Vägsaltets effekter påmark- och vattenkemini små skogsområden isydöstra Sverige

(1)

Vägverkets publikation 2000:35 ISSN 1401-9612

Vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små skogsområden i sydöstra Sverige

Av

Stefan Löfgren

Institutionen för miljöanalys

Statens Lantbruksuniversitet, SLU Box 7050

750 07 UPPSALA

(2)

Förord ...3

Sammanfattning...4

Inledning och bakgrund ...5

2. Projektets nollhypotes och syfte...6

3. Provtagning och kemiska analyser ...7

Vattenkemi...7

Markkemi...7

4. Områdesbeskrivningar...8

5. Vädersituationen saltsäsongen 1998/99 ...16

6. Användningen av vägsalt säsongen 1998/99...18

7. Sambandet mellan saltanvändningen och markens surhetstillstånd...20

8. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets salthalt...26

9. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets surhetsnivå ...30

10. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets metallhalter ...36

11. Slutsatser...41

Referenser ...42

Bilagor ...44

(3)

Förord

Föreliggande arbete har utförts på uppdrag av Vägverket region Sydöst (VSÖ). Syftet har varit att söka ta reda på om saltning av vägar kan orsaka surtstötar i små skogsvattendrag.

Arbetet har krävt insatser av ett stort antal personer vid Vägverket, länsstyrelser, kommuner och olika universitetsinstitutioner. Utan deras hjälp hade detta arbete inte varit möjligt.

Anna Ward vid VSÖ har förmedlat nödvändiga kontakter med olika experter vid och utanför myndigheten samt medverkat vid urvalet av undersöknings-områden. Lars Lundholm vid samma myndighet har ställt väderdata för 1998/99 tillgängligt för projektet. Vägverket Produktion i Karlskrona, Kalmar, Värnamo & Ljungby samt Jönköping har bidragit med data över saltanvändningen på utvalda vägsträckor.

Personal vid länsstyrelsen i Kalmar och Jönköping samt Ronneby och Värnamo kommuner har ställt personal till förfogande för vattenprovtagning. Inst. f. Skogsträdsförädling, Inst. f.

Markvetenskap och Inst. f. miljöanalys, samtliga vid SLU har noggrant utfört de mark- och vattenkemiska provberedningarna och analyserna. Birgitta Samuelsson vid Inst. f.

miljöanalys, SLU, bör särskilt omnämnas eftersom hon snabbt och oklanderligt utförde en betydande del av jordprovernas beredning och analys. All GIS-bearbetning och produktion av kartor har med omsorg utförts av Jakob Nisell, Inst. f. miljöanalys, SLU.

Dr. Bo Olofsson, KTH och CDU har bidragit med värdefull information om

saltanvändningens påverkan på grundvattenakviferer. Prof. Ingvar Nilsson och Dr. Lage Bringmark, SLU har på motsvarande sett ställt sin markkemiska kunskap till förfogande.

Värdefulla diskussioner har även förts med Prof. Kevin Bishop, Dr. Stephan Köhler och Fil.

Lic. Hjalmar Laudon, SLU om kemin och hydrologin bakom surstötar.

Till samtliga ovanstående, samt ej namngivna, vill jag framföra ett stort TACK!

Falun den 30 november 1999.

Stefan Löfgren

Inst. f. miljöanalys, SLU

(4)

Sammanfattning

Föreliggande arbete har utförts av Inst. f. miljöanalys, SLU på uppdrag av Vägverket region Sydöst (VSÖ). Syftet har varit att söka ta reda på om saltning av vägar kan orsaka surtstötar i små skogsvattendrag. Undersökningarna har innefattat markundersökningar och

vattenkemiska studier i bäckar i fem små, vägsaltbelastade skogsområden i Småland och Blekinge under säsongen 1998/99.

Resultaten visar att vintersaltning av vägar kan ge upphov till surstötar i mindre, jonsvaga vattendrag med låg buffertkapacitet i södra Sverige. Åtgärden kan dessutom öka mobiliteten av Zn och Cd och innebär en försaltning av de små vattendragen. Resultaten kan inte visa hur omfattande dessa problem är, men sannolikheten är liten för att surstöts- och metallpåverkan skall utgöra ett areellt utbrett problem. Kompletterande studier krävs dock för att kunna göra en kvantitativ bedömning av riskerna.

Den totala saltförbrukning under saltsäsongen 1998/99 varierade i de undersökta områdena mellan 0,5-1,4 kg/m ² väg. Uttryckt som total saltbelastning per avrinningsområde varierade givorna mellan 6-35 ton/km ² ARO. Saltet sprids minst 50 m in i sluten skog, men inte i sådana mängder att det sommaren efter saltsäsongen mätbart påverkar markens

basmättnadsgrad eller utbytesaciditet. Däremot tränger natriumjonerna ut lättrörliga vätejoner och höjer pH H2O i markens humus- och B-horisont. Närmast vägkanten (ca 10 m) var pH H2O i humusskiktet (O-horisont) ca 0,3 enheter högre än längre in i skogen. I B-horisonten

uppmättes en motsvarande pH-förhöjning både på 10 och 25 m avstånd från vägen. pH KCl

uppvisade inte dessa gradienter.

Det förelåg ett starkt positivt, linjärt samband (r ² >0,8) mellan tillförd mängd vägsalt och medel-, respektive maxhalt av klorid (Cl) i bäckarna. Minhalten uppvisade ett mindre uttalat samband med saltbelastningen, men även dessa var mycket höga jämfört med vad som kan förväntas i opåverkade vattendrag. Resultaten visar att tidigare års vägsaltning gett upphov till förhöjda Cl-halter i mark och grundvatten, som lett till förhöjda salthalter i avrinnande

ytvatten minst 6 månader efter det att vägsaltningen upphört. Resultaten visar också att medel-och maxhalten i vattendragen är direkt proportionell mot saltbelastningen på avrinningsområdet.

Generellt var halterna Cl ^- avsevärt högre än Na ⁺ i bäckarna, vilket indikerar jonbyte i marken.

Teoretiskt skulle följaktligen betydande mängder H ⁺ kunna tillföras vattendragen och förbruka buffertkapacitet. Som mest uppgick skillnaden till 1,3 mekv L ^-1 , vilket är mycket högt om man beaktar att medianhalten Cl ^- i sydsvenska bäckar var 0,293 mekv L ^-1 vid 1995 års riksinventering.

Modellberäkningar visar att det främst var vid Stigamo, E4, Rödjan, E4 och Ronneby, E22 som jonbytet var så kraftfullt att påtaglig försurningspåverkan är trolig. Vid både Stigamo och Rödjan var dock alkaliniteten så hög att någon inverkan på pH knappast kan förväntas.

Däremot är det troligt att tillförseln av vägsalt gett upphov till pH-förändringar vid Ronneby, eftersom bäcken ligger inom ett buffertintervall där en liten tillförsel av syra ger upphov till tämligen stora pH-förändringar. Det finns därför risk för att denna bäck försurats påtagligt av salttillförseln.

Gemensamt för de tre försurningspåverkade bäckarna är att de ligger i anslutning till tämligen

nybyggda vägar (<5 år), medan de övriga två är betydligt äldre. Orsaken kan vara att marken

(5)

vid de yngre vägarna ännu inte mättats med avseende på Na ⁺ , medan de äldre uppnått ett jämviktstillstånd mot saltanvändningen i området.

Aluminiumhalterna uppvisade ett starkt positivt, linjärt samband med halten organiskt material (TOC, r ² =0,826). Detta indikerar att huvuddelen av allt Al var komplexbundet till humus. Fe uppvisade en svag samvariation med TOC (r ² =0,351) och påverkades sannolikt mer av redoxprocesser. Även bly (Pb) uppvisade ett starkt positivt, linjärt samband med humushalten (TOC, r ² =0,729), vilket indikerar att huvuddelen av Pb tillförs vattendragen komplexbundet till organiskt material. Koppar (Cu) uppvisade en svag samvariation med humushalten (r ² =0,333). Varken zink (Zn) eller kadmium (Cd) uppvisade någon påtaglig samvariation med TOC.

Ingen av metallerna Pb och Cu uppvisade några tydliga samband med pH, kloridjonhalterna eller haltskillnaden [Cl ^- ] – [Na ⁺ ] i bäckarna. Det senare antas vara ett mått på jonbytet i marken. Däremot uppvisade Zn och/eller Cd ett negativt, linjärt samband (0,400<r ² <0,559) med pH vid Bottnaryd, RV40, Rödjan, E4, Stigamo, E4 och Slakmöre, E22. Vid Ronneby, E22 skall inget samband med pH förväntas p.g.a. den mer eller mindre konstanta låga pH- nivån. Däremot uppvisade denna station ett positivt, linjärt samband mellan haltskillnaden [Cl ^- ] – [Na ⁺ ] samt Cd (r ² =0,477) och Zn (r ² =0,612).

