundh, I., Svensson, B. (2000). Växthusgasflöden från myrar och organogena jordar. Naturvårdsverket, Rapport 5132.
Kasimir-Klemedtsson Å., Klemedtsson L., Berglund K., Martikainen P., Silvola J., Oenema O. (1997). Greenhouse gas emissions from farmed organic soils: a review. Soil Use and Management 13(4), s. 245-250
Lindberg, K. (1991). Kjøreskader på grasmark [Soil compaction on grassland]. Diss. Ås: Norges landbrukshøgskole.
Löfroth, M. (1991). Våtmarkerna: och deras betydelser. (Naturvårdsverket Rapport, 3824). Solna: Naturvårdsverket.
McAfee, M. (1984). Drainage of peat soils: a literature review. Sveriges Lantbruksuniversitet. Uppsala. Institutionen för markvetenskap, Avdelningen för lantbrukets hydroteknik, Rapport 143.
McAfee, M. (1985). Ytsänkning på torvjord: Bälinge mossar 1904-1984. Sveriges
Lantbruksuniversitet. Uppsala. Institutionen för markvetenskap, Avdelningen för lantbrukets hydroteknik. ss. 2-3, 15.
Melkerud.P-A (2011). Organogen Jordart.
https://www.skogforsk.se/sv/KunskapDirekt/u/Skogsencyklopedin/?alphabet=O [2014-04-09] Nationalencyklopedin, bärighet. http://www.ne.se/lang/bärighet/139586 [2014-04-13]
Olsen, H.J. (1981). Torsional shear tests in agricultural soil research: Methods, Device, Instrumentation, Data processing. Diss. Uppsala: Sveriges lantbruksuniversitet.
25 Sognnes, S., Fystro G., Øpstad, S., Arstein, A., Børresen T. (2006). Effects of adding moraine soil or shell sand into peat soil on physical properties and grass yield in western Norway. Acta
Agriculturae Scandinavica. Section B - Soil & Plant Science, 56:3, ss.161-170.
Vesslegård, M. (2005). Skjuvhållfasthet i torv - En statistisk regressionsmodell med blandade effekter. Umeå Universitet. Institutionen för statistik.
Westin, J. (2012-08-01) Skatter och avgifter,
http://www.avfallsverige.se/avfallshantering/ekonomi-och-styrmedel/ekonomiska-styrmedel/, [2014-05-08]
Vikeland, N. (1975). Jordforbedring på myrjord. Forskning og Forsøk i Landbruket, 26, s 291.
Opublicerade källor
Peter Nayström, Swerea SWECAST AB/Gjuteriföreningen
Bilaga A
Laborationsrapport ba righet labb
Av Robert Jönsson 2014-05-14
Laboration genomförd av: Robert Jönsson
Johanna Krona Magnus Persson
Table of Contents
Inledning ... 1 Metod ... 1 Materiellista ... 1 Skjuvmätare – Eijkelkamp Pocket Vane Tester ... 2 Provinsamling ... 2 Bearbetning av jordprover ... 3 Tester ... 4 Beräkningar ... 5 Resultat ... 6 Diskussion ... 15 Slutsats ... 16 Referenser ... 18 Bilagor ... 19 Bilaga 1 - mätvärden... 19 Bilaga 2 – resultat av vägning ... 21 Bilaga 3 – Vattenhalt och porvolym ... 23 Bilaga 4 – Engångsvärden från fält och labb ... 25 Bilaga 5 – Matlabkod skjuvtest ... 26 Bilaga 6 – Matlabkod mätning med vattenhaltsmätare vid provinsamling ... 29 Bilaga 7 – Matlabkod mätning med vattenhaltsmätare vid skjuvtest... 30 Bilaga 8 – Matlabkod beräknad vattenhalt före vid provinsamling ... 32 Bilaga 9 – Matlabkod beräknad vattenhalt vid skjuvtest ... 34
1
Inledning
Vid hög vattenhalt är torvjordars bärighet låg, därför måste de dräneras innan de kan användas till jordbruk (Schothorst, 1974). Då marken dräneras från vatten ökar markorganismers aktivitet, vilket leder till ökad koldioxidemmission och sjunkande markytor(Berglund, 2008). Då markytan sjunker måste marken dräneras ytterligare och mer kol försvinner ur marken. Genom att öka torvjordens bärighet skulle marken kunna användas utan att behöva dräneras lika djupt. Ett användbart sätt för att öka bärighet är att blanda in sand i torven (Osvald, 