Modellering av vägsaltets påverkan på vattnet i marken i en vägnära miljö

Transkript

1 CDU M11: Prediktionsmodell för skador av vintersalt på mark, vatten och vegetation Modellering av vägsaltets påverkan på vattnet i marken i en vägnära miljö Svensk sammanfattning av licentiatavhandlingen: Modelling the impacts of deicing salt on soil water in a roadside environment April 25

2 Förord Projektet är en del av den forskning som bedrivs inom tema miljö vid CDU och utgör en viktig del av forskningen vid Institutionen för mark- och vattenteknik, KTH. Forskning rörande vägsalt har tidigt uppmärksammats som samhällsrelevant och angelägen. Inom CDU har två tidigare doktorandprojekt genomförts med fokus på att påvisa effekter på grundvatten (Eva-Lotta Thunqvist) och på vegetation (Göran Blomqvist). Det här aktuella projektet kan ses som en fortsättning och integration som har som främsta syfte att skapa ett operativt instrument för att kunna kvantifiera effekter med hjälp av en integrerad modell där både väg, vegetation, mark och grundvatten ingår. Undertecknad är huvudhandledare för doktorand Annika Lundmark som också har Bo Olofsson och Ann-Catrine Norrström som biträdande handledare. Lic-seminariet genomfördes den 1 mars 25 med Taina Nystén från det Finska Miljöinstitutet som opponent och granskare. Medlemmar i styr- och referensgruppen har varit och är: Göran Blomqvist, VTI Hans Cedermark, CDU, fram till den 1 januari 25 Dan Eriksson, Vägverket STED Dick Gahnberg, Vägverket Region Stockholm Torbjörn Gustavsson, Institutionen för geovetenskaper, Göteborgs universitet Per-Erik Jansson, Institutionen för mark- och vattenteknik, KTH Christer Johansson, SLB analys, Miljöförvaltningen, Stockholm, Institutionen för mark- och vattenteknik, KTH Ann-Catrine Norrström, Institutionen för mark- och vattenteknik, KTH Lena Ojala, SGU Bo Olofsson, Institutionen för mark- och vattenteknik, KTH Torbjörn Svenson, Vägverket STEV Håkan Westerlund, CDU, från den 1 januari 25 Jan Ölander, Vägverket HKM Projektet har finansiellt stöd från Vägverket liksom tidigare saltrelaterade vägprojekt. Stockholm April 25 Per-Erik Jansson 2

3 Introduktion Höga saltkoncentrationer i kommunala och enskilda vattentäkter är ett problem som numera har uppmärksammats på ett flertal platser. Det har visats att användningen av vägsalt under de senaste decennierna har bidragit till att kvalitén på grundvattnet har försämrats (Bäckman & Folkesson, 1995; Knutsson et al., 1998; Rosén & Lindmark, 1998). På de vägar som saltas sprider Vägverket ca 5-15 ton salt (NaCl) per km väg och använder totalt ca 25 ton salt varje vintersäsong. Vägsaltet används för att hålla vägarna fria från is och snö och för att öka trafiksäkerheten under vintern. När sedan saltet sprids från vägen till omgivningen kommer det att påverka den vägnära miljön. Påverkan på miljön har studerats i stor omfattning under de senaste decennierna och vi har fått relativt god kunskap om miljöeffekterna av vägsalt, se t.ex. litteraturstudien om påverkan på grundvatten och ytvatten i Thunqvist (2) och på vegetation i Blomqvist (1998). Enligt miljöbalken (SFS 1998:88, Kap. 2) måste den som sprider saltet skaffa sig kunskap om vilka effekter (förändrade tillstånd) som förorsakas och vilka eventuella skador som uppkommer genom dessa effekter. Tillsammans med riksdagens 15 miljömål syftar miljöbalken till att främja en hållbar utveckling. Vintervägsaltning kan anses som en konflikt mot ett av miljömålen: Grundvatten av god kvalitet. Som ett led i miljöarbetet har indikatorer utvecklats vid SGU för att följa påverkan på grundvattnet av Vägverkets användning av vägsalt (Ojala & Mellqvist, 24). Det finns således ett behov av att kontinuerligt övervaka och utvärdera användningen av vägsalt, spridningen till omgivningen och påverkan på den vägnära miljön. Sårbarhets- och riskanalyser har traditionellt använts för att bedöma risken för grundvattenförorening (Rosén, 1998; Gontier & Olofsson, 25). Även om vi idag kan identifiera områden med risk för saltpåverkan, så finns det fortfarande ett behov av att kvantifiera denna påverkan för att kunna göra förutsägelser om vägsaltets miljöeffekter. Den omättade zonen (mellan mark- och grundvattenytan) är en viktig faktor som kontrollerar flödet av vatten och ämnen från markytan ner till grundvattnet. Saltet som infiltreras i marken lagras temporärt mellan markytan och grundvattnet, och utgör således en framtida risk för grundvattenförorening. Klorid kan fortsätta att läcka från marken och bidra till en ökad kloridkoncentration i en akvifer flera decennier efter användningen av vägsalt har slutat (Granlund & Nystén, 1998; Lindström, 1998). För att förutsäga och kvantifiera påverkan på grundvattnet är modellering av transport av föroreningar i den omättade zonen i många fall en förutsättning. Olika typer av modellsimuleringar har gjorts för att beräkna föroreningstransporten i den omättade zonen och belastningen på grundvattnet (t.ex. Corwin et al., 1999; Refsgaard et al., 1999; Stewart & Loague, 23). Thunqvist (23) presenterade en enkel metod för att beräkna kloridkoncentrationen vid fortvarighetstillstånd i yt- och grundvatten inom ett avrinningsområde. Samma studie visade också på användbarheten av en dynamisk modell för att bedöma kloridkoncentrationens tids- och rumsvariation inom en specifik akvifer. För att bedöma miljöeffekterna av vägsalt längs en hel vägsträcka, och inte enbart i en specifik akvifer, måste vi även ta hänsyn till att den vägnära miljön varierar längs denna sträcka. 3

