Både täckdikning, märgling och användning av konstgödsel gav större skördar, men då kemiska bekämpningsmedel introducerades på marknaden under 1940-talet kunde åkrarnas avkastning ökas ytterligare (MIST 1993). Under andra världskriget bedrevs omfattande
14
forskning angående kemiska substanser varvid nya preparat framställdes och användningen av kemiska bekämpningsmedel blev allt vanligare efter kriget. Utvecklingen gällde framför allt herbicider (ogräsmedel) varvid användandet av dessa accelererade under 1960-talet, men även användningen av insekticider (insektsmedel) och fungicider (svampmedel) ökade (SLU 2009).
Nackdelen med bekämpningsmedelsanvändandet är att en viss del av preparaten sprids till oönskade platser, främst genom vind- och vattentransport. Beroende på preparatets egenskaper kan det cirkulera en mycket lång tid i landskapet innan det har oskadliggjorts och under tiden hinner både växt- och djurlivet ta skada, samtidigt som bekämpningsmedelsrester återfinns i både mark, vatten och livsmedel. För att ett bekämpningsmedel ska få användas måste det vara godkänt av kemikalieinspektionen. Problemet är den kontinuerliga framställningen av nya preparat vars miljöpåverkan ofta är okänd, i alla fall de synergistiska effekter som kan uppstå i kombination med andra ämnen och i naturen (Statistiska centralbyrån & Jordbruksverket 2009; Statistiska centralbyrån & Naturvårdsverket 2000).
1981 började Statistiska Centralbyrån (SCB) föra statistik över hur mycket bekämpningsmedel som årligen säljs i Sverige. Utefter försäljningssiffrorna beräknar SCB den totala förbrukningen för varierande sektorer, däribland jordbruket. Enligt SCB:s beräkningar var användandet av bekämpningsmedel som allra lägst 1991 inom jordbruket, efter ett successivt avtagande sedan 1981. Efter 1991 har användningen dock stegrat och år 2009 uppmättes den största användningen hittills (MIST 1993; Naturskyddsföreningen 2010a).
Ett tidigt kemiskt bekämpningsmedel var DDT (1,1,1-triklor-2,2-bis(4-klorfenyl)etan), vilket syntetiserades fram redan år 1873. Dock var det först 1939 som den schweiziska kemisten Paul Müller kom underfund med dess effektiva verkan som insekticid, något han år 1948 belönades med nobelpriset för. Användningen av DDT startade på allvar 1942 då ämnet tillgängliggjordes på marknaden och insekticiden kom att få en väl utbredd användning (Harrison 1997). DDT är ett halogenerat organiskt kolväte och klassas därmed som ett miljögift. Klassningen beror på att DDT är både persistent och bioackumulerbart, det vill säga långlivat och anrikningsbart. Dess lipofila egenskap gör att DDT ansamlas i fettvävnad hos människor och djur vilket resulterar i att de högsta halterna av DDT återfinns i toppen av näringskedjan. DDT är toxiskt i sig varvid en anrikning av ämnet ger upphov till skador hos levande organismer (Naturvårdsverket 2009). DDT är kraftigt hydrofobt och binder hårt till jord, varvid endast en begränsad del löser sig i vatten. Beroende på omgivningsförhållandena och jordartens stuktur beräknas halveringstiden för DDT i jord variera mellan två och 15 år (ATSDR 2002).
DDT är som sagt toxiskt men även dess nedbrytningsprodukter är skadliga. Under levande organismers metabolism omvandlas DDT till både DDE (1,1-diklor-2,2-bis-(4-klorfenyl)eten) och DDD (1,1-diklor-2,2-bis-(4-klorfenyl)etan). Även DDE är fettlösligt, persistent och minst lika toxiskt som DDT och antas kvarstå i naturen under åratal framåt, till skillnad mot DDD som verkar ha en kortare halveringstid (Nationalencyklopedin 2010a). De första negativa följderna av DDT-användningen yttrade sig i slutet av 1950-talet då mängder av småfåglar dog på grund av förgiftning (Naturvårdsverket 2010). Därefter påverkades Sveriges rovfåglar i stor utsträckning och många arter var under en tidsperiod nära att utplånas på grund av den fertilitetsnedsättning och äggskalsförtunning som DDT-användningen medförde (Naturskyddsföreningen 2010b). Ytterligare negativa effekter som har uppdagats hos levande organismer är förändrad inlärningsförmåga och övriga beteendestörningar (Odlaren 1991).
