L 34 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 55: Spm. om oversendelse al korrespondance mellem Miljø- og Fødevareministeriet, Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning og DCE, Aarhus Universitet omkring udarbejdelse af rapport om de videnskabelige kriterier for udpegning af vandløb (udarbejdet af DCE, Aarhus Universitet), til miljø- og fødevareministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2016-17
L 34
Offentligt

Opdatering af naturfaglige kriterier for

afgrænsning af vandløb

Notat fra DCE

–

Nationalt Center for Miljø og Energi

Dato:

5. december

2016

Revideret:

19. maj 2017

Annette Baattrup-Pedersen , Ane Kjeldgaard , Niels Jepsen , Jan Nielsen , Jes Jessen Rasmussen ,

Hans Estrup Andersen & Søren E. Larsen

Institut for Bioscience

DTU Aqua

Rekvirent:

Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning

Att.: Peter Kaarup

Antal sider: 26

Faglig kommentering:

Brian Kronvang

Kvalitetssikring, centret:

Jesper Fredshavn

Tlf.: 8715 0000

E-mail: [email protected]

http://dce.au.dk

L 34 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 55: Spm. om oversendelse al korrespondance mellem Miljø- og Fødevareministeriet, Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning og DCE, Aarhus Universitet omkring udarbejdelse af rapport om de videnskabelige kriterier for udpegning af vandløb (udarbejdet af DCE, Aarhus Universitet), til miljø- og fødevareministeren

Indhold

Baggrund

Projektets afgrænsning og formål

Metode

3.1

3.2

3.3

Afgrænsning af oplande

Data

Parametre i dataanalyser

Dataanalyse

Resultater

5.1

5.2

5.3

5.4

Naturfaglige kriterier og økologisk tilstand

Naturfaglige kriterier og målopfyldelse

Nærmere karakteristik af vandløb med DFI<0,32

Naturfaglige kriterier og sandsynlighed for

målopfyldelse for vandløb med DFI<0,32

Opdatering af naturfaglige kriterier i udvælgelse af

vandområder til vand- områdeplaner

6.1

DFI og stærkt modificerede vandløb

Okkerpåvirkning og målopfyldelse

Vandføring og målopfyldelse

Organisk belastning, ammonium og målopfyldelse

10 Vurdering af eventuelle afvandingsmæssige problemer i

relation til udpegningen

10.1 De vandløbsnære arealer opdelt efter topografi og

geologisk udgangsmateriale.

11 Referencer

Baggrund

I Danmark findes ca. 75.000 km vandløb. Af disse er ca. 19.000 km i dag spe-

cifikt målsat i vandområdeplanerne 2015-21.

Der blev i forbindelse med udarbejdelse af vandområdeplanerne anvendt en

række naturfaglige kriterier i udvælgelsen af vandløbstrækninger. Denne

udvælgelse byggede på 1) vandløbenes størrelse, hvor vandløb med et op-

land på mere end 10 km

blev medtaget og 2) en vurdering af om vandløbe-

ne havde, eller havde potentiale til at nå en høj naturværdi (beskrevet nær-

mere nedenfor). Figur 1 illustrerer de anvendte principper i udvælgelse af

vandløb til vandområdeplanerne 2015-2021.

Som det fremgår af figur 1 blev vurderingen af, om vandløbene havde en høj

naturværdi, baseret på smådyrssamfundene i vandløbene. Vandløb med høj

eller god økologisk tilstand, vurderet med anvendelse af den økologiske til-

standsindikator Dansk Vandløbs Fauna Indeks (DVFI), blev medtaget i

vandområdeplanerne, mens vandløb med moderat, ringe og dårlig økolo-

gisk tilstand kun blev medtaget, såfremt de havde potentiale for at nå den

høje eller gode økologiske tilstand.

Figur 1.

Figuren viser de anvend-

te principper for udvælgelse af

vandløb som indgår i vandområ-

deplanerne 2015-2021.

De naturfaglige kriterier der indgik i vurderingen af, om der var potentiale

for at nå den høje eller gode økologiske tilstand i vandløbene, kan også ses i

figur 1. Dels skulle vandløbene være naturlige, dvs. at de som udgangs-

punkt ikke skulle være kunstige, stærkt modificerede eller blødbundsvand-

løb for at kunne indgå i vandområdeplanerne. Ydermere skulle vandløbene

have et fald på minimum 3 promille, eller en slyngningsgrad på minimum

1,5 eller en fysisk tilstand vurderet ud fra Dansk Fysisk Indeks (DFI) på mi-

nimum 0,5 (Figur 1). For at sikre sammenhæng valgte man endvidere at

medtage udvalgte vandområder der falder uden for ovenstående kriterier,

hvis de fungerede som forbindelsesled mellem to målsatte vandområder

(vandløb, sø, marin).

Projektets afgrænsning og formål

Det blev i medfør af aftale om fødevare- og landbrugspakken 22. december

2015 besluttet, at der skulle ske en opdatering af de faglige kriterier for af-

grænsning af vandløb med et opland under 10 km

. Formålet var at alle vand-

løb i det foreliggende udkast til vandområdeplaner med et opland under 10

skal kunne vurderes på baggrund af opdaterede faglige kriterier for,

hvornår vandløb er flade, smalle og opgravede eller har begrænset økologisk

potentiale og derfor ikke bør indgå i vandområdeplanerne.

”Opgravet”

refere-

rer i denne sammenhæng ikke til grøfter, men til vandløb der tidligere er ble-

vet udrettede og uddybede/udgravede pga. afvandingshensyn.

Formålet med projektet er på den baggrund at: 1) Identificere vandløb med

et opland med en størrelse på 10 km

eller derover, da disse alle skal indgå i

vandområdeplanerne; 2) undersøge om gældende naturfaglige kriterier ved-

rørende vandløbshældning, slyngningsgrad og fysiske forhold for vandløb

med et opland mindre end 10 km

, skal justeres eller suppleres. Udover de

ovenfor nævnte naturfaglige kriterier (vandløbshældning, slyngningsgrad

og generelle fysiske forhold) er endvidere medtaget vandløbets bredde, da

denne parameter beskriver i hvilken grad vandløbet kan karakteriseres som

værende smalt.

3.1

Metode

Afgrænsning af oplande

Til digitalisering af oplande til vandområder med et opland over 10 km

anvendt GIS-data fra den landsdækkende oplandsdatabase, der vedligehol-

des af DCE. Oplandsdatabasen indeholder vandløb og tilhørende oplande,

der kan aggregeres til f.eks. de 90 delvandoplande som er anvendt i Vand-

plan II. Til støtte for digitaliseringen er der desuden anvendt et GIS beregnet

afstrømningsopland til hvert vandområde, genereret udelukkende på basis

af højdemodellen DHM-2007/terræn 10m grid fra

http://download.kortforsyningen.dk.

