Märgelgravarna i Härslöv
- Historisk utveckling och potential som föroreningskällor
Kandidatarbete i miljövetenskap Vt 2010
Författare: Hanna Frisk
Intern handledare: Dan Hammarlund, professor i kvartärgeologi vid
institutionen för geo- och ekosystemvetenskap
Extern handledare: Olle Nordell, kommunekolog på miljöförvaltningen i
Landskrona kommun
ii
iii
Abstract
During the 19th century calcareous clay dug up from the ground in Skåne to be spread on fields as soil fertilizer. Still remained a small opencast mine that often were waterlogged with time. After World War II the agriculture underwent a major rationalization and opencast mines were now regarded as reproductive barriers. The opencast mines were mainly filled with excavated materials of rock and soil, but earlier investigations have shown that various waste products may have occurred in the fillings.
In September 2009 the administration of environmental issues in the municipality of Landskrona received a tip about a filled opencast mine. The mine is located near the village of Härslöv and there are suspicions that hazardous waste have become buried at the site, among other things the banned pesticide DDT. In previous investigations, high levels of DDT have been detected in Råån but the source of the emission is still unknown.
The aim of this thesis is to study aerial photographs through identifying all opencast mines in the selected area of survey (both those that remain and those which have been filled again) and then to observe between what years the most part of the opencast mines were filled again.
The aim was also to identify which of the filled opencast mines that can contain DDT and to analyze a water sample of the suspected contaminated opencast mine with respect to DDT.
The ultimate goal was to try to find out if the filled opencast mines are the cause of the high levels of DDT in Råån.
The result showed that a total of 131 opencast mines have existed in the area, of which 76 of these have been filled sometimes between 1912 a nd 2004. The rates of filling have been relatively constant between 1939 and 1984 and then slowed down. Out o f the 76 opencast mines that were filled again, there were 14 of those (including the object for sampling) that have a possible content of DDT. For identification of opencast mines with a possible content of DDT a hypothesis were used. The analysis of the water samples detected very low concentrations of DDT and the compound decomposition products. Today Swedish target and limit values of DDT in surface water are missing and therefore Dutch target and limit values were applied for evaluating the outcome of the result. The measured concentrations were well below the Dutch limit values (400/440 pg/l water) in all the sites for water sampling and the suspected contaminated opencast mine was found not to be the source of the high levels of DDT detected in Råån.
The opencast mines in Härslöv appeared not to be a significant pollution source when no concrete information indicates that it would be common with buried waste in the filled opencast mines. If waste after all occurs in the filled opencast mines the spread of contaminated groundwater is prevented by the area´s geology. Boulder clay and clayey till with low hydraulic conductivity are the quaternary deposits that dominate in the area. The slow movement of groundwater in the study area thereby limits the spread of a possible contamination, for example DDT.
iv
v
Innehållsförteckning
1INLEDNING ... 1
1.1 Syfte ... 2
1.2 Val av område och avgränsningar ... 2
1.3 Arbetets disposition ... 3
2 OMRÅDESBESKRIVNING ... 4
2.1 Berggrund ... 4
2.2 Jordlager ... 4
2.3 Topografi och hydrologi ... 7
3BAKGRUND ... 9
3.1 Jordbrukets historiska utveckling ... 9
3.1.1 Storskifte ... 9
3.1.2 Enskifte ... 9
3.1.3 Laga skifte ... 10
3.2 Konstgödsel introduceras – Märglingsepoken ... 10
3.2.1 Märgling – Definitioner ... 10
3.2.2 Positiva effekter vid märgling ... 11
3.2.3 Utvinning av märgel ... 11
3.2.4 Slutet för märlingsepoken ... 12
3.2.5 Märgelgravarnas betydelse idag ... 12
3.3 Införandet av bekämpningsmedel... 13
4DDTIRÅÅN –TIDIGAREUNDERSÖKNINGAR ... 16
5METODIK ... 18
5.1 Kartering samt identifiering av ett potentiellt DDT-innehåll ... 18
5.2 Provtagning av den misstänkt förorenade märgelgraven ... 19
5.2.1 Passiv provtagning ... 20
5.2.2 Bedömningsgrunder för passiv provtagning av DDT ... 20
5.2.3 Platsbeskrivning och val av provtagningslokaler ... 21
6RESULTATOCHTOLKNINGAR... 24
6.1 Karteringsresultat av märgelgravar inom undersökningsområdet ... 25
6.2 Igenfyllnadsresultat ... 26
6.3 Märgelgravar som potentiellt kan innehålla DDT ... 29
6.4 Provtagningsresultat av den misstänkt förorenade märgelgraven ... 30
7DISKUSSION... 32
vi
7.1 Kartering av märgelgravarna inom undersökningsområdet... 32
7.2 Igenfyllnad och potentiella föroreningsobjekt... 33
7.3 Provtagning och analysresultat av den misstänkt förorenade märgelgraven ... 36
8. SLUTSATSER ... 39
9REFERENSER ... 41
1
1 INLEDNING
Idén till detta kandidatarbete föddes till viss mån redan den 17 september 2009. Denna dag inkom det ett brev till miljöförvaltningen i Landskrona kommun där en privatperson tipsade om ett flertal platser som potentiellt kan vara förorenade inom kommunen. Landskrona kommun är beläget i sydvästra Sverige vilket anses vara ett av landets bästa jordbrukområden på grund av dess leriga jordar med högt kalkinnehåll (Nilsson & Gustafsson 1967). Under 1800-talet grävdes den näringsrika lerjorden upp, så kallad märgel, för att spridas på åkern som gödningsmedel. Kvar återstod en märgelgrav som efterhand ofta vattenfylldes (Olsson, S-O. 2003). Efter andra världskriget genomgick jordbruket en genomgripande rationalisering och det stora antalet märgelgravar började härmed betraktas som odlingshinder i jordbrukslandskapet, varför flertalet av dessa kom att fyllas igen (Lantbruksstyrelsen 1990) Det tips som inkom rör bland annat en specifik märgelgrav som enligt källan ska ha fyllts igen år 1979. I märgelgraven finns två eller tre skrotbilar begravda och med stor sannolikhet diverse miljöfarligt avfall, men källan misstänker även att bekämpningsmedel kan ha begravts på platsen. Bakgrunden till misstanken är att fyra och en halv säck DDT i pulverform försvann från den gård som vid denna tidpunkt va r en del av den fastighet där den aktuella märgelgraven fanns. Något år efter att igenfyllnaden hade genomförts avled dåvarande fastighetsägaren varvid personen som inkom med tipset blev en del av dödsboet. Eftersom källan aldrig hann få klarhet i om det hade dumpats DDT på platsen eller inte valde personen att ta över fastigheten 1981 för att dölja en eventuell föroreningssituation. Orsaken till övertagandet var att en sanering eller andra åtgärder vid försäljning av dödsboet hade försatt personen i ekonomisk kris vid den här tidpunkten. Idag är gården avstyckad från fastigheten och den kvarvarande delen där den igenfyllda märgelgraven återfinns ägs av Landskrona församling (Anonym, muntligen 2010-05-17).
