MPU, Alm.del - 2010-11 (1. samling) - Bilag 15: henvendelse af 4/10-10 vedrørende den danske stats manglende efterlevelse af vandrammedirektivet, fra Danmarks Naturfredningsforening

Bilag 5. Fastlæggelse af referenceforhold og miljømål samtberegning af indsatsbehov for de marine områder.Version 4.0INDLEDNING.......................................................................................................................1FASTSÆTTELSE AF REFERENCEFORHOLD OG MILJØMÅL.....................................................22.1Typespecifikke forhold..............................................................................................22.2Biologiske forhold .....................................................................................................22.3Bundvegetation - Ålegræs ........................................................................................32.3.1Referenceforhold ..............................................................................................32.3.2Miljømål ............................................................................................................72.3.3Tilstand .............................................................................................................82.4Fytoplankton ...........................................................................................................102.4.1Referenceforhold og miljømål .........................................................................102.4.2Tilstand ...........................................................................................................102.5Bundfauna ..............................................................................................................103BEREGNING AF INDSATSBEHOV........................................................................................103.1Fjorde og lukkede kystvande ..................................................................................123.2Kystvande i åbne farvande .....................................................................................134FASTSÆTTELSE AF INDSATS IVANDPLAN2009.................................................................154.1Fastsættelse af indsats baseret på fagligt–teknisk videngrundlag .........................155LITTERATURREFERENCER................................................................................................1612

1IndledningDette bilag redegør detaljeret for, hvorledes referenceværdier og miljømål er fastsat for demarine kvalitetselementer. Der er endvidere beskrevet, hvorledes reduktions-/indsatsbehov iforhold til næringsstoftilførsel beregnes for de marine områder.I denne planperiode er det besluttet at referenceforhold og miljømål skal angives for ålegræsdybdegrænse, fytoplankton (klorofyl a koncentration) og bundfaunaindexet, DKI. Det er ogsåbesluttet, at reduktions-/indsatsbehovet for at opnå god økologisk tilstand, i forhold til kvæl-stoftilførsel til vandområderne, fastlægges alene på baggrund af ålegræssets dybdeudbre-delse. Eneste undtagelse herfor er de åbne vandområdetyper langs Vestkysten, hvor klorofylanvendes som kvalitetselement i opgørelsen af reduktions-/indsatsbehov.Fastlæggelse af referencetilstand, fastsættelse af miljømål og beregning af reduktions/ind-satsbehov er beskrevet særskilt for;-fjorde og andre lukkede områder (O, M- og P-typerne)-åbne farvande (typerne OW1, OW2, OW3a, OW3b)-Vestkysten inklusiv Vadehavet (OW4 og OW5)

Med ”type-specifik” forstås således referenceforhold der knytter sig til de enkelte typer afoverfladevande som vandområderne er inddelt efter. Det omfatter typespecifikke hydro-morfologiske og fysisk-kemiske forhold og typespecifikke biologiske referenceforhold.Typespecifikke referenceforhold for de enkelte typer af overfladevandområder skal være ensfor den pågældende type over hele landet. De fastlægges derfor i nogle generelle retnings-linjer, som skal benyttes og udfyldes for konkrete vandområder.De typespecifikke forhold (fysisk-kemiske og hydromorfologiske) og de typespecifikke biolo-giske referenceforhold bør primært baseres på en beskrivelse af faktisk forekommende for-hold i udpegede vandområder, der har en høj tilstand. Såfremt sådanne områder ikke kanfindes kan der inddrages andre data. Det kan være historiske, palæontologiske, og andretilgængelige data eller prognoser eller tilbageskrivningsmodeller af forskellig karakter. Refe-renceforholdene fastsættes derefter så tæt som muligt på det videnskabeligt objektive ni-veau, som beskriver tilstanden i et vandområde, som den ville se ud i dag med de nuvæ-rende landskabstyper i oplandet, men uden fysiske påvirkninger af selve vandområdet ogubetydelig menneskeskabt forureningsbelastning. Det er således ikke realistisk at baserereferenceforholdene på data fra vandområder i historiske landskabstyper, som ikke længereeksisterer, for eksempel områder der tidligere havde en betydelig højere grad af skov-dækning.Alt i alt, kan fastlæggelse af referenceforhold dermed være baseret enten på udpegning afreferencelokaliteter, anvendelse af historiske og palæontologiske data, på modelberegningermed prognoser og tilbageskrivninger af påvirkning og miljøtilstand til en referencesituationeller på en kombination af disse metoder.Hvor det ikke er muligt at bruge denne fremgangsmåde, kan referenceforhold fastlæggesved ekspertvurderinger.I tilfælde af at høj tilstand ikke forekommer i dag for visse typer af vandområder i Danmark,kan det også være muligt at anvende referenceforhold der er etableret for den samme type iet naboland.

Som udgangspunkt må det konstateres, at de danske farvande ikke omfatter områder, somer uberørte af menneskelige aktiviteter. Derfor kan der heller ikke udpeges områder, sommed deres nuværende tilstand kan danne grundlag for fastlæggelse og beskrivelse af type-specifikke referenceforhold. Derfor må andre metoder med anvendelse af historiske data,palæontologiske forhold samt modelberegninger bringes i anvendelse.Til den vandplan 2009 er det faglige grundlag for at kunne fastlægge referenceforhold for allede biologiske kvalitetselementer ikke tilstrækkeligt. Derfor er der til brug for vandplan 2009fokuseret på enkelte kvalitetselementer og for de andre kvalitetselementer tilstræbes det i dekommende år at fastlægge supplerende referenceforhold. Det skal i den forbindelse bemær-kes, at fastlagte referenceforhold kan ændres i det omfang, der i fremtiden opnås bedreviden om natur- og miljøforhold og denne kan retfærdiggøre ændringen.

