Foto: Wendy Echeverria, Uddhagen, 2020-09-17
Deponiverksamhet i Kungsör- föroreningar nu och i framtiden
Av: Wendy Echeverria & Nathalie Hönig
Handledare: Karin Ebert & Roos van der Spoel
Södertörns högskola | Institutionen för naturvetenskap, miljö och teknik Kandidatuppsats 15 hp
Miljövetenskap | HT 2020
Programmet för miljö & utveckling
1
Abstract
The unsustainable use of resources has resulted in residues being put into unsorted landfills for a long time, this practice has led to hazardous substances being leached out and polluting lakes and watercourses. Climate change is leading to rising sea levels, which may result in that landfills in vicinity of seas, lakes and watercourses may spread pollution to a greater extent than they do today. To contribute to further knowledge about this subject, the metal content in two old landfills next to Lake Mälaren has been investigated. The study is based on a field survey where soil and groundwater samples were collected, analyzed and categorized according to MIFO's principles: hazard, pollution level and risk of spreading. The starting point is that the protection value is large as the area borders Lake Mälaren. The investigated area is covered by two landfills (Ekudden and Uddhagen) adjacent to each other and because of that the areas are investigated at the same time. The purpose of the study was to identify hotspots of pollutants, where measures should be taken to minimize the risk of contamination of the lake now and in the future. The study showed that all test points exceeded levels for KM (sensitive land use) for one or more metals. Through a visualization, six areas could be identified where one or more test points showed levels where at least three substances exceed the level for MKM (less sensitive land use), or where one or more substances exceed the level for FA (hazardous waste). As the demarcation of the area was not clear enough, not all test points could count as hotspots. Two areas are considered to have two or more hotspots that spread pollutants. The hotspot-areas are located on a campsite where levels for KM should not be exceeded. Four areas are considered as sub-areas, these sub-areas consist of the test points where pollutants are high, but the demarcation of the area is uncertain. Four areas are also considered to be at risk if lake Mälaren should increase which could lead to a flood of the test points and may entail an increased risk of contamination of the surface water. One measure that is proposed to minimize the risk of continued leaching is a well-planned bioremediation in combination with phytoremediation as large parts of the investigated area is currently used for recreational purposes
Keywords: abandoned landfill, MIFO, risk of spreading, metal contamination, phytoremediation
2
Sammanfattning
En ohållbar resursanvändning har lett till att resurser länge lagts i osorterade deponier, vilket leder till att farliga ämnen lakas ur och förorenar sjöar och vattendrag. Klimatförändringar som förväntas leda till stigande havsnivåer gör att deponier i närheten till hav, sjöar och vattendrag kan komma att sprida föroreningar i större utsträckning än de gör idag. För att bidra till
ytterligare kunskap kring ämnet har metallhalten i två gamla deponier intill Mälaren undersökts.
Studien baseras på en fältundersökning där mark och grundvattenprover samlats in, analyserats och kategoriserats enligt MIFOs principer: farlighet, föroreningsnivå och spridningsrisk.
Utgångspunkten är att skyddsvärdet är stort då området angränsar till Mälaren. Det undersökta området omfattas av två deponier (Ekudden och Uddhagen) i anslutning till varandra och undersöks därför samtidigt. Studiens syfte är att identifiera områden med punktkällor där åtgärder bör vidtas för att minimera risken för en kontaminering av Mälarens vatten nu och i framtiden. Studien visade att samtliga provpunkter överskred halter för KM (känslig
markanvändning) för en eller flera metaller. Genom en visualisering kunde sex områden
identifieras där en eller flera provpunkter visade på halter där minst tre ämnen överskrider halten för MKM (mindre känslig markanvändning), eller där en eller flera ämnen överskrider halten för FA (farligt avfall). Då områdets avgränsning inte var tillräckligt tydlig kunde inte alla
provpunkterna ses som punktkällor. Två områden anses ha två eller fler punktkällor som sprider föroreningar. Punktkällorna är belägna på en kampingplats där halter för KM inte bör
överskridas. Fyra områden anses ha delområden som utgörs av provpunkterna där halterna är högre än övriga provpunkter. Fyra punkter anses även ligga så pass nära strandkanten att en höjning av Mälaren skulle kunna leda till en översvämning av provpunkterna vilket kan innebära en ökad risk för kontaminering av ytvattnet. En åtgärd som föreslås för att minimera risken för fortsatt urlakning är en välplanerad bioremediering i kombination med fytoremediering då stora delar idag används i rekreationella syften.
Structor miljöteknik AB på uppdrag av Kungsörs kommun
Nyckelord: nedlagda deponier, MIFO, spridningsrisk, metallförorening, fytoremediering
3
Förord
Vi vill tacka Structor Miljöteknik AB i Västerås och i synnerhet Roos van der Spoel för det stöd vi fått under hela projektets gång, allt från förarbete inför projektstart, vägledning under
fältarbetet och allt vi fått lära oss om hur man kan gå tillväga vid en miljöteknisk
markundersökning av förorenade områden. Slutligen vill vi också tacka vår handledare på Södertörns Högskola, Karin Ebert som bidragit med vägledning och givande synpunkter.
Wendy Echeverria & Nathalie Hönig Västerås, 2020
4
Innehåll
1. Inledning ... 6
1.1. Problemformulering ... 7
1.2. Syfte & frågeställning ... 8
1.3. Bakgrund ... 8
1.3.1. Tidigare Forskning ... 8
1.3.2. Mälaren som riksintresse ... 9
1.3.3. Metallföroreningar ... 10
2. Studiens ramverk ... 10
2.1. Föroreningarnas farlighet ... 11
2.2. Föroreningsnivå ... 11
2.3. Spridningsrisk ... 12
3. Metodologi... 12
3.1. Fältundersökning... 12
3.2. Metod för analys ... 13
3.2.1. Laboratorieanalys av metaller ... 13
3.2.2. Sortering av data för bedömning av farlighet och föroreningsnivå ... 14
3.2.3. Utvärdering av spridningsrisken ... 14
3.3. Avgränsning och metoddiskussion ... 15
4. Resultat ... 16
4.1. Föroreningarnas farlighet ... 16
4.2. Föroreningsnivå ... 18
4.3. Spridningsrisk ... 19
5. Analys ... 21
5
5.1. Föroreningarnas farlighet ... 21
5.2. Föroreningsnivå ... 21
5.3. Spridningsrisk ... 23
6. Diskussion ... 23
7. Slutsats ... 25
Referenslista ... 26
6
1. Inledning
Sedan 1900-talets början har en ohållbar resurshantering blivit allt mer normaliserad, vilket lett till att förbrukade resurser från industrier och hushåll lagts på hög i deponier (Cossu 2013; Kemp 2007). Kemp (2007) har studerat resurshanteringens utveckling i Nederländerna och menar att det innan 1900-talets början var brukligt för industrier och producenter att arbeta med
återvinning av resurser, men att metoden med industrialismens framfart blev allt mer olönsam.
Olönsamheten förändrade aktörernas förhållningssätt till förbrukade material och restprodukter, vilket resulterade i att materialen istället för att återvinnas började förvaras i deponier. Ofta fylldes diken och andra vattendrag ut för att skapa mer land att bruka, vilket då skedde utan sortering av material och till en början utan reglering (Kemp 2007).