Den aktuella märgelgraven är lokaliserad sydost om Härslöv vilket är en tätort i Landskrona kommun. Tätorten är belägen ungefär sju km nordost om Landskronas centrala del och härifrån är det ungefär fem km till Öresundskusten. Härslöv ligger på den norra sidan av Hilleshögsåsen mitt i ett jordbrukslandskap och därmed har sysselsättningen i området historiskt sett dominerats av jordbruk. På grund av den intensiva jordbruksverksamheten tros ett stort antal märgelgravar förut ha existerat i området. Vid kommunreformen 1952 slogs fem mindre kommuner samman under namnet ”Härslövs kommun”, (Härslöv, Glumslöv, Vadensjö, Örja och Säby), men sedan 1974
är denna en del av Landskrona kommun. I fig. 1 ovan visas den nuvarande kommungränsen samt position för några av de större tätorterna i kommunen (Landskrona stad 2010).
Figur 1. Visar befintlig ko mmungränsen för Landskrona ko mmun och några av ko mmunens större tätorter, samt ön Ven som tillhör ko mmunen.
Källa : Landskrona stads GIS-portal
2
1.1 Syfte
De igenfyllda märgelgravarna går vanligen inte att urskilja i landskapet och därför är deras tidigare lokalisering i stor grad okänd i dagsläget. Huvudsyftet med denna undersökning är att kartera var de igenfyllda märgelgravarna i Härslövs omnejd är lokaliserade, samt mellan vilka ungefärliga årtal igenfyllnaden ägde rum för respektive märgelgrav. Det efterföljande syftet är därmed att fastställa när den största igenfyllnadsperioden ägde rum i området.
Sedan mitten av 1990-talet har höga halter av bekämpningsmedlet DDT detekterats i Råån, där delar av Rååns avrinningsområde omfattar Landskrona kommun (Göransson et al. 2005). I nuläget finns misstankar om att det sker en transport av DDT från Landskrona kommun till Råån, men utsläppskällan/utsläppskällorna är för närvarande okända. Ett ytterligare syfte med denna undersökning är därför att utreda om de igenfyllda märgelgravarna kan vara potentiella föroreningskällor. Efter att karteringen av de igenfyllda märgelgravarna har genomförts är det kommande syftet att identifiera de märgelgravar som eventuellt kan innehålla bekämpningsmedelsrester av DDT. För att utreda det inkomna tipsets trovärdighet samt den igenfyllda märgelgravens föroreningspotential är målet även att utföra en provtagning av den aktuella märgelgraven med avseende på DDT.
Kort sammanfattat önskas följande frågor kunna besvaras när undersökningen har avslutats:
Var är områdets märgelgravar lokaliserade? Både de kvarvarande och de som fyllts igen.
Under vilken tid utfördes den huvudsakliga igenfyllnaden av områdets märgelgravar?
Vilka märgelgravar kan eventuellt innehålla DDT?
Innehåller den misstänkt förorenade märgelgraven DDT, och sprids DDT i så fall vidare?
Är märgelgravarna i Härslöv potentiella föroreningskällor med avseende på DDT?
1.2 Val av område och avgränsningar
Märgelgravar är ett fenomen som har funnits i mycket stor utsträckning i främst Skåne och Halland eftersom det är här den kalkrika lerjorden återfinns (Länsstyrelsen Blekinge län 2010). Det stora antalet märgelgravar krävde att undersökningsområdet avgränsades för att karteringsarbetet skulle kunna genomföras inom den utsatta tidsramen. Då det inkomna tipset gällde en märgelgrav sydost om Härslöv fick tätorten bli utgångspunkt när undersökningsområdet skulle fastställas.
Landskrona kommun består idag av tio före detta landsbygdssocknar exklusive Landskrona socken (Länsstyrelsen i Skåne län 2009b). En av landsbygdssocknarna var Härslövs socken som förutom tätorten Härslöv bestod av orterna Äskatorp, Tostarp, Viarp, Arrarp samt Hilleshög (Hemby 1958). Då de före detta sockengränserna fanns lättillgängliga digitalt valdes Härslövs socken som utgångspunkt vid karteringen. Fig. 2 nedan visar den tidigare sockenindelningen i Landskrona kommun samt det avgränsade undersökningsområdet.
Eftersom Härslövs socken var den största av de tio socknarna, med en landyta från Öresundskusten och österut genom hela dagens kommun, gjordes en avgränsning där den kustnära sockendelen valdes bort och fokus lades på närområdet kring orten Härslöv. Idag går Vallåkravägen genom hela socknen från nordost mot sydväst och vägen fick därmed fungera som en naturlig avgränsning. Till sist fick ytterligare en avgränsning göras eftersom den allra nordligaste delen av Härslövs socken ida g tillhör Helsingborgs kommun. Då det efter
3
karteringen skulle bli aktuellt att kontakta fastighetsägarna i det undersökta området var tillgång till ett fastighetsregister nödvändigt. Det fastighetsregister som fanns tillgängligt täckte Landskrona kommun och därför valdes Helsingborgsdelen bort. Den märgelgrav som misstänks kunna ha ett eventuellt innehåll av DDT låg dock lite söder om sockengränsen och därför utvidgades undersökningsområdet ett stycke åt detta håll.
1.3 Arbetets disposition
Arbetet inleds med en områdesbeskrivning där undersökningsområdets berggrund, jordlager och hydrologi beskrivs mer ingående. Under kapitel 2.3 ”topografi och hydrologi” ges en närmare presentation av Råån eftersom vattendraget är en av bakgrundsorsakerna till att denna undersökning genomförs. Efter områdesbeskrivningen görs i kapitel 3 en redogörelse för hur jordbruket har förändrats genom tiden och besvarar därmed frågor om varför märgelgravar och bekämpningsmedlet DDT förekommer i vårt jordbrukslandskap. För at t ge en förståelse för hur föroreningssituationen med avseende på DDT har sett ut i Råån de senaste åren presenteras i kapitel 4 en kort sammanfattning av tidigare genomförda undersökningar. Efter dessa inledande kapitel har den viktigaste bakgrundsinforma tionen beskrivits och resterande kapitel berör i huvudsak märgelgravarna i det aktuella undersökningsområdet. Undersökningens metodik, resultat och diskussion har sammanställts i fristående kapitel där en viss styckesindelning förekommer för att underlätta läsningen.
Arbetet avslutas med kapitel 8 där de slutsatser som undersökningen har medfört sammanfattas.
Figur 2. Den svarta markeringen visar den tidigare sockenindelning som fanns inom Landskrona ko mmun, medan den röda markeringen visar det aktuella u ndersökningsområdet efter att vissa geografiska avgräns ningar har gjorts.