Oplande over 10 km

er genereret i GIS ved, med støtte fra de GIS- beregne-

de oplande, at digitalisere manglende afgrænsninger ind i oplandsdatabasen

sådan at afgrænsningen til vandområderne afstemmes med de eksisterende

oplande i oplandsdatabasen. Der er efterfølgende genereret totaloplande til

hvert vandområde ved en Trace-analyse foretaget på oplandsdatabasens

vandløbsnet fra vandområdets udløbspunkt og opstrøms, sådan at oplandet

til hvert vandområde dækker hele det opstrøms vandløbssystem.

3.2

Data

Til undersøgelse af, om gældende naturfaglige kriterier skal justeres, er an-

vendt to hovedtyper af vandløbsdata; i) data indsamlet i det nationale over-

vågningsprogram for Vand og Natur (NOVANA) og ii) data indsamlet af

DTU Aqua. I NOVANA datasættet indgår i alt 366 overvågningsstationer

svarende til de stationer, som har et opland på mindre end 10 km

. Data fra

begge overvågningsperioder dvs. perioden 2004-2010 og perioden 2011-2015

er medtaget. En delmængde af stationerne overvåges årligt, mens hovedpar-

ten kun overvåges en gang pr. programperiode (hvert 6. år).

DTU Aqua undersøger hvert efterår fiskebestanden på ca. 500 lokaliteter i

vandløb, som vurderes egnede for en naturlig reproduktion af ørreder. Fore-

komst af ørredyngel viser, at vandløbet bliver brugt til gydning af ørred, og i

visse vandløb kan der også gyde laks. I analysen er DTU Aquas data anvendt

til at bedømme DFFVø ved den seneste undersøgelse i type 1-vandløbene i

perioden 2007-2015 (3.789 undersøgelser, fordelt i alle landsdele), hvor der

udover registreringer af ørredbestandene også er registreret vandløbenes

bredde.

3.3

Parametre i dataanalyser

Der er blevet gennemført kvantitative analyser af sammenhænge mellem

den økologiske tilstand vurderet for de økologiske tilstandselementer, som

er operationaliseret i vandløb med et oplandsareal <10 km

(DVFI og

DFFVø), og en række parametre der beskriver i hvilken grad vandløbet kan

karakteriseres som værende fladt, smalt og opgravet, samt den generelle fy-

siske tilstand beskrevet ud fra Dansk Fysisk Indeks (Wiberg-Larsen og

Kronvang, 2015: TA V05; Tabel 1).

Tabel 1.

Anvendte naturfaglige kriterier og tilknyttede variable i de gennemførte analyser i

type 1 vandløb med et opland under 10 km

Naturfagligt kriterium

Fladt vandløb

Smalt vandløb

Opgravet vandløb

Generel fysisk tilstand

Parameter

Vandløbshældning

Bredde

Slyngningsgrad

Dansk Fysisk Indeks (DFI)

DVFI

beskriver ud fra sammensætningen af smådyr den økologiske tilstand

i syv faunaklasser (Miljøstyrelsen 1998). Faunaklasse 7 angiver den bedste

tilstand (det upåvirkede/næsten upåvirkede vandløb), mens faunaklasse 1

betegner den dårligste tilstand. Faunaklassen kan omsættes til en EQR værdi

som angiver afvigelse fra referencetilstanden jævnfør Vandrammedirektivet

(Larsen et al. 2014). Baseret på denne afvigelse kan den økologiske tilstand

kategoriseres i 5 tilstandsklasser (høj, god, moderat, ringe og dårlig).

DFFVø

er udviklet til karakteriseringen af den økologiske kvalitet i vandløb,

der er eller har været egnet til ørred og/eller laksegydning og opvækst. Indi-

katoren er baseret på tætheden af naturligt produceret ørred/lakseyngel.

DFFVø anvendes i vandløb med oplande på mindre end 10 km

, men kan dog

også bruges i større vandløb (Kristensen m.fl. 2014). DFFVø angiver en EQR

værdi som betegner afvigelse fra referencetilstanden (Kristensen m.fl. 2014).

Baseret på EQR værdien kan den økologiske tilstand kategoriseres i 5 til-

standsklasser (høj, god, moderat, ringe og dårlig) iht. Vandrammedirektivet.

Vandløbshældningen

er på NOVANA stationerne målt som et vandspejls-

fald med anvendelse af et nivelleringsapparat. Målingen er blevet foretaget

jævnfør beskrivelse i Teknisk Anvisning (Wiberg-Larsen, 2014) som en diffe-

rensmåling mellem det opstrøms (ved 0 m) og nedstrøms beliggende tran-

sekt (ved 100 m) på overvågningsstationerne.

Endvidere er vandløbshældningen beregnet, dels på alle vandområder med

et opland under 10 km

, dels på de DTU Aqua stationer, der er beliggende i

type 1 vandløb. Til beregningen er anvendt to GIS-vandløbstemaer, det gæl-

dende vandplan-vandløbstema og det nyeste udkast af det fremtidige

GeoDanmark-vandløbstema, modtaget fra Styrelsen for Dataforsyning og

Effektivisering, SDFE 1.juni 2016. Selve hældningsberegningen er foretaget

på DTMrain, fra

http://download.kortforsyningen.dk.

Da det er essentielt for hældningsberegningen, at vandløbslinjerne er place-

ret rigtigt i forhold til den meget detaljerede højdemodel, er vandområde-

informationen fra det gældende vandplan-vandløbstema overført til det nye

GeoDanmark-vandløbstema (udkast-versionen). De udvalgte GeoDanmark-

linier er derefter vendt svarende til afstrømningsretningen og samlet til

vandområder.

Der er efterfølgende genereret en hydrologisk korrekt ådal til hvert vandom-

råde vha. GIS-beregningsmodulet Topo to Raster, et standard værktøj i

ArcGIS, oprindeligt udviklet af Australian National University. Beregningen

udglatter lokale lavninger og f.eks. vejoverførsler i højdemodellen. Vha.

ArcGIS-værktøjet Interpolate shape overføres z-informationen til vandløbslin-

jerne og hældningspromillen er endeligt beregnet som z-difference/vandløbs-

længde.

Bredden

på NOVANA overvågningsstationerne er beregnet som et gen-

nemsnit af de i alt 10 transekter, der er udlagt på den undersøgte 100 m

vandløbsstrækning, hvorfra der er foretaget opmålinger af bredden. Endvi-

dere indgår bredden i DTU Aquas datasæt, da denne er registreret i forbin-

delse med registrering af ørredyngel og anvendes til at beregne det befiske-

de areal samt tætheden af yngel pr. arealenhed (DFFVø)

Slyngningsgraden

er vurderet i felten i følgende kategorier: 0) lige kanalise-

rede vandløb (SI <1,05), 1) svagt sinuøse vandløb (1,05<SI<1,25), 2) sinuøse

vandløb (1,25<SI<1,5) og endelig 4) meandrerede vandløb (SI>1,5) jævnfør

beskrivelse i Teknisk Anvisning: Dansk Fysisk Indeks (Wiberg-Larsen og

Kronvang, 2015: TA V05).