Idag finns en drivkraft att gå tillbaka till att hushålla med resurser och dels reducera avfallet, dels återbruka och återvinna (Cossu 2013; Kemp 2007). Främst gäller detta i globala nord, men trenden har också bidragit till att problemen med det farliga avfallet har flyttat från att vara lokala till att bli globala. Sedan 80-talet har avfallsregleringen i Europa blivit strängare, men under den tiden har även handel med avfall från globala nord till globala syd ökat. Stora mängder el-avfall har exempelvis fraktats från Europa till Afrika för att brännas eller deponeras i länder som antingen saknar regleringar, eller där regleringar inte efterlevs (Cotta 2020). Enligt många är detta ett rättviseproblem, där lokalbefolkningar tar konsekvenserna av ett oansvarigt agerande från globala nord (Adeola 2000; Cotta 2020). Denna fråga drivs även på EU-nivå och ett framsteg är den nya avfallsförordningen, där just producentansvaret utökats med bland annat krav på inventering och sortering av material för att lättare kunna ingå i ett cirkulärt system (Naturvårdsverket 2020a).
Trots att nya lagar arbetas fram kvarstår problemet med gamla odokumenterade deponier.
Naturvårdsverket uppskattar att det i Sverige finns 22 000 förorenade områden som är eller kan vara potentiella “hotspots” för föroreningar, och att det behöver riskbedömas av de ansvariga kommunerna. Förorenade områden definieras som områden bestående av marker, gamla
deponier, sediment eller grundvatten där förorenande ämnen överskrider det lokala jämförvärdet (Naturvårdsverket 1999).
För att få en djupare förståelse kring arbetet med förorenade områden fick vi möjligheten att under handledning utföra undersökning och provtagning av ett riskklassat förorenat område i Kungsör. Området gränsar till Mälaren som förser Mälardalen med försörjande, stödjande och reglerande ekosystemtjänster. Mälaren är dessutom regionens vattenkälla som förser 2 miljoner människor med vatten (Eklund et al. 2018), samt räknas som riksintresse för turism och rörligt friluftsliv enligt Miljöbalken 4 Kap. 2 §. Ekudden och Uddhagen är två nedlagda deponier (se Figur 1 för deponiernas utbredning) där hushålls- och industriavfall har deponerats, i viss mån har deponimassorna även använts för att fylla ut en vik i Mälaren (bilaga 1). Tidigare
provtagning indikerar att metallföroreningar spridits till sediment och ytvatten i Mälaren,
sannolikt är deponierna föroreningskällan (Envix 2014). Detta tyder på att deponierna, som idag ligger ovan vattennivån redan kontaminerar sjön och grundvattnet. I en sammanställning från SMHI konstateras att Mälarens vattennivå kommer att behöva justeras i slutet av århundradet för
7 att anpassas till Östersjöns stigande vattennivå (Eklund et al. 2018). Men redan när slussen i Stockholm färdigställs år 2027, möjliggörs för en högre kapacitet än idag (Frost et al. 2013).
Vi frågar oss om det är möjligt att identifiera områden där en eller flera punktkällor förekommer för att motverka föroreningen av Mälaren nu och vid klimatrelaterade landskapsförändringar.
Figur 1, karta över utbredning av Ekudden och Uddhagens deponiområde
1.1. Problemformulering
Sverige kommer att påverkas av höjda havsnivåer, men tack vare det nordliga geografiska läget och geologiska historian som medför en fortsatt, men avtagande landhöjning (Andrén et al.
2011) beräknas den relativa havsnivåhöjningen i Östersjön vid Mälarens utlopp endast bli 45cm högre än dagens riktvärde (Andersson et al. 2013). Östersjön och Mälaren har en tämligen unik miljö (Andrén et al. 2011; Länsstyrelsen 2013), därför finns få studier som behandlar
problematiken med deponier i liknande miljö. Deponier i närheten av vatten påverkas till stor grad av faktorer som erosion, urlakning och översvämning, därmed väntas föroreningar från kustnära deponier öka med stigande havsnivåer (Beaven et al. 2020). IPCC rapporter kan ge en tydlig indikation på hur havsnivåer kommer att ändras på en global skala (Dolan & Walker 2006), men för att möjliggöra en långsiktigt hållbar planering där samhället på lokal nivå ska kunna anpassas till nya förhållanden behövs studier i flera rumsliga skalor (Beaven et al 2020;
Dolan & Walker 2006). Mälaren är ett riksintresse och dess status är något som påverkar
samhället nu, men även i framtiden. Därför är det nödvändigt att redan nu börja undersöka vilka möjligheter som finns för åtgärder kring påverkan från förorenade områden (Eklund et al. 2018;
Länsstyrelsen 2013).
8
1.2. Syfte & frågeställning
För att undvika fortsatta föroreningar som påverkar vattenkvalitet och ekosystem behöver punktkällor identifieras. Punktkällorna ska möjliggöra planeringen av åtgärder för sanering av förorenad mark i anslutning till Mälaren. Denna studie ska bidra till rumslig förståelse kring förorenade områden orsakat av osorterade deponier i Mälarens närmiljö, samt till att specificera punktkällor där åtgärder bör tas för att minska risken för kontaminering vid högre vattenstånd.
• Hur förorenade är de nedlagda deponierna i Ekudden och Uddhagen av metaller om man gör en bedömning utifrån MIFOs principer?
• Kan punktkällor identifieras och klassificeras som mindre känslig markanvändning och farligt avfall för att underlätta planeringen av åtgärder?
1.3. Bakgrund
1.3.1. Tidigare Forskning
Klimatförändringarna väntas leda till stigande havsnivåer som beräknas drabba vissa länder värre än andra (Hardey & Nuse 2016; Oppenheimer et al. 2019), särskilt utsatta är låglänta ö- och kustsamhällen. Vietnam, Bangladesh, Nederländerna och Danmark är några länder som identifieras som extremt sårbara vid en havsnivåhöjning. Utsattheten beror på ländernas olika terräng och geologi. En ytterligare aspekt är landhöjning och landsänkning, samt
gravitationskraften som påverkar den relativa höjningen av vattennivån. Dessa faktorer leder generellt till att havsnivåhöjningen blir högre kring ekvatorn än kring polerna. Behovet av att anpassa samhället till dessa förändringar är därför generellt större i globala syd än globala nord, som därmed också väntas betala ett högre pris (Hardey & Nuse 2016).
De länder som redan nu möter hot och löper risk för vattennivåhöjning behöver anpassa samhället och jobba med att reducera riskerna och bygga resiliens. Anpassningen sker oftast genom att använda sig av en kombination av metoderna: (1) skydd, ofta i form av barriärer som skyddsvallar och sanddyner men även metoder inom ecosystem-based adaptation - att använda ekosystem som tång och korallrev som vågbrytare. (2) anpassning, genom att anpassa byggnader till högre vattenstånd och förändra markanvändningen. (3) Avancering, genom att skapa ny mark för att skydda bakomliggande områden. När det kommer till deponiers närhet till vatten har det visat sig att läckaget från kustnära deponier kommer att öka vid en ökad havsnivå, men att risken för spridning vid erosion är större än risken vid översvämning och läckage (Beaven et al. 2020).
Den ineffektiva resurshanteringen som bidragit till att stora mängder avfall skeppats från globala nord till globala syd de senaste decennierna (Cotta 2020), kombinerat med en lokal avfallshantering har kommit att bli ett problem runt om i världen. Tidigare studier visar att grundvatten har blivit kontaminerat av lakvatten från gamla deponier (Akinbile 2012; Cossu 2013). Ett exempel är studien av Akinbile (2012), där jord- och grundvattenprover som tagits runt en deponi i Akure, Nigeria visat att deponin förorenat marken och därmed kontaminerat grundvattenkällan över tid (Akinbile 2012). Deponier av detta slag är ett hot mot vattenkvalitén
9 och ämnen som lakas från deponierna är ofta metaller och joniserade salter som kan leda till förändrade pH-värden (Cossu 2013).