Källa, bakgrundskarta: © Lant mäteriet Gäv le 2010 Källa, sockengränser: To mas Sjöstrand
Källa, röd markering: På lagt i e fterhand
4
2 OMRÅDESBESKRIVNING 2.1 Berggrund
Skånes berggrund kan särskiljas från övriga Sveriges då landskapet genomkorsas av en zon med sprick- och förkastningsaktivitet, den så kallade Tornquistzonen. Den tektoniska aktiviteten beror på att två kontinentalplattor möts i detta område, nämligen den Baltiska skölden i norr och den Östeuropeiska plattan i söder. Uppsprickningen har medfört att det finns en stor variation i berggrundens sammansättning inom detta område. Tornquistzonen återfinns diagonalt genom det skånska landskapet, från nordväst till sydost (Andréasson red.
2006). Norr om zonen består berggrunden av äldre urberg (ca 1700 miljoner år) som söder om zonen möter den yngre sedimentära berggrunden (60-200 miljoner år). Urberget består främst av granit och gnejs medan den sedimentära berggrunden utgörs av skiffrar, sand-, ler- och kalksten (Bergendorff et al. 2002; Länsstyrelsen i Skåne län 2009c).
Landskrona kommun ligger söder om Tornquistzonen och berggrunden består därmed av sedimentära bergarter av skiftande karaktär. I undersökningsområdet kan fyra huvudtyper av berggrund urskiljas. Från Öresundskusten till de västra delarna av undersökningsområdet återfinns den yngsta berggrunden bestående av danienkalksten och skrivkrita med inslag av flinta (62-70 miljoner år). Något öster om detta område övergår berggrunden till att bestå av kalk-, sand- och lersten från tidsperioden kring övre krita till mellersta jura (100-175 miljoner år). Efter ytterligare en förflyttning åt nordost återfinns ler- och sandstenar men av äldre karaktär, från äldre jura till början av yngre trias (175-195 miljoner år). Den sista och äldsta berggrundstypen finns i områdets allra nordligaste del och härrör från yngre trias (195-210 miljoner år). Avlagringen brukar benämnas Kågerödsformationen vilken karaktäriseras av sin omväxlande struktur. Här återfinns både ler- och sandsten i diverse övergångsformer, men ofta är avlagringarna porösa då de är dåligt konsoliderade. Dock kan betydande fragment av sammanhållande kalciumkarbonat ofta påträffas (Adrielsson et al. 1982; Bergendorff et al.
2002; Fuchs 2005).
2.2 Jordlager
Den skandinaviska inlandsisen uppnådde sin största nedisningsareal för ungefär 21 000 år sedan. Vid denna tid var Sverige, Norge och Finland fullständigt nedisade, men samtidigt täcktes även halva Jylland och delar av Tyskland, Ryssland och Polen (Andréasson red.
2006). Den dåvarande landisen bearbetade den underliggande berggrunden och det borteroderade materialet förflyttades i isens rörelseriktning. Efter isavsmältningen återstod en moränavlagring som till stor del återspeglade den lokala berggrunden. Sydvästra Skånes sedimentära berggrund är mycket lätteroderad och bearbetades av isen till en morän av fin struktur. Samtidigt bidrog den sedimentära berggrundens höga kalkinnehåll till en näringsrik morän med ypperliga odlingsförutsättningar (Nilsson & Gustafsson 1967).
Moränens uppbyggnad är inte uteslutande ett re sultat av den lokala berggrunden, utan uppbyggnaden beror även på hur långt och i vilken riktning isen har transporterat materialet (Nilsson & Gustafsson 1967). I Skåne finns två olika moräntyper, nordostmorän och baltisk morän, vars utbredning beror på inlandsisen rörelseriktning (Adrielsson et al. 1982). För 21 000 år sedan inträffade en avsevärd klimatförbättring och en successiv isavsmältning påbörjades. Iskanternas avsmältning var dock inte jämt fördelad, något som särskilt utmärkte delar av Danmark, södra Skåne och Öresund. Det som karakteriserade iskanten var flertalet islober som vid upprepade tillfällen ryckte fram över landskapet. Isloberna stod i kontakt med isströmmar som transporterade det material som smälte fram ur ismassan. (Andréasson red.
5
2006). I Skånes norra och mittersta delar återfinns nordostmoränen vilken deponerades av isströmmar med en rörelse från nordost mot sydväst. Urbergsmaterial utgör därmed huvudkomponenten i nordostmoränen. Till skillnad från nordostmoränen härrör den baltiska moränen från isströmmar med en rörelse från söder och in över Skåne. Denna morän byggs därmed upp av sedimentära bergarter med ursprung i främst Östersjösänkan. Både nordostmoränen och den baltiska moränen har sedan uppblandats med den lokala berggrundsmoränen (Adrielsson et al. 1982).
I princip hela Skånes berggrund har ett överliggande jordlager och endast på ett fåtal platser utgörs markplanet av blottad berggrund. Inom Landskrona kommun anses jordlagrets mäktighet i genomsnitt vara 20-40 m, förutom i området kring Glumslöv och på Ven där en tjocklek på cirka 100 m förekommer (Fuchs 2005). Dessa mäktigheter beror på Alnarpssänkan, vilken är en sänka i kritberggrunden som skär genom Skåne från området väster om Ystad upp mot Landskrona (Nilsson & Gustafsson 1967).
I undersökningsområdet är morän den dominerande jordarten i markplanet, något som kan ses i fig. 3 nedan. Sydväst om Härslöv dominerar främst ler- och kritmorän av antingen styv moränlera (ler > 40 %), moränmellanlera (ler 25-40 %) eller morängrovlera (ler 15-25 %).
Normalt håller moränen i detta område en kalkhalt på 20-30 %, men även halter som överstiger 50 % förekommer. Lerhalten är som synes mycket hög i området. Inte sällan har det undre jordlagret en lerhalt på 50-80 %, medan de mer ytliga delarna håller en halt på 30- 45 %. Norr, öster och sydöst om Härslöv utgör morängrovlera fortfarande en stor del av jordlagret, men cirka hälften av arealen utgörs här av en lerig morän med varierande innehåll av grovsilt och finsand. På ett fåtal platser i undersökningsområdet finns mindre sammanhängande områden där postglaciala avlagringar (avsatta efter inlandsisen avsmältning) överlagrar den underliggande moränen. Avlagringarna utgörs av silt, sand eller lerig silt/finsand. Ett större sammanhängande parti av silt och sand återfinns bland annat sydost om Härslöv i trakterna kring Arrarp (se fig. 3). Råån är det stora vattendrag som rinner genom undersökningsområdet och det är endast här en nybildning och omstrukturering av jordlagret fortfarande pågår. Längs med vattendraget förekommer svämsediment med ett varierande innehåll av lera, silt, sand och organiskt material (Adrielsson et al. 1982).