Ovanstående resultat indikerar att tillförseln av vägsalt kan ha en viss betydelse för Cd- och Zn-halterna i ytvatten. Orsaken till förhöjda metallhalter kan antingen vara ett direkt jonbyte mellan metallerna och Na ⁺ eller genom att pH sjunker p.g.a. jonbyte med H ⁺ i marken. Dessa effekter borde studeras ytterligare.

Inledning och bakgrund

Det allmänna svenska vägnätet har under vinterhalvåren 1991/97 årligen saltats med 225-425 000 ton NaCl, motsvarande en tillsats på 10-14 ton NaCl/km saltad vägsträcka (Olofsson 1997). Denna salttillförsel har i ett flertal nationella och internationella studier påvisats påverka grundvattnets kvalitet i både stora och små grundvattenakviferer i anslutning till vägarna (Bäckman 1980, Howard & Hynes 1993, Soveri 1994, Maxe et al. 1994, Käll 1994, Fabricius & Olofsson 1996, Olofsson & Sandström 1998).

Grundvattnet i såväl jord- som bergbrunnar kan påverkas av försaltning på avstånd upp till 500 m från den saltade vägen. Försaltningsrisken är dock störst inom de närmaste 25-30 m från vägen (Olofsson 1997).

Undersökningar av brunnsvattenkemiska data från ca 13 000 brunnar i södra och mellersta Sverige visar att grundvattenpåverkan i första hand består av förhöjda kloridjonhalter, men även brunnarnas surhetstillstånd påverkas genom att kalciumhalten (hårdheten), alkaliniteten och pH ökar. Denna effekt är särskilt uttalad i brunnar över högsta kustlinjen där akvifererna är grunda, består av tämligen grovkornigt material och saknar skyddande lerlager (Olofsson &

Sandström 1998). Den förhöjda buffertkapaciteten i dessa brunnar har antagits vara en effekt av ökad vittring eller erosion av vägmaterialet (op. cit.).

Vägsaltningens effekter på ytvattnens surhetstillstånd är mycket dåligt känt, men erfarenheter

av naturliga saltvatteninbrott (sea spray, Franzén 1990) som periodvis sker i samband med

västliga stormar indikerar att tillförsel av neutrala salter (NaCl) snarare minskar än ökar

buffertkapaciteten i ytvatten. Särskilt i områden med svagt buffrade, jonsvaga vatten har

kraftiga surstötar påvisats i samband med dessa saltepisoder både i Sverige (Löfgren 1999a),

Norge (Hindar et al. 1994, 1995) och USA (Heath et al. 1992) .

(6)

Orsaken till att saltvatteninbrotten ger upphov till surstötar är att det sker ett jonbyte mellan de positivt laddade natrium- (Na ⁺ ) och vätejonerna (H ⁺ ) i marken. De frigjorda vätejonerna tär på markens buffertkapacitet (ANC=Acid Neutralizing Capacity) och pH sjunker. Blir pH

tillräckligt lågt i markprofilen kan oorganiskt aluminium (Al i ) frigöras och nå vattendragen.

Både låga pH-värden och oorganiskt aluminium är kända för att ge skador på fisk och bottenlevande djur (Lydersen & Löfgren 1999).

Det föreligger följaktligen risk för att den salttillförsel som sker i samband med vintersaltning av vägar kan ge upphov till påtagliga surstötar i mindre vattendrag i områden med naturligt låg buffertkapacitet. Risken är störst i vatten med låga halter vätekarbonat (0-50 µekv/l) och där en påtaglig del av avrinningsområdet påverkas av frekvent vägsaltning. Saltmängden som används per vägsträcka bestäms i huvudsak av klimatiska förutsättningar, lokal topografi och trafikintensitet.

Försurningen av ytvatten har sedan mitten av 1960-talet varit ett av de mest uppmärksammade miljöproblemen i Sverige. Staten har under 1990-talet avsatt 150-200 mkr per år för kalkning av försurade vatten för att bevara och att återskapa den biologiska mångfalden. I takt med att depositionen av sur nederbörd minskat har andra former av mänskliga aktiviteter, främst olika skogsbruksmetoder, och naturliga processer som påverkar markernas och ytvattnens

surhetstillstånd börjat uppmärksammas. Idag pågår en försöksverksamhet med

skogsmarkskalkning i södra Sverige som under senare år omsatt ca 15 mkr/år. Dessutom har man i högre grad än tidigare insett den biologiska betydelsen av surstötar (Laudon et al. 1998, Löfgren 1996). Kalkningsverksamheten i Norrland är t.ex. i huvudsak inriktad mot att

motverka de surstötar som uppträder under snösmältningen.

Vägsaltning har en påtaglig inverkan på trafiksäkerheten och är en väl beprövad metod för att minska halkolyckor. Av beskrivningen av miljötillståndet i Vägverket Sydösts Regionala Miljöprogram (VSÖ 1997) framgår dock att betydande områden i regionen är

försurningskänsliga, men att det saknas regionala uppgifter om vägtrafikens diffusa utsläpp till vatten. Man har vidare i Mål och Strategidokumentet (VSÖ 1998) som ett par mål att dels åtgärda 10% av de kända och mest angelägna konfliktpunkterna mellan vägar och vattentäkter samt dels att minska förbrukningen av vägsalt med 30%. Åtgärderna skall vara utförda till år 2000 och resultatuppfyllelsen skall jämföras med 1995 års nivå.

Kloridhaltiga salter har även en inverkan på tungmetallernas mobilitet. Vid höga

kloridjonhalter sker en komplexbindning till metallerna och normalt ökar deras rörlighet i ekosystemet (Lydersen & Löfgren 1999).

Vägverket Sydöst har med anledning av ovanstående gett Institutionen för miljöanalys, SLU i uppdrag att inom regionen undersöka om vägsaltning kan medföra surstötar i fem mindre vattendrag som avvattnar skogsområden. Föreliggande rapport är redovisningen av detta uppdrag.

2. Projektets nollhypotes och syfte

Projektets nollhypotes har varit att vintersaltning av vägar inte ger upphov till surstötar i mindre, jonsvaga vattendrag med låg buffertkapacitet i södra Sverige.

Syftet med undersökningarna har varit att testa ovanstående hypotes och att analysera hur

markens och ytvattnens kemiska surhetstillstånd påverkas av tillförseln av vägsalt. Projektet

skall ge kunskap som kan användas inom Vägverkets drift och underhåll för att förbättra

(7)

3. Provtagning och kemiska analyser

Vattenkemi

Vattenproverna har insamlats 25 gånger vid 5 mätstationer under perioden 1 oktober 1998 till 15 juni 1999 av undertecknad (första mättillfället) och personal från kommunernas och länsstyrelsernas miljöavdelningar (övriga mättillfällen, Bilaga 1). Samtliga personer har god erfarenhet av vattenkemisk provtagning. Som komplement gav undertecknad vid det andra mättillfället en utförlig demonstration vid respektive mätstation över den metodik som skulle användas. Provtagningspersonalen har haft tillgång till projektbeskrivningen (Löfgren 1999a) i vilken provtagningsförfarandet framgår. Standardiserade provtagningsprotokoll och väl rengjorda provflaskor har tillhandahållits av Inst. f. miljöanalys, SLU, som också utfört analyserna i enlighet med den metodik som används inom den nationella övervakningen av Sjöar och vattendrag (Wilander et al. 1998). Samtliga analysmetoder är ackrediterade av SWEDAC.

Provtagningspunkterna för ytvatten (se Kap. 4) är medvetet valda så att så lite vägdagvatten som möjligt skall påverka proverna. Det är dock ofrånkomligt att begränsade dikesavsnitt avvattnas till de studerade bäckarna. Avrinningsområdena har dock valts så att denna effekt endast i begränsad utsträckning skall påverka resultaten (se Kap.8).

Vattenprover har även insamlats från ett mindre vattendrag i ett väglöst, skogsdominerat avrinningsområde (0,196 km ² ) i Aneboda. Området ingår i den nationella

miljöövervakningen, programområdet Skog, och utgör en slags referens till de saltpåverkade områdena (Löfgren 1999b, http://info1.ma.slu.se/IM/Sweden/Aneb.html). Samtliga prover från Aneboda har insamlats av och analyserats vid Inst. f. miljöanalys, SLU.