Inställningen till förorenade områden är idag ofta att gömma dem, men goda möjligheter finns nu att anpassa dessa områden till att fungera som rekreationsområden. Med rätt förarbete i bedömning av avfallstyp och integrering till den befintliga miljön kan nya områden skapas (Artuso et al. 2020). Till exempel har konstruerade våtmarker blivit vanligare och har visat sig var en effektiv bioremedieringsmetod. Svårigheter uppstår dock i beräknandet av effektivitet för specifika arter, detta då studier oftast görs i mindre skala och under olika förhållanden, vilket kan innebära olika typer av jordmån, föroreningar och flödeshastigheter. För att minska föroreningar från förorenade områden används allt oftare fytoremediering, en sammanställning av studier visar att arter som vass (Phragmites australis), bredkaveldun (Typha latifolia) och blåsäv (Schoenoplectus tabernaemontani) studerats ofta och resultaten indikerar att arterna binder metaller i både rot och grönvävnad (Brisson & Chazarenc 2009).
1.3.2. Mälaren som riksintresse
I en kunskapssammanställning från SMHI fastställs att Mälaren kommer att behöva förändras ytterligare för att möta klimatförändringar inom de närmsta 100 åren (Eklund et al. 2018).
Länsstyrelserna kring Mälaren har arbetat med konsekvensanalyser av höjda vattennivåer i Mälaren (Länsstyrelsen 2013). Länsstyrelsernas klimatanpassningsförslag för Mälaren är främst skydd i form av förstärkta slussar, eller större yttre barriärer. De två förslagen väntas ha minst påverkan i vattenfluktuation, men även ställa stora krav på anpassning av samhället. Även ett förslag om att låta Mälaren bli en havsvik finns som förslag, men bedöms påverka
samhällsstrukturer och ekosystem i högre utsträckning än de andra förslagen. Följaktligen väntas alternativen höja vattennivån i Mälaren med 50-200cm, beroende på vilket förslag som väljs som åtgärd (Länsstyrelsen 2013). Vidare efterfrågas riskbedömningar och modelleringar för att säkert kunna ta rätt beslut om Mälarens framtid (Eklund et al. 2018; Länsstyrelsen 2013). Även
förorenade områden beskrivs som ett problem då ett flertal gränsar till Mälaren. I
konsekvensanalysen problematiserar Länsstyrelsen just urlakning och konsekvenserna av dränkta förorenade områden i sjöns närhet (Länsstyrelsen 2013).
Mälaren är Sveriges tredje största sjö, en förhållandevis grund slättlands-sjö med ett
medeldjup om 13 m bestående av flera bassänger samt grundare områden. Avrinningsområdet motsvarar 5% av Sveriges yta och är därmed förhållandevis stort, vilket innebär att förvaltningen av Mälaren måste ske över institutionsgränser. Flera städer och tätorter är belägna intill Mälaren och är beroende av sjöns försörjande, reglerande och stödjande ekosystemtjänster (Eklund et al.
2018). I dagsläget är den ekologiska statusen ej tillfredställande i sjöns norra bassänger och den kemiska statusen är ej god (Länsstyrelsen 2017). Sjöns status kan bero på den förändrade
markanvändning som skett under det senaste århundradet, studier visar att urbanisering bidrar till en ökad belastning på ekosystemet, dels genom utsläpp och föroreningar, dels genom ökat plötsligt tillflöde pga. hårdgjorda ytor (Sánchez-Bayo & Wyckhuys 2019; Withgott & Laposata 2015, s. 419). Mälaren har idag en hög översvämningsrisk som minskas genom ombyggnationen av slussen i Stockholm, vilken ska leda till en större uttappningskapacitet (Norén et al. 2016) och
10 möjliggöra en vattennivåhöjning upp till 50cm. På grund av större kapacitet vid vårflod och möjligheten att hålla ett jämnare vattenstånd på sensommaren väntas detta förbättra
förutsättningarna för strandnära ekosystem att frodas (Calluna AB 2011).
1.3.3. Metallföroreningar
Eftersom metallavlagringar i sedimentet upptäckts i en tidigare undersökning av området misstänks att deponiernas nuvarande skick idag i viss mån påverkar Mälaren (Envrix 2014). Ett flertal faktorer spelar in i hur metaller ackumuleras i vatten eller sediment. På sommaren kan minskad nederbörd kombinerat med ökad evaporation leda till högre metallhalter än på hösten, då nederbörden ofta är rikligare (Salem et al. 2014a).
I en studie undersöktes inplanterade mörtar (Rutilus rutilus) i en damm med lakvatten från en nedlagd deponi för hushållsavfall i Frankrike. Proverna visade att vattnet var kraftigt förorenat med koppar och zink. I mörten påvisades hög ackumulering av zink, framförallt i fiskens lever och gälar. Även höga nivåer av koppar återfanns i mörten, författarna belyser att en hög ackumulering leder till störningar i fiskens osmosreglering och syretransport, detta trots att koppar är en essentiell metall. Utöver detta syntes även skador på mörtens gälar och vävnader.
Dessa faktorer leder i sin tur till att fiskens tillväxttakt minskar och påverkar även reproduktions- och överlevnadsförmågan. Eftersom mörten är en bottenlevande art leder det till att intaget av metaller som ackumulerats i sedimentet är större än hos andra fiskar som lever i samma miljö, metallerna kan dock spridas i näringsväven genom biomagnifikation högre upp i trofinivåerna (Salim et al. 2014a).
2. Studiens ramverk
För att få bukt på förorenade områden som inkluderats inom miljöskyddsarbetet först under slutet av 90-talet har en metod för riskklassning arbetats fram, Metodik för inventering och identifiering av förorenade områden (MIFO) (Naturvårdsverket 1999). MIFO är ett verktyg tillhandahållet av Naturvårdsverket som Kungsörs kommun tillsammans med Länsstyrelsen och Västra Mälardalens Myndighetsförbund (VMMF) använder sig av i arbetet med förorenade områden (Kungsörs kommun 2020). MIFO-metoden anses ha hög reliabilitet då förutsättningen att undersöka olika områden på samma sätt möjliggörs genom MIFO-handboken. Ofta
genomförs MIFO-metoden baserat på uppskattningar av föroreningar, utan faktiska mätningar, vilket medför att validiteten kan bli lägre (Josefsson 2006). För att kunna avgöra hur de
misstänkta metallföroreningarna i deponierna i Ekudden och Uddhagen påverkar närområdet kommer MIFOs principer att följas genom att titta på ämnens föroreningsnivå, farlighet och spridningsförutsättningar. I MIFO inkluderas även skyddsvärde, men i denna studie är utgångspunkten att skyddsvärdet är oförändrat då Mälaren är av riksintresse. I modellen för riskklassningen graderas fyra huvuddelar separat att sedan ingå i en sammanvägd riskklassning.
Både Uddhagen och Ekudden har undersökts enligt MIFO-metoden och bedöms tillhöra riskklass 2 (Rambölls 2011a; Rambölls 2011b).
11 I studien används beteckningarna som förespråkas av Naturvårdsverket vid arbetet med
förorenade områden. För att kunna avgöra hur marken ska kunna användas utan att innebära en fara för människors hälsa vid lakning via grund-eller ytvatten delas mark in olika kategorier, beroende på halten av föroreningar. Dessa används som riktlinjer för att avgöra halten av föroreningar i marken och beskrivs nedan i tabell 1.
Tabell 1, Indelning av markanvändning.