Härslöv ligger i kanten av ett backstråk som sträcker sig från Glumslöv mot Rönneberga, där backarna bildades genom glacialtektonik. Lagerföljderna i området kring Härslöv är därför mycket komplexa på grund av jordlagrens veckade struktur. Både sand, silt/lera och morän förekommer i hopveckade och överskjutna lager. Troligtvis är morän den underrepresenterade jordarten i backstråket jämfört med sandiga och siltiga delta- och issjösediment, men jordlagrets oregelbundna orientering gör att uppbyggnad och utseende varierar inom området.
I backarna återfinns fem olika moräntyper av varierande sammansättning och ålder. De tre moräntyper som finns underst är nordostmoräner bestående av urberg och ler- och sandstenar, medan de två översta moräntyperna är baltiska morä ner med högt ler- och kritinnehåll (Adrielsson et al. 1982; Lena Adrielsson, konversation via e-post 2010-06-21).
6
Figur 3. Jordartskarta efter Adrie lsson et al. (1982) i ska la 1:50 000. Figuren visar jordartsfördeln ingen i området kring tätorten Härslöv samt den topografiska nivåskillnad som återfinns söder om Härslöv, från Glu mslöv mot Rönneberga.
7
2.3 Topografi och hydrologi
Topografin inom Landskrona kommun är relativt varierad. Kommunens södra delar utgörs av plana slätter där nivåskillnaderna är förhållandevis marginella. I det här området är höjdpartier på mer än 20 meter över havet mycket sällsynta (Ekologgruppen 1990). De norra och nordöstra delarna av kommunen utgörs istället av ett kuperat backlandskap som karaktäriseras av det höjdparti som sträcker sig igenom kommunen, se fig. 3 ovan (Landskrona kommun 2000). Som tidigare nämnts startar höjdpartiet vid Glumslöv (nordväst om Härslöv), går förbi söder om Härslöv och tillväxer återigen vid Rönneberga (sydost om Härslöv). Både Glumslövs backe och Rönneberga backe når nästan e xakt 100 meter över havet och är således områdets högsta punkter. Härslöv återfinns på Hilleshögsåsens norra sida, där Hilleshögsåsen maximalt når en höjd på 97 meter över havet. Med utgångspunkt från höjdstråkets mitt avtar nivåskillnaderna både åt sydväst mot Öresundskusten och åt norr mot Råån (Adrielsson et al.
1982).
Jordlagren i området kring Härslöv domineras av lerig morän och moränlera i vilka grundvattenrörelsen sker ytterst långsamt. Ju högre lerhalt en jordart har ju mer begränsad blir dess hydrauliska konduktivitet, det vill säga jordartens förmåga att leda vatten. Den hydrauliska konduktiviteten för lerig morän och moränle ra brukar uppskattningsvis ligga inom intervallet 10-8 – 10-11 m/s, vilket gör att jordarten är i princip tät. För grövre moräner med ett väsentligt innehåll av sand och grus är den hydrauliska konduktiviteten större, i storleksordning 10-5 – 10-8 m/s. Generellt ökar en jordarts hydrauliska konduktivitet med en ökad sorteringsgrad och ökad kornstorlek (Delteus & Kristiansson red. 1995). Den största delen av grundvattentransporten bör således ske i de sandlager som finns i backarna, där sanden utgör slutna eller öppna akvifärer beroende på om avlagringen täcks av ett moränlager eller inte (Lena Adrielsson, konversation via e-post 2010-06-21). I övrigt saknas grövre och mer välsorterade avlagringar inom undersökningsområdet och möjligheten för uttag av grundvatten ur jordlagren är därför mycket liten. Däremot ger den sedimentära berggrunden ofta mycket goda förutsättningar för grundvattenuttag. Att berggrunden har en hög vattenledningsförmåga beror på dess höga porositet som orsakas av en ofullständig konsolidering samt den höga sprickfrekvens som råder i området (Gustafsson 2005). I undersökningsområdet finns ett flertal brunnar borrade i berg och i samband med borrningen noterades på vilket djup grundvattenytan stod under marken vid just det tillfället.
Noteringarna visar att grundvattenytan har återfunnits på olika djup, cirka 1 – 30 meter under markytan, men eftersom grundvattennivån varierar med årstid och väderlek kan noteringarna endast ge en grov uppskattning av inom vilket intervall som grundvattennivån kan variera i området (SGU 2010).
Som tidigare beskrivits är Råån det viktigaste vattendraget som återfinns inom undersökningsområdet. I fig. 4 nedan visas information om vattendragets sträckning, biflöden och avrinningsområde. Bakgrundskartan i fig. 4 är en del av den svenska vattenkartan som finns tillgänglig för allmänheten på vattenmyndigheternas hemsida (Sveriges länsstyrelser och vattenmyndigheter 2008). Ovanpå bakgrundskartan har sedan ytterligare information om Rååns biflöden tillförts från Länsstyrelsen i Skåne Län (Olsson, I. red. 2009). Som fig. 4 visar startar Råån i Duveke (sydost om Ekeby) och rinner västerut genom det Skånska landskapet för att slutligen mynna i Öresund vid Råå hamn söder om Helsingborg. På dess väg tillkommer ett flertal biflöden där åtta av de största biflödena visas i fig. 4. Råån har en sammanlagd längd på 28,4 km och avvattnar en total areal av 193 km2 (VISS 2009). Inom Rååns avrinningsområde är jordbruk den verksamhet som dominerar, något som återspeglar dess vattenkvalitet då 93 % av markarealen inom avrinningsområdet utgörs av åkermark (Länsstyrelserna 2010). Den övervägande delen av avrinningsområdet återfinns inom
8
Helsingborgs kommun, men även delar av Svalöv, Bjuv och Landskrona kommun är inkluderade. Från undersökningsområdets nordligaste punkt och längs med kommungränsen åt sydöst återfinns en del av Rååns sträckning varvid landarealen norr om Härslöv upptas i Rååns avrinningsområde, samt stora delar av området öst/sydöst om Härslöv. Den topografiska nivåskillnaden medför att höjdstråket söder om Härslöv utgör en naturlig gräns mellan två separata avrinningsområden, något som visas i fig. 4. Området norr om Hilleshögsåsen har därmed en grundvattenrörelse mot Råån, medan området söder om åsen har en grundvattenrörelse mot Öresund (Vattenkartan 2010).
Figur 4. Visar de o lika avrinningsområdena ma rke rade med rött, bland annat Rååns och Sa xåns.
Huvudvattendragen visas med t jock b lå ma rkering. Några av Rååns biflöden från väst till öst är:
Halmstadsbäcken (1), Tirupsbäcken (2), Tostarpsbäcken (3), Ottarpsbäcken (4), Tjutebäcken (5), Härslövsbäcken (6), Kövlebäcken (7) och Lussebäcken (8).