15
En intensiv användning av DDT pågick fram till mitten av 1960-talet då världens länder successivt började införa begränsningar. I Sverige förbjöds användningen av DDT i jordbruket den 1 januari 1970, men användningen fick pågå i skogsbruket fram till 1975 (Mathlein 1971). Trots många länders förbjud mot DDT-användningen används preparatet fortfarande idag, främst i u-länder. Preparatet sprids globalt genom i huvudsak vind- och vattentransport samt med levande organismer. Flygbesprutning förekommer idag inte i samma omfattning som tidigare, men metoden medför att en stor del av preparatet inte når den avsedda platsen för besprutning. Preparatet fångas istället upp av vinden som i sin tur successivt tvättas ur av regn och snö. DDT: n följer sedan med nederbörden och kan därmed transporteras långa sträckor från den tänkta ursprungsplatsen. Samtidigt kan en besprutad åkerjord virvla upp och jorden transporteras vidare till en annan plats via vinden. Trots att DDT binder hårt till jord löser sig en viss del i vatten, varvid transport av preparatet följer den hydrologiska cykeln. Den pågående spridningen i kombination med preparatets persistenta och bioackumulerbara förmåga gör att DDT existerar i alla levande organismer världen över. I dagsläget finns indikationer på att de svenska jordarna innehåller fyra gånger mer DDT än vad som bör finnas med utgångspunkt från förbrukningshistoriken i landet. O rsaken till de höga halterna tros vara sydliga vindar med ett innehåll av DDT (Odlaren 1991).
16
4 DDT I RÅÅN – TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR
År 1995 inledde Helsingborgs kommun ett kustkontrollprogram, ett program som ännu pågår.
Den initiala målsättningen med kontrollprogrammet var att utreda miljötillståndet i Öresund genom fortlöpande provtagningar och efter 15 år finns nu en väl dokumenterad provtagningsserie och således en god kännedom om miljötillståndets utveckling i Öresund.
De provtagningsserier som finns tillgängliga gäller olika näringsämnen som orsakar övergödning samt för diverse miljögifter, däribland DDT. Den återkommande provtagningen har ägt rum på förbestämda provpunkter längs Öresundskusten utanför Helsingborg, samt i Rååns huvudfåra och i vissa av dess biflöden (Göransson et al. 2005). För denna studie bedömdes två provpunkter relevanta som bakgrundsmaterial, nämligen provpunkten i Råå hamn samt våtmarken vid Viarpsbäcken. Råå hamn, söder om Helsingborg, är av intresse eftersom Råån mynnar ut i Öresund här, medan våtmarken vid Viarpbäckens mynning till Råån får återspegla tillståndet inne i vattendraget. Detta är den enda provpunkt inne i åfåran som har en intakt provtagningsserie då resterande provpunkter endast har provtagits en eller två gånger sedan 1995. Inga vattenprover har analyserats med avseende på DDT utan analyser har gjorts på sedimentprover både från Råå hamn och från våtmarken vid Viarpsbäcken, men i Råå hamn har även blåmusslor infångats för analys. Provtagningarnas kontinuitet är av skiftande karaktär mellan de två lokalerna. I Råå hamn har en årlig sediment- och musselprovtagning utförts med start år 2000 till och med 2008, vilket är det senaste rapporteringsåret. För våtmarken vid Viarpsbäcken har sedimentprovtagning genomförts 1995, 1996, 1998 och 2001 (Göransson et al. 2005; Göransson et al. 2009).