KM
känslig markanvändning
MKM mindre känslig markanvändning
FA farligt avfall Människor kan vistas och bo i
område utan begränsning av markanvändning (Boverket 2019)
Yrkesverksamma kan vistas i området under perioder av livet. Markanvändning begränsas till kontor,
industrier. Barn och äldre kan vistas i området tillfälligt (Boverket 2019)
Människor ska ej vistas i området.
Marken ska förbrännas, deponeras eller saneras genom våtkemisk eller biologisk behandling (Naturvårdsverket 2020b).
2.1. Föroreningarnas farlighet
Ämnets, dvs. föroreningens toxicitet är indikation på hur farligt ämnet bedöms vara,
bedömningen görs utifrån vilka möjliga risker det finns att ämnet orsakar skada på människa och miljö. För farlighetsbedömning behöver en undersökning göras för att konstatera hur många föroreningar det finns, en förorening benämns vanligtvis inte som hög farlighet, men skulle flera föroreningar finnas på förekomststället klassas det som högre risk och därmed högre farlighet (Naturvårdsverket 1999).
2.2. Föroreningsnivå
Bedömning av tillstånd, avvikelse, och mängd förorening är underliggande uppgifter vid bedömning av ämnets föroreningsnivå. Ämnets föroreningsnivå bedöms var för sig från förekomstställe till förekomstställe. En underlagsblankett framtagen av Naturvårdsverket finns till hjälp vid bedömning av föroreningsnivå, i den anges totala antalet prover tagna på
objektet/förekomststället, vilka prover som jämförs samt misstänka och konstaterade föroreningar (Naturvårdsverket 1999). Föroreningens uppmätta halt jämförs mot riktvärden vilket används vid bedömning av tillstånd för förorenad mark. För bedömning av avvikelse ska bedömningen göras utifrån den halten som skulle funnits på förekomststället om det inte skulle blivit förorenat på något vis, detta kallas jämförvärde. Jämförvärde är oftast baserat på data från mycket stort antal prover, för förorenade mark används jämförvärde för jordarter finns att hämta av SGU (Sveriges Geologiska Undersökning). Slutligen behövs en uppskattning av mängd och volym för föroreningen för att bedöma ämnets föroreningsnivå. Förslag på princip-modeller för
12 samtliga bedömningar för föroreningsnivå finns illustrerade i exempel tabeller i MIFO-
handboken (Naturvårdsverket 1999).
2.3. Spridningsrisk
För att undersöka spridningsförutsättningarna beaktas områdets geologi, hydrologi och kemiska markegenskaper och föroreningarnas position (Naturvårdsverket 1999). Då området redan genomgått en MIFO-undersökning finns underlag för flera relevanta faktorer, som grundvattnets hastighet. Informationen från tidigare undersökning kommer att undersökas tillsammans med resultatet från föroreningsnivå och farlighet för att ge en tydligare bild av vart punktkällor förekommer (Naturvårdsverket 1999).
3. Metodologi
För denna studie gjordes en fältundersökning i deponiområdena Ekudden och Uddhagen, där jord och vattenprover samlades in. Provernas metallhalt analyserades i laboration med olika mätinstrument och resultatet analyserades och jämfördes med tidigare studier för att klassificeras enligt farlighet, föroreningsnivå och spridningsförutsättningar. Insamlandet av eget material stärker studiens validitet, då det baseras på faktiska världen och inte uppskattningar som tidigare MIFO-undersökningar.
3.1. Fältundersökning
Fältarbetet innebar provtagning genom bland annat grävning, borrning och installation av
grundvattenrör. Prover uttogs i totalt 33 provpunkter fördelat på 176 delprov. I sex av dem sattes grundvattenrör. Provgropar gjordes med grävmaskin, detta för att tydligare kunna urskilja de olika jordlagren samt jordens sammansättning, då en större yta undersöks jämfört med borrning (Svenska Geotekniska Föreningen 2013, s 42). Målet var att gräva ca 3 m eller tills grundvatten eller det naturliga ler-skiktet nåddes. Vid borrning användes borrbandvagn med skruvborr och i samband med borrning sattes även grundvattenrör i utvalda provpunkter.
Referenspunkterna och provpunkterna har valts genom en systematisk slumpmässig
provtagningsmetod, det innebär att området delas upp i delområden i vilka provplatserna sedan slumpas ut. Detta för att säkerställa att hela området undersöks enligt vedertagen metod (Svenska Geotekniska Föreningen 2013, s. 8–9). Innan provtagningen påbörjades sammanställdes även el- och vattenledningarnas utbredning i en gemensam karta i programmet ArcGIS. Kartan användes ute i fält för att minimera skaderisken på befintlig infrastruktur. En del provpunkter har flyttats och anpassats efter ledningar samt efter fastighetsägarnas önskemål. Då en del av provområdet idag omfattas av en kampingplats där husvagnar, husbilar eller förtält står valdes därför metoden med borrbandvagn och skruvborr i kampingområdet för att minimera störning och skador i området.
Under grävarbetet i fältundersökningen instruerades grävmaskinisten att gräva på valda provpunkter, maskinisten separerade de olika jordlagren från varandra i olika högar där tio stickprov togs relativt jämnt fördelat från respektive hög och lades i en diffusionstät plastpåse,
13 där varje plastpåse utgör ett delprov. Utöver detta antecknades jordlagrens djup och
sammansättning av jordarter, samt avvikande egenskaper så som lukt och färg. Samma metod användes för provtagningen med borrbandvagn och skruvborr med undantag från att proverna togs på jord som fastnat mellan skruvborrens flänsar likt vedertagen metod (Svenska
Geotekniska Föreningen 2013, s. 38).
Sex dagar efter grundvattenrörens installation pumpades vattnet upp med en peristaltisk pump och med en multimeter mättes syresättning, pH, konduktivitet och temperatur. Efter ytterligare en vecka togs grundvattenprover för analys av metaller. Prover togs i fem av sex rör eftersom det sjätte röret utgick på grund av vattenbrist.
3.2. Metod för analys
I analysen har tidigare rapporter använts, för att jämföra och bekräfta eller dementera
platsspecifik information. Vi har även använt oss av kartmaterial från Lantmäteriet, SGU och Skogsstyrelsen för att avgöra områdets terräng och genomsläpplighet. Resultatet från
jordproverna visualiseras i kartor som skapats i OCAD för att tydligare kunna tyda resultatet, samt för att lättare kunna identifiera kluster av föroreningskällor. Samtliga 176 delprov
förvarades i kylskåp. Metallhalten i grundvattenproverna analyserades av ALS Scandinavia AB och resultatet presenteras i en tabell (se tabell 2 i avsnitt 4.3 nedan).
3.2.1. Laboratorieanalys av metaller
De insamlade jordproverna analyserades i labb genom att mäta metaller (arsenik, barium, kobolt, krom, koppar, kvicksilver, nickel, bly, zink) med hjälp av en Röntgenfluorescens (XRF) i 120 sek. per provpåse. Totalt motsvarade delproven 1584 provsvar med XRF. Resultaten av dessa indikerade vilka prover som behövde grundligare analys, därför valdes 27 delprov ut för laboratorieanalys av annan aktör, ALS Scandinavia AB.
I analysen har vi tagit ställning till två labbanalyser. Dataset 1 utgörs av resultaten från
analysen av 176 delprov som testades för nio olika metaller vilket resulterar i ett dataset om 1584 provsvar. Dataset 2 utgörs av resultatet från de 27 utvalda delproverna som skickades till extern analys, även de testades för nio metaller vilket resulterar i ett dataset om 243 provsvar.
Proceduren för jordprovsurvalet gjordes i samråd med Roos van der Spoel som är erfaren miljötoxikolog på Structor miljöteknik AB, hur urvalet genomförts visualiseras i figur 2.