Källa, bakgrundskarta: Sveriges lässtyrelser och vattenmyndigheter (2008) Källa, biflöden: Olsson, I. red. (2009)
9
3 BAKGRUND
3.1 Jordbrukets historiska utveckling
År 4200 – 400 f Kr spred sig den begynnande jordbruksläran från Sydvästasien, genom Europa och upp till Norden. Nu blev djurhållning och sädesodling allt viktigare och det permanenta boendet tilltog för Skånes befolkning. På 400-talet inträffade en stor jordbruksreform i och med järnsmidets uppkomst. Bättre redskap medförde en effektivare jordbearbetning och underlättade insamling av vinterfoder till boskapen. Stallning av boskap ökade med ökad mängd vinterfoder och boskapens gödsel kunde nu utnyttjas. Detta medförde mer permanenta åkrar då trädesperioden drastiskt kunde förkortas genom att ny näring istället tillfördes genom det animaliska gödslet. Det nya jordbruket gav en allt större avkastning vilket resulterade i en kraftig befolkningsökning och ekonomisk tillväxt (Bergendorff et al.
2002).
Under mitten av 1700-talet bodde övervägande delen av Skånes befolkning i byarna där ett flertal gårdar låg samlade. Vid denna tid delades åkerarealen upp i äganderätter, så kallade vångar, där varje brukare tilldelades specifika odlingsarealer. Vångarna styckades i sin tur upp i mindre delar, så kallade tegar, vilka fördelades mellan byns gårdar (Kristoffersson 1924).
Tegskiftet bidrog till ett ineffektivt jordbruk då varje brukare hade många små tegar utspridda runt om i byn, men samtidigt fördelades odlingsförutsättningarna på ett rättvist sätt mellan brukarna (Länsstyrelsen i Skåne län 2009a). Brukarna var även tvungna att rätta sig efter varandra beträffande vilka brukningsmetoder som skulle tillämpas. Produktiviteten minskade och lösningen på problemet blev den skiftesreform som kom att äga rum (Terra Scaniae 2007).
3.1.1 Storskifte
Lantmäterikontorets dåvarande inspektör Jakob Faggot kom med ett förslag om hur en rationalisering av jordbruket skulle genomföras. Han förespråkade en sammanslagning av en brukares tegar så att denne istället fick ett fåtal större områden som på sikt skulle bli lättare att bruka (Länsstyrelsen i Skåne län 2009d). I förslaget ingick även att en by skulle verkställa storskifte då detta önskades av någon av byns brukare. Faggots förslag fick genomslagskraft då de inskrevs i 1757 års allmänna förordning om storskifte (Bergendorff et al. 2002). Trots större sammanhängande tegar fick inte storskiftet någon större betydelse, främst eftersom en existerande bykärna gjorde att flera brukare fick längre till sina tegar. En ytterligare orsak var att en omskiftning gjordes på en individuell brukares begäran och därmed avhöll sig brukarna detta då de var rädda att mista den mark de redan ägde (Franzén 2008; Jonsson 1997).
3.1.2 Enskifte
Ur storskiftet utvecklades enskiftet under 1780-talet av Svaneholms godsherre Rutger Macklean. På Mackleans begäran splittrades de ingående byarna i Svaneholms gods, där varje gård tilldelades ett skifte av likvärdig storlek. Därefter stationerades varje gård ut på respektive skifte för att avstånden dem emellan skulle förkortas. Därmed tvingades brukarna bli mer självgående samtidigt som Macklean införde nya odlingssystem (Franzén 2008; Terra Scaniae 2007). Tidigare användes tresädessystemet vilket innebar att två delar av åkern odlades medan den tredje låg i träda. Nu infördes ett växeljordbruk där ena åkerhalvan användes för sädesodling och den andra halvan för odling av foderväxter till boskapen i form av baljväxter. Kontentan blev att sädesskördarna steg då brukarna växlade sådden mellan de två åkerdelarna och samtidigt gynnades boskapen av ett mer näringsrikt foder (Skansjö 2000).
10
Den nya jordbruksläran spred sig och år 1803 beslutade Gustav IV Adolf att enskifte skulle införas i Skåne (Bergendorff et al. 2002).
3.1.3 Laga skifte
Vid enskiftets införande levde ännu storskiftets regel kvar om att en skiftning skulle genomföras så fort en bybo önskade det. 1827 infördes därför laga skifte, med enskiftets principer som utgångspunkt. Skillnaden nu var att varje brukares odlingsareal värdesattes vid en sammanslagning, där en sammanslagning skulle medföra att en brukare maximalt fick fyra skiften. Den brukare som fick mindre värdefull jord vid skiftningen gottgjordes genom att istället få en större areal (Franzén 2008; Jonsson 1997). En specifik domstol etablerades för att behandla de meningsskiljaktigheter som uppkom mellan brukarna. Den ökade säkerheten medförde att laga skifte genomfördes över i princip hela Sverige (Franzén 2008).
3.2 Konstgödsel introduceras – Märglingsepoken
Den befolkningsökning som ägde rum i Sverige under 1700-talet och 1800-talets början gjorde att trycket på jordbruket växte. Fler munnar behövde mättas men dåtidens åkerareal var för liten för att uppnå önskad avkastning. Två alternativ fanns tillgängliga, antingen att öka åkerarealen eller att öka skördesgivorna från de befintliga åkrarna. Med skiftesreformerna kom den rationalisering som var nödvändig. Redskapen utvecklades och de nya växtföljdsmetoderna gjorde ängsmarken överflödig varvid denna transformerades till åkermark. En ytterligare expansion av åkerarealen kunde verkställas genom torrläggning av sjöar och våtmarker, en avvattning som finjusterades under början av 1900-talet genom en omfattande täckdikning. Samtidigt som åkerarealen ökade introducerades konstgödseln i jordbruket och nu ökade skördarna avsevärt (Olsson, S-O. 2003).
3.2.1 Märgling – Definitioner
Influerade av England började Skånes lantbrukare på 1830-talet att använda märgel som komplement till det animaliska gödslet, därmed även i Härslöv (Hemby 1958). När den svenska staten under 1700-talet insåg att landets jordbruk var ohållbart var märgling en väl etablerad metod i England. Som ett led i reformationen skapades nya institutioner, bland annat kungliga vetenskapsakademin där Carl von Linné var en av grundarna. Akademin sammanställde forskning och resultat från jordbrukets utveckling i andra länder och publicerade dessa. Samtidigt som märgelns positiva effekter fastställdes i skrift spred akademin dess fördelar under sina Sverigeresor. Märlingen expanderade nu mycket kraftigt i Sverige (Olsson, S-O. 2003). Enligt Fleischer et al. (1984) lyder den naturvetenskapliga definitionen på märgel enligt följande:
”En jordart v ilken innehåller kalk (främst kalciu mkarbonat) och i övrigt till största delen är uppbyggd av lerbeståndsdelar. Kalkhalten kan varie ra mellan ungefär 10 och 45 %, beroende på berg - eller jo rdartens sammansättning, i övrigt urskiljs olika typer av märgel t.e x. morän mä rge l, le rmärge l, sandmärgel och skalmärgel” (Fleischer et al. 1984 s. 7).