Dansk Fysisk Indeks

beregnes ud fra en række parametre, der alle beskri-

ver forhold med enten positiv eller negativ indflydelse på organismerne i

vandløbet, og ved at kombinere vurderingen af disse opnås et samlet mål for

strækningens fysiske kvalitet (Pedersen et al. 2006). Det fysiske indeks har

vist sig at være et brugbart redskab til vurdering af vandløbets fysiske til-

stand og anvendes i overvågningen af de fysiske forhold i vandløb under

NOVANA (Wiberg-Larsen & Kronvang 2015).

Parametrene i det fysiske indeks er delt i tre grupper: (1) Strækningspara-

metre (som kan vurderes fra brinken), (2) vandløbsparametre (som for en

dels vedkommende kan vurderes fra brinken), og (3) substratparametre

(som vurderes under vadning i vandløbet). Tilstandsvurderingen med det

fysiske indeks kan inddeles i 5 tilstandsklasser lige som for de økologiske til-

standselementer (høj, god, moderat, ringe og dårlig), hvor der tidligere er

opstillet vejledende grænser mellem tilstandsklasserne (tabel 2).

Tabel 2.

Fysisk tilstandsvurdering med anvendelse af DFI, Dansk Fysisk Indeks i økologi-

ske tilstandsklasser (Pedersen et al. 2006). Indekserede værdier er beregnet som følger:

(DFI+12)/75. Indekserede DFI værdier kan dermed ligge mellem 0-1.

Tilstandsklasse

Høj

God

Moderat

Ringe

Dårlig

Indeksværdi

>38

25-40

13-30

0-15

(-12)-(-5)

Indekseret indeksværdi (0-1)

>0,67

0,49-0,69

0,33-0,56

0,16-0,36

0-0,23

Med henblik på at identificere hvilke fysiske parametre, der kan betinge rin-

ge DFI værdi i vandløb, medtages endvidere vandløbenes tværsnitsprofil,

breddevariation samt andelen af henholdsvis sten, grus, sand og mudder på

vandløbsbunden i analyserne, da disse parametre også beskriver i hvilken

grad vandløbet kan karakteriseres som værende opgravet.

Tværsnitsprofilet

er visuelt kategoriseret i 0) tydeligt rektangulært og kanalise-

ret, 1) semi-naturligt (dybt nedgravet), 2) semi-naturlig (ikke dybt nedgravet), 3)

naturligt uden tydelige tegn på kanalisering jævnfør beskrivelse i Teknisk An-

visning: Dansk Fysisk Indeks (Wiberg-Larsen og Kronvang, 2014: TA V05).

Breddevariationen

er beregnet som den relative standardafvigelse (CV) af

de i alt 10 transekt-målinger som også er anvendt i breddemålingen, og

breddevariationen er herefter kategoriseret i følgende klasser: 0) ingen varia-

tion i bredden (0-10 %), 1) lille variation i bredden (11-25 %), 2) betydelig va-

riation i bredden (26-50 %), 3) stor variation i bredden (> 50 %).

Bundsubstrat

er også visuelt kategoriseret i henholdsvis sten, grus, sand og

mudder med anvendelse af følgende skala: 0) Ingen eller meget lille fore-

komst af substrattypen, 1) Op til 10 % af bunden er dækket af substrattypen,

2) 11-25 % af bunden er dækket af substrattypen og 3) mindst 26 % af bun-

den er dækket af substrattypen.

Sten

er her

defineret som mineralske partikler med en ”kornstørrelse” 60-

300 mm (hvor 60 mm er på størrelse med en knyttet hånd). Sten > 30 cm i

diameter regnes som store sten og tæller i bedømmelsen af anden fysisk va-

riation (Wiberg-Larsen og Kronvang, 2014: TA V05).

Grus

er defineret som mineralske partikler med en ”kornstørrelse” på 10-60

mm. Det skal endvidere være blotlagt på vandløbsbunden.

Sand

(fint-groft) er defineret ved kornstørrelse på 0,25-3,0 mm. Grænsen

mellem silt og fint sand er derfor defineret ved en kornstørrelse på 0,25 mm.

Bemærk at fint grus (kornstørrelse 3-10 mm) ikke regnes til hverken grus el-

ler sand.

Mudder

er defineret ved en kornstørrelse på <0,25 mm. Tilstedeværelsen

konstateres ud over kornstørrelsen ved at bunden er blød. Forekomsten af

mudder skal dog have en vis tykkelse for at tælle (mindst 20 mm). Et tyndt

lag slam (< 5-10 mm) oven på en i øvrigt fast/mere fast bund regnes således

ikke med til denne substrattype.

Okker

er jernpartikler, der ses som en rustrød eller gullig belægning på

bundsubstrat og planter. Forekomst af udfældet okker har en stærkt negativ

indflydelse på det fysiske miljø, når det medfører sammenkitning af sten og

grus. Desuden har okker negativ indflydelse på smådyr, fisk og formodent-

lig også visse plantearter. Vurderingen af om okker kan påvirke de vand-

løbsøkologiske forhold foretages som et gennemsnit for hele den undersøgte

strækning og kategoriseres med anvendelse af følgende skala: 0) Ingen fore-

komst af okker, 1) Svag okkerpåvirkning på strækningen (f.eks. bedømt ved

vandets farve, udfældninger på sten og planter, steder med tydelig tilstrøm-

ning af okker langs strækningen, mv.) og 3) Strækningen er tydeligt påvirket

af okkerudfældning på bunden, planter, mv.

Da der ikke eksisterer økologiske tilstandselementer, der kan anvendes i blød-

bundsvandløb, som pr. definition er vandløb med naturligt ringe fald, ringe

vandhastighed, og hvor bundsubstratet naturligt er blødt og overvejende or-

ganisk (fald <0,1 -

0,5 ‰ afhængig af vandløbsstørrelsen; BEK nr. 1433 af

06/12/2009) skal det i disse vandløb vurderes om vandkvaliteten kan have be-

tydning for at nå det økologiske potentiale på nedstrøms beliggende stræknin-

ger. En tilsvarende vurdering skal fortages for kunstige vandløb. Det er her

valgt at analysere i hvilken grad stofbelastning i form af koncentrationen af ilt-

forbrugende organisk stof (BI5) og koncentrationen af ammonium, kan være

begrænsende for at nå målopfyldelse på nedstrøms-beliggende strækninger.

BI5 og ammonium

koncentrationer er baseret på årlige gennemsnit på NO-

VANA stationerne. BI5 angiver det organiske iltforbrug. I alt indgår 1.290

BI5 målinger og 1.362 ammonium målinger i analyserne.

Der er kun gennemført egentlige analyser for sammenhænge til stofpara-

metrene for den økologiske tilstand vurderet som DVFI.

Dataanalyse

For DFVI er der opstillet lineære regressionsmodeller til de i tabel 1 angivne

parametre (vandløbshældning, bredde, slyngningsgrad og DFI). Alle til-

gængelige data er anvendt i analyserne, men antallet (n; se tabel 3) varierer

afhængig af hvilken parameter der anvendes i analyserne. Dette er der taget

hensyn til i de efterfølgende statistiske tests.