Markkemi

Den markkemiska provtagningen utfördes under perioden 29 juni till 1 juli 1999 och utfördes av undertecknad. Fem provgropar (60-80 cm djupa) grävdes för hand i sluten barrskog (30-80 årig gran och/eller tall) på 10, 25, 50, 100 och 200 m avstånd från vägen. Kravet på

podsolerade jordar, sluten skog och homogena förhållanden i övrigt i gradienten (10-200 m) gjorde att provtagningen vid Rödjan (E4) och Slakmöre (E22) förlades strax utanför

avrinningsområdena. Brandpåverkade profiler har i möjligaste mån undvikits (se Kap. 5).

Prov insamlades från humusskiktet (O) och mineraljord. I den senare insamlades prov från blekjord (E) övre rostjord (B) och modermaterial (C). I jordar med dåligt utvecklat

blekjordsskikt togs prov från mineraljordens översta del (0-7 cm). Humusprovet togs med humusborr, medan övriga prov insamlades med stålcylinder (Ø = 7 cm). Proverna placerades i plastpåsar och märktes. Samtliga prov lämnades till laboratoriet den 2 juli och förvarades i kylrum (4°C) innan analys.

pH i vatten (pH aq ) och pH i 1 M KCl (pH KCl ) analyserades på färska obehandlade prov, medan övriga analyser utfördes på rensade, sållade och torkade (40°C) prov. Humusprov rensades (levande växter, rötter, vedbitar, barr, kottar etc. avlägsnas) och sållades (4 mm) vid Inst. f.

lövträdsodling, SLU medan mineraljord rensades (rötter, grus, sten etc. avlägsnas) och

sållades (2 mm) vid Inst. f. miljöanalys, SLU. pH aq , pH KCl och utbytbar aciditet i 1 M KCl

(EAC KCL , titrering till pH 8,6) analyserades vid Inst. f. miljöanalys, SLU, medan övriga

markkemiska analyser utfördes vid Inst. f. Markvetenskap, SLU. Dessa omfattade extraktion

av samtliga prov med 0.1 M BaCl 2 (SS-ISO 11 260) med efterföljande analys av baskatjoner

(Ca, Mg, Na, K, AAS-flamma) och aluminium (FIA, färgreaktion med Chromazurol S).

(8)

Dessutom analyserades utbytbar aciditet i 0.1 M BaCl 2 (EAC BaCl2 ). På proven från O- och B- horisont utfördes extraktion med destillerat vatten innan baskatjoner och aluminium

analyserades med samma metodik som i BaCl 2 .

4. Områdesbeskrivningar

Figur 4.1 visar lokaliseringen av de fem saltpåverkade avrinningsområdena och referensområdet i Aneboda. Två områden ligger vid E4 (Stigamo/Jönköping,

Rödjan/Ljungby), två vid E22 (Slakmöre/Kalmar, Bommerstorp/Ronneby) och ett vid RV40 (Bottnaryd/Jönköping), medan referensområdet ligger vid Aneboda i Växsjö kommun. Figur 4.2-4.6 visar markslagens fördelning inom avrinningsområdena och arealerna för varje markslag återfinns i en tabell i varje figur. Vattendelaren har digitaliserats från gröna kartan, men har kontrollerats mot ekonomiska eller gula kartan samt i viss mån i fält. Vattendelarens exakthet kan förbättras, men nuvarande gräns bedöms vara tillräckligt säker för att kunna tolka resultaten inom detta projekt. Markslagsfördelning och vattendrag har framtagits från flygbilder och ekonomiska kartan, vilka digitaliserats och bearbetats i ArcInfo. Vägar som genomkorsar avrinningsområdet har erhållits i form av digitala data från Vägverket Region Sydöst (VSÖ). Allt tolknings- och GIS-arbete har utförts vid Inst. f. miljöanalys, SLU.

Av kartorna (Figur 4.2-4.6) framgår även var jordproverna insamlats. Vattenproverna har insamlats vid utloppspunkten för bäcken ur avrinningsområdet.

Avrinningsområdenas storlek varierar mellan 57-168 ha, med Bommerstorp som det minsta och Stigamo som det största. Mer än 98% av avrinningsområdenas yta utgörs av skogsmark, men vid Stigamo och Bottnaryd återfinns 1,5 respektive 1 ha jordbruksmark (betes- och ängsmark respektive åker) i anslutning till vattendelaren, dvs långt från provtagningsplatsen för de vattenkemiska mätningarna. Dessa mycket begränsade arealer jordbruksmark bedöms inte påverka resultaten i mätbar omfattning. I områdena finns även myrmark, men dessa är skogklädda med undantag av i Stigamo där 0,6 ha utgörs av öppen myr.

Det nuvarande skogstillståndet har inte kunnat analyseras p.g.a. att flygbilder och

kartunderlag är av äldre datum (Tabell 4.1). Det är dessutom uppenbart att begränsade delar av den mark som idag klassas som skogsmark tidigare utgjorts av jordbruksmark, främst ängs- och betesmark. Kolskikt i gränszonen mellan mår och mineraljord konstaterades vid markprovtagningen, vilket indikerar att betydande arealer skogsmark avsiktligt eller oavsiktligt varit utsatt för brand. Flitig förekomst av kolbottnar antyder dessutom att skogsbruk varit flitigt förekommande under tidigare sekel.

Tabell 4.1. Ålder på flygbilder och kartor som använts för att bestämma markslag inom avrinningsområdena.

Avrinningsområde Flygbild Ekonomiska kartan Gula kartan

Bottanryd, RV40 1994 1983

Stigamo, E4 & RV30 1991 1982

Rödjan, E4 1992 1981

Slakmöre, E22 Finns ej 1972

Bommerstorp, E22 1968 1968

Statistik över de vägar som korsar avrinningsområdena framgår av Tabell 4.2 & 4.3. Data

kommer från Vägverkets digitala vägdatabas och har extraherats med hjälp av ArcInfo vid

Inst. f. miljöanalys, SLU. Vägbredderna varierar mellan 6-16,5 m, väglängden mellan 0,5-6,3

(9)

avrinningsområdenas totala yta med Stigamo (3,8%) och Rödjan (3,5%) som områdena med störst andel väg. I båda dessa områden finns trafikplatser, med på och avfartsvägar (Figur 5.3

& 5.4). Vid Rödjan finns 734 m ospecificerad väg utan angivelse av vägbredd. Arealen är därför något underskattad för detta område.

Tabell 4.2. Vägbredd (m), väglängd (m) och vägklass på vägar inom avrinningsområdena.

Vägklass Vägbredd (m)

Rödjan E4

Slakmöre E22

Stigamo E4 & RV30

Bommerstorp E22

Bottnaryd RV40

MOTORVÄG 6 801 0 0 0 0

MOTORVÄG 6,1 0 0 545 0 0

MOTORVÄG 6,8 0 0 407 0 0

MOTORVÄG 7,8 0 0 528 0 0

MOTORVÄG 8 0 0 619 0 0

MOTORVÄG 11,4 0 0 3028 0 0

MOTORVÄG 11,5 1812 0 0 0 0

MOTORLED 7,8 0 0 151 0 0

MOTORLED 11,5 80 0 0 0 0

MOTORLED 13 0 0 731 1250 0

MOTORLED 16,5 0 0 306 0 0

VANLIG VÄG 6 68 0 0 0 0

VANLIG VÄG 9 654 0 0 0 0

VANLIG VÄG 11,5 0 0 0 0 1004

VANLIG VÄG 12 0 501 0 0 0

Ospec. 0 734 0 0 0 0

Totalt 4150 501 6314 1250 1004

Tabell 4.3. Vägbredd (m) och vägarea (m

²

) på vägar inom avrinningsområdena.

Vägbredd (m) Rödjan E4

Slakmöre E22

Stigamo E4 & RV30

Bommerstorp E22

Bottnaryd RV40

6 4808 0 0 0 0

6,1 0 0 3325 0 0

6,8 0 0 2766 0 0

7,8 0 0 4116 0 0

8 0 0 4949 0 0

11,4 0 0 34515 0 0

11,5 20842 0 0 0 0

7,8 0 0 1179 0 0

11,5 924 0 0 0 0

13 0 0 9509 16244 0

16,5 0 0 5044 0 0

6 408 0 0 0 0

9 5888 0 0 0 0

11,5 0 0 0 0 11543

12 0 6012 0 0 0

Totalt 32871 >6012 65404 16244 11543

(10)

Figur 4.1. Geografiskt läge för studerade avrinningsområden med saltpåverkan (•) respektive utan

saltpåverkan ( ★ ) i Vägverkets region Sydöst.