Fleischer et al. (1984) säger dock att den mest använda definitionen är:
”En berg- eller jo rdart som innehåller kalk i sådan omfattning att den kan användas som jo rdförbättringsmedel på kalkfattig åkerjord. Det innebär att vad som vetenskapligt betecknas som t.e x. en kalkhalt ig mo rän kan kallas morän mä rgel o m den blivit utnyttjad som jordförbättringsmedel. På samma sätt kallas en lera trots att den har en kalkhalt under 10 % för lermä rgel o m den används som jordförbättringsmedel” (Fle ischer et al. 1984 s. 7).
11
Metoden då märgel sprids ut på åkrarna benämnas märgling. Märglingen bestod till övervägande del av moränmärgel i Skåne eftersom Skånes jordlager främst utgörs av morän av varierade typ. Både lerig, siltig och sandig morän förekommer (Fleischer et al. 1984).
3.2.2 Positiva effekter vid märgling
Växter behöver en rad olika näringsämnen för sin tillväxt, både makronäringsämnen (kväve, fosfor, magnesium etc.) och mikronäringsämnen (natrium, koppar, mangan, molybden etc.).
De tillväxtbegränsande näringsämnena är framför allt kväve, fosfor och kalium vilket medför att skördarna ökar om dessa tillsätts (Nationalencyklopedin 2010b). Oftast kan höga halter av fosfor och kalium återfinnas i märgel. Dock var det inte dessa som medförde den jordförbättring som uppstod vid märgling, utan det berodde främst på märgelns kalkinnehåll.
Då kalkrik märgel sprids på åkrarna höjs pH-värdet i jorden vilket gör att omgivningsförhållandena för markens mikroorganismer förbättras. Vid mer optimala existensförhållanden intensifierades organismernas nedbrytning av det organiska materialet i marken vilket medförde att nya näringsämnen fortare blev tillgängliga för åkerns grödor och skördesgivorna ökade. Märgling var en effektiv teknik så länge som organiskt material fanns tillgängligt i marken. Ökad aktivitet hos mikroorganismerna kunde däremot leda till att det organiska materialet förbrukades fortare än det hann återbildas. Märgling var därmed en ohållbar teknik så länge den inte kombinerades med animaliskt gödsel eftersom markens näringsdepå förbrukades, något som på sikt gav minskade skördesgivor (Fleischer et al.
1984).
Förutom höjning av pH-värdet bidrog märgling till att jordens struktur förändrades. Som tidigare beskrivits utgörs jordlagret av styv lera på en del platser i Skåne, det vill säga jordar där lerhalten överstiger 40 %. Med 1800-talets jordbruksredskap var dessa hårda jordar mycket svårbrukade, samtidigt som de var kompakta vilket minskade dess hydrauliska konduktivitet. Märgling med sandmärgel gjorde den styva leran mer porös och åkerjordens förmåga att leda vatten ökade, och följaktligen gick jorden lättare att nyttja. För att förbättra en sandig jord med låg vattenhållande förmåga var förhållandet det omvända. En sandig jords egenskaper förbättrades genom tillsats av lermärgel, där leran bidrog till att jordartens vattenhållande förmåga ökade (Fleischer et al. 1984).
3.2.3 Utvinning av märgel
För att få tag på den kalkrika jorden öppnades små dagbrott, idag så kallade märgelgravar, i kantpartiet av de åkrar som skulle märglas. För att undvika onödigt arbete togs först ett jordprov ut med en skruvborr på den tilltänkta platsen och därefter tillsattes e n liten mängd syra till jordprovet, vanligtvis saltsyra eller salpetersyra. Om jordarten var kalkrik reagerade kalket med syran, koldioxid utvecklades varvid ett ljud kunde detekteras. Ett kraftigt ljud indikerade märgel och brytningen kunde därmed inledas (Hemby 1958).
Den uttagsmetod som användes anpassades efter omgivningens utseende samt efter märgelns fasthet. Den metod som främst tillämpades inleddes med att det översta jordlagret (2-3 dm) grävdes bort, där det bortgrävda jordlagret var en kalkfattig restprodukt som lämpligen användes till utfyllnadsprojekt (Fleischer et al. 1984). Innan märgeln var nådd behövdes oftast ett lerlager (2-3 m) utan kalkinnehåll schaktas bort (O lsson, S-O. 2003). Märgeln kunde nu grävas ut för hand med spadar, men så fort en vertikal schaktvägg hade skapats praktiserades en ny brytningsmetod. I bottnen på schaktväggen slogs en spade in, ett så kallat understick.
Därefter bankades långa kilar från schaktväggens överdel ner mot understicket. Tillslut rasade
12
den yttersta delen av väggen och den utvunna märgeln lastades på vagnar för vidare transport.
Bankningsmetoden var inte användbar för märgel med högt vatteninnehåll, utan då fick samtlig märgel grävas ur för hand. För att underlätta lastningen av märgeln sluttades brottets ena sida så att en vagn kunde köras ner i graven (Fleischer et al. 1984). Den sluttande sidan kan i nutid användas vid identifiering av märgelgravar vilka annars är utseendemässigt likvärdiga dödisgropar där utvinning av torv tidigare pågått (Bergendorff et al. 2002).
Märgeln transporterades med häst och vagn från brottet till åkern, men vid kortare avstånd var persondragna kärror tillräckliga. Arbetet var både risk fullt och fysiskt påfrestande och dödsfall inträffade dels då schaktväggens bortbankade del rasade över arbetarna och dels då hydrauliskt grundbrott inträffade. Vid hydrauliskt grundbrott hade schaktet gjorts så djupt att instabilitet uppkom och konsekvensen blev att schaktbottnen sprack upp och grundvattnet trängde in i brottet med sådan hastighet att arbetarna drunknade. Därför expanderade arbetarna hellre brottet i sidled istället för att schakta på djupet och följaktligen är dagens märgelgravar relativt grunda (Fleischer et al. 1984). För att uppnå önskat skörderesultat krävde ca 5000 m2 åkermark i genomsnitt 400-600 vagnar med märgel (Hemby 1958). För att bibehålla önskad jordförbättring behövdes ny märgel spridas ut på åkrarna ungefär vart 13:e år (Fleischer et al. 1984). Det här innebar att den övervägande delen av Härslövs åkermark hann märglas två till tre gånger innan metoden blev impopulär på 1880-talet (Bergendorff et al. 2002; Hemby 1958).