4 En operativ modell bör därför baseras på data från existerande databaser och digitala kartor och kan då fungera som ett effektivt redskap för att kvantifiera miljöpåverkan av vägsalt och för styrning av saltinsatserna, så att skador på vegetation, mark och grundvatten kan minskas. Det övergripande syftet med den här studien var att utveckla och testa en modelleringsansats för att förutsäga miljöeffekterna av vägsalt, utgående från saltanvändning och meteorologiska data. Spridningen av vägsalt till omgivningen och förändringen av kloridhalten i marken till följd av vägsaltsanvändning har beskrivits med hjälp av fältförsök och modelleringar. Skillnaden i respons på miljöförändringar för olika jordarter och vegetationstyper har också identifierats, genom att använda vattnets omsättningstid i den omättade zonen som en indikator. Naturliga variationer av saltdeposition och kloridkoncentrationer i mark och grundvatten En förutsättning för att kunna bedöma och kvantifiera påverkan av vägsalt på miljön är att de naturliga halterna och variationerna av saltdeposition och kloridkoncentrationer i mark och vatten är kända. Depositionen och koncentrationen av salt varierar naturligt mellan olika geografiska områden i Sverige (Gustafsson & Hallgren Larsson, 2; Maxe, 21; Johansson et al., 23). De kemiska egenskaperna hos mark och grundvatten varierar även mellan olika geologiska och hydrogeologiska förhållanden. Höga kloridkoncentrationer i grundvatten kan härröra från naturlig deposition av salt eller från antropogena påverkan. Det finns olika källor av salt som bidrar till att salt naturligt förekommer i mark och vatten, såsom: Atmosfärisk deposition Vittring av mineraler Saltvatteninträngning Frysning av saltvatten Relikt salt Naturlig deposition av salt Atmosfärisk deposition av salt leder till en naturlig kloridhalt mark, grundvatten och ytvatten. Denna naturliga tillförsel av klorid omfattar dels våtdeposition genom nederbörden och dels partiklar som faller som torrdeposition. Depositionen i skogsområden är generellt högre än över öppen terräng (Löfgren, 22; Hallgren Larsson et al., 23). Torrdepositionen över öppen terräng är oftast mycket liten och kan i de flesta fall försummas. Nationell övervakning av luftens och nederbördens sammansättning i bakgrundsmiljö i Sverige har pågått under de senaste ca 2 åren (Svensson, 23). Dessa mätningar har visat på en markant högre koncentration av klorid och natrium i kustområdena, speciellt längs västkusten, vilket indikerar en stark inverkan av salt med marint ursprung (Tabell 1). 4

5 Tabell 1. Naturlig kloridkoncentration i nederbörd, markvatten och grundvatten för olika delar av Sverige: Götaland (västkust), Svealand (Mellansverige) och Norrland (norra Sverige). Kloriddeposition i krondropp (g/m 2 /år) 1) Kloridkoncentration i nederbörd (mg/l) 2) Kloridkoncentration i markvatten (mg/l) 3) Götaland >2 2 Svealand Kloridkoncentration i grundvatten (mg/l) 4) Norrland.3.3 < ) Medelvärden från krondroppsmätningar 21/2, inkluderat 27 platser i Götaland, 11 platser i Svealand och 7 platser i Norrland (Hallgren Larsson et al., 23). 2) Medelvärden från nederbördsstationer i Svartedalen (Götaland), Tyresta (Svealand) och Bredkälen (Norrland), data från IVL Svenska Miljöinstitutet AB. 3) Medianvärden från markvattenmätningar på ett djup av,5 m från oktober 2 till september 23, uppmätta inom Krondroppsnätat av IVL Svenska Miljöinstitutet AB (Figur 2). 4) Referensvärden för klorid i grundvatten (Naturvårdsverket, 1999). Kustnära mätningar visar också på en tydlig säsongsvariation av kloridkoncentrationen, med de högsta värdena under sen höst (oktober-november) när starka stormar förekommer (Lövblad, 199). Uppmätta koncentrationer vid stationer i inlandet var lägre och mer stabila under året. Som exempel kan nämnas att månadsmedelvärdet av kloridkoncentrationen i nederbörden för åren varierade mellan 1 och 12 mg/l vid en kuststation, medan variationen vid en inlandsstation var,5-1,5 mg/l under samma tid (Lövblad, 199). Maxe (21) utvärderade bidraget av klorid från depositionen i södra Sverige och visade att kloridkoncentrationen ökade österut, från 6 mg/m 2 /år i de västra delarna till 1 g/m 2 /år i öster. Gustafsson & Hallgren Larsson (2) studerade kloriddepositionens rumsliga och tidsmässiga fördelning över områden med öppet fält i södra Sverige. Denna studie visade också på en generell minskning från väst till öst, men även på orografiska effekter som bidrog till att depositionsmaxima försköts från västkusten till västra delen av Småländska höglandet. Stora tidsmässiga variationer under året förekom, med den högsta depositionen under vintern. Västvindarnas styrka och mängden nederbörd visade sig vara de vikigaste faktorerna som påverkade den tidsmässiga variationen och den rumsliga fördelningen. Den årliga saltdepositionen påverkades också mycket av enskilda cykloner med högt saltinnehåll. Samma rumsliga variation, med markant högre halter i västra delarna än i öster, visade sig även gälla för kloridmängder i skogsmark (Johansson et al., 23). Depositionsmönstret återspeglas således även i den övre delen av marken. Naturliga kloridkoncentrationer i mark och grundvatten Kloridkoncentrationen i mark och grundvatten är generellt högre än i nederbörden. På grund av evapotranspiration från mark och växter får både det infiltrerande och det perkolerande vattnet en ökad koncentration. Genom att depositionen och nederbörden skiljer sig åt i både tid och rum får kloridkoncentrationen i mark och grundvatten en rumslig och tidsmässig variation (Tabell 1, Figur 1). Som framgår av Figur 1 så har de högsta kloridkoncentrationerna uppmätts i oktober-november i Stockholmsområdet. Markvattnets kloridkoncentration för olika områden i Sverige kan ses i Figur 2, och Figur 3 visar den naturliga koncentrationen av klorid i det perkolerande vattnet som bildar grundvatten. 5