I tilfælde af at de opstillede modeller er signifikante (p<0,05), er regressi-

onsmodellerne herefter anvendt til at beregne en sandsynlighed for målop-

fyldelse for DVFI for hver enkelt variabel. Der er opstillet lineære regressi-

onsmodeller for de EQR baserede tærskelværdier for målopfyldelse med

DVFI (EQR=0,52) og DFFVø (EQR=0,50). Sandsynligheden for målopfyldel-

se beregnes under antagelse af en normalfordeling og med modeludtrykket

som normalfordelingens middelværdi for givne værdier af de forklarende

variable, hvor normalfordelingens varians er modelfejlen.

Derudover er der gennemført en vurdering af om okker kan medføre en så

kraftig påvirkning, at der ikke kan nås målopfyldelse med DVFI og DFFVø.

Vurderingen er baseret på analyser af i hvilken grad der kan nås målopfyl-

delse i vandløb, der er tydeligt påvirket af okkerudfældning på bunden og

planter mv., jævnfør Teknisk Anvisning for Dansk Fysisk Indeks (Wiberg-

Larsen og Kronvang, 2015: TA V05).

Tilsvarende er der gennemført en vurdering af, i hvilket omfang lille vand-

føring/udtørring kan betinge en så kraftig påvirkning, at der ikke kan nås

målopfyldelse med DVFI og DFFVø. Denne vurdering er gennemført kvali-

tativt baseret på eksisterende viden, da der ikke findes hydrologiske data i

tilstrækkeligt omfang fra vandløb med oplande på mindre end 10 km

Endelig er der for typen blødbundsvandløb, hvor der ikke findes operatio-

naliserede indeks til vurdering af økologisk tilstand, gennemført en vurde-

ring af, ved hvilke niveauer BI5 samt ammonium koncentrationen i vandet

kan bevirke, at der ikke kan nås målopfyldelse på nedstrøms beliggende

strækninger. Denne vurdering er gennemført ved etablering af lineære re-

gressionssammenhænge mellem DVFI henholdsvis DFFVø, sammenholdt

med BI5 og ammonium koncentrationen med henblik på at identificere et

potentielt kritisk niveau for disse, der kan hindre målopfyldelse bedømt på

de økologiske parametre.

5.1

Resultater

Naturfaglige kriterier og økologisk tilstand

Alle anvendte naturfaglige kriterier spiller en rolle for vandløbenes økologiske

tilstand. Der kan således identificeres positive sammenhænge mellem vand-

løbshældning, bredde, slyngningsgrad, DFI og den økologiske tilstandspara-

meter for smådyr, DVFI, samt for vandløbshældning og den økologiske til-

standsparameter for fisk, DFFVø (Tabel 3). Modelestimater for de etablerede

sammenhænge mellem de økologiske tilstandselementer og de anvendte na-

turfaglige parametre findes i tabel 3 sammen med signifikansniveauer.

Tabel 3.

Tabellen angiver de anvendte biologiske responsvariable i form af Dansk Vandløbsfauna Indeks (DVFI) og Dansk

Vandløbsindeks for ørred (DFFVø), de anvendte kriterier for de angivne naturfaglige kriterier, modelestimater for hældningsko-

efficienterne på regressionsmodellerne samt signifikansniveauer for de etablerede modeller. Positive estimater angiver at der er

tale om en positiv sammenhæng mellem den angivne parameter og responsvariabel. NS angiver at modellen ikke er signifikant.

Responsvariabel

DFVI

(NOVANA)

Flad

Smal

Opgravet

General fysisk

tilstandsindikator

DFFVø

(DTU Aqua)

Flad

Smal

Vandløbshældning

Bredde

0,0144

5,63

<0,0001

3789

DFI

0,0123

33,91

<0,0001

1229

Vandløbshældning

Bredde

Slyngningsgrad

0,0731

0,032

0,1538

7,16

2,7

26,97

<0,0001

0,0071

<0,0001

495

1027

1406

Naturfagligt kriterium Parameter

Estimat på modellen

t-værdi

P værdi

5.2

Naturfaglige kriterier og målopfyldelse

Der er med anvendelse af ovennævnte empiriske sammenhænge udviklet

modeller, der angiver en sandsynlighed for målopfyldelse for det økologiske

tilstandselement DVFI som funktion af variation i henholdsvis vandløbs-

hældningen, vandløbets bredde, vandløbets slyngningsgrad og DFI. De ud-

viklede modeller er afbildet i figur 2.

Figur 2.

Figuren angiver sand-

synlighed for målopfyldelse for

DVFI som funktion af vandløbs-

hældning (A), vandløbsbredde

(B), slyngningsgrad (C) og gene-

relle fysiske tilstand udtrykt ved

Dansk Fysisk Indeks (D)På figu-

ren er angivet kategorier for

slyngningsgrad (0-3) jævnfør

Wiberg-Larsen og Kronvang,

2015: TA V05.

I tabel 4 er angivet værdier for ved hvilke vandløbshældninger, vandløbs-

bredder, slyngningsgrader og fysisk indeksværdi der er henholdsvis <5%,

25%, 50%, 75% og >95% sandsynlighed for at nå målopfyldelse med DVFI.

Tabel 4.

I tabellen er anført ved hvilke værdier for vandløbshældning, vandløbsbredde,

slyngningsgrad og fysisk indeksværdi der er henholdsvis <5%, 25%, 50%, 75% og >95%

sandsynlighed for at nå målopfyldelse med DVFI.

Sandsynlighed

for målopfyldel-

se med DVFI

<5%

25%

50%

75%

>95%

≈0

0,45

1,36

≈0

0,6

3,3

0,34

0,39

0,41

0,44

0,48

Vandløbshæld-

ning (promille)

Bredde (m)

Slyngningsgrad

DFI

Sandsynligheden for at nå målopfyldelse med DVFI stiger med stigende

vandløbshældning (figur 2A). Imidlertid er sandsynligheden for at nå

målopfyldelse med DVFI (EQR≥0,52) selv ved

en ringe vandløbshældning

(0,45 promille) ganske stor, nemlig ca. 75 % (Tabel 4). Ved en vandløbshæld-

ning på1,36 promille stiger sandsynligheden for målopfyldelse til >95%.

Den relativt høje sandsynlighed for at nå målopfyldelse med DVFI i vandløb

med en overordnet set ringe hældning afspejler at der også i disse vandløb

kan være områder med gode strømforhold og dermed levesteder for smådyr

der bidrager positivt til DVFI. Eksempelvis spiller vandløbets slyngnings-

grad og planternes biomasse og fordeling på vandløbsbunden en rolle for

variationen i strømhastigheden i vandløbet (Thyssen et al. 1990; Sand-Jensen

og Mebus, 1998). Vandløb der slynger sig har en vis tværgående strømning

udover den dominerende strømning ned af vandløbet, hvilket skaber en

strøm mod bunden og på tværs af vandløbet som påvirker erosion og aflej-

ring af bundmateriale og derfor sammensætningen og fordelingen af sub-

strater på vandløbsbunden. De grove substrater kan således blive blotlagt og

skabe levesteder for smådyr knyttet til disse. Vandplanterne kan også skabe

stor variation i strømningsforholdene på strækningsniveau. Således kan

planter der vokser i grødeøer skabe både vertikal og horisontal variation i

strømmen hvilket også bevirker at bundsubstratforholdene bliver mere vari-

erede og der kan opstå områder med grovere substrater (Sand-Jensen og

Mebus, 1998).