14 Figur 2, Visualisering av tillvägagångssättet vid urval och analys av jordprover.
3.2.2. Sortering av data för bedömning av farlighet och föroreningsnivå
Vidare bedömdes metallernas farlighet genom att båda dataseten jämfördes med tabell 3 i MIFO- handboken (Naturvårdsverket 1999). I resultatet har metaller som kategoriseras innebära
måttligt, hög och mycket hög farlighet inkluderats. Resultaten för dataset 1 och 2 sorterades efter marktyp: under, KM, MKM och FA för att få en uppfattning om andelen förorenade provsvar.
Därefter selekterades de värden som uppnådde MKM och FA ut, vilka sedan sorterades efter metall för att kunna mäta vilka metaller som är mest förekommande i delproven.
För att analysera föroreningsnivå valdes att kartlägga provpunkter där ett eller flera delprov indikerade halter MKM och FA. Beroende på antalet påträffade metaller per delprov tilldelades provpunkten en kartsymbol i form av en cirkel som blir större för varje ämne i respektive
kategori. För FA valdes en mörk lila medan MKM tilldelades en ljusare nyans. Samma procedur upprepades för dataset 2.
3.2.3. Utvärderingav spridningsrisken
Spridningsrisken avgjordes genom att använda resultatet från föroreningsnivån för dataset 1 och undersöka underliggande jordarter. För detta användes jordartskartan från SGU,
markfuktighetskartan från Skogsstyrelsen (bilaga 4) samt kompletterades med observationer från fält (bilaga 2). Permeabiliteten uppskattades med hjälp av SGUs genomsläpplighetskarta (bilaga 5) och resultat från tidigare studier jämfördes och vägdes in.
I analysen jämfördes slutsatserna från tidigare undersökningar med resultaten från
fältundersökningen för att konkretisera specifika föroreningskällor eller delområden där åtgärder är lämpliga. Resultatet för analysen visualiserades med en jordartskarta över identifierade
områdena. Urvalet togs från dataset 2, där tre eller fler metaller uppmätte till MKM och alltid om
15 en eller flera metaller uppmättes till FA. Dataset 2 valdes då metallhalten som redovisas har högre reliabilitet.
3.3. Avgränsning och metoddiskussion
Undersökningen och fältprovtagning görs inom deponiområdena som uppskattas vara ca 60 000 m2 för Uddhagen (Rambölls 2011a) och 1000 m2 för Ekudden (Rambölls 2011b). Tillämpat lokalt koordinatsystem är SWEREF 99 16 30. Ämnen som undersöks med XRF i jordanalyserna är arsenik (As), barium (Ba), kadmium (Cd), kobolt (Co), krom (Cr), koppar (Cu), kvicksilver (Hg), molybden (Mo), nickel (Ni), bly (Pb), vanadin (V) och zink (Zn). Kadmium, molybden och vanadin uteslöts ur tabellen då inga eller låga halter uppmättes. För dataset 2 analyserades
arsenik (As), kadmium (Cd), kobolt (Co), krom (Cr), koppar (Cu), kvicksilver (Hg), nickel (Ni), bly (Pb) och zink (Zn). För vattenprovet användes riktvärden för ytvatten i tabell 13
(Naturvårdsverket 1999) då vattenprovet togs så pass nära strandkanten, i en jordart som enligt jordartskartan är vatten.
Som tidigare nämnt togs tio stickprov relativt jämnt fördelat över respektive jordhög för att delproven skulle få varierat material från det skiktet. På så vis motsvarar innehållet i provet ungefär vad jordlagret innehöll vilket stärker validiteten. För mer exakta mätningar och för att stärka reliabiliteten och undvika felkällor i dataset 1 skulle prover behöva mätas två eller fler gånger med XRF, eftersom XRF endast mäter en liten andel av innehållet i påsarna. Vid en sekundär mätning skulle innehållet i delproverna behöva skakas om för att undvika att mäta samma andel jord som tidigare. Då studien genomfördes i samband med en miljöteknisk undersökning som bekostats av Structor miljöteknik AB var tid samt resurser att tillgå begränsade. Av denna anledning genomfördes endast en XRF-mätning, likväl kunde inte
samtliga prover skickas för extern analys. Enligt Josefsson lyfts tidsbegränsning som en svaghet i arbetet med MIFO generellt, samtidigt som budget sätter gränser för provtagningens omfattning (Josefsson 2006). Fördelarna med att delproven skickas vidare till ett externt laboratorium är att det ger ett sekundärt, mer exakt resultat som kompletterar resultaten från XRF-mätningen.
Genom att använda oss av både XRF-mätning och analys via externt laboratorium har vi fått ut data som stärker studiens reliabilitet och validitet.
De båda dataseten som används har analyserats på samma sätt trots skillnader i jordart och testkvalité, där dataset 2 anses ge ett mer korrekt värde och därmed en högre reliabilitet. I analysen har inte heller djupprofilen behandlats specifikt, detta märks i analysen för
föroreningsnivån, där dataset 1 presenterar data för samtliga lagerföljder, dvs delprov, medan dataset 2 endast representeras av ett lager per provpunkt, bortsett från två provpunkter (11 och 29). Provpunkt 29 behandlar till viss mån djupprofilen då resultatet var för uppenbart att bortse ifrån.
16
4. Resultat
4.1. Föroreningarnas farlighet
Dataset 1: Mätningarna visar att ämnen som överskrider riktvärden för mindre känslig markanvändning MKM och farligt avfall FA är arsenik, barium, kobolt, krom, koppar,
kvicksilver, nickel, bly och zink. Diagrammet i figur 3 visar fördelningen av dessa ämnen. Den fullständiga resultattabellen finns som bilaga 2.
Figur 3, Specificering av antalet delprov med förhöjd metallhalt i dataset 1 av totalt 1584 provsvar.
Dataset 2: Mätningarna visar att ämnen som överskrider gränsvärdena för mindre känslig MKM och FA är: arsenik, kobolt, krom, koppar, nickel, bly och zink. Figur 4 visar fördelningen mellan dessa ämnen. Fullständig tabell finns som bilaga 3
Figur 4, specificering av delprover med förhöjd metallhalt i dataset 2 av totalt 243 provsvar.
17 Resultatet för samtliga delsvar i dataset 1 som delats in efter marktyp visas i figur 5. Andelen provsvar som kategoriseras som MKM eller FA är 18%. Resultatet infattar samtliga delsvar, inklusive referenspunkter. Det innebär att 18% av provpunkterna har värden där en metall överskrider rekommenderade värden vid KM. Svaret representerar inte andelen förorenad mark då endast provpunkterna undersökts, men ger en indikation på hur höga värden som uppmätts.
Figur 5, Analys av dataset 1 visar att 72% av de 1584 provsvaren låg under gränsvärdet för KM, 10% av proven klassas som KM, 16% som MKM och 2% som FA.
Dataset 2 i figur 6 visar de utvalda delproven uppdelat efter marktyp. Andelen delprov som kategoriseras som MKM och FA är 20%. Likt figur 5 representerar fördelningen inte andelen förorenad mark då endast delproven undersökts, men ger en indikation på hur höga värden som uppmätts i provpunkternas utvalda delprov.
Figur 6, Analys av dataset 2 visar att 59% av de totalt 243 provsvaren låg under gränsvärdet för KM. Av proven klassas 21% som KM, 15% som MKM och 5% som FA.
18
4.2. Föroreningsnivå
Dataset 1: Resultatet från XRF-mätningen över metallhalten i provgroparna visar att åtta provpunkter överskrider riktvärdena för FA och därmed klassas som farligt avfall. I fyra
provpunkter ligger FA föroreningarna djupare, medan de är jämnfördelade i två av punkterna och ytliga i de resterande två. Ämnen som uppmäts i dessa höga nivåer är i fallande ordning: zink, koppar, krom, bly och kvicksilver.