6 Chloride (mg/l) Figur 1. Markvattnets kloridkoncentration vid en mätstation (A 92 A) i Stockholmsområdet under Markvattnet provtogs på,5 m djup inom Krondroppsnätet av IVL Svenska Miljöinstitutet AB. apr- okt- apr-1 okt-1 apr-2 okt-2 apr-3 okt-3 Figur 1 Inträngning av saltvatten kan förekomma i kustområden där grundvattennivån har avsänkts. Uttag av stora mängder grundvatten från kustnära akviferer kan leda till en avsänkning av grundvattennivån och en påföljande inträngning av saltvatten. De flesta brunnar som påverkats av saltvatteninträngning i Sverige återfinns inom ett avstånd av 1 m från kusten (Olofsson, 1994). Länsstyrelsen i Stockholms län (24) har undersökt saltvatteninträning i kustområden och skärgården och studien visade att medianvärdet av kloridkoncentrationen i borrade brunnar var 35 mg/l, medan vissa brunnar hade kloridkoncentrationer över 1 mg/l. Relikt salt kan förekomma i mark och grundvatten i områden som täckts av salt havsvatten under den senaste glaciationen. Den svenska kustlinjen och en 2 km bred zon i Mellansverige ligger under den högsta kustlinjen från senaste istiden. Marina lerorna inom dessa områden kan fungera som lager av relikt salt. De flesta brunnar rapporterade till Brunnsarkivet vid SGU med en kloridkoncentration över 3 mg/l finns i områden under den högsta kustlinjen, med undantag för sedimentära områden i mellersta Skåne (Olofsson, 1994). Kloridkoncentrationerna är vanligtvis höga i områden med sedimentär berggrund. Kloridkoncentrationen och dess årliga variation skiljer sig således åt både inom och mellan olika geografiska områden. För att reducera inverkan av de naturliga variationerna på provtagningsresultat bör därför områden först klassificeras efter geografiska och hydrogeologiska kriterier (Naturvårdsverket, 1999). På så sätt kan man avgöra om en förändring i kloridkoncentrationen är naturlig eller ett resultat av mänsklig påverkan. Enligt direktiv från Livsmedelverket (SLV FS 21:3) och Socialstyrelsen (SOFS 23:17 (M)) föranleder kloridhalter över 1 mg/l i dricksvatten en teknisk anmärkning då det finns risk för korrosion av ledningsrören. Om halten överstiger 3 mg/l finns en risk för smakförändring av vattnet. Det finns dock ingen gräns för när dricksvattnet anses otjänligt. 6

7 Figur 2 Cl (mg/l) N. 2 4 km Figur 3 Figur 2 Kloridkoncentrationens medianvärde i markvattnet vid olika lokaler i Sverige under perioden oktober 2 till september 23. Mätningarna utfördes inom Krondroppsnätet av IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Kartan har erhållits av Eva Hallgren Larsson, IVL Aneboda. Figur 3. Uppskattat medelvärde av kloridkoncentrationen (mg/l) i det perkolerande vatten som bildar grundvatten i Sverige (från Olofsson, 1999). Beräkningarna är baserade på data om bakgrundsdeposition, markanvändning och avrinning. Påverkan av vägsalt på saltdeposition och kloridkoncentration i mark och vatten Stora mängder vägsalt tillförs miljön varje år och kommer då att förändra den naturliga variationen och koncentrationen av klorid i den vägnära miljön.. Vägverket sprider omkring 5-15 ton salt per km väg och använder totalt ca 25 ton salt varje vinter. Saltmängder och saltningstillfällen beror bl.a. på väderleken, vägytan och vägkategori, vilket innebär att den totala mängden salt som sprids skiljer sig åt mellan olika år, mellan olika regioner och mellan olika vägsträckor. Thunqvist (23) visade att mer än hälften av den totala kloridbelastningen inom ett avrinningsområde härstammade från vägsalt. Andra antropogena källor av klorid kan vara dammbindning på vägar, upplag av salt eller snö, läckage från avlopp eller deponier, gödsel eller andra kemikalier som används vid vatten- och avloppsreningsverk. Påverkan av vägsalt på miljön beror dock inte bara på mängden salt utan också på spridningen av saltet till omgivningen och transporten genom den omättade zonen och i grundvattnet. 7

8 Deposition av vägsalt Saltet kan spridas till omgivningen på olika sätt, t.ex. genom avrinning, deposition via luften eller via plogning av snö. I en kanadensisk studie visade Labadia & Buttle (1996) att snön vid sidan av vägen innehöll mindre än 5 % av pålagd mängd salt. Detta indikerade att saltet tillförs marken främst via direkt avrinning och infiltration av smältvatten från vägen. Andra studier har visat att ca 1-6 % av vägsaltet spreds via luften och det mesta av detta salt deponerade inom 1-2 m från vägen (Pedersen & Fostad, 1996; Blomqvist & Johansson, 1999). Hautala et al. (1995) visade på en klar skillnad i depositionsmönstret mellan ett skogsområde och öppen mark. Kloridkoncentrationen vid 1 m från vägen var betydligt högre i skogsområdet jämfört med i det öppna fältet. Minskningen av kloridkoncentrationen med avståndet från vägen var också större i skogsområdet än på öppna fältet. Träd kan således till viss del fungera som en barriär mot saltspray från vägen. Denna saltspray kan dock orsaka skador på den vägnära vegetationen genom deposition av salt på löv och barr (Bäckman & Folkesson, 1995; Blomqvist, 1999; Blomqvist, 21; Viskari & Kärenlampi, 2). Skador på vegetationen minskar med ökat avstånd från vägen, men kan ändå påträffas på flera hundra meters avstånd (Blomqvist, 1998). Påverkan på kloridkoncentration i mark och vatten Det salt som hamnar på markytan bredvid vägen kan infiltrera i marken i samband med snösmältning eller nederbörd. Efter att saltet har infiltrerat i marken kommer det att transporteras vidare ner genom den omättade zonen för att slutligen nå grundvattnet. Den omättade zonen är därför viktig att studera för att kunna kvantifiera uppehålls- och transporttiden innan kloriden når grundvattnet. Klorid i lösning transporteras genom marken i praktiskt taget samma hastighet som vattenflödet eftersom den inte medverkar i några kemiska reaktioner. Den andra komponenten i vägsalt, natrium, kvarhålls i jorden genom jonbytesprocesser. Ökade kloridkoncentrationer i grundvatten eller ytvatten på grund av vägsaltning kommer därför att vara första tecknet på en förändring av vattnets kvalitet och indikerar att det är en hydraulisk kontakt mellan vägen och vattnet. Där det finns en hydraulisk kontakt kan andra, mer skadliga, ämnen transporteras samma väg och slutligen påverka vattenkvalitén. Dräneringssystem eller diken kan också ta hand om vägsaltet och föra iväg det till andra områden där det kan infiltrera i marken eller transporteras till någon sjö eller något vattendrag. Även om frusen jord ofta anses vara impermeabel så kan det finnas luftfyllda porer i marken som gör att vatten från snösmältningen kan infiltrera i en frusen mark (Stähli et al., 21). Saltets infiltration i marken är således inte helt begränsad till den stora snösmältningen under våren, utan kan även inträffa vid mindre smältperioder under vintern (Buttle & Labadia, 1999). Påverkan på marken förekommer vanligen inom ett 1-tal m från vägen (Pedersen & Fostad, 1996; Norrström & Bergstedt, 21; Bäckström et al., 24). Enligt Bjelkås & Lindmark (1994) ger olika typer av barriärer för att hindra luftburen spridning av föroreningar, t.ex. bullerplank, bergväggar eller täta skogsridåer, högre saltkoncentrationer i marken nära vägen jämfört med områden där ingen barriär finns. 8