Sandsynligheden for at nå målopfyldelse med DVFI stiger med stigende

vandløbsbredde (figur 2B). Imidlertid er sandsynligheden for at nå målop-

fyldelse med DVFI (EQR≥0,52) selv ved en ringe

vandløbsbredde (0,6 m)

ganske stor, nemlig ca. 75 % (Tabel 4). Ved en vandløbsbredde på 3,3 m sti-

ger sandsynligheden for målopfyldelse til >95%.

Vandløbenes slyngningsgrad spiller en væsentlig rolle for om der kan nås

målopfyldelse med DVFI (figur 2C). Således er sandsynligheden for målop-

fyldelse ganske ringe i stærkt kanaliserede vandløb, dvs. i vandløb med et

helt lige forløb (slyngningsgrad = 0), mens den i de svagt slyngede vandløb

(slyngningsgrad = 1) er ganske høj (ca. 50 %) og i stærkt sinuøse og mæand-

rerende vandløb er >95 % (figur 2C; tabel 4).

Sandsynligheden for at nå målopfyldelse med DVFI varierer også betydeligt

i forhold til det fysiske indeks (DFI). Modellen identificerer en indeksværdi

for DFI på ca. 0,32 som værende kritisk for, om der overhovedet kan nås

målopfyldelse. Indenfor et ganske snævert interval i DFI indeksværdi stiger

sandsynligheden for målopfyldelse markant (figur 2D). Ved en DFI indeks-

værdi på 0,48 er sandsynligheden for at nå målopfyldelse således større end

95% (Tabel 4). Det betyder, at der i intervallet for moderat fysisk tilstand

jævnfør de i tabel 2 angivne vejledende grænser (0,33-0,56) sker en meget

stor forbedring især i de hydromorfologiske forhold, der kan understøtte

den økologiske tilstand.

For den økologiske tilstandsparameter DFFVø, som anbefales anvendt i

vandløb med et opland <10 km

(Kristensen et al. 2014) var det ikke muligt

på baggrund af de empiriske sammenhænge at udvikle modeller, der kan

angive en sandsynlighed for målopfyldelse. Således var sammenhængen

mellem DFFVø og vandløbsbredden ikke signifikant, hverken i analyser

gennemført med anvendelse af NOVANA data eller DTU Aquas data. Der-

med spiller bredden overordnet set ikke en væsentlig rolle for indeksværdi-

en DFFVø. Den etablerede sammenhæng mellem DFFVø og vandløbshæld-

ning er bestemt af ganske få vandløb med stor vandløbshældning og høj

DFFVø indeksværdi. Derfor kan regressionsmodellen ikke anvendes til at

beregne en sandsynlighed for målopfyldelse. Det betyder også, at der ikke

ud fra de opstillede sammenhænge kan angives en nedre grænse for hæld-

ning eller bredde af vandløb i forhold til målopfyldelse vurderet med

DFFVø. Dette resultat er i overensstemmelse med Kristensen m.fl. (2014, fi-

gur 19) der heller ikke kunne identificere en sammenhæng mellem naturlige

forekomst af ørredyngel og vandløbenes hældning (alle størrelser vandløb).

Det her fundne er også i overensstemmelse med tidligere undersøgelser, der

viser at ørreden er afhængig af et fysisk varieret vandløbsmiljø, og at der

kan være gode naturlige bestande i alle størrelser vandløb, også i ganske

små bække (Larsen 1955, Mortensen 1977, Elliott 1992 & 1994, Nielsen 1995).

Kristensen m.fl. (2014) fandt også en sammenhæng mellem DFFVø og vand-

løbenes fysiske variation, og konstaterede også at der ikke kan forventes

målopfyldelse med DFFVø, hvis den fysiske variation er ringe.

5.3

Nærmere karakteristik af vandløb med DFI<0,32

Det fysiske indeks er baseret på både strækningsparametre, vandløbspara-

metre og substratparametre. Med henblik på at vurdere betydningen af de

parametre, der relaterer sig mest til de naturfaglige kriterier (flad, smal og

opgravet), er der gennemført en sammenligning af vandløb med DFI<0,32og

vandløb med DFI≥0,32 for parametrene tværsnitsprofil, breddevariation

samt bundsubstratforhold. Der er statistisk signifikant forskel på fordelingen

af såvel tværsnitsprofiler, breddevariation og dækning af de forskellige sub-

strattyper (tabel 5) i de to hovedgrupper af vandløb (DFI<0,32 og DFI≥0,32).

Tabel 5.

Tabellen angiver testværdi og signifikansniveau i en sammenligning af paramet-

rene tværsnitsprofil, breddevariation, og dækningsgrader af substrattyperne sten, grus,

sand og mudder mellem vandløb med DFI<0,32

og vandløb med DFI≥0,32.

Tværsnitsprofil

Breddevariation

Sten

Grus

Sand

Mudder

509,91

281,84

350,31

461,05

116,23

316,36

P-værdi

<0,0001

Figur 3.

Figuren viser frekvensfordelinger for en række parametre der relaterer sig til om vandløbet kan karakteriseres som

værende opgravet for gruppen af vandløb med DFI<0,32

og gruppen af vandløb med DFI≥0,32.

Frekvensfordelingerne er stati-

stisk signifikant forskellige (signifikansværdier er angivet i tabel 4). På figuren er dels angivet kategorier for tværsnitsprofil, bred-

devariation og dækning af de forskellige substrattyper (0-3) samt beskrivelse af disse kategorier jævnfør Wiberg-Larsen og

Kronvang, 2015: TA V05.

Frekvensfordelinger for tværsnitsprofil, breddevariation samt bundsubstrat-

forhold for de to grupper af vandløb er illustreret i figur 3. Figuren viser

klart at vandløb med DFI<0,32 oftere er tydeligt rektangulære og kanalise-

rede sammenlignet med vandløb med DFI≥0,32. Ligeledes er breddevariati-

onen mindre i disse vandløb og substratsammensætningen er med større fo-

rekomst af sand og mudder, og mindre forekomst af især grus og sten.

5.4

Naturfaglige kriterier og sandsynlighed for målopfyldelse

for vandløb med DFI<0,32

Tilsvarende de empiriske sammenhænge der er etableret for alle vandløb

(tabel 3), er der etableret empiriske sammenhænge for DVFI og tværsnits-

profil, breddevariation og substratforhold for delmængden af vandløb med

DFI<0,32. Disse parametre er valgt da de direkte relaterer sig til de medtag-

ne naturfaglige kriterier (tabel 1). Derfor er det væsentligt at se nærmere på,

om det er en eller flere af disse parametre der kan være afgørende for at

vandløb i denne gruppe ikke når målopfyldelse. Eftersom der kan identifice-

res signifikante sammenhænge mellem DVFI og tværsnitsprofil, breddevari-

ation samt til substrattyperne grus, sten og mudder er der efterfølgende ud-

viklet modeller der angiver en sandsynlighed for målopfyldelse for DVFI,

som funktion af variation i disse parametre. De udviklede modeller er afbil-

det i figur 4.