Samtliga provpunkter påvisar värden som överskrider KM. Nio av provpunkterna visar att fem eller fler ämnen klassas som MKM och FA, som även sammanstrålar med de platser där de högsta värdena är uppmätta. Två sådana återfinns på kampingområdets ställplatser, se punkt 21 och 6 i figur 7, där sänkor noterats via flygbild från 1976 (bilaga 1). Även de punkter (11, 12, 13) som undersöker Ekuddens gamla deponi är inom kampingområdet och visar på höga halter av fem eller fler metaller.
Figur 7, Analys av dataset 1: Samtliga 33 provpunkter (SM1 & SM3-SM34) och resultat av höga halter av ämnen som påträffades. Ljuslila prickarna står för MKM, där MKM 1 indikerar ett ämne som överskrider halterna för mindre känslig markanvändning. Ju större pricken blir desto fler ämnen som överskrider halterna för MKM, vilket betyder att vid MKM 6 har provpunkten sex ämnen som överskrider halterna för MKM. Samma system illustreras för FA som mörklila.
Som mest hade provpunkterna sex ämnen som överskred halter för MKM och tre som överskred halterna för FA.
19 Dataset 2: I figur 8 illustreras antalet ämnen som överskrider halterna för både MKM och FA på samma vis som tidigare förklarat för figur 7, skillnaden är antalet ämnen för MKM. Enligt dataset 2 var det som mest fem ämnen i ett och samma delprov som överskred halterna för MKM. Resultatet från den externa analysen visar att samtliga delprov från de utvalda
provpunkterna visar på halter som kategoriseras marken som MKM. I åtta delprov kategoriseras marken som FA, där tre delprover (13.5, 12.2, 11.11) angränsar till varandra, på dessa punkter uppmäts att en metall klassas som FA. Delprov 26.4 visar att tre metaller överskrider gränsen för FA, och vid punkt 29.5 och 4.5 överskrids de av två metaller. Sex delpunkter visar på värden som överskrider MKM med 3 eller flera metaller.
Figur 8, Analys av dataset 2. Delprov där varje punkt motsvarar ett lager i respektive provpunkt. Endast värden som överskrider MKM och FA visas.
4.3. Spridningsrisk
Resultatet för vattenproverna som visas i tabell 2 visade att två provpunkter hade en metallhalt i grundvattnet som överskrider det rekommenderade gränsvärdet. Provpunkt 7 och 14. Provpunkt 16, 17 och 22 påvisade små mängder av metaller i grundvattnet.
20 Tabell 2, Resultat av metallhalt i grundvattenprover som jämförs med jämförvärde för
förorenade sjöar i södra Sverige.
Ämne Prov SM7 SM14 SM16 SM17 SM22
As, Arsenik µg/l <2.0 20,1 <2.0 <2.0 <2.0
Cd, Kadmium µg/l <0.10 0,14 <0.10 <0.10 0,16
Cr, Krom µg/l <0.8 4,5 <0.8 <0.8 <0.8
Cu, Koppar µg/l 2,8 14,4 <1.0 <1.0 7,8
Ni, Nickel µg/l 14,1 23,8 <1.0 6,5 5,8
Pb, Bly µg/l <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0
Zn, Zink µg/l 91,4 140 <5.0 <5.0 <5.0
Hg, Kvicksilver µg/l <0.020 <0.020 <0.020 <0.020 <0.020
I Tabell 2 har värden jämfört med jämförvärde för ”trolig påverkan av punktkälla” för förorenade sjöar i södra Sverige som hämtats från tabell 13 i MIFO-handboken
(Naturvårdsverket 1999). De orangemarkerade värden är de värden som överskrider den accepterade nivån i vatten.
Jordartskartan i figur 9 visar att de förekommande jordarterna är glacial- och postglacial lera i de södra delarna av området. Nio provpunkter ligger i lerorna som anses ha låg permeabilitet. I området finns sandig morän, där tre provpunkter ligger. Tre provpunkter ligger på urberg vilken har en medelhög permeabilitet. I området finns även en artificiell utfyllnad där tre punkter återfinns, detta område anses ha hög permeabilitet. Detta är ett område som enligt tidigare flygfoto (bilaga 1) utgjorts av en vik, men fyllts igen någon gång efter 1946. En del av den intilliggande jordarten är vatten/ej fullständig utgjordes även den tidigare av viken. Då området idag utgörs av ett landområde är det oklart vilken som utgör den naturliga jordarten. Data från fältundersökningen tyder dock på att det är ett finkornigt material som ler och silt (bilaga2).
Vilket också stämmer bra med landhöjningsprocesser. I detta vatten/ej fullständigt område återfinns tio provpunkter. Sett till den observerade jordarten anses den ha låg permeabilitet. En markfuktighetskarta från Skogsstyrelsen (bilaga 4) indikerar dock att det är en hög
genomströmning i området.
21 Figur 9, Dataset 1 provpunkter med jordarter. Här visar figuren bland annat att under Ekudden finns urberg och runt omkring sandig morän. Uddhagen deponi ligger över vatten, artificiell fyllnad, postglacial- och glaciallera.
5. Analys
5.1. Föroreningarnas farlighet
Enligt tidigare studier kategoriseras föroreningars farlighet efter tidpunkten för deponering. Då deponeringen skett mellan år 1920–1975 bedöms farligheten som mycket stor på båda platser baserat på avfallets karaktär (Rambölls 2011a; Rambölls 2011b). Sett till figur 3 och figur 4 som visar att farligheten i metallerna uppskattas vara mycket hög då arsenik, bly, och kvicksilver tillhör denna kategori. Zink anses ha måttlig farlighet, medan kobolt, koppar, krom och nickel anses ha hög farlighet.
5.2. Föroreningsnivå
Föroreningsnivån uppskattas enligt tidigares studier vara mycket stor i Uddhagen och omfatta ett område om 60 000 m2 med ett djup på ca 2 m, medan Ekuddens föroreningsnivå uppskattas vara
22 måttlig då den omfattar ett område om ca 1000m2 med ett djup på 5-6m (Rambölls 2011a;
Rambölls 2011b). Observationer från fält indikerar dock föroreningsnivån är högre då
fyllnadsmassor och föroreningar återfanns på större djup än 2 respektive 6m. Resultatet av det empiriska materialet visar i figur 5, som behandlar de analyser gjorda med XRF-instrument, att 18% av de totala analyserna inklusive referenspunkter överskrider gränsvärden för KM och MKM, där 2% har kategorin FA och 16% har kategorin MKM. Figur 6, som behandlar analyser gjorda på laboratorium, visar på liknande resultat, där 5% har kategorin FA och 15% har
kategorin MKM. Det innebär att uppskattningsvis 20% av provpunkterna har högre
föroreningsnivå än tillåtet vid KM. Detta innebär alltså inte att 20% av marken är förorenad, utan är en indikation av förororeningsnivån baserat på provpunkterna och delproven, dvs 20% av provsvaren visar på förhöjda nivåer för någon av de analyserade metallerna. Speciellt
bekymmersamt är andelen prover som uppnår kategori FA som uppskattas vara mellan 2–5% av provpunkterna. Specifikt identifieras sex områden i Figur 10 som omfattas av 13 provpunkter där föroreningar uppmäts i höga halter, dessa utgörs av (1) provpunkt 3 och 4, (2) provpunkt 6 och 21, (3) provpunkt 11, 12 och 13, (4) provpunkt 25 och 26, (5) provpunkt 29, samt (6) provpunkt 9. I figur 7 ses att referenspunkterna placerade utanför deponins utbredningsområde (16, 17, 31) visar på betydligt färre och lägre halter av föroreningar, men även att två referenspunkter (30, 23) visar MKM halter för två metaller. Det sammanvägda analyserade resultatet indikerar därmed att föroreningsnivån är mycket stor i området.