9 Vid snösmältningen kommer kloriden som lagrats i den omättade zonen att sköljas ner till grundvattnet och öka kloridkoncentrationen där. Ökade kloridkoncentrationer har påvisats i grundvatten och ytvatten (t.ex. Thunqvist, 23). I små akviferer, speciellt sådana med låg effektiv porositet som exempelvis moränområden, ökar salthalten i grundvattnet snabbt (Soveri, 1994). I stora akviferer, såsom åsar, ökar salthalten däremot relativt långsamt. Under sommar och höst späds kloridkoncentrationerna till viss del ut av regnvatten. Området närmast vägen är vanligtvis mest påverkad, men saltet kan också transporteras vidare i grundvattnet för att slutligen hamna i något ytvatten. Kvalitén på ytvattnet kan då förändras och därigenom påverka levnadsförhållandena för flora och fauna i våtmarker, sjöar och vattendrag (Mayer et al., 1999). Den vägnära miljön Den vägnära miljön längs vissa vägar kan vara homogen, men utgörs för det mesta av ett mosaikartad, heterogent landskap (Figur 4). Olika hydrogeologiska miljöer med olika typer av vegetation och jordarter finns i allmänhet representerade längs en vägsträcka. Olika typer av dräneringssystem och diken finns också för att ta hand om det avrinnande vägdagvattnet. Saltets depositionsmönster kan också skilja sig åt mellan olika delar av landskapet. Variabiliteten hos denna vägnära miljö måste beaktas i en operativ och generell modell som ska kunna användas vid olika vägar i Sverige där vägsalt används. Detta innefattar att: beskriva vegetationsegenskaperna och de hydrauliska egenskaperna hos olika jordar, bestämma saltets depositionsmönster för olika delar av landskapet, eftersom påverkan på mark och grundvatten beror på var saltet infiltrerar marken, utveckla en metodik för att säkerställa tillgång till meteorologiska data och uppgifter om saltanvändningen med hög kvalitet. Figur 4. Konceptuell bild av den vägnära miljön som kan representeras av olika hydrogeologiska typmiljöer med olika typer av vegetation och olika jordarter (blå=morän, grön=åsmaterial, orange=svallsand, gul=lera, brun=torv). Efter Naturvårdsverket (1999). 9

10 Fältundersökningar Fältstudier gjordes i anslutning till vintersäsongen 23/4 för att testa olika metoder att beskriva saltets depositionsmönster och för att få data att testa modellen med. Undersökningarna gjordes längs en 8 m lång vägsträcka längs E4:an strax norr om Stockholm (vid Kista), se Figur 5. Längs denna vägsträcka finns tre olika hydrogeologiska miljöer representerade: morän med gles blandskog, svallsand med gles tallskog, och lera med öppet gräsfält. Sträckan valdes därför att de yttre förhållandena, såsom meteorologi, trafik, saltapplikation, är desamma längs hela sträckan, det är endast den vägnära miljön som varierar. Årsmedeldygnstrafiken längs den studerade vägsträckan är ca 9 fordon. Meteorologiska data har erhållits från Vägverkets VViS-stationer samt från SMHI. Information om saltning (mängder och tidpunkt) har erhållits från Vägverket Produktion i Täby. Tre olika mätmetoder för att fånga saltdepositionen med avståndet från vägen har testats: (i) mätning av luftburen deposition, (ii) jordprovtagning och (iii) resistivitetsmätningar. Den totala luftburna depositionen av salt (inklusive nederbörd, splash och spray från trafiken, samt plogsnö) mättes i depositionskärl på olika avstånd från vägen längs två transekter, en i öppet fält och en i skogsområde. Depositionen samlades upp från december 23 till april 24 för att få en bild av den totala saltbelastningen på området under en hel saltningssäsong. Jordprover togs i november 23 och i april 24 för att jämföra kloridhalten i jorden före och efter saltningssäsongen. De översta 2 cm av jordlagren togs på olika avstånd från vägen längs 16 parallella transekter, relativt jämt fördelade längs den studerade vägsträckan. Kloridkoncentrationen i depositionsproven och i jordproven mättes med jonkromatograf (Dionex Ion Chromatograph, DX 12). Resistivitetsmätningar gjordes i juni 24, med ABEM Lund Imaging System tillsammans med ABEM Terrameter SAS 4. Elektrodavståndet var,5 m och mätningarna gjordes med Wenner konfiguration. Fyra transekter mättes i tre olika geologiska miljöer: sand, lera och morän. Figur 5. Karta över fältlokalen i Kista utanför Stockholm. Den generaliserade geologiska kartan är baserad på Möller & Stålhös (1969). 1