3.2.4 Slutet för märlingsepoken
På 1880-talet minskade märglingen avsevärt för att på 1890-talet i princip ha upphört. Vid denna tid blev konstgödselanvändningen allt populärare (främst kalisalpeter och superfosfat), men det stora genombrottet kom på 1930-talet (Lantbruksstyrelsen 1990). Jämfört med märgel krävdes mindre kvantiteter konstgödsel på grund av dess höga kalkinnehåll, samtidigt som arbetsinsatsen var näst intill obefintlig vilket gjorde konstgödseln till ett billigare alternativ (Bergendorff et al. 2002). En ytterligare orsak till märglingens nedgång var den kraftiga expansion av järnvägsnätet som ägde rum i Sverige varpå tillgången på konstgödsel ökade. (Fleischer et al. 1984).
3.2.5 Märgelgravarnas betydelse idag
Dagens märgelgravar är det enda existerande minnet i landskapet från märglingsepoken, där märgelgravarna oftast är belägna mitt ute på de skånska åkrarna och den dominerande delen av dem har vattenfyllts. Att de är belägna ute på åkrarna trots att de en gång anlades i åkerkanten beror på att åkrarna successivt har utvidgats. Den genomgripande torrläggningen och täckdikningen som påbörjades under slutet av 1800-talet medförde att en stor del av dåtidens märgelgravar fylldes igen (O lsson, S-O. 2003). Den mest omfattande igenfyllnaden kom dock att ske efter andra världskrigets slut då jordbruket genomgick en kraftig mekanisering. Med bättre traktorer och övrig brukningsutrustning var stora sammanhängande odlingsarealer det optimala för effektivt brukande och märgelgravarna kom därför att betraktas som odlingshinder vilket resulterade i igenfyllning. Utfyllnadsmaterialet bestod främst av organiskt material, sten och jord, men tyvärr användes även diverse skräp (Lantbruksstyrelsen 1990).
1982 genomfördes en pilotstudie i Landskrona och Helsingborgs kommuner med målet att identifiera lokalisering för både nuvarande och före detta avfallsupplag. Inom studien jämfördes flygbilder från olika årtal för att undersöka markförändringar och därmed
13
identifiera avfallsupplag, samtidigt som intervjuer genomfördes. Vid intervjuerna framkom det att flertalet märgelgravar i området kring Härslöv användes som dumpningsplatser, i princip till ”kommunala soptippar”. I Härslövs före detta kommun infördes kommunal renhållning 1955 och dessförinnan var det upp till var och en att ta hand om sitt avfall. Avfall bör således ha dumpats i märgelgravar i anslutning till varje by. Dock är dessa märgelgravars lokalisering näst intill okända i dagsläget (Landskrona kommun 1982). Ytterligare en studie gjord vid Lunds Universitet visar att antalet märgelgravar kraftigt har minskat med tiden. Här studerades bakomliggande orsaker till den stora nedgången av amfibiepopulationer (främst groddjur) världen över de senaste årtiondena. Habitatdestruktion i form av att antalet vattenansamlingar har minskat tros vara den främsta orsaken. I södra Sverige identifierades under studien 437 vattenansamlingar där den övervägande delen av dessa var vattenfyllda märgelgravar. Under studien framkom det att 26 % av de totalt 437 vattenansamlingarna förstördes mellan 1959 – 2003 pga. urbaniseringen, antingen genom igenfyllnad eller genom uttorkning (Nyström et al. 2007).
Då kantzonen intill den öppna och ofta vattenfyllda märgelgraven inte var odlingsbar har träd och buskar i många fall planterats här. Förr var syftet att producera virke och djurfoder, medan det idag främst är för att skapa skyddszoner för diverse djur, t.ex. rådjur och harar.
Tidigare användes även vattenfyllda märgelgravar för odling av fisk och kräftor, något som idag endast förekommer i begränsad utsträckning i Skåne (Fleischer et al. 1984). Expansion av åkerarealen medförde att sjöar sänktes, vattendrag rätades ut och ytavrinningen påskyndades. Odlingslandskapet blev allt torrare och de vattenfyllda märgelgravar som undgick igenfyllning spelar i dagsläget en ovärderlig roll för både vegetation och djurliv (Olsson, S-O. 2003). I och runt omkring märgelgravar finns ofta en fantastisk artrikedom med många sällsynta och hotade arter. Märgelgravar är bland annat mycket viktiga fortplantnings- och skyddsområden för kräl- och groddjur om deras naturliga fiender (fisk och kräftor) saknas. Samtidigt är vattenmiljön oftast god då pH- värdet hålls på en konstant nivå genom att försurning motverkas av den kalkrika märgelns buffringsförmåga. Idag är övergödning det största hotet mot god vattenkvalitet genom det närsaltsläckage som sker från dagens jordbruk.
Odlingslandskapets brist på vattenförekomster gör märgelgravarna till viktiga uppehållsplatser under djurens förflyttningar i ett annars oskyddat landskap. Märgelgravarnas flacka sida ger upphov till en långgrund strandzon där både vatten- och strandälskande flora och fauna trivs och den omväxlande vegetationen medför således ett rikt insektsliv med en stor artvariation. För fågellivet spelar märgelgravarna en viktig roll som skydds- och häckningsplats, samt som födokälla (Länsstyrelsen Blekinge län 2010).
För att undvika att de vattenfyllda märgelgravarna fylls igen och på så vis säkerställa att viktiga livsmiljöer bevaras omfattas samtliga märgelgravar av det generella biotopskyddet enligt 7 kap. 11§ Miljöbalken, samt 5-8§§ i Förordning (1998:1251) om områdesskydd enligt miljöbalken m.m. Detta innebär att det inte är tillåtet att bedriva en verksamhet eller vidta en åtgärd som kan skada naturmiljön om inte föreskrifter om dispens har medgetts av Länsstyrelsen. Dock får Länsstyrelsen vidta de åtgärder som behövs för att vårda dessa biotopskyddsområden.
3.3 Införandet av bekämpningsmedel
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
(μg/kg TS) sDDT i sedi ment från våtmarken
vid Viarps bäcken (μg/kg TS) sDDT i bl åmusslor från Råå Hamn (mg/kg fettvikt)
1995 - 3055 -
1996 - 100,0 -
1998 - 93,00 -
2000 0,00 - 0,000
2001 0,00 14,00 0,260
2002 2,00 - 0,427
2003 0,00 - 0,300
2004 16,40 - 0,170
2005 3,49 - 0,186
2006 20,80 - 0,195
2007 3,69 - 0,029
2008 12,70 - 0,267
Tabell 1. Sa mmanställning av analysresultat med avseende på sDDT i två provpunkter som ingår i He lsingborg s 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
5 METODIK
5.1 Kartering samt identifiering av ett potentiellt DDT-innehåll
Genom att studera hur landskapet har förändrats över en tidsperiod är det möjligt a tt identifiera och lokalisera de märgelgravar som finns/har funnits i området. Den här karteringen har utförts genom att studera landskapsförändringen mellan åren 1912 och 2004.