Figur 4 viser at vandløb i gruppen med DFI<0,32 afhænger sandsynligheden

for målopfyldelse af vandløbenes tværsnitsprofil, breddevariation samt

bundsubstratsammensætning. Således er sandsynligheden for målopfyldelse

i et vandløb med et helt kanaliseret forløb (tværsnitsprofil 0), og/eller i et

vandløb med et semi-naturligt profil som er dybt nedgravet (tværsnitsprofil

1) næsten nul, mens sandsynligheden for målopfyldelse stiger til mellem 60

og 80 % i vandløb med et semi-naturligt profil, når vandløbet ligger mere i

terræn (tværsnitsprofil 2). Ligeledes viser figuren, at sandsynligheden for

målopfyldelse i denne gruppe af vandløb også er meget lav når der enten

ingen variation er i bredden eller denne er begrænset. Bundsubstratet spiller

også en rolle for sandsynligheden for målopfyldelse i disse vandløb. Vand-

løb med udbredt forekomst af mudder på bunden (>1 svarende til en dæk-

ningsgrad>25 %) og ringe dækning af groft substrat i form af grus og sten

(dækningsgrad<10 %) har således ganske ringe sandsynlighed for at kunne

nå målopfyldelse, hvorimod der er stor sandsynlighed for at kunne nå

målopfyldelse i vandløb med udbredt forekomst af sidstnævnte substratty-

per (dækningsgrad >10 %).

Figur 4.

Figuren viser sandsynlighed for målopfyldelse i vandløb i gruppen med DFI<0,32 for parametre der relaterer sig til det

naturfaglige kriterium opgravet. På figuren er dels angivet kategorier for tværsnitsprofil, breddevariation og dækning af de for-

skellige substrattyper (0-3) samt beskrivelse af disse kategorier jævnfør Wiberg-Larsen og Kronvang, 2015: TA V05.

Opdatering af naturfaglige kriterier i

udvælgelse af vandområder til vand-

områdeplaner

På baggrund af de gennemførte analyser og sandsynlighedsberegninger er

der fagligt grundlag for at justere de tidligere anvendte kriterier for udvæl-

gelse af vandløb til vandområdeplaner (se figur 1).

De angivne værdier i tabel 4 viser at der i vandløb med en hældning på 1,36

promille er >95 % sandsynlighed for at nå målopfyldelse med DVFI, men al-

lerede ved en hældning på 0,45 promille er sandsynligheden 75 %.

For så vidt angår kriteriet DFI peger de her fundne resultater på at sandsyn-

ligheden for at nå målopfyldelse med DVFI øges markant i et ganske snæ-

vert interval ved indeksværdier fra 0,32 og at sandsynligheden for målop-

fyldelse er >95% ved en DFI værdi på 0,48.

Samtidig er der ikke umiddelbart grundlag for at supplere de anvendte na-

turfaglige kriterier med det naturfaglige kriterium ”bredde”. Således er

sandsynligheden for målopfyldelse >95 % i vandløb med en bredde på 3,3

m, men allerede ved en bredde på 0,6 m er sandsynligheden 75%.

Det er væsentligt at påpege at en række andre faktorer spiller ind på sand-

synligheden for at nå målopfyldelse i vandløb (fx organisk belastning, næ-

ringsstoffer, miljøfremmede stoffer, hydrologi mv). Dette betyder også, at så-

fremt der ønskes en sandsynlighed for målopfyldelse på eksempelvis 75 %,

og at man som følge deraf vælger at udelukke vandløb med eksempelvis et

fald <0,45 promille, betyder det samtidig, at der er op til 75 % risiko for at

udelukke vandområder, der vil kunne nå målopfyldelse.

Såfremt man vælger at opdatere de naturfaglige kriterier for udvælgelse af

vandløb bør det ske under hensyntagen til påvirkning fra okker (se afsnit 7)

og vandføring (se afsnit 8) i de enkelte vandløb.

6.1

DFI og stærkt modificerede vandløb

Vælger man at anvende DFI<0,32 som kriterium for fravælgelse af vandløb til

vandområdeplaner kan man følge op med en vurdering af, hvad der kan være

årsag til, at DFI antager værdier på mindre end 0,32. Såfremt der er tale om

forhold,

der relaterer sig til det naturfaglige kriterium ’gravet’ og dermed

vandløbets tværsnitsprofil, breddevariation samt substratsammensætningen,

kan disse undersøges med henblik på at vurdere om vandområdet kan klassifi-

ceres som stærkt modificeret. Såfremt vandløbets tværsnitsprofil er enten helt

tydeligt rektangulært og kanaliseret eller semi-naturligt, men dybt nedgravet

(dvs. >1 m under terræn) er der ringe sandsynlighed for målopfyldelse. Tilsva-

rende, hvis breddevariationen er ganske ringe (DFI kategori for breddevariati-

≤1)

og vandløbsbunden har udbredt forekomst af mudder (1 svarende til

>25 % dækning) og ringe dækning af groft substrat i form af grus og sten

(dækningsgrad<10 %) er sandsynligheden for at kunne nå målopfyldelse også

ringe. I sådanne tilfælde kan en vurdering af om vandområdet skal klassifice-

res som stærkt modificeret tage udgangspunkt i om der kan etableres virke-

midler der kan forbedre disse forhold således at der kan nås målopfyldelse.

Okkerpåvirkning og målopfyldelse

Okkerforurening i danske vandløb forekommer hovedsageligt i Midt-, Vest-

og Sønderjylland, og hovedparten forekommer i forbindelse med afvanding

af pyritholdige jorder (Miljøstyrelsen 1984).

Ved afvandingen iltes pyritten (FeS), og der dannes opløst ferro-jern (Fe++)

og svovlsyre som herefter tilføres vandløbene med drænvandet. Afhængigt

af bl.a. vandets pH-forhold iltes ferro-jernet efter kortere eller længere tid og

udfældes som ferri-jern (Fe+++), der er rødt og kaldes okker. Tilførsel af

svovlsyre kan samtidig medføre en sænkning af pH, navnlig hvis vandet i

forvejen er lav-alkalisk, hvilket er karakteristisk for de vestjyske vandløbs-

områder. I forbindelse med okkerforurening kan der også opstå problemer

med opløst aluminium, der under visse forhold kan være giftigt.

Okkerproblemer kendes også fra udlandet og der er foretaget mange under-

søgelser, ofte i områder med brunkulsgravning. Med henblik på at fastslå

problemets omfang i Danmark og skabe basis for fastsættelse af grænsevær-

dier i relation til forskellige recipientkvalitetsmålsætninger gennemførtes i

perioden 1982-1984 en lang række undersøgelser i danske vandløb.

Den naturlige baggrundskoncentration med ferro-jern i de Vest- og Sønderjy-

ske områder synes at ligge mellem 0,05 og 0,3 mg / L. (Miljøstyrelsen 1984).

I vandløb med okkerbelastning findes de højeste koncentrationer af ferro-

jern generelt i vinterperioden (Geertz-Hansen et al. 1984).