1937). Sveriges gjuterier deponerar årligen 77 000 ton sand som är biprodukt från deras tillverkning (Nayström, 2014). Förutom sjösand består gjuterisanden bland annan till viss del av bentonit. Gjuterisanden som deponeras är mer finkorning än vanlig sjösand då den har slitits under användningen (Nayström, 2014). Syftet med laborationen är att undersöka just gjuterisands effekt på bärighet då den blandas in i torvjord. Bärighet testas genom att skjuvtester med en Pocket vane tester utförs på torvjord med tre olika sandinblandningar och två olika dräneringsdjup, 20 och 40 cm. Tester har tidigare gjorts där man blandat in ca 13 %, 27 % och 53 % skalsand i torvjord, med resultaten att 27 % och 53 % gav ökad bärighet (Sognnes et al, 2006). Utifrån dessa resultat och av praktiska skäl avseende provuppställning har vi i våra tester valt att använda 13 %, 33 % och 46 % sandinblandning. Laborationen är en del av ett större projekt där även mätningar av koldioxidemission från utfördes. Jordproverna som har använts i laborationen kommer från ett fält med torvjord i Bälinge mossar i Uppland. Fältet har tidigare använts som jordbruksmark men är numera övervuxet. Våra tester utfördes mellan 14 april och 2 maj 2014.
Metod
Materiellista
Spadar och skyfflar Tumstock
Provcylindrar i metall, diameter 0,072 m, höjd 0,1 m, volym 0,0004071504 m3 Plastlock till provcylindrar
Verktyg att slå ner provcylindrar i jord Filterpapper
Hink
Gjuterisand från Roslagsgjuteriet i Uppland
Temperatur- och vattenhaltsmätare - HH2 Moisture meter + WET Sensor Knivar Filterpapper Våg – Precisa 500M-2000C Tunna filterdukar Plastbackar Gummiband
Sandbädd – Eijkelkamp Sandbox for pF-determination Skjuvmätare – Eijkelkamp Pocket Vane Tester
2
Skjuvmätare – Eijkelkamp Pocket Vane Tester
Mätare med ett utbytbart skärhuvud i dess underdel och en visare på toppen se figur 5. Då skärhuvudet pressas ner i jord och vrids om tills jorden släpper visas ett värde för aktuell jords skjuvmotstånd på dess mättavla. Trycket som appliceras då man pressar verktyget mot jordprovet har betydelse för resultatet vilket gör att man bör försöka trycka lika hårt vid varje mätning om man vill jämföra olika jordprovers skjuvmotstånd med varandra (Eijkelkamp, 2012). Till mätinstrumentet följer tre olika stora skärhuvuden anpassade för att mäta inom tre mätintervall. Skärhuvudena kan ses i den högra bilden i figur 5 där CL102 är till vänster, CL100 i mitten och CL101 till höger
Provinsamling
Vegetation och rotfilt togs bort från en 60x200 cm yta och fyra 40x40 cm gropar med djupet 15 cm grävdes. Jorden från grop 1-3 blandades om med vardera 3, 8 och 11 liter gjuterisand med spade i hinkar och hälldes sedan tillbaka. All uppgrävd jord rensades från maskar och större rötter då den grävdes upp. Jorden från grop 4 blandades inte ut med någon sand utan rördes bara om likt de andra innan den hälldes tillbaka. För att få jorden mer lik en bearbetad jordbruksmark packades
jordrutorna a med en 10x40 cm bräda som en 85 kg tung person gick på. Tio provcylindrar slogs ner i vardera jordruta, se figur 1 och 2. Mellan cylindrarna kontrollerades vattenhalt med
vattenhaltsmätare i fem punkter för varje ruta. Cylindrarna grävdes upp och med kniv skars ändarna av för att få en jämn yta.
3 Figur 2, bilder på hur provinsamlingen gick till. 1. Torv grävs upp. 2. Gjuterisand mäts upp. 3. Torvjord blandas med gjuterisand. 4. Sand- och jordblandningen packas. 5. Aluminiumcylindrar placeras ut. 6. Cylindrarna slås ner i sandinblandad jord.