Figur 10, områden med identifierade punktkällor med förhöjd metallhalt.
23
5.3. Spridningsrisk
Enligt tidigare studier är båda deponierna täckta med täta ytskikt för att minska
vattengenomträngning, baserat på endast underlaget bedömdes då spridningsrisken för Uddhagen som låg genom grundvatten och stor via ytvatten. För Ekudden uppskattades spridningsrisken genom både grund- och ytvatten som stor (Envrix 2014). I fältundersökningen återfanns inget tätt ytskikt vilket gör att spridningsrisken antas vara högre än tidigare fastställt. Genom att titta på de olika jordarterna i figur 10 kan de sex identifierade områdenas spridningsrisk analyseras.
Område (1) och (2) ligger i glacial och postglacial lera vilken har låg permeabilitet, därav blir spridningsrisken via grundvatten låg vid dessa områden. Område (3) som utgörs av Ekuddens deponi vilar på urberg omgivet av vatten och sandig morän, jordarternas permeabilitet är hög vilket även indikerar att spridningsrisken är stor. Sett till tabell 2 ser vi också att grundvattenröret (provpunkt 14) nedströms från Ekuddens deponi har förhöjda värden, huruvida dessa kommer från Ekudden eller utgör en egen källa är dock oklart. Av tabell 2 kan vi dra slutsatsen att grundvattnet har höga metallhalter inom kampingområdet. Speciellt höga metallhalter i provpunkt 7 som ligger i en av sänkorna (se
Figur ). Område (4) är anlagd på sandig morän och gränsar till vatten vilket gör att vi bedömer spridningsrisken som stor. I område (5) är jordarten enligt figur 10 vatten, vilket troligen innebär att detta landområde har fyllts ut sedan SGU:s jordartskarta skapades. Även landhöjning kan ha påverkat jordarten som kategoriseras som vatten. Den naturliga jordarten är då sannolikt
finkorniga sediment som silt och lera.
I provpunkten uppmättes höga halter av metaller i ytskiktet vilket är oroväckande då dessa lätt kan spridas genom erosion och ytvatten, därför bedöms spridningsrisken som stor. Jordarten på område (6) är en artificiell fyllnad med en mycket hög genomsläpplighet, det är oklart när området fyllts ut och vad utfyllnaden består av. Flygfoton visar att området till stor del redan var utfyllt vid tillfället för första tillgängliga flygfoto (bilaga 1). För att undersöka strandkantens spridningsrisk ytterligare användes en markfuktighetskarta från Skogsstyrelsen (bilaga 4) som visar på en hög markfuktighet i stora delar av området med jordarten vatten. Trots att området till vissa delar består av finkorniga material är det missvisande att bedöma spridningsrisken som låg, då förorenade massor ligger inbäddade i sedimenten. Baserat på de ovan nämnda faktorer anses spridningsrisken i området vara stor.
6. Diskussion
Vi står inför en tid av förändringar, industrialismen och övergången till en ohållbar
resurshantering har lämnat spår i våra marker och har kommit att skapa nya utmaningar för kommande generationer att handskas med. Runt om i världen finns stora mängder avfall som deponerats på ett osäkert och ohållbart sätt. Ofta har detta skett på bekostnad av miljön och människors hälsa (Adeola 2000; Cotta 2020) och trots att det beslutas om strängare regleringar kvarstår problemet med de områden som redan är förorenade. Samtidigt väntas länder i globala syd behöva anpassa sig mer till havsnivåhöjningen. Denna problematik påverkar oss alla, även ur
24 ett egocentriskt perspektiv kommer dessa föroreningar att komma tillbaka till oss i form av livsmedel, produkter eller spridning via havsströmmar (Cotta 2020).
Metoden att fylla ut diken och vattendrag har länge varit en norm vilket också lett till
förödande konsekvenser för ekosystemen, dels genom att arters habitat har förändrats till en grad där populationer minskar och får svårt att överleva (Sánchez-Bayo & Wyckhuys 2019), men också genom direkta konsekvenser för människor i lokalmiljön. Den ohållbara deponeringen av avfall pågår än idag i flera delar av världen. Europa och Sverige jobbar till viss mån med
regleringar för att bevara och återskapa våtmarker, men konsekvenserna av deponiverksamheter i och i närheten av vattendrag kommer ändå att påverka samhället framöver. Denna studie ger en indikation på hur avfall från det senaste århundradet påverkar vår närmiljö idag, 40 år efter att deponiverksamheten avslutats. Området har bedömts efter MIFOs principer om farlighet,
föroreningsnivå och spridningsförutsättningar vilket resulterat i en sammanvägd bedömning. Den sammanvägda bedömningen identifierar sex områden, där en eller flera provpunkter visat på höga metallhalter. Av dessa är två områden tillräckligt avgränsade för att ses som punktkällor, medan de övriga fyra ses som avgränsade delområden med höga föroreningshalter. De båda punktkällorna ligger i ett område där människor vistas mer än rekommendationer vid MKM. En av punktkällorna finns intill kampingområdets ställplatser, där de identifierade sänkorna
provtagits. Punktkällan medför en ökad hälsorisk för de boende på kampingområdet och bör därför prioriteras för planering av åtgärd.
Jordarternas förekomst indikerar att Mälarens vattennivå har fluktuerat under tid, vilket även kan indikera var strandlinjen kan tänkas gå om Mälarens vattennivå höjs. Områdena 3–6 ligger speciellt ogynnsamt till vid en förändring av vattennivån. Vid dessa delområden går även ett promenadstråk längs med strandkanten som används i rekreationella syften, därför bör även område 3–6 prioriteras för vidare utredning och planering av åtgärder. För ytterligare analys av området föreslås en simulering över höjda vattennivåer i Mälaren som tydligare kan visa vilka områden som riskeras att översvämmas.
I tidigare studier finns förslaget att anlägga ett dike för att samla upp föroreningar från
deponierna (Envix 2014). Åtgärden kan ha en fördröjande effekt och bli mer effektiv kombinerat med fytoremediering. Både vass och bredkaveldun anses vara lämpliga vid fytoremediering, inte bara då de binder metaller i vävnader, utan också för att rotsystemen bidrar till att hålla sediment på plats och därmed minskar metallernas spridning i vattnet. I vass ackumuleras koppar
framförallt i roten. Positiva konsekvenser vid fytoremediering är dels att skördade gröndelar från vass och bredkaveldun inte anses vara förorenande (Salem et al. 2014b), samtidigt finns
ekonomiska fördelar, det skördade materialet kan bland annat användas som bioenergi eller inom trä och pappersindustrier (Licht & Isebrands 2005). Den uppenbara vinsten ligger inom den ekologiska hållbarheten, där fytoremediering bidrar till minskad erosion (Licht & Isebrands 2005; Salem et al 2014b), kolsänkor samt vid god planering även ökad biologisk mångfald (Licht
& Isebrands 2005).
Mälaren hyser idag ett stort vassbestånd vilket kopplas till positiva effekter på
fågelpopulationen, en undersökning visar även att vassbeståndet skulle påverkas positivt vid en
25 höjning motsvarande den förväntade nivån vis slussens färdigställande (Calluna 2011).