I de danske fiskeundersøgelser (Geertz-Hansen et al. 1984) er der særligt fo-

kuseret på ørred, men også strømskalle og ål er undersøgt. Af disse tre arter

er ørred den mest følsomme og her er æg- og larvestadiet, der udvikles i

vandløbenes grusbund i vinterperioden, mest følsomme overfor forøgede

koncentrationer af ferro-jern. Ved et koncentrationsniveau på 0,5 mg Fe

/ L

kan der konstateres reduceret overlevelse af ørredæg og -larver (Geertz-

Hansen & Rasmussen 1994). Ved koncentrationsniveauer over 0,5 mg Fe

er fiskenes fødegrundlag forringet (Dannisøe et al. 1984, Geertz-Hansen et

al. 1986). Ved pH værdier under 6 vil koncentrationer af uorganisk alumini-

um (Al

+++

) på 0,1-0,2 mg/L desuden være giftige for ørred. En samlet analy-

se af fiskeundersøgelsens resultater viser imidlertid, at det er ferro-

jernkoncentrationen, der er den vigtigste fiskefordelende faktor i danske ok-

kerbelastede vandløb (Geertz-Hansen et al. 1986).

Okker kan derfor medføre, at der ikke kan nås målopfyldelse uden imple-

mentering af virkemidler der kan reducere okkerpåvirkningen. De her gen-

nemførte analyser viser således også, at kun ganske få vandløb kan opnå

målopfyldelse på strækninger, der er tydeligt påvirket af okkerudfældning

på bunden, på planter mv., idet kun 19 stationer ud af 1.406 (1,4 %) opnår

målopfyldelse ved tydelig okkerpåvirkning. Disse vandløb har alle et natur-

ligt tværsnitsprofil og/eller et højt DFI niveau, og målopfyldelse her afspej-

ler muligvis, at organismerne i disse vandløb pga. stor fysisk variation kan

finde refugier og dermed overleve okkerpåvirkningen.

Vandføring og målopfyldelse

Mange små vandløb kan opleve perioder med ekstrem lille vandføring og

måske endda periodisk udtørring, evt. på delstrækninger af vandløbet. Hvis

et vandløb er kildefødt og således modtager meget grundvand, er risikoen

for udtørring derimod begrænset. Vandløb, der modtager det meste af sin

vandføring fra overfladenær afstrømning inkl. drænvand, har stor variation

i vandføring henover året og er sårbare for udtørring ved f.eks. indvinding

af vand i oplandet og ændret klima. Reduceret vandføring kan påvirke både

fysiske og kemiske vandløbsparametre såsom strømhastighed, temperatur,

iltkoncentrationer og sedimentation af fine partikler. Sedimentation på

vandløbsbunden kan medvirke til at homogenisere og forringe habitater for

arter af smådyr og fisk med særlig tilknytning til grovere substrattyper

(Dewson et al. 2007, Pardo & Garcia 2016).

Smådyrssamfundene er generelt følsomme overfor direkte og især afledte ef-

fekter af reduceret vandføring, hvor døgnminimumskoncentrationer af ilt

kan nå kritiske niveauer om natten for en række iltkrævende smådyr i vand-

løb med stærkt reduceret vandføring (Pardo & Garcia 2016). En lang række

arter af de smådyr, der indgår som positive indikatorer i DVFI, er særligt ilt-

krævende, og derfor er det sandsynligt, at DVFI vil blive negativt påvirket af

reduceret vandføring. Den negative påvirkning synes endvidere at stige

med øget intensitet, varighed og frekvens af hændelser med reduceret vand-

føring (Dewson et al. 2007, Hille et al. 2014, Pardo & Garcia 2016). På bag-

grund af det nuværende tilgængelige datagrundlag er det dog ikke muligt at

kvantificere hvilke niveauer af intensitet, varighed og frekvens der kan være

kritiske for målopfyldelse med DVFI.

Umiddelbart skulle man tro at et vandløb, der oplever udtørring med få års

intervaller eller på delstrækninger, ikke kan opnå målopfyldelse ved DFFVø.

Dog er der en del eksempler på at små bække, der ofte tørrer ud på dels-

trækninger (typisk i sensommeren), faktisk har naturlige ørredbestande og

målopfyldelse. Dette skyldes dels, at der hvert år kommer (hav)ørreder op

og gyder, og at den resulterende yngel har gode forhold. Dels er der som re-

gel dybe partier, hvor der er vand og dermed refugier for små ørreder og

andre fisk. Desuden ved man f.eks. fra Bornholm, at ørredyngel kan udvan-

dre fra et vandløb, der er ved at tørre ud, for derefter at genindtage det når

der igen er tilstrækkelig vandføring. Derfor bør periodisk udtørrende vand-

løb ikke udelukkes på grund af manglende potentiale for målopfyldelse

mht. fisk. Derimod findes der formentlig vandløb, der jævnligt oplever læn-

gere perioder med udtørring, hvor det kan være vanskeligt at opnå målop-

fyldelse. Derfor vil der være behov for at nærmere at undersøge mulighed

for målopfyldelse med DFFVø i vandløb der udtørrer.

Organisk belastning, ammonium og

målopfyldelse

De gennemførte analyser viser at sandsynligheden for målopfyldelse for

DVFI afhænger af koncentrationen af både BI5 og ammonium (Figur 5). På-

virkning fra BI5 og ammonium ses ofte i samme vandløb og afspejler ofte en

spildevandspåvirkning. Derfor kan det også være vanskeligt at adskille ef-

fekterne af de to parametre. Imidlertid viser de gennemførte analyser at BI5

koncentrationer der overstiger ca. 3 mg L

-1

med meget stor sandsynlighed

forhindre målopfyldelse (DVFI). Derudover ses, at sandsynligheden for

målopfyldelse med DVFI aftager kraftigt indenfor BI5 koncentrationsinter-

vallet 1,5-3,0 mg L

-1

, og for BI5 koncentrationer under 1,5 mg L

-1

er der me-

get høj sandsynlighed for målopfyldelse.

Tilsvarende viser analyserne, at ammoniumkoncentrationer der overstiger 1,5

mg ammonium L

-1

også med meget stor sandsynlighed kan hindre målopfyl-

delse. Indenfor koncentrationsintervallet mellem 0,1 og 1,5 mg ammonium L

-1

falder sandsynligheden for målopfyldelse med DVFI fra meget høj til nær nul.

En tidligere analyse af Friberg et al. (2010) viste ligeledes, at tætheden af en

række nøglegruppe 1 og 2 arter i DVFI, dvs. arter med stor betydning for en

god DVFI, aftog med stigende koncentrationer af BI5 og ammonium mens

tætheden af en række negative indikatorarter tilsvarende steg. Analysen vi-

ste tydeligt, at årlige gennemsnitskoncentrationer af BI5 over 3,0 mg L

-1

medførte endda meget lille sandsynlighed for forekomst af nøglegruppe 1

og 2 arterne i DVFI (Friberg et al. 2010). Tilsvarende var forekomsten af nøg-

legruppe 1 og 2 arterne meget lille i vandløb med årlige gennemsnitskoncen-

trationer for ammonium over 1,5 mg L

-1

og for en række af nøglegruppe 1

arterne blev der endda ikke fundet individer i vandløb med årlige gennem-

snitskoncentrationer over 0,5-0,8 mg ammonium L

-1

(Friberg et al. 2010).