Bearbetning av jordprover
All bearbetning och alla test utfördes vid konstant temperatur 20 ˚C. För att undvika att jorden åkte ur cylindrarna, men ändå ha kvar samma vattengenomsläpplighet sattes pappersfilter och tygduk fast med gummiband på provens bottnar. Alla 40 jordprover vägdes för att därefter vattenmättas.
Vattenmättningen skedde genom att proverna först placerades i vattenbad så att det täcktes till en tredjedel, tolv timmar senare fylldes vattnet på till två tredjedelar för att efter ytterligare ca åtta timmar fyllas ytterligare till toppen, se figur 3. Proverna fick stå i vatten under en veckas tid för att bli helt vattenmättade. Efter vattenmättningen vägdes proverna och placerades på sandbädd i två pF-boxar, se figur 4. Fem prover för varje sandkoncentration sattes till dräneringsdjupet 0,2 m och resten till 0,4 m dräneringsdjup. Proverna fick stå på sandbäddarna under sex dagar tills dess att jämvikt inställt sig. Plastlock var placerade på alla provers toppar under vattenmättning och
dränering för att undvika uttorkning av provytan på grund av avdunstning. En liten glipa lämnades så att eventuella maskar kunde ta sig ut.
4 Figur 3, vattenmättning av jordprover.
Figur 4, en av de två sandbäddarna som användes för dränering av proverna.
Tester
Efter dräneringen vägdes proverna och ett skjuvtest utfördes på ytan av varje prov med hjälp av en Pocket vane tester som pressades ner och under konstant nedåttryck vreds runt så att instrumentets skärhuvud släppte, se figur 5. Alla skjuvtester utfördes av en och samma person för att få så små
5 avvikelser som möjligt i testförfarandet. De första två mätningarna utfördes i två jordprov med 0,2 m dräneringsdjup utan sandinblandning och med det största skärhuvudet med namn CL101. Då jorden utan sand enligt hypotesen skulle vara svagast och då ett av försöken visade nära maxutslag på mätinstrumentet byttes skärhuvudet ut mot ett mindre, CL100, för att inte riskera att förstöra några jordprover inför resterande skjuvtester. CL100 användes sedan på resterande 38 prover. Det minsta skärhuvudet, CL102, som hörde till mätinstrumentet användes inte. Då testerna var klara mättes vattenhalt med vattenhaltsmätare och proverna placerades i ugn med 106 ˚C över 3 dygn för att sedan vägas in för sista gången.
Beräkningar
Omvandling av alla mätvärden till enheten kg/cm2 gjordes enligt följande för CL100:
Avläst värde * 0,1*1,0936 (ekv. 1)
och för CL101:
Avläst värde *0,1*0,2186 (ekv. 2)
Omvandlingen skedde enligt manualen till mätinstrumentet (Eijkelkamp, 2012).
Vattenhalt i volymsprocent för proverna beräknades genom: ((
) ⁄ ) (ekv. 3)
För vattendensitet användes 1000 kg/m3 och för cylindervolym användes volymen i materiellistan. Alla beräkningar och grafer har gjorts i MATLAB och Excel.
6
Resultat
Alla erhållna mätvärden från skjuvtester kan ses i bilaga 1. I tabell 1 visas resultaten över medelvärde, medianvärde och standardavvikelse på 0,2 m dräneringsdjup för respektive sandinbladning. I tabell 2 visas samma typ av värden som i tabell 1 fast för proverna med
dräneringsdjupet 0,4 m. Standardavvikelsen för 0 % sandinblandning och 0,2 m dräneringsdjup skiljer sig från övriga värden genom att vara kring fyra gånger så stor som de andra för samma
dräneringsdjup och nästan dubbelt så stor som största värdet för 0,4 m dräneringsdjup.