For bundvegetationen er ålegræssets dybdeudbredelse valgt som en velegnet indikator forålegræssets udbredelse. Ålegræs er et vigtigt element i størstedelen af de danske kystvan-des økosystemer, og på baggrund af omfattende historiske observationer kan der beskrivesen rimelig veldefineret referencetilstand. Endvidere gælder at udbredelsen responderer påpåvirkning fra menneskelige aktiviteter og at dybdegrænsen er forholdsvis enkel at måle.Ålegræs spiller en vigtig rolle i kystnære økosystemer, idet planten kan opbygge stor bio-masse, være meget produktiv og medvirke til at regulere næringsstoftransporten fra land tilde åbne havområder. Ålegræsbede er samtidig yngel- og opvækstområde for fisk og bund-dyr, levested for mange epifytiske arter og medvirker til at stabilisere havbunden. Ålegræsseter vidt udbredt i lavvandede kystområder i hele den nordlige tempererede zone.Især lyset har stor indflydelse på havgræssers dybdeudbredelse og en modellering af datafra danske kystområder viser, at ålegræssets dybdegrænse er signifikant positivt korreleret tilsigtdybden (Nielsen et al. 2002). Da sigtdybden i vid udstrækning er styret af mængden afplanktonalger og dermed af vandets kvælstofkoncentration og tilførslen af kvælstof, er derofte en signifikant negativ korrelation mellem kvælstofkoncentrationen og dybdegrænsen,som kan bruges til at vurdere effekten af kvælstoftilførslen fra menneskelige aktiviteter(Nielsen et al.. 2002).Ålegræssets dybdegrænse er en forholdsvis enkel parameter at måle. Gennem dykkerunder-søgelser kan man foretage præcise opgørelser af dybdegrænsen og fastlægge både dybde-grænsen for sammenhængende bevoksninger (kaldt hovedudbredelsen) og dybdegrænsenfor de sidste enkeltskud (kaldt den maksimale dybdeudbredelse).Der findes et stort historisk materiale om ålegræssets dybdeudbredelse i danske kystom-råder omkring år 1900 og nogle årtier frem (Reinke 1889, Petersen 1893ab og 1901,Ostenfeld 1908 mfl.), som kan bruges til at definere referencetilstanden.Ud fra dette store datamateriale, er der tilvejebragt et statistisk grundlag for fastlæggelse afreferencetilstand for ålegræssets hovedudbredelse for en række specifikke kystvandsom-råder eller kystvandstyper. De historiske data har gennemgået en validering således, at kunde sikreste estimater af dybdegrænsen indgår i den statistiske behandling. De sikreste ob-servationer af dybdegrænsen opfylder det kriterium, at der lidt dybere på samme station ikkeer observeret bevoksninger af ålegræs eller, at den pågældende observation er blandt de