(11)

Figur 4.2 Avrinningsområdet vid Bottnaryd, RV 40.

(12)

Figur 4.3 Avrinningsområdet vid Stigamo, E4.

(13)

Figur 4.4 Avrinningsområdet vid Rödjan, E4.

(14)

Figur 4.5 Avrinningsområdet vid Slakmöre, E22.

(15)

Figur 4.6 Avrinningsområdet vid Ronneby, E22

(16)

5. Vädersituationen saltsäsongen 1998/99

Temperatur (°C) och nederbörd (mm) under saltsäsongen 1 oktober 1998 till 30 april 1999 framgår av figurerna 6.2. Data baseras på timvärden från Vägverkets klimatstationer vid Bottnaryd, RV40 (Stn 614, 1 mil väster Jönköping), Slakmöre, E22 (Stn 814, 1 mil norr Kalmar) och Ronneby, E22 (Stn 1005, 1 mil väster Ronneby). Data har erhållits från

Vägverket region Sydöst och omräknats av undertecknad till dygnsmedelvärde (temperatur) respektive dygnsnederbörd. Vid nederbördsberäkningarna har det antagits att vattenhalten varit 10% i snö och 50% i snöblandat regn.

Medeltemperaturen under mätperioden var lägst vid Jönköping (0,9°C) och tämligen lika vid Kalmar (2,4°C) och Ronneby (2,6°C). Lägst nederbörd föll vid Ronneby (189 mm) och högst vid Kalmar (335 mm). Vid Kalmar uppmättes 4 dygn (16-17 november, 23 februari och 17 april) med >20 mm nederbörd, vilket förklarar den stora nederbördsmängden. Vid samtliga dessa tillfällen var vindriktningen i huvudsak nordlig (vinddata från Vägverkets Stn 1004, E22 Karlskrona och Stn 1513, RV40 Strängsered) och nederbörden föll i form av snö och snöblandat regn. Nederbördstillfället i april 1999 var det enda tillfälle då även de övriga två stationerna uppvisade onormalt stora nederbördsmängder (>20 mm). Vid Jönköping föll 280 mm under säsongen.

Vattenståndet registrerades mot en ”fixpunkt” av provtagningspersonalen vid varje mättillfälle. Mätningen ger ett relativt mått på vattenföringen. I Figur 5.1 redovisas vattenståndsförändringen (cm, Q t -Q min ) vid varje mättillfälle (Q t ) jämfört med det lägst uppmätta vattenståndet (Q min ) under provtagningsperioden vid varje mätstation.

Relativt hög vattenföring registrerades i november-december, skiftet februari-mars och i slutet på april. Dessa perioder sammanföll med blidväder och nederbörd (jfr. Figur 5.2). Under de båda senare flödesepisoderna utfördes daglig insamling av vattenprover och registrering av vattenstånd under 10 på varandra följande dagar.

0 5 10 15 20 25

sep- 98

okt- 98

nov- 98

dec- 98

jan- 99

feb- 99

mar- 99

apr- 99

maj- 99

jun- 99

Bottnaryd, RV40 Stigamo, tot Rödjan, E4 Slakmöre, E22 Ronneby, E22 Vattenstånd (cm)

Figur 5.1. Vattenståndsförändringen (cm, Q

t

-Q

min

) vid varje mättillfälle (Q

t

) jämfört med det lägst uppmätta

vattenståndet (Q

min

) under provtagningsperioden vid varje mätstation.

(17)

Figur 5.2. Dygnsvis medeltemperatur (°C) och nederbörd (mm) under saltsäsongen 98/99 vid Bottnaryd, Kalmar och Ronneby.

RV40, Bottnaryd

0 5 10 15 20 25 30

okt-98 nov-98 dec-98 jan-99 feb-99 mar-99 apr-99

Nederbörd (mm)

-15 -10 -5 0 5 10 15

Lufttemperatur, 2m (°C)

Nederbörd Temperatur Medeltemperatur: 0,9°C

Nederbörd: 280 mm

E22, Kalmar

0 5 10 15 20 25 30

Nederbörd (mm)

-15 -10 -5 0 5 10 15

Nederbörd: 335 mm

E22, Ronneby

0 5 10 15 20 25 30

Nederbörd (mm)

-15 -10 -5 0 5 10 15

Nederbörd: 189 mm

(18)

6. Användningen av vägsalt säsongen 1998/99

Den dagliga saltförbrukningen under säsongen 1998/99 har erhållits från Vägverket

produktion i Jönköping, Värnamo & Ljungby, Kalmar och Karlskrona för de vägsträckor som går genom de studerade avrinningsområdena. Den totala förbrukningen per vägyta och per avrinningsområde framgår av Tabell 6.1.

Tabell 6.1. Antalet dagar med vägsaltning (NaCl) under saltsäsongen 98/99, medelgivan salt per dag (g/m

²

, dag), samt den totala förbrukningen av vägsalt under saltsäsongen 98/99 per vägyta (kg/m

²

väg) och avrinningsområdesyta (ton/km

²

ARO).

Avrinningsområde Väg Antal dagar med saltning

g/m

²

, dag medelvärde

kg/m

²

väg totalt 98/99

ton/km

²

ARO totalt 98/99

Bottnaryd RV40 123 10,2 1,26 9,5

Stigamo E4 119 4,8 0,74

Stigamo RV30 114 11,2 1,02

Stigamo Trafikplats 122 10,1 1,41

∑Stigamo 34,6

Rödjan E4 99 4,9 0,48 33,7

Slakmöre E22 89 9,3 0,83 5,8

Ronneby E22 77 8,4 0,65 18,4

Aneboda Väg saknas 0 0 0 0

Av tabellen framgår att antalet dagar då saltning utfördes följde en nordsydlig gradient med ca 120 dagar runt Jönköping till 77 dagar vid Ronneby. Medelgivan per vägyta och dag varierade inte på motsvarande sätt utan var mer avhängig av vägbredden. Den breda motorvägen på E4 (22 m) hade den lägsta saltgivan med knappt 5 g/m ² , dag medan de smalare riksvägarna och E22 (11-13 m) mottog en saltgiva på ca 10 g/m ² , dag. Förhållandet mellan vägbredd och saltgiva indikerar att salteffekten blir effektivare på en bredare än en smalare väg.

Den totalt kumulerade saltförbrukning per vägyta (Tabell 6.1, Figur 6.1a) varierade mellan 0,5-1,4 kg/m ² väg, med de största givorna vid Bottnaryd (RV40) och Stigamo (RV30,

Trafikplatsen). E4 vid Rödjan var den vägsträcka som mottog lägst ytbelastning. Uttryckt som total saltbelastning per avrinningsområde (ARO, Tabell, 6.1, Figur 6.1b), varierade givorna mellan 6-35 ton/km ² ARO, med den lägsta belastningen vid Slakmöre (E22) och den största vid Stigamo (E4 & RV30) och Rödjan (E4). Belastningen på avrinningsområdet påverkas givetvis i första hand av arealen väg inom området och i andra hand av givorna till respektive väg.

Vägsaltet spreds med en tämligen jämna doser från mitten av november till skiftet februari-

mars (Figur 6.1). Före och efter denna period användes endast begränsade mängder. Hälften

av saltmängden var tillförd i början på januari 1999.

(19)

0 500 1000 1500

okt- 98

nov- 98

dec- 98

jan- 99

feb- 99

mar-

99 apr-

99 Bottnaryd, RV40 Stigamo, E4 Stigamo, TP Stigamo, RV30 Rödjan, E4 Slakmöre, E22 Ronneby, E22

g NaCl/m ² väg A

0 10000 20000 30000 40000

okt- 98

nov- 98

dec- 98

jan- 99

feb- 99

mar- 99

apr- 99

Bottnaryd, RV40 Stigamo tot Ronneby, E22 Slakmöre, E22 Rödjan, E4

kg NaCl/km ² ARO B

Figur 6.1. Den kumulerade tillförseln av vägsalt (NaCl) säsongen 98/99 uttryckt per vägyta (A, kg/m

²

väg)

och per avrinningsområde (B, ton/km2 ARO) i de studerade avrinningsområdena.