Tabell1, värden för skjuvmotstånd [kg/cm2 ]utifrån data från skjuvtest på prover med 0,2 m dräneringsdjup. Skjuvmotstånd för dräneringdjup 0,2m sandhalt [%] 0 13 33 46 Medel 0,1653 0,1968 0,2034 0,2318 Median 0,153 0,1968 0,1968 0,2406 Std 0,0418 0,0109 0,0098 0,012
Tabell2, värden för skjuvmotstånd [kg/cm2 ]utifrån data från skjuvtest på prover med 0,4 m dräneringsdjup. Skjuvmotstånd för dräneringdjup 0,4m sandhalt [%] 0 13 33 46 Medel 0,2165 0,2165 0,2275 0,2625 Median 0,2187 0,2187 0,2187 0,2625 Std 0,0143 0,012 0,0272 0,0205
I figur 6 kan avläsas skjuvmotståndet förändras med olika sandinblandning. För 0 % och 13 % sandinblandning på 0,4 cm dräneringsdjup ses ingen skillnad. För övriga sandkoncentrationer ökar skjuvmotståndet med ökande sandkoncentration. Skjuvmotståndet är högre för respektive sandinblandning med 0,4 cm dräneringsdjup jämfört med samma koncentrationer med 0,2 m dräneringsdjup.
7 Figur 6, medelvärden av alla provresultat från båda dräneringsdjup.
Hur medelvärdena för skjuvmotstånd förhåller sig till kontrollproverna utan sand kan ses i figur 7 och 8. För de prov med dräneringsdjupet 0,2 m skedde en medelökning av skjuvmotstånd med 19 %, 23 % respektive 40 % då 13 %, 33 % respektive 46 % sand blandats in i jorden. En medelökning med 0 %, 5 % respektive 21 % skedde för sandkoncentrationer 13 %, 26 % respektive 46 % i proverna med 0,4 m dräneringsdjup.
8 Figur 7, medelvärden i relation till kontrollproven för 0,2 m dräneringsdjup.
9 Då skjuvtestens medianvärden användes istället för medelvärden gavs ett lite annorlunda resultat, vilket visas i figur 9. För dräneringsdjupet 0,2 m visas fortfarande ökat skjuvmotstånd mellan 0 % och 13 % sand samt mellan 33 % och 46 % sand, medan 13 % sand ger samma motstånd som 33 % sand. För 0,4 m dräneringsdjup ses ingen förändring för sandkoncentrationerna 0 %, 13 % och 33 %, en ökning i skjuvmotstånd skedde först då 46 % sand blandades in.
Figur 9, medianvärden för skjuvtest.
Hur medianvärdena för skjuvmotstånd förhåller sig till proverna utan sand redovisas i figur 10 och 11. Till skillnad från skjuvtesternas medelvärden i figur 8 framgår ingen skillnad i skjuvmotstånd mellan sandinblandningarna 0 %, 13 % och 33 %. Till skillnad frånresultatet i figur 7 märks ingen förändring i skjuvmotstånd för 13 % och 33 % sand och dräneringsdjupet 0,2 m.
10 Figur 10, medianvärden i relation till kontrollproven för 0,2 m dräneringsdjup.
11 I bilaga 2 finns värden från alla invägningar och i bilaga 3 finns värden för vattenhalt beräknad utifrån invägningar och ekvation 3. I bilaga 3 finns även värden från mätningar med vattenhaltsmätaren. I tabell 3 och 4 visas beräknade medel- och medianvärden samt standardavvikelse från
vattenhaltsberäkningarna i varje grupp om fem prover med samma dräneringsdjup och sandhalt. Värdena i tabell 3 och 4 gäller vattenhalt vid tillfället då skjuvtesten utfördes.
Tabell 3, beräknade vattenhaltsvärden [%] för prover med 0,2 m dräneringsdjup. Beräknad vattenhalt för dräneringdjup 0,2 m sandhalt [%] 0 13 33 46 Medel 79,4765 74,8792 71,9967 61,5156 Median 79,2211 75,1391 67,0266 61,6282 Std 1,2433 0,6021 11,155 1,1854
Tabell 4, beräknade vattenhaltsvärden [%] för prover med 0,4 m dräneringsdjup. Beräknad vattenhalt för dräneringdjup 0,4 m sandhalt [%] 0 13 33 46 Medel 76,1957 70,9264 66,7053 61,4768 Median 74,7264 71,1553 67,0094 61,1418 Std 2,7142 1,2466 0,8314 1,0555
Standardavvikelsen för 33 % sand i tabell 3 är väldigt hög som resultat av att ett av värdena avviker kraftigt från de andra, se prov 1469 i bilaga 2.