dybeste af flere i området (defineret som ’kategori 1’ data). Der er yderligere kun benyttetdata fra før 1930 for at undgå eventuelle effekter af den udbredte ålegræssyge i 1930’erne.Samtidigt sikres det, at data stammer fra en periode, hvor kvælstof- og fosforoverskuddet ilandbruget var så lavt (Kyllingsbæk 2008), at det kan antages at den diffuse næringsstof-tilførsel fra land og miljøtilstanden kan betragtes som en referencetilstand. Alle historiskeÅlegræsdata er samlet i et regneark, bestyret af det marine fagnetværk.For at kunne sammenligne nye og gamle datasæt, er det nødvendigt at vide, hvilken dæk-ningsgrad, de historiske dybdegrænser repræsenterer. De historiske data er indsamlet fra etskib vha. dræg (blylod med søm), grab eller skraberedskab, som ikke egner sig til at ind-samle enkeltstående skud, men er mere effektive til at indsamle ålegræs fra tættere be-stande. Derfor er det sandsynligt, at de historiske data repræsenterer dybdegrænsen forålegræssets hovedudbredelse frem for ålegræssets maksimale dybdegrænse. De historiskemetoders detektionsgrænse mht. ålegræsdækning er ukendt bortset fra at det er givet, atsandsynligheden for at identificere dybe bevoksninger med ringe dækningsgrad stiger medantallet af observationer. Den præcise dækningsgrad ved ålegræssets dybdegrænse i dehistoriske undersøgelser beror derfor på et skøn over metodernes effektivitet, støttet af dekommentarer omkring ålegræssets tæthed, som fremgår af det historiske materiale. Det erskønnet, at de historiske dybdegrænser repræsenterer en dækningsgrad på omkring 10 %.Allerede i perioden 1900 til 1930 har ålegræsset i visse områder være spildevandspåvirketfra nogle større byer. Det er vedtaget ikke at inddrage spildevandspåvirkningen i perioden1900 til 1930 i fastlæggelsen af referencetilstanden. Selvom spildevandet sandsynligvisallerede på den tid har påvirket vandkvaliteten i visse kystvande negativt, vurderes det forusikkert at kvantificere dette bidrag. Det er samtidig vedtaget ikke at lade en evt. spilde-vandspåvirkning i perioden 1900 til 1930 indvirke på de historiske referenceværdier. Dvs. atman ikke har korrigeret de historiske referenceværdier ved at sætte dybdegrænsen størreend værdierne i de historiske observationer de steder hvor man positivt ved at der historiskhar været betydende spildevandspåvirkning (f.eks. i Odense Fjord).Ålegræssets referenceudbredelse er fastlagt for de forskellige typologier som udgangspunktved 90 % fraktilen af de sikreste (’Kategori 1’), historiske dybdegrænseværdier (se Tabel 1).90%-fraktilen er benyttet frem for et gennemsnit af de historiske data, idet det vurderes, atikke samtlige historiske observationer repræsenterer faktiske dybdegrænser, der er bestemtaf vandkvaliteten. Hvis alle de historiske observationer med sikkerhed kunne regnes for dyb-degrænser bestemt af vandkvaliteten, så ville det være mere nærliggende at benytte deresgennemsnit til at beskrive referencetilstanden. For vandområder, hvor der forefindes mangehistoriske observationer, kan der bruges et gennemsnit frem for 90 %-fraktilen, forudsat atdet kan verificeres at alle historiske dybdegrænser i området kan betragtes at repræsenterefaktiske dybdegrænser, som er præget af de typespecifikke forhold i vandområdet ogdermed af vandområdetypens vandkvalitet i referencetilstanden.Alle de historiske data er blevet geografisk stedfæstet, så de kan henføres til ét specifiktvandområde. Der er i alt 163 vandområder i kystvandene i Danmark. Fra 65 af vandom-råderne er der data for ålegræssets hovedudbredelse tilhørende ’Kategori 1’.Resultatet af den statistiske behandling af de historiske data for ålegræs hovedudbredelsefordelt på kystvandstyper fremgår af Tabel 1. Typerne fremgår af Miljøministeriets bekendt-gørelse nr. 1355 om karakterisering af vandforekomster, opgørelse af påvirkninger og kort-lægning af vandressourcer. Det fremgår, at der for nogle typer, f.eks. M3 og M4, ikke eksi-sterer valide data, hvorfor der yderligere er foretaget en sammenlægning af alle M-typer (M1-4), som kan benyttes som supplement. For de åbne kystvandstyper er det fagligt hensigts-mæssigt at operere med sammenlagte værdier (OW1/OW2 og OW3a/OW3b), da der ud af

et stort datamateriale kun forefindes ganske få observationer i OW1 områder (1 obs) ogOW3a områder (2 obs).Historiske observationer af dybdegrænse for ålegræssets hovedudbredelsefordelt på vandområdetyperFØR 193090%TYPE_DKMAXMINN GENS.S.D.fraktilenM16,05,555,70,25,9M27,53,8114,91,15,6M3---M4---M1-47,53,8165,11,05,8OW1/216,95,614210,32,112,2*OW3a/3b13,05,5858,51,610,9*OW415,015,0115,015,0OW5---P114,08,5910,11,712,0P25,63,063,91,04,8P311,55,5198,01,89,8P49,54,0255,61,36,6O3---O4---Slusefjord---Tabel 1.Typespecifik opdeling af historiske oplysninger om ålegræssets dybdeudbredelse før1930. Dybdegrænserne er hovedudbredelsen. Referenceværdien for ålegræs er fastsat ved 90 % -fraktilen af de historiske data.*I de åbne kystvande, hvor der et stort antal observationer, har det været hensigtsmæssigt atforetage en mere avanceret beregning af 90%-fraktilerne (Krause-Jensen & Rasmussen, 2009 ogCarstensen & Krause-Jensen, 2009).

For de konkrete vandområder fastlægges referencetilstand for ålegræssets dybdegrænseefter følgende procedure (prioriteret rækkefølge)For vandområde, der indgår i EU-interkalibreringen bruges reference og miljømål fraTabel 1.8, kapitel 1 og tabel 3.12, kapitel 3 .2For åbentvandsområderne OW1, OW2, OW3a og OW3b (åbne indre danske farvande)benyttes typeværdier for OW1/OW2 og OW3a/OW3b (jf ’*’ note under Tabel 1)a).3.A Hvor der findes gode, validerede historiske (’kategori 1’) data for et lukket område(fjordtyperne P1-4, M1-2) fastlægger disse referencetilstanden i form af 90%-fraktilenfor områdets datab).3.B Hvis der ikke findes gode historiske data for fjord-typerne P og M tages udgangspunkt ide typespecifikke værdier (Tabel 1);3.C I vandområder, hvor den maksimale vanddybde er mindre end den typespecifikkeværdi for referencetilstanden anvendes tabellens værdier som udtryk for en hypotetiskværdic), dvs. større end områdedybden, til brug for beregning af næringsstofbelastningved målopfyldelse.4Slusefjorde er som udgangspunkt udpeget som stærkt modificerede vandområder, hvorreferenceværdien fastsættes ved et maksimalt økologisk potentiale efter retningslin-jerne i bilag 12 afsnit 7 med værdier baseret på det ’normal’-typeområde, der bedst kansammenlignes med det modificerede vandområde.1