(20)

7. Sambandet mellan saltanvändningen och markens surhetstillstånd

Påverkan på markens kemiska sammansättning är tämligen svårt att påvisa bl.a. p.g.a. det enorma förråd av olika ämnen som ligger lagrat där, men också p.g.a. den stora

heterogeniteten. Det behövs därför mycket kraftfull tillförsel eller förlust av ämnen för att man med enkla kemiska analyser skall kunna upptäcka skillnader i marktillstånd. Resultaten från denna studie indikerar dock att vägdagvattnet påverkat det ytligaste organogena

markskiktet (humusprofilen) närmast vägen, men även B-horisonten indikerar påverkan.

Gemensamt för de båda påverkade skikten är följaktligen att det finns mycket organiskt material ansamlat i dem. Humusen är en mycket effektiv katjonbytare och kan därför påverkas av tillskott av katjoner, t.ex. natrium (Na ⁺ ) i samband med vägsaltning. Vid höga natriumjonhalter i markvätskan ”sparkar” dessa joner ut andra katjoner som t.ex. vätejoner (H ⁺ ), vilket medför att pH sjunker och att aluminium kan frigöras (Löfgren 1999a).

Tabell 7.1 visar en sammanställning över statistiskt signifikanta skillnader (p<0,1) i halter av olika surhetsrelaterade variabler på olika avstånd från vägkanten. Tabellen innehåller dels resultaten då data från samtliga avrinningsområden ingår (indexerat med tot), men även då markproverna från Ronneby uteslutits (indexerat med –Rby). De senare ökade markant variansen i materialet och har därför tagits bort för att kontrollera analysens trovärdighet. Den generella bilden är densamma oavsett vilket av de två dataunderlagen som används, vilket indikerar att resultaten återspeglar verkligheten.

Mest påtaglig effekt av avståndet till väg återfinns i pH-värdena då jorden lakats med destillerat vatten (pH H2O ). Närmast vägkanten (ca 10 m) var pH H2O i humusskiktet (O- horisont) ca 0,3 enheter högre än längre in i skogen (Tabell 7.1, Figur 7.1). I B-horisonten uppmättes en motsvarande pH-förhöjning både på 10 och 25 m avstånd från vägen. pH mätt i 1 M KCl (pH KCl ) uppvisade inte dessa gradienter, men metoden ger avsevärt mycket lägre värden jämfört med pH H2O . Orsaken till det lägre pH KCl -värdet är att kaliumjonerna (K ⁺ ) tränger ut vätejonerna effektivare än det extremt jonsvaga destvattnet. Metoderna ger normalt en skillnad i pH med mer än 1 enhet (mer än 10 gånger surare i KCl än i destvatten), vilket även var fallet i denna studie. Den uppmätta gradienten i pH H2O men avsaknaden av

densamma i pH KCl visar att de mest lättrörliga vätejonerna var färre nära vägen (<25 m) än längre in i skogen.

Vad gäller humusskiktets katjonbyteskapacitet och basmättnatsgrad (Figur 7.2) samt utbytbar aciditet och utbytbart aluminium (Figur 7.3) avvek inte värdena närmast vägkanten statistiskt signifikant från de som erhölls på 50, 100 och 200 m från vägen. Däremot var

basmättnadsgraden lägre samt aciditeten och aluminiumhalten högre ca 25 m in i skogen.

Orsaken till detta surare tillstånd är okänd.

Av baskatjonerna (Ca ²⁺ , Mg ²⁺ , K ⁺ och Na ⁺ ) var det bara natrium som uppvisade en gradient från vägen och in i skogen i humusskiktet (Tabell 7.1, Figur 7.4). Statistiskt signifikant högre halter registrerades upp till 25 m från vägen i BaCl2-extraktet (Na BaCl2 ), men upp till 50 m från vägen då proverna lakades med destvatten (Na H2O ). Dessa resultat indikerar att salt som sprids på vägarna sprids minst 50 m in i sluten skog, men inte i sådana mängder att det

sommaren efter saltsäsongen mätbart påverkar markens basmättnadsgrad eller utbytesaciditet.

Däremot är det sannolikt att natriumjonerna trängt ut lättrörliga vätejoner i anslutning till

vägen och därmed höjt pH i markens humus- och B-horisont.

(21)

Denna senare slutsats stöds av undersökningar av två markprover (0-2 cm respektive 2-5 cm jorddjup) vid asfaltkanten i Stigamo (VVB VIAK 1998). Dessa visade en basmättnadsgrad på 99% i båda proverna, varav natrium utgjorde 44% respektive 72%. pH H2O i proverna var ca 8,4 medan pH KCl var 7,2 respektive 6,6. Ytprovet (0-2 cm) hade tre gånger så hög kalciumhalt jämfört det andra, vilket sannolikt förklarar skillnaden i pH KCl mellan proverna. Den höga pH- nivån var ett resultat av den höga basmättnadsgraden, varav natrium utgjorde en dominerande del. Lättrörliga vätejoner fanns inte tillgängligt.

Tabell 7.1. Statistiskt signifikanta skillnader (p<0,1) mellan halter av olika surhetsrelaterade variabler på olika avstånd från vägen (10, 25, 50, 100 och 200 m från vägkanten). Exempel: 10-25 visar att det föreligger en statistiskt signifikant skillnad mellan mätpunkten närmast vägen (ca 10 m från vägbanans ytterkant) och 25 meter från vägkanten. Indexet tot = samtliga områden; indexet –Rby

= data från Ronneby , E22 ingår ej i analysen; ns = icke signifikant; – = inga analyser; O = mår;

E = blekjord; B = rostjord; C = modermaterial.

Variabel O

tot

O

Rby

E

tot

E

-Rby

B

tot

B

-Rby

C

tot

C

-Rby

pH

H2O

10-25

10-50 10-100 50-200

10-25 10-50 10-100 25-200 50-200 100-200

10-100 10-200

ns 10-50

10-100 10-200 25-50 25-100 25-200

10-50 25-50 25-100 25-200

ns ns

pH

KCl

ns 10-50

50-200

ns ns ns ns ns ns

Katjonbyteskapacitet

BaCl2

CEC

eff

10-25 10-25 10-100 10-100 25-100 50-100

ns ns ns ns

Basmättnadsgrad

BaCl2

V

eff

ns 25-100

25-200

ns 10-100 ns ns ns ns

Utbytbar aciditet EAC

BaCl2

25-200 10-25 25-100 25-200

10-100 25-100

ns ns ns ns

Aluminium Al

BaCl2

25-100 25-200

10-25 25-50 25-100 25-200

ns ns ns ns ns ns

Kalcium Ca

BaCl2

ns ns ns ns ns ns ns ns

Magnesium Mg

BaCl2

ns ns ns ns ns ns ns ns

Kalium K

BaCl2

ns ns ns ns ns ns ns ns

Natrium Na

BaCl2

10-100 10-200 25-100 25-200

0-50 0-50 ns ns ns ns

Natrium Na

H2O

10-100 10-200 25-100 25-200

10-100 10-200 25-100 25-200 50-200

– – ns ns – –

(22)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

pH, H2O

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

pH, KCl

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

E pH, H2O

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

E pH, KCl

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

B pH, H2O

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

B pH, KCl

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

C pH, H2O

Vägavstånd (m)

2 3 4 5 6

0 25 50 100 200

C pH, KCl

Vägavstånd (m)

Figur 7.1. Medelvärde och standardavvikelse för pH

H20

(vänster) och pH

KCl

(höger) i olika markskikt (O=mår, E=blekjord, B=rostjord och C=modermaterial) på olika avstånd (m) från vägen.

O O

(23)

0 10 20 30 40

0 25 50 100 200

H

CECeff, BaCl2 (cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

0 25 50 100 200

H

Basmättnadsgrad, BaCl2

Vägavstånd (m)

0 10 20 30 40

0 25 50 100 200

E

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

0 25 50 100 200

E

Vägavstånd (m)

0 10 20 30 40

0 25 50 100 200

B

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

0 25 50 100 200

B

Vägavstånd (m)

0 10 20 30 40

0 25 50 100 200

C

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

0 25 50 100 200

C

Vägavstånd (m)

Figur 7.2. Medelvärde och standardavvikelse för effektiv katjonbyteskapacitet

BaCl2

(CEC

eff

, vänster) och effektiv basmättnadsgrad

BaCl2

(V

eff

, höger) i olika markskikt (O=mår, E=blekjord, B=rostjord och C=modermaterial) på olika avstånd (m) från vägen.

O O O

O

(24)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

H

Utbytbar aciditet, BaCl2 (cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

H

Aluminium, BaCl2(cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

E

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

E

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

B

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

B

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

C

Vägavstånd (m)

0 5 10 15 20

0 25 50 100 200

C

Vägavstånd (m)

Figur 7.3. Medelvärde och standardavvikelse för utbytbar aciditet

BaCl2

(vänster) och utbytbart aluminium

BaCl2

(höger) i olika markskikt (O=mår, E=blekjord, B=rostjord och C=modermaterial) på olika avstånd (m) från vägen.