11 Modelleringar En konceptuell modell av spridningen och transport av salt från vägen till omgivningen innefattar fyra delar: 1. Restsalt på vägen en beskrivning av massbalansen av salt på vägen baserad på saltapplikation och avklingning av saltmängderna på vägbanan. 2. Spridning av salt från vägen till omgivningen visar olika transportvägar och det rumsliga depositionsmönstret ovan mark. 3. Transport och lagring av salt i jorden ovanför grundvattnet, i den omättade zonen. 4. Transport och lagring av salt i grundvattnet. I denna studie testades hur väl en operativ modell kunde representera vägsaltets påverkan på markvattnet i en vägnära miljö och vi har således tagit i beaktande de tre första delarna i den konceptuella modellen. Modellens uppbyggnad kan ses i Figur 6. Den vägnära miljön delades upp i tre olika zoner med avståndet från vägen: zon 1: -5 m, zon 2: 5-15 m och zon 3: 15-5 m. Den simulerade kloridhalten i marken jämfördes med resultaten från jordprovtagningen i november 23 och april 24. Konceptet hydrogeologiska typmiljöer användes för att beskriva den vägnära miljön i modellen. De numeriska modellberäkningarna gjordes med hjälp av CoupModel. En komplett beskrivning av modellen finns i Jansson & Karlberg (24). I detta projekt användes modellen för att beräkna flöde, koncentration och lagring av klorid i den omättade zonen. Komponenter som beskriver applikation och spridning av vägsalt har nyligen lagts till som delar i CoupModel. Vägapplikationsdelen beskriver mängden restsalt på vägbanan genom att anta ett exponentiellt avklingningsförlopp av mängden salt. En given fraktion av saltet sprids sedan via luften och hamnar på ett visst avstånd från vägen. Denna fraktion beräknas utifrån saltets depositionsmönster. Vägsaltet och den naturliga saltdepositionen som hamnar på marken kommer sedan att infiltrera i marken tillsammans med nederbörden. Saltkoncentrationen i marken beräknas genom att dividera saltförrådet med vattenförrådet i varje jordlager som beskrivits i modellen. CoupModel Saltgiva Vägapplikationsmodell Data från fältförsök Spridningsmodell Data från fältförsök Meteorologiska data Kloridförråd Hydrogeologiska miljöer Markvattenmodell Kloridkoncentration Jord Veg Grv Flöde av klorid Figur 6. Modellens olika delkomponenter med viktiga indata till vänster och utdata till höger. Data från fältförsök har använts för att beskriva saltets spridning från vägen (depositionsmönster) och även för att testa modellresultatet vad gäller kloridförrådet i marken. 11

12 Inverkan av olika jord- och vegetationstyper på vattnets omsättningstid i den omättade zonen För att identifiera hur olika jordarter och vegetationstyper svarar på miljöförändringar användes hydrogeologisk omsättningstid av vattnet i den omättade zonen som en indikator. En beskrivning gjordes först av hydrauliska egenskaper hos tre olika jordarter, fyra olika vegetationstyper och tre olika grundvattensituationer, se Figur 7. Även om endast vissa kombinationer av jordart, vegetation och grundvattenförhållande normalt förekommer i naturen, jämfördes alla kombinationer för att få en fullständig jämförelse av skillnader i omsättningstid. Figur 8 visar resultatet av denna studie och visar att omsättningstiden i medeltal ökar från sand till lera (från grövre till finare textur) och från odlingsmark till mer vattenkrävande granskog. Skillnaderna var tydligast för de helt omättade förhållandena och för den djupare grundvattennivån (- 2,5 m). Variationen i omsättningstid mellan olika jordar var ungefär dubbelt så stor jämfört med mellan olika vegetationer, vilket tyder på att jordarten bidrog till en större inverkan på modellresultatet än vegetationen. Vegetation Jordart Grundvattensituation Omättad Odlingsmark Lera Gräs Grv -2,5 m Sand Tall Grv -,5 m Morän Gran Figur 7. Beskrivningen av hydrogeologiska miljöer för modellering inkluderade en beskrivning av fyra olika vegetationstyper, tre olika jordarter och tre olika grundvattensituationer. Omättad = inget grundvatten förekommer i jordprofilen; Grv 2,5 m = Grundvattennivå förekommer på (i medeltal) 2,5 m djup och där sker ett grundvattenutflöde från jordprofilen; Grv,5 m = Grundvattennivå på (i medeltal),5 m djup med grundvattenutflöde. 12

13 Sand Till Clay Arable Grass Pine Spruce Turnover time (years) Water storage (mm) Turnover time (years) Water storage (mm) Water discharge (mm/year) Unsaturated 2.5 m Deep grw 2.5 m Shallow grw.5 m Water discharge (mm/year) Unsaturated 2.5 m Deep grw 2.5 m Shallow grw.5 m Figur 8. Simulerad omsättningstid, vattenförråd och vattenutflöde för olika grundvattensituationer med avseende på olika jordarter (till vänster) och olika vegetationstyper (till höger). Värdena avser medelvärden av en simuleringsperiod på 21 år. De olika jordarterna resulterade i stora skillnader i vattenförrådet i marken. Ett större vattenförråd leder till längre omsättningstid av vattnet, såsom är fallet i lera. För de olika vegetationerna var vattenförrådet mindre viktigt. Istället visade de stora skillnader i vattenutflöde från jordprofilen. Skogsvegetation har generellt högre evapotranspiration än gräs och odlingsmark, vilket leder till mindre mängd vattenutflöde från rotzonen. Är mängden vatten som lämnar jordprofilen liten kommer omsättningstiderna att bli långa, vilket exempelvis gäller för gran i detta fall. Vägsaltets depositionsmönster När vägsalt sprids till omgivningen förändras det naturliga depositionsmönstret i den vägnära miljön. Depositionsmönstret av klorid från vägsalt, en minskning med avståndet från vägen, påvisades av tre olika mätmetoder: luftburen depositionsmätning, jordprovtagning och resistivitetsmätningar. Hur snabbt kloridhalterna avtog med avståndet från vägen visade sig skilja sig åt mellan de olika mätmetoderna. Jordprovtagningen visade en långsammare avklingning av kloridhalten med avståndet från vägen jämfört med depositionskärlen, se Figur 9. Jordprovtagningen representerar emellertid inte samma tidsperiod som depositionen som uppmätts i depositionskärlen. Det som uppmätts i depositionskärlen representerar depositionen ovan mark under mätperioden, medan kloridhalten i jordproven motsvarar en massbalans mellan det som har infiltrerat i marken och det som har transporterats vidare ner till större djup. 13