12 Figur 12, medianvärden för vattenhalt vid skjuvtest beräknade utifrån provernas vikter.
I figur 12 visas att för 0 % och 13 % sandinblandning skiljer sig vattenhalten för de två
dräneringsdjupen. För 33 % och 46 % syns ingen märkbar skillnad mellan de två dräneringsdjupen Figur 13 visar en graf med medelvärden från mätningarna med vattenhaltsmätaren i samband med skjuvtesterna.
13 Figur 13, medelvärden för vattenhalt vid skjuvtest uppmätta med vattenhaltsmätare.
I figur 14 visas medelvärden för vattenhalten som uppmättes med vattenhaltsmätare då proverna togs upp i fält, värdena finns i bilaga 4.
14 Figur 14, medelvärden för vattenhalt vid provtagning uppmätta med vattenhaltsmätare.
Tabell 5, uträknade vattenhaltsvärden [%] för proverna då de togs upp. Uträknad vattenhalt vid provtagning sandhalt [%] 0 13 33 46 Medel 77,1602 74,1446 66,3777 57,3591 Median 76,4612 74,4042 64,5025 57,5764 Std 2,0393 1,2395 8,5111 1,2362
I tabell 5 visas att standardavvikelsen för de prover med 33 % sandinblandning är mycket högre än för övriga prover.
15 Figur 15, medianvärden för vattenhalt vid provtagning beräknade utifrån provernas vikter.
De uträknade medianvattenhalterna för proverna då de tagits upp ur marken, se figur 15, visar avtagande vattenhalt med ökad sandinblandning.
Diskussion
När vi testat bärighet hos torvjord med olika koncentrationer inblandad gjuterisand har vi fått ett resultat som liknar inledningens nämnda försök där skalsand har använts. Då man ser på
medianvärden för de tester som utfördes på 0,4 m dräneringsdjup krävdes 46 % sandinblandning för att märka en tydlig förbättring i bärighet, vilket kan ses i figur 9. Medianvärdena för 0,2 m
dräneringsdjup visar en ökning redan från minsta sandinblandning, men med samma resultat för 13 % och 33 % sandhalt. Då medelvärden valts istället för medianvärden visas ökad bärighet ju mer sand som tillsatts för båda dräneringsdjup. I och med den höga standardavvikelsen för några av
provserierna är medianvärdena mer tillförlitliga än samma provseriers medelvärden.
De två sätten att mäta vattenhalt gav helt olika resultat, se figurer 12-15. De mätningarna som utfördes med vattenhaltsmätare visar fel på grund av att den vid alla mätningar var felinställd. En inställning användes för alla mätningar medan mätaren borde ha kalibrerats om då sandmängden ändrades vilket stör alla mätningar. Vi kan bortse från mätningarna med mätaren och enbart använda de värden som beräknades utifrån provernas vikter.
16 Den beräknade vattenhalten i prov 1469 är mycket hög jämfört med vattenhalten i övriga prover med samma sandkoncentration, 33 % sand, detta för att vikten på dess torrsubstans är nästan 20 % lägre än de andra. Anledningen till viktskillnaden kan vara misstag då provet vägdes eller att jorden inte var helt omblandad och innehöll mindre sand än tänkt för det provet. Avvikelsen höjer
medelvärdet markant och gör att medianvärden för vattenhalt bedöms mer användbara än medelvärden.
20 cm skillnad i dräneringdjup gjorde ingen skillnad för vattenhalten i proven med 33 % och 46 % sand, enligt figur 12. Det är möjligt att andra resultat hade fåtts om man gjort test med större
skillnad i dräneringsdjup, dock utfördes inte några sådana på grund av projektets tidsbegränsning. Då torvjordar behöver dräneras för att kunna brukas med tunga jordbruksmaskiner är det ganska väntat att resultatet för bärighet visade större värden för större dräneringsdjup för respektive
sandkoncentration, ökat dräneringsdjup ska ju innebära minskad vattenhalt. Dock visar även resultaten för de två högre sandkoncentrationerna bättre bärighet för djupare dränering vilket är svårt att förklara då vattenhalterna är lika stora för de två dräneringsdjupen. Osäkerhet i värdena för vattenhalt finns då beräkningarna gjordes utifrån cylindervolymerna och hela cylindrarnas volym inte togs upp av jord på grund av svårigheter att få ändarna helt jämna och små jordförluster vid
hantering av proverna. Det är också möjligt att proverna med 0,4 m dräneringsdjup inte var helt dränerade utan borde ha stått längre på sandbädden.