O O

(25)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

H

Natrium, BaCl2 (cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

H

Natrium, H2O (cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

E

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

B

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

B

Natrium, H2O (cmol+/kg TS)

Vägavstånd (m)

0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2

0 25 50 100 200

C

Vägavstånd (m)

Figur 7.4. Medelvärde och standardavvikelse för utbytbart natrium i 0,1 M BaCl

2

(Na

BaCl2

, vänster) och destillerat vatten (Na

H2O

, höger) i olika markskikt (O=mår, E=blekjord, B=rostjord och C=modermaterial) på olika avstånd (m) från vägen.

O O

(26)

8. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets salthalt

Sambandet mellan den totala saltbelastningen på avrinningsområdena och vattendragens salthalt (min, medel och maxhalt) under saltsäsongen 98/99 framgår av figur 8.1. Det förelåg ett starkt positivt, linjärt samband (r ² >0,8) mellan tillförd mängd vägsalt och medel-,

respektive maxhalt av klorid (Cl) i bäckarna. Minhalten uppvisade ett mindre uttalat samband med saltbelastningen, men även dessa var mycket höga jämfört med vad som kan förväntas i opåverkade vattendrag.

Vid riksinventeringen 1995 (Wilander et al. 1998) av 75 slumpvis valda vattendrag i F, G, H

& L-län varierade Cl-halten mellan 0,141-0,986 mekv L ^-1 , med en medianhalt på 0,290 mekv L ^-1 (data från Inst. f. miljöanalys, SLU). De studerade vattendragen utgörs i huvudsak av skogsbäckar, men vissa påverkas även av jordbruksmark och utsläpp från reningsverk.

Tämligen höga Cl-halter skall därför förväntas i en del av dessa vattendrag. I det opåverkade vattendraget i Aneboda varierade Cl-halten mellan 0,140-0,192 mekv L ^-1 under saltsäsongen 98/99.

R

²

= 0,82

R

²

=0,86

R

²

=0,27 0

2 4 6 8

0 10 20 30 40

Maxvärden Medelvärden Minvärden Maxvärden Medelvärden Minvärden Cl, mekv/l

ton NaCl/km

²

ARO

Figur 8.1. Sambandet mellan den totala tillförseln av vägsalt (NaCl) till avrinningsområdena (ton/km

²

ARO) och vattendragens salthalt (min-, medel- och maxhalt, mekv/l) under saltsäsongen 98/99.

Den lägsta Cl-halt som uppmättes i de saltpåverkade bäckarna var ca 0,5 mekv L ^-1 , vilket uppmättes vid tre mättillfällen i oktober-november i Bottnaryd, samt vid ett mättillfälle i oktober vid Rödjan, dvs innan och i inledningen av saltsäsongen (Figur 8.2). Med undantag av vattendraget i Slakmöre, var kloridjonhalterna generellt lägre i början på saltsäsongen jämfört med under senvinter och vår.

Även vattendraget i Ronneby hade hög Cl-halt vid första mättillfället i september-oktober.

Detta kan vara ett tecken på att dessa kustnära stationer, som ligger under högsta kustlinjen,

kan vara påverkad av marina salter som tillförs vattendragen under perioder med låga

grundvattenstånd och då avrinningen domineras av gammalt grundvatten. Båda områdena

ligger dock på morän, och stora delar av avrinningsområdena har tunna jordtäcken. En

alternativ förklaring till de höga Cl-halterna innan saltsäsongen påbörjats kan därför vara att

(27)

påverkats av salttillförseln. Det skulle ge ett mer Cl-haltigt ytvatten under lågflödesperioderna när tillförseln av ett mer utspätt ytligt grundvatten är låg.

Ovanstående resultat visar att tidigare års vägsaltning gett upphov till förhöjda Cl-halter i mark och grundvatten, som lett till förhöjda salthalter i avrinnande ytvatten minst 6 månader efter det att vägsaltningen upphört. Salthalterna i början på hösten i samtliga saltpåverkade vattendrag tyder på detta. Även de markkemiska undersökningarna visade att salteffekter i form av förhöjda Na-halter kan påvisas upp till 50 m från vägkanten (se Kap. 10 &11).

Resultaten visar också att medel-och maxhalten i vattendragen är direkt proportionell mot saltbelastningen på avrinningsområdet.

Referensvattendraget i Aneboda uppvisade jämfört med de saltpåverkade lokalerna mycket låga och stabila Cl-halter under mätperioden (Figur 8.2). Halterna minskade successivt från januari till april 1999, ett mönster som noterades även vid Stigamo, Rödjan och Ronneby.

Däremot uppvisade inte Bottnaryd och Slakmöre någon minskning under våren (Figur 8.2).

Det ligger nära till hands att anta att vägarnas ålder spelar en viss roll för Cl-halternas säsongsmönster. E4 och E22 vid Stigamo, Rödjan och Ronneby är ca fem år gamla, medan RV40vid Bottnaryd och E22 vid Slakmöre är betydligt äldre. Dessa avrinningsområden har därför tillförts vägsalt under längre tid och kan därför förväntas ha ett mer saltpåverkat mark och grundvatten.

De stabila Cl-halterna vid referensstationen i Aneboda indikerar att saltsäsongen 98/99 i liten grad påverkats av episoder med marina saltvatteninbrott, dvs stormdrivna droppar av

havsvatten (sea spray) som deponeras i inlandet (Löfgren 1999a).

Avslutningsvis måste man konstatera att vägsaltningen har en betydande inverkan på de undersökta vattendragens salthalt och att salthalterna i bäckarna var proportionell mot

salttillförseln, dvs. påverkades av arean väg i avrinningsområdet och av saltanvändningen per

vägyta.

(28)

Figur 8.2. Tidsserier som visar daglig tillförsel av vägsalt (NaCl, kg km

^-2

, d

^-1

) samt kloridhalt (mekv L

^-1

) i bäckarna under saltsäsongen 98/99.

Bottnaryd, RV40

0 200 400 600 800 1000

0 0,5 1 1,5 2

NaCl-tillförsel Cl-halt

kg NaCl km

^-2

d

^-1

mekv L

^-1

Stigamo, E4 & RV30

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

0 2 4 6 8

NaCl-tillförsel Cl-halt

kg NaCl km

^-2

d

^-1

mekv L

^-1

Rödjan, E4

0 500 1000 1500 2000

0 1 2 3 4 5

NaCl-tillförsel Cl-halt

kg NaCl km

^-2

d

^-1

mekv L

^-1

(29)

Figur 8.2. Tidsserier som visar daglig tillförsel av vägsalt (NaCl, kg km

^-2

, d

^-1

) samt kloridhalt (mekv L

^-1

) i bäckarna under saltsäsongen 98/99

Slakmöre, E22

0 50 100 150 200 250

0 0,5 1 1,5 2 2,5

NaCl-tillförsel Cl-halt

kg NaCl km

^-2

d

^-1

mekv L

^-1

Ronneby, E22

0 300 600 900 1200 1500

0 1 2 3 4

NaCl-tillförsel Cl-halt

kg NaCl km

^-2

d

^-1

mekv L

^-1

Aneboda, referensområde

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Cl-halt

mekv L

^-1

(30)

9. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets surhetsnivå

Surhetsnivån, dvs vätejonaktiviteten (H ⁺ , mäts som pH), i naturvatten bestäms av vattnets buffertkapacitet och tillförseln av syra eller bas. Det är i huvudsak tre buffertsystem involverade om man betraktar pH-intervallet 4-8. Vid högt pH (>5,6) buffrar i huvudsak vätekarbonatsystemet (ALK, främst HCO ₃ ^- ). medan organiska anjoner (RCOO ^- ) buffrar vid lägre pH. I vatten med höga aluminiumhalter och lågt pH (<5) kan aluminiumsystemet (Al _T ) komma in som en aktivt buffrande komponent (Köhler 1999).