14 Klorid (g/m2) Figur 9. Minskning av saltdepositionen med avstånd från vägen uppmätt i depositionskärl (öppet fält och skog) samt i jordproven tagna i april Avstånd från väg (m) Figur 9 Öppet fält Skog Lera Morän Sand Den höga depositionen som uppmätts i depositionskärlen närmast vägen fångades inte av jordprovtagningen i april. Infiltration av saltvatten kan förekomma även under vintern och är således inte helt begränsad till snösmältningen under våren (Buttle & Labadia, 1999; Stähli et al., 21). Transport av salt vidare ner genom markprofilen kan vara relativ snabb när stora mängder smältvatten infiltrerar marken, och kan således vara svår att fånga utan kontinuerlig mätning. En jämförelse mellan olika jordarter indikerar att kloridhalten i lera minskar långsammare än i sand (Figur 9). Detta kan bero på att leran lagrar mer salt och representerar således en längre tidsperiod av deposition än sanden. Detta kan direkt relateras till det större vattenförrådet i leran och den längre omsättningstiden. Kloridhalten i jordproven tagna i april 2-5 m från vägen representerade 5-12 % av den totala mängd salt som lagts på vägen under vintersäsongen. Den lägsta siffran motsvarar förrådet i sanden och den högsta i leran. Depositionen som uppmätts i depositionskärlen (2-5 m från vägen) representerade 18 % av saltapplikationen på vägen. Jordprovtagningen gav en bra bild av hur kloridhalten varierade längs vägsträckan, se Figur 1. En signifikant ökning av kloridhalten från november till april uppmättes, mest framträdande inom ca 1 m från vägen. Kloridkoncentrationen i april varierade i medeltal mellan 15 och 6 mg/l närmast vägen till 4-9 mg/l på 5 m avstånd. Dessa koncentrationer är betydligt högre än de naturliga kloridkoncentrationerna i markvattnet. Den naturliga depositionen från atmosfären är ungefär,8 g Cl - /m 2 /år i detta område (Tabell 1). Detta bakgrundsvärde nåddes vid 1 m från vägen i depositionskärlen. Eftersom mätperioden endast var tre månader lång indikerar detta att vägsaltet har en påverkan även på ett avstånd av 1 m. 14

15 8 7 Geologi 8 7 November April 24 Klorid förråd g/m N Berggrund Morän (m) Sand 2 Lera Växellagring 1 sand/lera Provtagning Figur 1. Generaliserad geologisk karta över det studerade området (vänster) och kloridförrådet i de översta 2 cm av marken, enligt jordprovtagning i november 23 (mitten) och april 24 (höger). Kloridhalten interpolerades med hjälp av interpolationsmetoden ordinär kriging. Kartorna visar situationen längs en 8 meter lång vägsträcka och upp till ett avstånd av 5 m från vägen Resistivitetsmätningarna har en annan representation av jordvolym och djup jämfört med de andra mätmetoderna. Det som mäts är ett integrerat värde av de ovanliggande jordlagren. Beroende på hur resistivitetsmätningarna läggs upp kan de representera olika skalor. Elektrodavståndet,5 m som valdes i denna studie gav en bra upplösning av den övre delen av marken, vilket gjorde det möjligt att beskriva variationen med avstånd från vägen mer detaljerat (Figur 11). Resultaten från dessa mätningar stödde också uppdelningen i olika zoner och konfirmerade den höga variabiliteten inom 5-15 m som även framgick av jordprovtagningen. Med resistivitetsmätningar kunde hela jordprofilen ganska enkelt beaktas (Figur 11). Djupet till grundvattnet och berggrundsytan kunde också bestämmas utifrån mätningarna. Det är också möjligt att omräkna resistivitetsvärdena till kloridhalter förutsatt att vattenhalten inom jordprofilen är känd (Aaltonen, 21). Detta har dock inte gjorts i denna studie. Sammanfattningsvis kan nämnas att depositionsmönstret till viss del berodde på mätmetoden och istället för att vara jämförbara kompletterade de olika mätmetoderna varandra. 15

16 75 Sand 7 Resistivitet Resistivity (ohm (ohmm) m) 2 m Glacial till Glacial Moräntill m x Measurement Mätpunkt point 3 m Figur 11. Resistivitetsmätningar i sand (över) och morän (under). Kartorna till vänster visar den rumsliga variationen av resistivitet ned till ett djup av 25 cm. Mätområdenas placering; m i morän och m i sand, framgår av Figur 1. Till höger visas djupprofiler ned till ett djup av 3 m efter 1D modellering av resistivitetsmätningarna längs en transekt i sand (vid 7 m) och morän (vid 17 m). Modellering av vägsaltets påverkan på kloridhalten i marken Modellsimuleringar gjordes för att testa hur väl en dynamisk modellansats kunde representera spridningen av vägsalt till omgivningen och den motsvarande ökningen av klorid i marken. Modellansatsen baserades på saltapplikation, meteorologiska data och en generell beskrivning av hydrogeologiska miljöer. Data från fältundersökningarna vid Kista användes för att testa modellen och för att beskriva saltets depositionsmönster. Saltets depositionsmönster kan som nämnts ovan beskrivas på olika sätt beroende av mätmetoden. För att få en första test av modellen beskrevs saltets depositionsmönster i enlighet med resultatet från jordprovtagningen i april. Ett antagande gjordes också om att 35 % av vägsaltet spreds via luften och 65 % med avrinningen från vägbanan, baserat på en grovt uppskattat medelvärde från litteraturen (Åstebøl & Soldal, 1996; Pedersen & Fostad, 1996; Blomqvist & Johansson, 1999). Figur 12 visar hur kloridhalten varierar årligen om endast naturlig deposition av klorid förekommer och Figur 13 visar variationen om vägsalt appliceras. Modellsimuleringarna visade på att kloridhalten i de övre marklagren ökade markant efter vägsaltning. Den maximala kloridhalten i zon 3 (15-5 m från vägen) var upp till 1 gånger högre än det simulerade värdet för naturlig deposition. Det årliga variationsmönstret ändrades också från ett maxvärde under sen höst för den naturliga depositionen till ett maximum under våren när vägsalt beaktades. 16