Alternativt kan referenceforholdene i de lukkede fjordområder fastlægges på andenmåde under forudsætning af at de resulterende værdier er udtryk for det sammepåvirkningsniveau, som er reflekteret i værdierne i tabel 1. Det kan ske ved følgendetilgange (uddybet i Box 1):Data fra nærliggende og/eller lignende områder med tilsvarende forholdModeller og/eller empiriske tilgangeAnden relevant viden (DMU-rapporter mv.)For vandområder, hvor det ikke giver mening at fastlægge referenceforhold for ålegræsdybdegrænse, skal der ikke angives en referenceværdi for ålegræs. Det vil bl.a. sigetype O vandområder, hvor saliniteten er for lav til at ålegræs kan gro, og i type OW 4 ogOW5 vandområder, hvor eksponering udelukker ålegræsvækst. Den manglendefastlæggelse af referenceværdi skal begrundesd)a) For åbentvandsområderne OW4-OW5 (Vesterhavet inkl. Vadehavet) benyttesålegræssets dybdegrænse ikke – jf. punkt 6 (Derimod benyttes klorofyl; se afsnit 3.3 idette Bilag 5).b) Der kan dog bruges gennemsnit for vandområder med mange historiske observationer,forudsat at det kan verificeres at alle historiske dybdegrænser i området kan betragtes atrepræsentere faktiske dybdegrænser, der repræsenterer områdets vandkvalitetc) Den hypotetiske værdi anvendes ved beregning af reduktions-/indsatsbehov i relation tilnæringsstoftilførsel – især kvælstof. Jf. Box 2.d) Indtil der kan fastlægges referenceforhold om miljømål ved anvendelse af andre kvalitets-elementer og parametre kan disse områder omfattes af undtagelsesbestemmelserne omudsættelse af tidsfristen for opfyldelse af miljømålet pga. manglende viden. Tilsvarendekan gøres gældende i tilfælde, hvor der ikke er viden om tilstand og påvirkning.

BOX 1. Fastlæggelse af referenceforhold i fjorde og lukkede områder, hvor der ikkeer type- eller stedspecifikke historiske dybdegrænser for ålegræs til rådighedI visse fjorde og lukkede kystvande eller dele heraf er der ikke egnede fysiske betingelser(substrater og bundforhold) til stede for vækst af ålegræs. I den situation kan deranvendes en hypotetisk referenceværdi for ålegræs dybdegrænse, som kan benyttes til atfastlægge kvælstofkoncentrationsniveau i referencetilstanden.Modelberegninger kan benyttes baseret på relationen mellem dybdegrænsen og kvæl-stofkoncentrationen og baseret på beregning af koncentrationen i fjordområder i en refe-rencesituation, det vil sige i en tilstand, der i direktivets forstand er uberørt af menne-skelige aktiviteter med en naturlig baggrundsbelastning. Ved beskrivelsen af reference-tilstanden for et konkret område, bør resultater af sådanne modelberegninger derforinddrages i vurderingen af hvorledes lokale forhold kan have en indflydelse.I ovenstående procedure (under pkt. 5) for fastlæggelse af referencetilstand og miljømålfor ålegræs dækker modeller og/eller empirisk tilgange en bred tilgang af muligheder, der ihvert enkelt tilfælde skal begrundes og dokumenteres. Der er bla. følgende muligheder:•Tilbageskrivning til natur/-referencetilstand ved hjælp af dynamisk og empiriskmodellering.•Lokale forholdsbetragtninger af tilstødende åbne kystvande med kendt referen-cetilstand og lukkede kystvande/fjorde med ukendt referencetilstand baseret pågradienter og forhold mellem salinitet og/eller næringsstoffer. Det samme kangælde for inderfjorde/yderfjorde, når forholdene er kendt i én af fjorddelene.•Estimering af næringsstofbelastning og/eller næringsstof koncentration ireferencesituation og anvendelse af ålegræsværktøj (Laurentius-relation, sompubliceret i Nielsen et al. (2002); Box 2). Estimaterne kan være baseret pånaturbidrag i nuværende kildeopsplitning, palæoontologisk undersøgelse elleranden sandsynliggørelse af belastning eller koncentration.•En palæontologisk rekonstruktion af sammenhængen mellem fossile rester ogmiljøparametre har med succes kunne anvendes til at estimere de historiskevariationer i kvælstofkoncentrationerne på basis af den biologiske reaktion påmiljøforandringer gennem tiden, som den viser sig i diatoméskaller i finkornedesedimenter i kystområder. Med denne metode er det lykkedes at beskrivevariationen af total-kvælstofkoncentrationen i Roskilde Fjord, som den måtte haveværet i perioden 1850 – 1950. For det undersøgte sted i fjorden er den fundet til700-800 �g/l (Andersen et al. 2004).2.3.2Miljømål