H ⁺ = f (ALK, RCOO ^- , Al T )

Eftersom vätekarbonatsystemet (alkaliniteten) är involverat påverkas pH i hög grad av koldioxidtrycket (pCO 2 ) i vattnet. Figur 10.1 visar sambandet mellan pH mätt vid rådande pCO 2 i vattnet (pH) och då pCO 2 står i jämvikt med koldioxidtrycket i atmosfären (pCO 2 ≈ 3,5; pH _Luft ). Resultaten visar att pCO ₂ i vattnet nästan alltid var övermättat i förhållande till om det stått i jämvikt med atmosfärens pCO 2 (pH Luft > pH). Endast vid ett par mättillfällen vid Bottnaryd var pH Luft = pH, dvs jämvikt rådde. Övertrycket koldioxid sänkte pH med i

medeltal 0,55 enheter och med som mest 1,14 enheter. Utvädringen av koldioxid sker

långsammare vid högt pH än vid lågt, p.g.a. att pH påverkar reaktionskinetiken för jämvikten pCO ₂ (aq) ↔ pCO 2 (g) (Stumm & Morgan 1996). Det är därför som övertrycket var som mest uttalat i de tämligen välbuffrade bäckarna i Rödjan och Stigamo (högt pH, Figur 9.1).

Koldioxidtrycket varierar mellan provtagningarna beroende på varierande pCO 2 -tillförsel via grundvattnet, de gröna växternas upptag av koldioxid (fotosyntes) och nedbrytning av

organiskt material (respiration). Detta introduceras en stor variation i pH som inte enkelt kan förklaras. I det följande används därför bara pH _Luft eftersom variationen skapad av dessa faktorer då elimineras.

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH, L uft.

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH

Trafikplats Stigamo Slakmöre

Rödjan Ronneby Bottnaryd

Figur 9.1. Sambandet mellan surhetsnivån vid rådande koldioxidstryck i vattnet vid provttagningstillfället (pH) och då vattnets koldioxidtryck jämviktats mot atmosfärens koldioxidhalt (pH

Luft

).

Ett vattens buffertkapacitet kan beräknas och uttryckas på många sätt, men det internationellt och bland forskare mest vedertagna sättet är att skatta den som Acid Neutralizing Capacity (ANC). ANC är ett mått på vattnets totala förmåga att buffra mot tillförsel av stark syra, t.ex.

1:1 linje

(31)

en stark syra förbrukas först vätekarbonatet, därefter de organiska ämnenas buffertkapacitet (RCOO ^- ) och till sist de ”basiska” aluminiumföreningarna. ANC tar hänsyn till samtliga dessa tre processer. Det i Sverige vanligaste sättet att mäta och klassificera buffertförmågan i

ytvatten är att titrera alkaliniteten (NV 1999), men denna analys ger i huvudsak ett mått på ALK och inte på de båda andra buffrande processerna.

ANC definieras enligt följande:

ANC = ALK + [andra H

⁺

-mottagare] – [H

⁺

-givare] (1)

= ΣC

b

- ΣC

a

där (uttryckt på molbas och vid försumbar Al-buffring)

ALK = HCO

3-

+ 2CO

32-

+ OH

^-

- H

⁺

(2)

ΣC

b

- ΣC

a

= HCO

3-

+ 2CO

32-

+ OH

^-

+ RCOO

^-

- H

⁺

(3)

Σ C

b

= 2Ca

²⁺

+ 2Mg

²⁺

+ K

⁺

+ Na

⁺

(4)

Σ C

a

= 2SO

42-

+ NO

3-

+ Cl

^-

(5)

Alla ingående komponenter förutom RCOO ^- i ovanstående ekvationer kan mätas. Nyligen har dock Köhler (1999) visat att buffertkapaciteten (CBALK) kan skattas utifrån alkaliniteten titrerad till pH=5,6 (ALK 5.6 , d.v.s. den metod som använts i detta arbete) och att det organiska materialets bidrag av buffertkapacitet kan skattas utifrån halten organiskt material (TOC) och en enkel faktor ( β). CBALK och ANC är egentligen likvärda, men beräknas på två helt oberoende sätt, vilket gör att två olika benämningar används.

CBALK = ALK

5.6

+ β * TOC (6)

= ΣC

b

- ΣC

a

= ANC

där

β = 7.0 µmol (mg TOC)

^-1

I och med att beräkningarna av ANC och CBALK kan göras på mätningar som är oberoende av varandra kan t.ex. CBALK användas för att testa tillförlitligheten i ANC. I detta arbete har denna möjlighet varit ovärderlig eftersom saltanvändningen kraftigt påverkat

koncentrationerna av Na ⁺ och Cl ^- i bäckarna. Små relativa fel i någon eller båda av dessa joner ger upphov till stora fel i ANC eftersom båda jonerna ingår i uttrycket ΣC b - ΣC a (jfr.

ekvation 4 och 5).

Figur 9.2 visar ett tämligen bra samband mellan CBALK och ANC (r ² =0,737), vilket

indikerar att ANC är ett acceptabelt mått på vattnets buffertkapacitet i de ingående bäckarna.

Köhlers (1999) CBALK-modell är framtagen för vatten med en ANC = ΣC b - ΣC a < 0,250 mekv L ^-1 (=mmol laddning L ^-1 ). I denna undersökning ingår dock många mätresultat där ΣC b

- ΣC a > 0,250 mekv L ^-1 , samt att halterna totalaluminium är tämligen höga (>1000 µg Al _Tot L ^-

1 ). Särskilt i Slakmöre förelåg höga aluminiumhalter (se Kap. 10). Detta aluminium är

sannolikt delvis hårt komplexbundet till det organiska materialet (Köhler 1999), vilket

minskar humusens buffrande förmåga. För att kompensera för den högre jonstyrkan och

aluminiums komplexbindning till humus har en empirisk modell (ALK5.6 _mod2 ) framtagits

med stegvis multipel regression för att bättre skatta den uppmätta alkaliniteten/aciditeten

(Alk/Acid titrerad till pH=5,6). Modeller är baserad på ANC (= ΣC b - ΣC a ), TOC och indirekta

mätningar av jonstyrka (konduktivitet = Kond) och komplexbundet aluminium (alumiumhalt

(32)

= Al _Tot ). Med denna modifierade modell ökar förklaringsgraden för uppmätt

alkalinitet/aciditet från 54% (r ² =0,537) med CBALK-modellen (ALK _5.6 , Figur 9.3a) till 83%

med den empiriska modellen i ekvation 7 (r ² =0,828, Figur 9.3b). Att inkludera järn i modellen (antagen komplexbindning till humus i analogi med aluminium) ökade inte dess

förklaringsgrad.

ALK5.6

mod2

= 0,083 + 0,458*((ΣC

b

- ΣC

a

)-7,0*10

^-5

* TOC) – 5,127 * 10

^-5

* Al

Tot

+ 0,005 * Kond (7) Figur 10.4 visar sambandet mellan luftat pH (pH luft ) och uppmätt alkalinitet/aciditet titrerat till pH=5,6 (Alk/Acid), beräknad ANC, beräknad alkalinitet utifrån CBALK (ALK _5.6 ) respektive beräknad med ekvation 7 (ALK5.6 _mod2 ) i de undersökta bäckarna. Reslutaten visar att den bästa skattningen av pH Luft kan göras utifrån uppmätt alkalinitet/aciditet. Detta S-formade samband kan användas till att teoretiskt beräkna pH _Luft utifrån kända termodynamiska

storheter (Stumm & Morgan 1996), men det ger ingen fingervisning om vad som ger upphov till förändringarna i alkalinitet/aciditet. För detta krävs andra modeller som t.ex. ANC, CBALK eller den empiriska modellen i ekvation 7.

Sambandet mellan ANC och pH _Luft är lågt (Figur 9.4b), vilket innebär att man kan ha ett lågt pH trots att ANC är högt. Orsaken till detta är att organiska föreningar, som uppfattas som en bas i modellen, egentligen utgör en syra gentemot vätekarbonat. Det innebär att organiska syror titrerar bort alkalinitet i takt med att de tillförs från marken. Med CBALK-modellen kan man skatta syrabidraget från humusen ( β * TOC, se ekvation 6) och beräkna halten

alkalinitet/aciditet mot ekvivalenspunkten pH=5,6, d.v.s. samma pH som används vid

titreringen av alkalinitet/aciditet i vattenproverna. Idealt skulle då ALK5.6 vara identiskt med Alk/Acid och ALK5.6 skulle ge ett lika gott samband med pH Luft , som Alk/Acid-mätningarna.

Så är dock inte fallet (Figur 9.4c) beroende på att CBALK-modellen inte i tillräcklig

omfattning korrigerar för jonstyrka och humusbundet aluminium. Görs denna korrektion kan pH Luft tämligen väl återskapas (Figur 9.4d), även om metoden inte är lika bra som de faktiska mätningarna (Figur 9.4a).