17 Figur 12. Simulerad kloridhalt (mg/m 2 ) om endast naturlig deposition av klorid förekommer för tre olika vägnära miljöer: lera & gräs (blå), sand & tall (grön) och morän & gran (ljusblå). Figur 12. Modellen gav en rätt bra överensstämmelse med de uppmätta värdena för zon 1 och zon 3 (Figur 13). Detta var fallet för alla simulerade miljöer, som uppförde sig relativt likartat med avseende på maxvärden och respons på saltinfiltration. Modellen lyckades däremot inte lika bra med att representera variationen i zon 2. Denna zon är en övergångszon där geologin och vegetationen förändras. Till exempel så hittar vi trädbarriären i denna zon. Den höga variabiliteten är således svår att fånga både i fältmätningarna och i modellsimuleringarna. Figur 13. Simulerat kloridförråd (mg/m 2 ) för zon 1 (röd) som representerar väggrenen, zon 2 (blå) och zon 3 (grön) för tre olika miljöer: lera med gräsvegetation (överst till höger), sand med tallskog (nedan till vänster), och morän med granskog (nedan till höger). De vertikala staplarna motsvarar den statistiska variationen (medelvärde ± 1 standardavvikelse) av uppmätt kloridhalt i jordprov tagna i november 23 och april

18 Genom att använda förenklade hydrogeologiska miljöer för att representera ett område kommer modellen naturligt nog vara utan den höga variabiliteten som är typisk för verkliga miljöer. Det är dock viktigt att beakta syftet att använda en modell i mer tillämpade sammanhang. För att kunna göra en modell operativ måste den bygga på generella indata som kan erhållas från digitala kartor och databaser. Omfattande fältundersökningar för att få en bra beskrivning av ett område är inte möjligt i detta fall. Det var därför intressant att titta närmare på hur beskrivningen av olika miljöer (jordarter och vegetation) påverkade modellresultatet. Inverkan av olika jordarter och olika vegetationer på flödet av klorid kan ses i Figur 14. I detta fall bidrog de olika vegetationstyperna till en större variabilitet än de olika jordtyperna, i motsats till studien av omsättningstiderna där jordarten hade störst inverkan. Detta visar på betydelsen av både vegetation och jordtyp för modellering av vägsalts påverkan på markvattnet i den vägnära miljön. Variationen i flödet av klorid mellan olika vegetationstyper berodde främst på den vattenkrävande granvegetationen. På grund av ett stort vattenupptag och följaktligen mindre lagring av vatten i rotzonen, blev transporten av klorid ut från rotzonen relativt liten. Transporten av klorid till grundvattnet fördröjdes således. Detta resulterade i en högre lagring av klorid och högre kloridkoncentrationer i den över delen av marken för gran jämfört med de andra vegetationerna. Påverkan på vegetationen kan därigenom bli större. 25 Odlingsmark Gräs Tall Gran 25 Sand Morän Lera Flöde klorid (g/m2/år) Flöde klorid (g/m2/år) Figur 14. Skillnad i flödet av klorid vid ett djup av 1 m mellan olika vegetationstyper (vänster) och jordarter (höger). Flödet avser medelvärdet efter en simuleringsperiod av två år, där startvärdet av kloridkoncentrationen sattes till 1 mg/l motsvarande en naturlig deposition. Implementering Fortsatt arbete med att utveckla och testa modellansatsen för att göra modellen operativ bedrivs för närvarande inom detta projekt. Modellen har möjligheten att fungera som ett användbart verktyg för att kvantifiera vägsaltets påverkan på den vägnära miljön och för att testa olika scenarios, så att Vägverket kan leva upp till de krav som ställs av samhället. En förutsättning är dock att data såsom saltanvändning, väderförhållanden och hydrogeologiska beskrivningar av den vägnära miljön finns lätt tillgängliga och organiserade i databaser och GIS. 18

19 Referenser Aaltonen, J., 21. Ground monitoring using resistivity measurements in glaciated terrains. Dissertation TRITA-AMI-PHD 142, Division of Land and Water Resources, Department of Civil and Environmental Engineering, KTH, Stockholm. Bjelkås, J. & Lindmark, P., Förorening av mark och vägdagvatten på grund av trafik. SGI Varia 42. Blomqvist, G., Impact of de-icing salt on roadside vegetation a literature review. VTI Report 427A. Blomqvist, G., Air-borne transport of de-icing salt and damage to pine and spruce trees in a roadside environment. Licentiate thesis TRITA-AMI-LIC 244, Division of Land and Water Resources, Department of Civil and Environmental Engineering, KTH, Stockholm. Blomqvist, G., 21. De-icing salt and the roadside environment: Air-borne exposure, damage to Norway spruce and system monitoring. Dissertation TRITA-AMI-PHD 141, Division of Land and Water Resources, Department of Civil and Environmental Engineering, KTH, Stockholm. Blomqvist, G. & Johansson, E.-L., Airborne spreading and deposition of deicing salt a case study. The Science of the Total Envrionment 235, Buttle, J.M. & Labadia, C.F., Deicing salt accumulation and loss in highway snowbanks. Journal of Environmental Quality 28(1), Bäckman, L. & Folkesson, L., Saltpåverkan på vegetation, grundvatten och mark utmed E2 och Rv 48 i Skaraborgs län VTI meddelande Bäckström, M., Karlsson, S., Bäckman, L., Folkesson, L. & Lind, B., 24. Mobilisation of heavy metals by deicing salts in a roadside environment. Water Research 38, Corwin, D.L., Carrillo, M.L.K., Vaughan, P.J., Rhoades, J.D. & Cone D.G., Evaluation of a GIS-linked model of salt loading to groundwater. Journal of Environmental Quality 28(2), Gontier, M. & Olofsson, B., 25. Areell sårbarhetsbedömning för grundvattenpåverkan av vägförorening. TRITA-LWR Report 311, KTH Mark- och vattenteknik, Stockholm. Granlund, K. & Nystén, T., The effects of road salt on the Miekkamäki aquifer in central Finland simulation by a two-dimensional groundwater model. In Nystén, T. & Suokko, T. (eds): Deicing and dustbinding risk to aquifers. Proceedings of an International symposium, Helsinki, Finland. Nordic Hydrological Programme. NHP report No. 43, Gustafsson, M.E.R. & Hallgren Larsson, E., 2. Spatial and temporal patterns of chloride deposition in Southern Sweden. Water Air and Soil Pollution 124(3-4), Hallgren Larsson, E., Svensson, A. and Westling, Ol., 23. Luftföroreningar i skogliga provytor - Resultat till och med september 22. IVL Rapport B IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Hautula, E.-L., Rekilä, R., Tarhanen, J. & Ruuskanen, J., Deposition of motor vehicle emissions and winter maintenance along roadside assessed by snow analyses. Environmental Pollution 87,