Miljøtilstanden skal klassificeres både i områder hvor der foreligger tilstandsdata for ålegræsdybdegrænse og i områder uden eller med forældede data for ålegræs dybdegrænse.A. Klassifikation af miljøtilstand for områder hvor der foreligger ålegræsdataDen aktuelle tilstand for kystvande skal klassificeres med udgangspunkt i dybdegrænsen forhovedudbredelsen af ålegræs. Tilstanden klassificeres ved en EQR-værdi og præsenterespå kort med signatur for den relevante tilstandsklasse – jf. kapitel 3 afsnit 3.2.1.1. Forparameteren ålegræs dybdegrænse beregnes EQR som ’værdien for observerettilstand/værdien for referencetilstand’Hovedudbredelsen defineres som den største dybde med mindst 10 % dækningsgrad. Erhovedudbredelsen ikke registreret direkte, bestemmes den som 90 % af den maksimaledybdegrænse baseret på flere observationer, alternativt ved interpolation mellem 2 obser-vationer, fx 5% og 20% dækningsgrad. Forekommer der ikke dækningsgrader af ålegræsstørre end 10% noget sted på et transekt, så anses transektet for et såkaldt 0-transekt,1Er der ved den maksimale dybdegrænse mere end 10% dækningsgrad, benyttesdenne dybde som dybdegrænsen for hovedudbredelsen (dvs. der foretages ikke eninterpolation ned til 90% af den maksimale dybdegrænse).Optræder der 0-transekter i et område, skal der foretages en nøje afvejning, om de skalindgå i klassifikationen. Som udgangspunkt medtages 0-transekter, men skyldes 0-transektet naturlige fysiske forhold, som fx omlejring af sediment ved kraftig strøm- ellervindpåvirkning gennemføres klassificeringen uden at inddrage de observerede værdierfra 0-transektet. Herunder hører også visse fysiske påvirkninger som f.eks. sejlrender.I større vandområder, hvor undersøgelsestransekterne ikke er homogent fordelt, kander foretages en arealmæssig vægtning af dybdegrænserne for de enkelte transekter.Der skal redegøres for dette i baggrundsnotatet.I tilfælde hvor kun ét eller få transekter med ålegræs skal repræsentere et størreområde, og det på forhånd vides, at der ikke forekommer ålegræs i store dele afområdet, skal dette beskrives i baggrundsnotatet, hvor også de faktorer, naturgivnesåvel som menneskeskabte, der ligger til grund for den manglende udbredelse, skaldiskuteres.

niske baggrundsnotat. Foreligger der ikke data for hele perioden 2001-2006 benyttes data forde år, der er overvåget og eventuelt nyere data (2007). Data fra før 2001 anvendes ikke.I det omfang der er brug for at vurdere årsagen til en manglende målopfyldelse, kan dervære behov for at skelne mellem forskellige påvirkningstypers indflydelse på tilstanden. I densammenhæng bør man sortere transekter i grupper, hvor det er klart at tilstanden i overve-jende grad repræsenterer én påvirkningstype. For eksempel hvor fraværet af ålegræsskyldes eutrofiering og ikke anden påvirkning som f.eks. fiskeri med slæbende redskabereller sekundær eutrofieringseffekt som f.eks. iltsvind.Det skal understreges, at der med denne anvendelse af observationer ikke er tale om enklassifikation, men et beregningsresultat, der skal benyttes i den videre planlægningsprocessom led i at identificere et evt. reduktions-/indsatsbehov.B. Klassifikation af tilstand i områder, hvor der ikke foreligger ålegræsdataI de områder, hvor der ikke foreligger ålegræsdata til klassifikation af tilstanden, jf. ovenfor,følges følgende procedure (prioriteret):1. Enteoretiskberegning af ålegræs dybdegrænsen ud fra målinger af kvælstofkon-centration (Box 2) eller sigtdybde (Nielsen et al. 2002) i det pågældende område.Alternativt kan anvendes en lokalt tilpasset modela).2. Enantagetdybdegrænse på baggrund af et nærtliggende og lignende område(samme typologi), hvor tilstanden er bestemt på baggrund af målinger afdybdegrænsea).3. “defaulting” klassifikation – tilstanden sættes til God, hvis det vurderes at områdetikke er udsat for et miljømæssigt pres for eksempel fra udledning af næringsstoffer,forurenende stoffer (miljøfarlige stoffer), iltsvind mm. Tilstanden sættes til ”mål ejopfyldt, ikke klassificerbar”, hvis det vurderes, at området er under et miljømæssigtpres, men hvor presset (endnu) ikke er kvantificeret, og/eller hvor der forefindesandre nyere tilstandsdata end ålegræs dybdegrænse, der sandsynliggør, at områdetikke er i god eller høj tilstanda).a) For vandområder, hvor der forefindes andre tilstandsdata af en type, som ikke kan giveanledning til at beregne en teoretisk dybdegrænse af ålegræs (fx klorofylniveauer, fore-komst af andre makrofytter, bundfaunaens sammensætning, iltsvind), men som kan giveanledning til en samlet kvalitativ/kvantitativ bedømmelse af områdets tilstand, kan ensådan supplere og understøtte punkt 1-3.

Logikken i prioriteringen er, at man først og fremmest bruger data fra det vandområde maner interesseret i at beskrive (punkt 1). Derefter anvender man data fra naboområder (punkt2). Punkt 3 anvendes i de resterende områder.En konkret dybdegrænse kan ikke fastsættes ud fra ovenstående metoder, og tilstanden kansom udgangspunkt ikke klassificeres ved en EQR værdi, men tilstandenvurderes(ekspert-skøn) således under inddragelse af viden om andre forhold, der kan sandsynliggøre/under-støtte en tilstand/kvalitetsklasse set i forhold til målopfyldelse. Det skal fremgå af vandpla-nen, og redegøres for i det tekniske baggrundsnotat, at der er tale om en vurdering og ikkeen konkret miljøtilstand. Det skal ligeledes angives både i vandplanen og i baggrundsnotatet,hvilken af de 3 metoder der er anvendt til vurderingen. For at få et grundlag til at sammen-ligne EQR-værdier, for tilstanden i vandområder med observationer af ålegræsdybder medtilstanden i vandområder uden observationer, kan der angives en EQR-værdi for tilstandenklassificeret efter punkt 1 og 2, men med bemærkning om grundlaget for værdien.