Utgångspunkten var den häradsekonomiska kartan från 1912. På denna karta ses e tt stort antal (ofta kantiga) små vattendrag i kontakt med åkermark, antingen mitt på åkern eller i skiftesgränsen. Dessa antogs vara vattenfyllda märgelgravar vid karteringen. Troligtvis fanns även ett stort antal torra märgelgravar, men dessa är inte upp tagna på den häradsekonomiska kartan. Härefter jämfördes samma område med flygbilder från 1939 för att se om märgelgravarna från 1912 fanns kvar eller hade igenfyllts, samt om nya märgelgravar tillkommit i området. De märgelgravar som fanns kvar 1939 studerades sedan på flygbilder från 1962 och så vidare. Karteringen genomfördes således med en tidsserie av flygbilder från åren 1939, 1962, 1967, 1979, 1984, 1991 och 2004 där samtliga flygbilder tillhandahölls av miljöförvaltningen i Landskrona kommun.
För att underlätta tolkningen av flygbilderna användes det geografiska informationssystemet ArcGis version 9.3. Med hjälp av programvaran kunde en digital överlappning mellan olika flygbilder göras inom ett valt område, till exempel för en specifik märgelgrav. Förutom den häradsekonomiska kartan från 1912 var det flygbilderna från 1939, 1962, 1984 och 2004 som fanns tillgängliga digitalt. Resterande flygbilder granskades i pappersformat.
Vid karteringen fanns även en äldre inventering från 1998 utförd av Agne Rosinius tillgänglig hos miljöförvaltningen. Denna inventering gällde främst befintliga (öppna och vattenfyllda) märgelgravar i Landskrona kommun där bland annat tillstånd gällande igenväxning och nedskräpning fanns antecknat för en del av de inventerade märgelgravarna. I begränsad mån fanns även information angående igenfyllda märgelgravar tillhands. Positionen för de inventerade märgelgravarna fanns tillgängliga i ArcGis och kunde därmed vara till hjälp vid karteringen då osäkerhet uppstod. Den gis- information som erhölls från miljöförvaltningen hade sammanställts av Tomas Sjöstrand utifrån flygbilder och äldre kartmaterial, bland annat hade sockengränserna fastställts med hjälp av den häradsekonomiska kartan från 1912.
När lokalisering och årtal för igenfyllnad hade bestämts för respektive märgelgrav söktes aktuella fastighetsägare upp med hjälp av fastighetsregistret. Härefter återstod att sålla ut vilka av märgelgravarna som eventuellt skulle kunna ha ett innehåll av DDT. Som tidigare beskrivits nådde användningen av DDT i Sverige sitt maximum under 1960-talet.
Användningen förbjöds dock år 1970 i jordbruket och år 1975 i skogsbruket (Mathlein 1971).
Med avseende på förbudet gjordes en utsållning av märgelgravarna utefter vilket årtal de fyllts igen. För att kunna angripa utsållningsproblemet användes följande antagande: ”De märgelgravar som fyllts igen någon gång mellan 1967 och 1979, det v ill säga fanns med på flygbilden från 1967 men inte på flygbilden från 1979, skulle kunna innehålla DDT ”. Aktuella fastighetsägare kontaktades per telefon för att utreda om de visste vad igenfyllnadsmassorna bestod av. Platsbesök gjordes även för de igenfyllda märgelgra varna där innehållet var okänt, samtidigt som en del av fastighetsägarna träffades personligen. Därefter kontaktades övriga fastighetsägare i bygden med stor kännedom om Härslöv för att försöka ta reda på vad märgelgravarna fyllts igen med. Dialog fördes per telefon och vissa fastighetsägare träffades även personligen.
19
5.2 Provtagning av den misstänkt förorenade märgelgraven
Den igenfyllda märgelgrav som enligt inkommande tips eventuellt kan vara förorenad med avseende på DDT är positionerad mitt ute på en åker. På grannfastigheten 300 meter väster om den igenfyllda märgelgraven finns idag en öppen vattenfylld märgelgrav. Enligt personen som inkom med tipset angående märgelgraven ska det finnas en dräneringsledning mellan den igenfyllda och den öppna märgelgraven. Med hjälp av flygbilder kunde källans information verifieras. På flygbilden från 1962 är båda märgelgravarna öppna och vattenfyllda men inga dräneringsledningar kan urskiljas, något som visas i fig. 5 nedan. Den aktuella märgelgraven är sedan igenfylld på flygbilden från 1979. På flygbilden från 1984 är därmed bara dagens öppna märgelgrav kvar och här kan dräneringsledningar mellan de två objekten tydligt ses, något som visas i fig. 6 nedan.
Till att börja med studerades geologin och hydrologin för området där den aktuella märgelgraven fanns. Med hjälp av jordartskarta samt hydrologisk och topografisk information söktes bakgrundsinformation för att försöka bilda en uppfattning om hur vattenrörelsen ser ut i området. För att undersöka provtagningsmöjligheterna gjordes ett platsbesök. Då de två märgelgravarna ligger på skilda fastigheter kontaktades fastighetsägare/arrendator för respektive fastighet före besöket. På plats studerades omgivningen och brunnar letades i närområdet. En av lantbrukarna visade på plats var de större dräneringsdikena fanns, hur dräneringsledningarna var dragna och vilka uppsamlingsbrunnar som fanns. Brunnslock lyftes av för att undersöka vattnets flödesriktning. I och med den befintliga dräneringen valdes vatten ut som det mest lämpliga provtagningsmediet.
Landskrona kommun hade nyligen köpt in en passiv provtagningsutrustning för provtagning av vatten. Då denna fanns tillgänglig kontaktades ansvarigt laboratorium för att utreda metodens lämplighet, hur provtagning utförs samt vilka substanser som är möjliga att detektera vid kommande analys. En passiv provtagning bedömdes som adekvat i det aktuella fallet och metoden kunde tillämpas vid provtagning. Genom platsbesöket kunde lämpliga provtagningspunkter identifieras och därefter gjordes en utsättning av de passiva provtagarna enligt bifogade instruktioner från laboratoriet (se bilaga 1). Även ett referensprov sattes ut på en lokal där omgivningsförhållandena ansågs förhållandevis likvärdiga. Platsbesök gjordes
Figur 6. Flygbild från 1984 där mä rgelgraven till vänster har fyllts igen. Mellan de två märge lgravarna kan en dräneringsledning tydligt ses på bilden Bild källa : Lant mäteriet 1984
Figur 5. Flygbild från 1962 som v isar två öppna mä rgelgravar där inga dräneringsledningar kan urskiljas
Bild källa : Lant mäteriet 1962