Ekvation 7 kan därför i grova drag användas för att skatta hur alkaliniteten/aciditeten i de undersökta bäckarna förändras över tiden i takt med att koncentrationen baskatjoner ( ΣC b ), de starka syrornas anjoner ( ΣC a ) och organiskt material (TOC) förändras samt hur detta påverkar pH. Eftersom saltanvändningen på vägarna påverkar både ΣC b (Na ⁺ ) och ΣC a (Cl ^- ), kan denna effekt särskiljas från övriga effekter på alkaliniteten/aciditeten.

Figur 9.5 visar haltskillnaden mellan klorid och natrium ([Cl ^- ] – [Na ⁺ ]) vid varje mättillfälle i

de fem bäckarna. Generellt var halterna Cl ^- avsevärt högre än Na ⁺ , vilket indikerar jonbyte i

marken. Teoretiskt skulle följaktligen betydande mängder H ⁺ kunna tillföras vattendragen och

förbruka buffertkapacitet. Som mest uppgick skillnaden till 1,3 mekv L ^-1 , vilket är mycket

högt om man beaktar att medianhalten Cl ^- i sydsvenska bäckar var 0,293 mekv L ^-1 vid 1995

års riksinventering.

(33)

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

ANC(mek v/l)

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

CBAlk (mekv/l)

Trafikplats Stigamo Slakmöre

Rödjan Ronneby Bottnaryd

R^2 = ,737

Figur 9.2. Sambandet mellan CBALK (= ALK

5.6

+ β * TOC , Köhler 1999) och ANC (= Σ C

b

- Σ C

a

) i de undersökta bäckarna.

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8

AL K5 .6

-,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6

Alk./Acid(mekv/l)

Trafikplats Stigamo Slakmöre

Rödjan Ronneby Bottnaryd

R^2 = ,595

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8

AL K5 .6 mo d2

-,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6

Alk./Acid(mekv/l)

Trafikplats Stigamo Slakmöre

Rödjan Ronneby Bottnaryd

R^2 = ,828

Figur 9.3. Sambandet mellan uppmätt alkalinitet/aciditet titrerat till pH=5,6 (Alk/Acid) och beräknad alkalinitet utifrån CBALK (A, ALK

5.6

= ( Σ C

b

- Σ C

a

) + β * TOC , Köhler 1999) respektive modell i ekvation 7 (B, ALK5.6

mod2

) i de undersökta bäckarna.

A

(34)

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH, Luft.

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8 ,9 1 Alk./Acid(mekv/l)

Trafikplats Stigamo Slakmöre Rödjan Ronneby Bottnaryd

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH, Luft.

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8 ,9 1 ANC(mekv/l)

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH, Luft.

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8 ALK5.6

4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8

pH, Luft.

-,3 -,2 -,1 0 ,1 ,2 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8 ,9 1 ALK5.6mod2

Figur 9.4. Sambandet mellan luftat pH (pH

luft

) och uppmätt alkalinitet/aciditet titrerat till pH=5,6 (A, Alk/Acid), beräknad ANC (B), beräknad alkalinitet utifrån CBALK (C, ALK

5.6

) respektive modellen i ekvation 7 (D, ALK5.6

mod2

) i de undersökta bäckarna.

A

B

C

D

(35)

Om man antar att det skulle vara balans mellan klorid- och natriumjonerna, dvs att [Cl ^- ] – [Na ⁺ ] = 0 och inget jonbyte sker med H ⁺ , och sätter in detta högre värde på ΣC b i ekvation 7, kan man grovt skatta vad alkaliniteten/aciditeten skulle vara i vattendragen. Figur 9.6

redovisar resultatet av en sådan beräkning (ALK5.6 mod3 ). För jämförelse redovisas även de faktiskt uppmätta alkalinitets/aciditetsvärdena (Alk/Acid) och vad modellen i ekvation 7 ursprungligen gav utan detta antagande (ALK5.6 _mod2 ). Avvikelsen mellan de senare två är ett mått på osäkerheten i modellskattningarna.

Av resultaten framgår att det främst är vid Stigamo, E4, Rödjan, E4 och Ronneby, E22 som avvikelserna från den uppmätta alkaliniteten/aciditeten (ALK5.6 _mod3 >> Alk/Acid) är så stor att påtaglig försurningspåverkan är trolig. Vid både Stigamo och Rödjan är dock alkaliniteten så hög att någon inverkan på pH knappast kan förväntas. Däremot är det troligt att tillförseln av vägsalt gett upphov till pH-förändringar vid Ronneby. Hur stora dessa kan ha varit är svårt att sia om eftersom bäcken i Ronneby ligger inom ett buffertintervall där en liten tillförsel av syra ger upphov till tämligen stora pH-förändringar (Figur 9.4a). Det finns därför risk för att denna bäck försurats påtagligt av salttillförseln.

Gemensamt för de tre bäckar som modellen indikerar försurning av ligger i anslutning till tämligen nybyggda vägar (<5 år), medan de övriga två är betydligt äldre. Orsaken kan vara att marken vid de yngre vägarna ännu inte mättats med avseende på natrium, medan de äldre uppnått ett nytt jämviktstillstånd mot saltanvändningen i området. Den stora skillnaden mellan halterna av Cl ^- och Na ⁺ indikerar också att tillförseln av dessa joner i huvudsak sker via marken och endast i mindre utsträckning via dikenas vägdagvatten. Skulle saltet tillföras via vägdagvattnet skulle det föreligga balans mellan Na ⁺ och Cl ^- .

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1 1,2 1,4

Cl-Na meq /l

34606 34668 34730 34792 34854

Datum

Trafikplats Stigamo Slakmöre

Rödjan Ronneby Bottnaryd

Figur 9.5 Haltskillnaden mellan klorid och natrium ([Cl

^-

] – [Na

⁺

]) vid varje mättillfälle i de fem bäckarna under saltsäsongen 1998/99.

Okt98 Dec98 Feb99 Apr99 Jun99

(36)

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

34606 34668 34730 34792 34854

ALK5.6mod2: Bottnaryd Alk./Acid(mekv/l): Bottnaryd ALK5.6mod3: Bottnaryd

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

34606 34668 34730 34792 34854

ALK5.6mod2: Trafikplats Stigamo Alk./Acid(mekv/l): Trafikplats Stigamo ALK5.6mod3: Trafikplats Stigamo

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

34606 34668 34730 34792 34854

ALK5.6mod2: Rödjan Alk./Acid(mekv/l): Rödjan ALK5.6mod3: Rödjan

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

34606 34668 34730 34792 34854

ALK5.6mod2: Slakmöre Alk./Acid(mekv/l): Slakmöre ALK5.6mod3: Slakmöre

-,2 0 ,2 ,4 ,6 ,8 1

34606 34668 34730 34792 34854

ALK5.6mod2: Ronneby Alk./Acid(mekv/l): Ronneby ALK5.6mod3: Ronneby

Figur 9.6 Uppmätt (Alk/Acid) och skattad alkalinitet/aciditet (mekv L

^-1

) i de undersökta vattendragen under saltsäsongen 1998/99. ALK5.6

mod2

= beräkning enligt ekvation 7 (se text); ALK5.6

mod3

= beräkning enligt ekvation 7, men balans antas mellan klorid- och natriumjonerna, dvs [Cl

^-

] – [Na

⁺

] = 0 och inget jonbyte med H

⁺

sker i marken (se text för ytterligare förklaringar).

10. Sambandet mellan saltanvändningen och bäckvattnets metallhalter

Metallhalterna i ytvatten hänger vanligtvis intimt samman med halten organiskt material (TOC) och/eller pH, men järn (Fe) och mangan(Mn) påverkas även av redoxpotentialen (Lydersen & Löfgren 1999). Figur 10.1 visar förändringen i pH och TOC under saltsäsongen 1998/99 i de undersökta bäckarna. Bäckarna i Bottnaryd, RV40 och Ronneby, E22 var de suraste bäckarna med ett permanent pH<5,6. Bottnaryd var surast med pH _median =5,0 och pH Min =4,6. Slakmöre, E22 var också tämligen sur med pH-värden normalt i intervallet 5,4- 6,0. Rödjan, E4 hade oftast ett pH>6, men uppvisade episodiska surstötar ned till pH>5,7 under flödestopparna i februari-mars och april. Samtliga stationer svarade med sänkt pH under dessa episoder. Stigamo, E4 uppvisade konstant välbuffrade förhållanden med pH Min =6,1.

Vägsaltets effekter påmark- och vattenkemini små skogsområden isydöstra Sverige

Vägverkets publikation 2000:35 ISSN 1401-9612