For nogle fjordområder foreligger der tilstrækkeligt faglig viden til at et reduktions-/indsats-behov kan estimeres på grundlag af etablerede sammenhænge mellem miljøtilstanden ivandområderne og kvælstofafstrømningen fra land baseret på overvågningsresultater. Foren del af fjorde og lukkede kystvande foreligger ikke et tilstrækkeligt vidensgrundlag til atdisse sammenhænge kan etableres med tilstrækkelig sikkerhed. For nogle områder manglerder helt data. For kystvandene de åbne farvande, det vil sige for kystvandene i Nordsøen ogSkagerrak, i Kattegat, i Bælterne og Øresund, i den vestlige Østersø og omkring Bornholm,er der i dag kun i begrænset omfang tilstrækkeligt faglig og datamæssig viden til at kunneetablere et vidensniveau, hvor der kan gennemføres direkte beregninger af et reduktions-/indsatsbehov for kystvandene i de åbne dele af de danske farvande.

I konsekvens heraf er der anvendt en metode, hvor den konkrete indsats i vandplan 2009fastlægges differentieret i forhold til det foreliggende vidensniveau mht. tilstand og belastningfor de forskellige kystvande.Beregningerne af reduktions-/indsatsbehov skal således metodemæssigt grupperes somfølger:1. Fjorde og øvrige lukkede kystvandea. Områder med størst vidensniveau (Vidensniveau 1, ’V1’)b. Øvrige områder hvor reduktions-/indsatsbehov kan beregnes ved at kombi-nere viden om området med erfaringsgrundlag fra kystvande under videns-niveau 1 (Vidensniveau 2, ’V2’)2. Åbne farvande og gennemstrømningsfarvandea. Områder med utilstrækkelig viden til at kunne beregne et reduktions-/indsatsbehov (Vidensniveau 3, ’V3’)Ovenstående inddeling af kystvande i fjorde og øvrige lukkede kystvande og i kystvande iåbne farvande skal ske ud fra det enkelte vandområdes følsomhed overfor tilførslen af næ-ringsstoffer fra det tilhørende opland. Inddelingen er derfor kun delvist relateret til typeind-deling af kystvandene i henhold til bekendtgørelse om karakterisering af vandforekomster.Det gælder bl.a. Det sydfynske Øhav og Smålandshavet, som har en lukket karakter oginddeles i gruppen af V1/V2 områder selv om de tilhører en OW type. Oversigt over opde-lingen af kyst vande i V1, V2 og V3 områder og de tilhørende oplande er vist i figur 1.

Vidensniveau 1:Vidensniveau 1 (V1) områder omfatter fjorde og lukkede vandområder, hvor datagrundlageter detaljeret og tilstrækkeligt til, at der med relativ stor sikkerhed kan beregnes et specifiktreduktions-/indsatsbehov for kvælstof, til sikring af fuld målopfyldelse. Fjorde betragtes i densammenhæng som en helhed. De konkrete V1 områder er vist i tabel 2.Ved beregning af reduktions-/indsatsbehovet tages udgangspunkt i parameteren ”ålegræsdybdegrænse (hovedudbredelse)”. ’Målbelastningen’ svarende til at opnå en tilstand påGod/Moderat grænsen beregnes individuelt for hvert vandområde. Reduktions/indsats-behovet beregnes derefter ved differencen mellem ’målbelastningen’ og den nuværendebelastning.I Box 2 er der redegjort for de primære værktøjer til beregning af reduktions-/indsatsbehov.Indsatsbehovet kan alternativt beregnes via en modelbaseret tilgang evt. i kombination medværktøjerne i Box 1. I så fald skal denne dokumenteres i det tekniske baggrundsnotat.For fjorde, der er opdelt i flere vandområder (fjordafsnit), opgøres der et samlet reduktions-/indsatsbehov på baggrund opgørelsen for det fjordafsnit hvor der er størst behov for reduk-tion for at opfylde miljømålet. Såfremt der kun er teknisk grundlag til at kunne beregne etreduktions-/indsatsbehov for et delafsnit af en fjord, så kan resultatet heraf anvendes til atfastlægge et reduktions-/indsatsbehov for hele fjorden og de øvrige fjordafsnit.Opland Kystvandsområde1.1 Limfjorden1.3 Mariager Fjord1.4 Nissum Fjord1.5 Randers FjordAlle områderAlle områderYderfjord, Mellemfjord, ogFelsted kogGrund Fjord Yderfjord ogRanders Fjord, Randers tilMellerupRingkøbing FjordHorsens Yder- og, Inderfjord,Norsminde FjordFlensborg Fjord, inder- ogyderfjord, Nybøl NorHelnæs BugtOdense Fjord yderfjord ogSeden StrandIsefjord, Roskilde FjordKarrebæk FjordDybsø FjordNakskov Fjord2.6 ØstersøenPræstø Fjord