Provtagning av vass som växer i området kan i vidare studier analyseras för att undersöka om ackumulering av metaller sker i växtens olika delar, på så sätt kan lämpligheten av den föreslagna åtgärden fytoremediering bedömas.
Då området idag är bevuxet finns möjligheten att en viss fytoremediering redan sker, därför ser vi att området har möjligheter att utveckla denna metod för att minska påverkan på Mälarens vattenkvalité samt för att människor fortsatt ska kunna använda området i rekreationellt syfte, samt för att främja den biologiska mångfalden.
7. Slutsats
Studien visar att samtliga provpunkter har påvisat höga halter av metaller fördelat över hela deponiområdet, därmed är föroreningsnivån i hela området hög. Resultatet indikerar att
deponierna idag förorenar området lokalt, men möjligen även bidrar till en sämre vattenkvalité i Mälaren. På sex identifierade områden har det förekommit halter på en eller flera provpunkter som klassificerar marken som MKM eller FA, vilket gör att ämnenas farlighet är hög. Två områden med punktkällor har kunnat identifierats, övriga fyra områden har istället delats in i delområden baserat på halter. Då halterna anses vara höga är det troligt att föroreningarna även påverkar Mälaren. Spridningsrisken från de olika områdena varierar där område 1 och 2 anses ha lägre spridningsrisk då de ligger i en finkornig jordart, samt längre bort från strandkanten än övriga områden. Område 1 bör ändå prioriteras då människor vistas på kampingplatsen utöver rekommendationer vid MKM. På övriga områden bör åtgärder vidtas baserat på
spridningsrisken, närheten till Mälaren samt områdets rekreationella funktion.
Studien föreslår att området ska åtgärdas genom bioremediering och fytoremediering för att binda föroreningar och minska spridningsrisken samt värna ekologiska och sociala aspekter.
26
Referenslista
Adeola, F. O. (2000). Cross-national environmental injustice and human rights issues: A review of evidence in the developing world. American Behavioral Scientist, 43(4), 686-706.
Akinbile, C.O. (2012). Environmental impact of landfill on groundwater quality and agricultural soils in Nigeria. Soil and Water Research - UZEI, (1), pp.18–26.
Andersson, M., Hallberg, K., & Lindahl, S. (2013). Saltvatteninträngning i Mälaren.
Uppdragsrapport åt Norrvatten, SMHI RAPPORT NR, 12.
Andrén, T., Björck, S., Andrén, E., Conley, D., Zillén, L., & Anjar, J. (2011). The development of the Baltic Sea Basin during the last 130 ka. In The Baltic Sea Basin (pp. 75-97). Springer, Berlin, Heidelberg.
Artuso, A., Cossu, E., He, L., & She, Q. (2020). Rehabilitation of landfills. New functions and new shapes for the landfill of Guiyang, China. Detritus, (11), 57-67.
Beaven, R. P., Stringfellow, A. M., Nicholls, R. J., Haigh, I. D., Kebede, A. S., & Watts, J.
(2020). Future challenges of coastal landfills exacerbated by sea level rise. Waste Management, 105, 92-101.
Boverket (2019). Förorenade områden. https://www.boverket.se/sv/PBL-
kunskapsbanken/Allmant-om-PBL/teman/halsa-sakerhet-och-risker/risker-riktvarden-och- underlag/fororenade-omraden/
Brisson, J., & Chazarenc, F. (2009). Maximizing pollutant removal in constructed wetlands:
should we pay more attention to macrophyte species selection?. Science of the total environment, 407(13), 3923-3930.
Calluna AB (2011). Projekt slussen – Ny reglering av Mälaren – Konsekvensbedömning av strandnära naturmiljön. Calluna AB, Stockholm
Cossu, R., 2013. Groundwater contamination from landfill leachate: when appearances are deceiving!. Waste management, 9(33), pp.1793-1794.
Cotta, B. (2020). What goes around, comes around? Access and allocation problems in Global North–South waste trade. International Environmental Agreements: Politics, Law and
Economics, 20(2), 255-269.
Dolan, A.H. & Walker, I.J. (2006). Understanding Vulnerability of Coastal Communities to Climate Change Related Risks. Journal of Coastal Research, pp.1316–1323.
Eklund, A., Stensen, K., Alavi, G., & Jacobsson, K. (2018). Sveriges stora sjöar idag och i framtiden.: Klimatets påverkan på Vänern, Vättern, Mälaren och Hjälmaren.
Kunskapssammanställning februari 2018.
27 Frost, C., Enander, M., von Sydoq, K. (2013) Mälaren och saltsjöns framtid i ett brett perspektiv.
ISBN/ISSN-nr: 1400–0792, Länsstyrelserna
Hardy, R.D., Nuse, B.L. Global sea-level rise: weighing country responsibility and risk. Climatic Change 137, 333–345 (2016).
Josefsson, A. S. (2006). Reliabilitet, validitet och felkällor i Metodik för inventering av
förorenade områden (MIFO). Magisteruppsats, Linköpings Universitet. Norrköping: Linköpings Universitet
Kemp, R. (2007). An Example of a “Managed Transition”: The transformation of the waste management subsystem in the Netherlands (1960–2000). In Innovations Towards Sustainability pp. 87–94. Physica-Verlag HD.
Kungsörs kommun 2020. Förorenad mark. https://kungsor.se/boende-miljo-och- trafik/miljofarlig-verksamhet/fororenad-mark.html [Hämtad: 2020-09-07]
Länsstyrelsen Viss (2017) https://viss.lansstyrelsen.se/Waters.aspx?waterMSCD=WA54241959 Licht, L. A., & Isebrands, J. G. (2005). Linking phytoremediated pollutant removal to biomass economic opportunities. Biomass and Bioenergy, 28(2), 203–218.
Naturvårdsverket (1999). Metodik för inventering av förorenade områden: vägledning för insamling av underlagsdata. Stockholm: Naturvårdsverket. RAPPORT 4918
Naturvårdsverket (2020a) Nya regler för sortering av bygg och rivningsavfall
https://www.naturvardsverket.se/Stod-i-miljoarbetet/Vagledningar/Avfall/Bygg--och- rivningsavfall/Nya-regler-for-sortering-av-bygg--och-rivningsavfall/ [Hämtad: 2020-10-07]
Naturvårdsverket (2020b). Farligt avfall. https://www.naturvardsverket.se/Stod-i- miljoarbetet/Vagledningar/Avfall/Farligt-avfall/ [Hämtad: 2020-10-07]
Norén, V., Hedelin, B., Nyberg, L., & Bishop, K. (2016). Flood risk assessment–practices in flood prone Swedish municipalities. International Journal of Disaster Risk Reduction, 18, 206- 217.
Oppenheimer, M., B.C. Glavovic , J. Hinkel, R. van de Wal, A.K. Magnan, A. Abd-Elgawad, R.
Cai, M. CifuentesJara, R.M. DeConto, T. Ghosh, J. Hay, F. Isla, B. Marzeion, B. Meyssignac, and Z. Sebesvari, (2019): Sea Level Rise and Implications for Low-Lying Islands, Coasts and Communities. In: IPCC Special Report on the Ocean and Cryosphere in a Changing Climate [H.- O. Pörtner, D.C. Roberts, V. Masson-Delmotte, P. Zhai, M. Tignor, E. Poloczanska, K.
Mintenbeck, A. Alegría, M. Nicolai, A. Okem, J. Petzold, B. Rama, N.M. Weyer (eds.)]. In press Salem, Z. B., Capelli, N., Laffray, X., Elise, G., Ayadi, H., & Aleya, L. (2014a). Seasonal
variation of heavy metals in water, sediment and roach tissues in a landfill draining system pond (Etueffont, France). Ecological Engineering, 69, 25-37.