20 Jansson, P.-E. & Karlberg, L., 24. Coupled heat and mass transfer model for soilplant-atmosphere systems. KTH, Dept of Water and Resources Engineering, Stockholm, 435 pp. (ftp:// Johansson, E., Sandén, P. & Öberg, G., 23. Spatial patterns of organic chlorine and chloride in Swedish forest soil. Chemosphere 52, Knutsson, G., Maxe, L., Olofsson, B., Jacks, G. & Eriksson, A., The origin of increased chloride content in the groundwater at Upplands Väsby. In Nystén, T. & Suokko, T. (eds): Deicing and dustbinding risk to aquifers. Proceedings of an International symposium, Helsinki, Finland. Nordic Hydrological Programme. NHP report No. 43, Labadia, C.F. and Buttle, J.M., 1996: Road salt accumulation in highway snow banks and transport through the unsaturated zone of the Oak Ridges Moraine, southern Ontario. Hydrological Processes 1, Lindström, R., 1998.Groundwater contamination from roads modelling of road deicing in a GIS environment. In Nystén, T. & Suokko, T. (eds): Deicing and dustbinding risk to aquifers. Proceedings of an International symposium, Helsinki, Finland. Nordic Hydrological Programme. NHP report No. 43, Löfgren, S. (ed.) 22. Integrerad övervakning av miljötillståndet i svensk skogsmark - IM. Årsrapport 2. Inst. f. miljöanalys, SLU rapport 22:17. Lövblad, G., 199. Luftföroreningshalter och deposition i bakgrundsluft variationer i tid och rum. Naturvårdsverket Rapport Maxe, L., 21. Sources of major chemical constituents in surface water and groundwater of southern Sweden. Nordic Hydrology 32 (2), Mayer, T., Snodgrass, W.J. & Morin, D., Spatial characterization of the occurrence of road salts and their environmental concentrations as chlorides in Canadian surface waters and benthic sediments. Water Qual. Res. J. Canada 34(4), Möller, H. & Stålhös, G., Geologisk karta Stockholm NV, 1:5. Sveriges Geologiska Undersökning (SGU) Ae 2. Naturvårdsverket, Bedömningsgrunder för miljökvalitet Grundvatten. Naturvårdsverket Rapport Norrström, A.-C. & Bergstedt, E., 21. The impact of road de-icing salts (NaCl) on colloid dispersion and base cation pools in roadside soils. Water, Air and Soil Pollution 127, Ojala, L. & Mellqvist. E., 24. Vägsalt användning och påverkan på grundvattnet. SGU-rapport 24:13. Sveriges Geologiska Undersökning (SGU). Olofsson, B., Salt groundwater in Sweden. In Olofsson, B. (ed): Salt groundwater in the Nordic countries. Proceedings of a workshop, Saltsjöbaden, Sweden, Sept. 3 Oct. 1, Nordic hydrological programme, NHP Report No 35, Olofsson, B., Methods for chemical differentiation of salt groundwater in Sweden. Final report to SGU, project 3-853/14. Div. Of Land and Water Resources, KTH, Stockholm. Pedersen, P.A, & Fostad, O., Effekter av veisaltning på jord, vann og vegetasjon. Hovedrapport del I: Undersökelser av jord og vegetasjon. Forskningsparken i Ås/Institutt for plantefag, NLH, MITRA Report 1/96. Refsgaard, J.C., Thorsen, M., Jensen, J.B., Kleeschulte, S. & Hansen, S., Large scale modelling of groundwater contamination from nitrate leaching. Journal of Hydrology 221,

21 Rosén, B. & Lindmark, P., Municipal well along highway damaged by deicing a local case study at Brännebrona, Sweden. In Nystén, T. & Suokko, T. (eds): Deicing and dustbinding risk to aquifers. Proceedings of an International symposium, Helsinki, Finland. Nordic Hydrological Programme. NHP report No. 43, Rosén, L., Risk analysis and pollution prevention. In Nystén, T. & Suokko, T. (eds): Deicing and dustbinding risk to aquifers. Proceedings of an International symposium, Helsinki, Finland. Nordic Hydrological Programme. NHP report No. 43, Soveri, J., The effect of de-icing salts on groundwater quality in Finland. In Olofsson, B. (ed): Salt groundwater in the Nordic countries. Proceedings of a workshop, Saltsjöbaden, Sweden, Sept. 3 Oct. 1, Nordic hydrological programme, NHP Report No 35, Stewart I.T. & Loague, K., 23. Development of type transfer functions for regional-scale nonpoint source groundwater vulnerability assessments. Water resources research 3(12), 1359, doi:1.129/23wr2269, 23. Stähli, M., Nyberg, L., Mellander, P.-E., Jansson, P.-E. & Bishop, K.H., 21. Soil frost effects on soil water and runoff dynamics along a boreal transect: 2. Simulations. Hydrological Processes 15, Svensson, A., 23. Nationell miljöövervakning av luft- och nederbördskemi 2 och 21. IVL Rapport. Thunqvist, E.-L., 2: Pollution of groundwater and surface water by roads with emphasis on the use of deicing salt. Licentiate thesis TRITA-AMI-LIC 254, Division of Land and Water Resources, Department of Civil and Environmental Engineering, KTH, Stockholm. Thunqvist, E.-L. Johansson, 23. Estimating chloride concentration in surface water and groundwater due to deicing salt application. PhD thesis TRITA-LWR- PHD 16, Department of Land and Water Resources Engineering, KTH, Stockholm. Viskari, E.-L. & Kärenlampi, L., 2. Roadside Scots pine as an indicator of deicing salt use a comparative study from two consecutive winters. Water, Air and Soil Pollution 122, Åstebøl, S. & Soldal, O., Effekter av veisaltning på jord, vann og vegetasjon. Hovedrapport del III: Undersökelser av overvann/frensvann og grunnvann. Forskningsparken i Ås/GEOfuturum AS, MITRA Report 3/96. 21