I fjorde, hvor der er behov for at differentiere indsatsen på konkrete fjordafsnit for at kunneopfylde miljømålet, kan et differentieret indsatsbehov beskrives.Vidensniveau 2:Vidensniveau 2 (V2) områder omfatter fjorde og lukkede vandområder, hvor der er dokumen-teret en nuværende tilstand af samme karakter og med samme manglende målopfyldelsesom i ’V1’ områderne. Datagrundlaget har dog ikke er tilstrækkeligt detaljeret til, at det harkunnet bruges til en direkte beregning af et reduktions-/indsatsbehov for det konkretevandområde.Reduktions-/indsatsbehovet opgøres med udgangspunkt i en målsat belastning ved GM-grænsen, svarende til det arealvægtede gennemsnit af målbelastningen for V1-områderne.Det arealvægtede gennemsnit af målbelastningen for ’V1’ områderne er således opgjort til6,9 kg N/ha/år inden for et variationsinterval fra 4,5 til 8,8 kg N/ha/år.3.2Kystvande i åbne farvande

For de åbne kystvande og gennemstrømningsområder i de indre danske farvande, dvs.kystvandene i Kattegat, Bælterne og Øresund, og i den vestlige Østersø omkring Bornholm,er der kun i et begrænset omfang tilstrækkeligt faglig viden til at opgøre reduktions/indsats-behovet direkte og det er kun muligt at skønne indsatsbehovet. Et sådan estimat vurderes atvære forbundet med meget store usikkerheder, idet bl.a. atmosfærisk og grænseoverskri-dende tilførsel af kvælstof i åbne kystvande er af langt større betydning end den landbase-rede tilførsel direkte til disse områder. Yderligere foreligger der ikke et fagligt teknisk grund-lag til at kunne vurdere omfanget af en positiv effekt af den kommende indsats for fjorde oglukkede kystvande og af en direktivforudsat reduktion af luftemissioner af kvælstofforbin-delser. Da der ikke er målopfyldelse i disse områder er der ikke desto mindre et behov forreduktion af kvælstofbelastningen.For disse V3-områder opgøres reduktions-/indsatsbehovet ved et skøn som det arealvæg-tede gennemsnit af målbelastningen for V1-områderne, men med et tillæg på 30 % (dvs. 8,9kg N/ha).For kystvandene i Nordsøen og Skagerrak er der tilsvarende begrænset faglig viden til atkunne beregne reduktions-/indsatsbehovet. Da der ikke er målopfyldelse i disse områder erder et behov for reduktion af kvælstofbelastningen.For kystvandene Nordsøen og Skagerrak opgøres reduktions-/insatsbehovet som detarealvægtede gennemsnit af målbelastningen for V1-områderne, men med et tillæg på 30 %(dvs. 8,9 kg N/ha).Beregning af reduktions-/indsatsbehovet i Vadehavet tager udgangspunkt i værdierne forGod/Moderat grænsen for parameteren ’klorofyl a’, som indgår i EU's interkalibrering pårelevante lokaliteter.For Vadehavet er der beregnet et behov for reduktion i klorofyl på 40 % (% reduktion mellemtilstand og miljømål). Vurderingen er baseret på den station i Lister Dyb med de bedsterelationer mellem total kvælstofkoncentration og klorofyl a niveau. På denne baggrundopgøres behovet for reduktion af kvælstoftilførslen ved at omsætte de 40 % for klorofyl akoncentrationen direkte til en reduktion i kvælstoftilførslen. Tilsvarende er sket i de tyskeberegninger om reduktionen af kvælstoftilførslen til Vadehaver.

TRIN 1Miljømålet for dybdeudbredelsen af ålegræs omsættes til et kvælstofkoncentrationsniveauvha. relationen mellem TN-koncentrationen (marts-september) og ålegræs dybdegrænse- den såkaldte ’Laurentius relation’ (Værktøj 1). Forinden justeres miljømålet 10 % op somkorrektion for at miljømålet angiver hovedudbredelsen af dybdegrænsen (10 % dæknings-grad), mens der i ’Laurentius relationen’ indgår den maximale dybdegrænse (det ’sidstestrå’).TRIN 2Der etableres en sammenhæng mellem koncentrationen af kvælstof i perioden jan-juni ogbelastningen (vandbåret+luftbåret) til vandområdet i perioden juli-juni (Værktøj 2). Valgetaf perioder er sket med baggrund i erfaringerne fra EU- interkalibrering. For at kobleVærktøj 1 med Værktøj 2 er det nødvendigt at etablere en omregning fra marts-oktober tiljan-juni, mht. kvælstofkoncentrationen. Hvis det for det enkelte vandområde er hensigts-mæssigt at anvende andre perioder kan man gøre det med brug af en dertil hørendeomregningsfaktor. Hvis der lokalt foreligger validerede modeller som direkte eller indirektekobler miljømål for ålegræs med kvælstofpåvirkning/belastning kan disse modeller ogsåanvendes.TRIN 3Den beregnede kvælstofkoncentrationen ved GM-grænsen (trin 1 og 2) omsættes til enresulterende kvælstofbelastning (belastning ved GM-grænsen) vha. af Værktøj 2Værktøj 1

Vidensniveau 2:De arealvægtede gennemsnit af målbelastningen i V1 områderne er ligeledes karakteriseretved usikkerhed, dels usikkerheden forbundet med det beregnede reduktions-/indsatsbehov ide enkelte oplandes, dels en usikkerhed der kommer fra variationen i de resulterende reduk-tions/indsatsbehov. Det er derfor valgt at fastlægge den samlede indsats i vandplan 2009ved samme usikkerhed som for V1 områder og hertil lægge en yderligere usikkerhed på ca.10 % med henvisning til, at der er anvendt gennemsnitsestimater frem for konkretevurderinger.Indsatsen for de konkrete V2-områder skal fastlægges individuelt ved anvendelse af en fastmålbelastning i alle V2 områder med et tillæg på svarende til 25 %. Der skal dervedanvendes en indsatsbelastning på 9,24 kg N/ha/år.Vidensniveau 3For V3 områder fastlægges indsatsen i vandplan 2009 kun med den del af indsatsbehovet,der dækkes gennem de virkemidler i Grøn Vækst, der generelt skal gennemføres i alle deleaf landet.