Den omfattande utdikningen av jordbrukslandskapet under 1800-talet medförde att 10 av Rååns totalt 23 biflöden till stor del kulverterades. Idag läggs tyngdpunkten på att fördröja vattnets uppehållstid i jordbrukslandskapet för att upp rätthålla en god vattenkvalitet, varför Rååns vattendragsförbund sedan början av 1990-talet har uppfört ett antal våtmarker inom avrinningsområdet. Rååns vattendragsförbund är ett samarbete mellan de kommuner som återfinns inom vattendragets avrinningsområde, det vill säga Helsingborg, Landskrona, Svalöv och Bjuvs kommuner (Rååns vattendragsförbund 2010). Våtmarken vid Viarpsbäckens mynning till Råån anlades 1995 genom att utloppet vidgades till ö nskad storlek. I samband med våtmarksarbetet togs enligt rutin sedimentprover och av en slump påträffades ett begränsat område där höga halter av DDT uppmättes. Som verifiering togs prover på bäcköring, och även där detekterades höga halter av DDT. I sökandet efter utsläppskällan gjordes ytterligare provtagning längs med Viarpsbäckens öppna del innan den övergår till kulverterad form. På grund av kulverteringen kunde utsläppskällan aldrig spåras, något som sedan dess förblivit okänt. Upptäckten medförde att beslut angående regelbunden provtagning med avseende på DDT fattades och därför ingår provtagning av substansen i kustkontrollprogrammet (Peter Göransson, telefonkontakt 2010-05-26).
Tabell 1 nedan visar en sammanfattning över de halter av DDT som har uppmätts i Råå hamn och i våtmarken vid Viarpsbäcken för samtliga årtal då provtagning har genomförts.
Information angående Råå hamn är hämtat ur ”Kustkontrollprogram för Helsingborg:
Årsrapport 2006-2007” (Göransson et al. 2009), medan information angående våtmarken vid Viarpsbäcken är hämtat ur ”Kustkontrollprogram för Helsingborg: Årsrapport 2004”
(Göransson et al. 2005). Analysresultaten genom åren visar att halterna av sDDT, det vill säga summan av alla kongener (nedbrytningsprodukter) av DDT (DDT, DDE och DDD), i sediment från våtmarken vid Viarpsbäcken har sjunkit avsevärt mellan 1995 och 2001, från 3055 μg/kg TS till 14 μg/kg TS, där torrsubstans (TS) anger hur mycket av provet som återstår efter att det har torkats (se tabell 1). I andra närliggande våtmarker längs med Råån
17
har samma sjunkande utvecklingstrend noterats. För halterna av sDDT i sediment från Råå hamn är utvecklingstrenden den omvända (se tabell 1). År 2004 påträffades en kraftig förändring när mycket höga halter av sDDT uppmättes i Råå Hamn. Dessförinnan hade halterna legat under detektionsgränsen, med undantag för år 2002. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder, rapport 4919, kan lokaler tillståndsklassas utifrån uppmätta halter av organiska miljögifter i sediment. År 2004 tilldelades Råå hamn klass 5, vilket är den mest allvarliga tillståndsklassningen och indikerar att en mycket hög halt av organiska miljögifter förekommer (Göransson et al. 2005). Sedan 2004 har varierande halter uppmätts och således har tillståndsklassningen växlat mellan åren, från klass 5 de år då halterna av sDDT översteg 10 μg/kg TS till klass 4 (hög halt av organiska miljögifter) de år då lägre halter detekterades (Göransson & Börjesson 2007).
Halten av sDDT i blåmusslor har varit relativt likartad sedan 2001, undantaget är 2007 då något lägre halter detekterades (se tabell 1). I jämförelse med andra provtagningspunkter längs med Öresundskusten utanför Helsingborg har den uppmätta halten av sDDT i blåmusslor varit högst i Råå hamn samtliga år då provtagning har genomförts. För utvärdering av analysresultaten av sDDT i blåmusslor har Oslo-Pariskommissionens (OSPAR) effektgränser tillämpats, det vill säga vilken koncentration av substansen som medför biologiska effekter hos växt- eller djurarten. För mussla har en effektgräns för DDE fastställts till 0,075 mg/kg TS. Efter att mg/kg fettvikt har omvandlats till mg/kg TS kan det konstateras att effektgränsen aldrig har överskridits under provtagningsperioden. Toppvärdet registrerades 2004 med en storleksordning på 0,002 mg/kg TS (Göransson et al. 2009).
Årtal sDDT i sedi ment från Råå Hamn kustkontrollprogra m, Råå ha mn och våtmarken vid Viarpsbäcken. Informationen är hämtad ut Kustkontrollprogra m för Helsingborg: Årsrapport 2004 respektive Årsrapport 2006 -2007 (Gö ransson et al. 2005; Göransson et al. 2009). 0,000 anger halter under detektionsgränsen medan ett streck betyder att ingen provtagning utfördes det årtalet
18