Mätvärdena på skjuvmostånd hos de fem sandfria proverna med 0,2 m dräneringsdjup skiljer sig mycket från varandra, mer än för någon anna provserie enligt värden för standardavvikelse i tabell 1 och 2. Detta kan bero på att dessa 5 prover var de första som skjuvtestades och att skärhuvudet byttes ut efter två test. Det är oklart hur väl värden uppmätta med olika stora skärhuvuden kan jämföras med varandra. Om man skulle bortse från de två tester med störst skärhuvud blir inte längre medelökningen särskilt stor för 2 m dräneringsdjup och 13 % sandinblandning jämfört med jordproven utan sand, grafernas lutning i figur 6 skulle vara mycket mer lika. Samma gäller för medianökningen hos samma punkter i figur 9. Ett bättre resultat hade antagligen kunnat fås ifall ett antal testkörningar gjorts med mätinstrumentet inför det första riktiga testet, då hade antagligen rätt skärhuvud valts från början och mindre olikheter i utförande hade funnits mellan mätningarna i början. En annan anledning till högre standardavvikelse i vissa provseriers medelvärden kan vara att blandningen inte blivit helt homogen vid provtagningen, vissa prover från samma provplats kan ha fått mer eller mindre sand än övriga. Då mätinstrumentets visare var analog och enbart streck för halvtal fanns blev decimaltal svåra att få exakta vid avläsning när mätvärdena låg så nära varandra i storlek. Då mätningarna utfördes manuellt och skjuvmätning är tryckkänsligt blir finns en viss osäkerhet i resultaten. Säkrare mätvärde hade även fåtts om fler mätningar hade kunnat utföras på samma prov och medelvärden beräknats utifrån dem, detta var tyvärr omöjligt eftersom varje provyta var förstörd så fort en mätning hade utförts på den. Trots osäkerheterna bedöms resultaten som värda att dra slutsatser från.
Slutsats
Inblandning av gjuterisand i trovjord visar en ökning i bärighet. En tydlig ökning märks då man blandar in 46 % gjuterisand. För lägre halter är bärighetsökningen mindre och bör inte dras några
17 slutsatser om då mätosäkerheterna i denna laboration bedöms för höga. Fler försök bör utföras för att kunna dra slutsatser om hur mycket sand som är lämplig att blanda ner i torvjord. För säkrare resultat bör större antal prover användas för varje sandkoncentration och skjuvtesterna
18
Referenser
Schothorst, C J. (1974). Effects of different drain depths in peat soils in the Netherlands. (English summary) Inst. Voor Cultuurtechnik en Waterhuishoulding Med. 149: 15-16.
Berglund, K. (2008). Torvmarken, en resurs i jordbruket igår, idag och även i morgon. Från: Runefelt, L. (red.). Svensk mosskultur: odling, torvanvändning och landskapets förändring 1750-2000. Enheten för de Arella Näringarnas Historia, Kungl. Skogs- och Lantbruksakademin. Eskilstuna: Ågerups Grafiska AB. Kap. 21, ss. 483-499.
Osvald, H. (1937). Myrar och Myrodling. Kooperativa förbundets bokförlag, s 259
Sognes, S., Fystro G., Øpstad, S., Arstein, A., Børresen T. (2006). Effects of adding moraine soil or shell sand into peat soil on physical properties and grass yield in western Norway. Acta Agriculturae Scandinavica. Section B - Soil & Plant Science, 56:3, ss.161-170.
Eijkelkamp (2012). 14.10 Pocket vane tester: Operating instructions.Giesbeek: Eijkelkamp. Tillgänglig: http://www.eijkelkamp.com/producten/veldmeetapparatuur/pocket-vane-tester.html [2014-05-06] Muntliga källor
19