Andersen et al. 2004: Palaeoecology, reference conditions and classification of ecologicalstatus: EU Water Framework Directive in practice. Marine Pollution Bulletin 49 (2004): 283-290.Anon. 2008. Kommisionsbeslutning af 30. oktober 2008 om fastsættelse i overensstemmelsemed Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/60/EF af værdierne for klassifikationerne imedlemssaters overvågningssystemer som resultat af interkalibreringen. 2008/915/EF.Internet:http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2008:332:0020:0044:EN:PDFCarstensen, J. & Krause-Jensen, D., 2009: Fastlæggelse af miljømål og indsatsbehov ud fraålegræs i de indre danske farvande. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 48 s.Arbejdsrapport fra DMU nr. 256.DMU 2002: Nielsen, K. et al, 2002 Metoder til at vurdere referencetilstanden i kystvande –eksempel fra Randers Fjord. Vandrammedirektiv-projekt, Fase II,Danmarks Miljøundersøgelser. 45 s. Faglig rapport fra DMU, nr. 390.DMU 2004: ’Fra vandmiljøplaner til vandplaner og indsatsprogrammer – med kvælstof someksempel’. I Ærtebjerg, G. Andersen et al, 2004: ”Marine områder 2003 – Miljøtilstand ogudvikling”, Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU, nr. 513.

DMU 2005a: Andersen, J.H. et al, 2005. Eksempler på økologisk klassificering af kystvande.Vandrammedirektiv-projekt, Fase IIIa. Danmarks Miljøundersøgelser, 48 s. - Faglig rapportfra DMU, nr. 530.DMU 2005b: Dahl, K. et al, 2005: Redskaber til vurdering af miljø- og naturkvalitet I dedanske farvande. Typeinddeling, udvalgte indikatorer og eksempler på klassifikation.Danmarks Miljøundersøgelser. 168 s. - Faglig rapport fra DMU, nr. 535.DMU 2005c: Petersen, J.K. et al, 2005. Scientific and technical background forintercalibration of Danish coastal waters. National Environmental Research Institute,Denmark. 72 p. – NERI Tchnical Report No. 563.DMU 2006. Notater om vandrammedirektivets interkalibrering: Klassifikation af danskeinterkalibreringsområder.European Commission (preprint): Water Framework Directive intercalibration technicalreport. Part 3: Coastal and Transitional waters, Joint Research Center, Scientific andTechnical reports.Krause-Jensen, D. & Rasmussen, M.B, 2009: Historisk udbredelse af ålegræs i danskekystområder.Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 40 s. – Faglig rapport fra DMU nr. xxxKyllingsbæk, A. 2008. Landbrugets husholdning med næringsstoffer 1900-2005. Internrapport. JVF/Århus Univ.Internet:http://pure.agrsci.dk:8080/fbspretrieve/1509541/intrma18.pdfNielsen et al. 2002: Depth Colonization of Eelgrass ( Zostera marina) and Macroalgae asDetermined by Water Transparency in Danish Coastal Waters, Estuaries Vol. 25, No. 5, p.1025–1032 October 2002Ostenfeld, C.H. 1908. Ålegræssets (Zosteramarina’s)udbredelse i vore farvande.IC. G. J.Petersen. Beretning til Landbrugsministeriet fra den danske biologiske station. 1908, XVI: 1-61. Centraltrykkeriet, København.Petersen, C. G. J. 1893a. Bundforhold, plante- og dyreliv i farvandene ved Fænø. Beretningtil Indenrigsministeriet fra den danske biologiske station. 1892, III: 26-36. København,Centraltrykkeriet.Petersen, C.G.J. 1893b. Det videnskabelige udbytte af Kanonbaaden ”Hauchs” togter i dedanske have indenfor Skagen i aarene 1883-86. (+ separat atlas med kort over arternesudbredelse). A.F. Høst. København. 464 pp.Petersen, C.G.J. 1901. Fortegnelse over ålerusestader i Danmark optaget i årene 1899 og1900 med bemærkninger om ruseålens vandringer etc. Beretning til Landbrugsministeriet fraden danske biologiske station. 1900 og 1901. X: 3-28. København, centraltrykkeriet.Reinke, J. 1889. Algenflora der westlichen Ostsee deutchen Antheils. &. Bericht der komm.zur wissensch. Unters. der deutchen Meere in KielI:Karsten, G., Hensen V., J. Reinke, K.Brandt. 1893. Sechster Bericht der Kommission zur wissenschaftlichen Untersuchungen derdeutschen Meere, in Kiel für die Jahre 1887 bis 1891. Berlin.