Derfor bør koncentrationer af BI5 og ammonium tages i betragtning i vurde-

ringen af sandsynligheden for at opnå målopfyldelse indenfor de enkelte

vandløbsoplande, og såfremt disse er høje er det nødvendigt at implemente-

re virkemidler med det formål at reducere koncentrationerne for at kunne nå

målopfyldelse.

Figur 5.

Figuren viser hvordan

sandsynligheden for målopfyldel-

se med DVFI afhænger af kon-

centrationen af BI5, som udtryk

for den organiske belastning, og

koncentrationen af ammonium.

10 Vurdering af eventuelle afvandingsmæssi-

ge problemer i relation til udpegningen

Udpegning af vandløb og den dermed følgende indsats for at opnå målop-

fyldelse kan medføre tiltag, der påvirker afvandingstilstanden af visse vand-

løbsnære arealer. Der fokuseres i det følgende kun på jorde, der drives i om-

drift og endvidere kun på type 1-vandløb.

10.1 De vandløbsnære arealer opdelt efter topografi og geo-

logisk udgangsmateriale.

Vandløbsnære arealer, hvor høj naturlig grundvandsstand kan forekomme i

forår og vækstsæson, vil være lavbundsarealer (flade, lavtliggende) og jorde

med lille topografi (flade) og med lav hydraulisk ledningsevne på grund af

jordbundens tekstur og struktur, typisk jorde udviklet på moræneler

(Styczen et al., 2016). Lavbundsjorde udviklet på en sandet geologi vil sjæl-

dent være drænede, mens lavbundsjorde udviklet på ler, eller som er under-

lagt tykke tørvelag, sandsynligvis vil være drænede for at kunne dyrkes i

omdrift. Det samme gælder flade jorde udviklet på moræneler.

En analyse af en mulig påvirkning af afvandingstilstanden som følge af æn-

dringer i vandstanden i vandløbet kan gennemføres opdelt i hhv. drænede og

ikke-drænede arealer. For ikke-drænede arealer vil stigningen i vandstand i

vandløbet kunne ekstrapoleres til det vandløbsnære areal med en stigning på

få promille (Bach (red.) 2016), og graden af påvirkning afhænger direkte af

vandspejlsændringen. For drænede arealer vil en eventuel påvirkning af af-

vandingstilstanden som følge af udpegning være betinget af, om drænudlø-

bene oversvømmes eller ej. Hvis drænudløbene ikke oversvømmes, vil på-

virkningen af afvandingstilstanden være minimal. Hvis drænudløbene over-

svømmes, afhænger graden af påvirkning af vandstandsstigningen.

Størrelsen af hhv. det drænede og det ikke-drænede vandløbsnære areal i

omdrift kan skønnes på grundlag af kortanalyser (tabel 5 og tabel 6). I tabel 5

er lavbundsarealet opgjort indenfor forskellige afstande i forhold til type 1-

vandløb. Det kan antages, at omdriftsarealer med en sandet underjord (geo-

logi) ikke er drænede, mens omdriftsarealer med en leret eller en tørve-

underjord sandsynligvis er drænede (Styczen et al., 2016). Endelig vil flade

jorde udviklet på moræneler være drænede for at kunne dyrkes i omdrift. I

tabel 6 er dette areal estimeret i afstandsklasser fra type 1-vandløb.

Tabel 5.

Samlet areal samt lavbundsarealet indenfor afstandsklasser fra type 1-vandløb. Alle arealer er angivet i ha.

100 m

Total areal

Total lavbund

Omdrift på lavbund

Omdrift på lavbund, underjord sand

Omdrift på lavbund, underjord ler

Omdrift på lavbund, underjord tørv/gytje

182.324

75.886

23.156

7.902

2.189

7.990

200 m

354.153

110.796

36.735

13.481

3.452

12.344

300 m

520.831

138.323

47.539

18.157

4.400

15.621

Tabel 6.

Omdriftsareal på flade jorde (hældning mindre end 1%) på leret geologi, og som ikke er klassificeret som lavbund,

indenfor afstandsklasser fra type 1-vandløb. Alle arealer er angivet i ha.

100 m

Omdrift på flad jord (hældning < 1%) med leret under-

jord og ikke klassificeret som lavbund

1.822

200 m

4.830

300 m

8.440

Da placeringen af vandløbenes vandspejl i forhold til terræn ikke er kendt,

er det ikke muligt at fastlægge størrelsen af det påvirkede, dyrkede areal

som følge af ændringer i vandstanden i vandløb. Antages det, at jorde i om-

drift i en 100 m bred zone langs alle type 1-vandløb påvirkes, drejer det sig

om op til 23.000 ha lavbundsjord, hvoraf ca. 8.000 ha er udrænede jorde med

en sandet geologi, hvor graden af påvirkning sandsynligvis er mindre. Yder-

ligere findes der ca. 2.000 ha flade jorde udviklet på moræneler og i omdrift

indenfor 100 m-zonen. Det samlede dyrkede areal i Danmark udgør

2.633.000 ha (2015). Det potentielt påvirkede areal langs type 1-vandløb ud-

gør dermed ca. 0,9 % af landets dyrkede areal, stigende til 1,6 %, hvis på-

virkningen udstrækker sig til 200 m fra vandløbene.

11 Referencer

Bach, H. (red.), Baattrup-Pedersen, A., Holm, P.E., Jensen, P.N., Larsen, T.

Ovesen, N.B., Pedersen, M.L., Sand-Jensen, K., Styczen, M. 2016. Faglig ud-

redning om grødeskæring i vandløb. Aarhus Universitet, DCE

–

Nationalt

Center for Miljø og Energi, 106 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Natio-

nalt Center for Miljø og Energi nr. 188

Dannisøe, J., Frederiksen, N., Jensen Ries, E., Lindegaard-Petersen, C. & Nis-

sen, E. 1984. Fødegrundlagets betydning for produktionen af ørred (Salmo

trutta L.) i okkerbelastede vandløb. Ferskvandsbiologisk Laboratorium, Kø-

benhavns Universitet.

–Miljøstyrelsens

okkerredegørelse, bilag 17.

Dewson, Z.S., James, A.B.W., Death, R.G. 2007. A review of the consequenc-

es of decreased flow for instream habitat and macroinvertebrates. Journal of

the North American Benthological Society 26: 401-415.

Elliott, J.M. 1992. Sea trout literature review and bibliography. National Riv-

ers Authority, Fisheries Technical Report 3: 1-141.

Elliott, J.M. 1994. Quantitave ecology and the brown trout. Oxford Iniversity

Press, London.

Friberg, N., Skriver, J., Larsen, S.E., Pedersen, M.L., Buffagni, A. 2010.

Stream macroinvertebrate occurrence along gradients in organic pollution

and eutrophication. Freshwater Biology 55: 1405-1419.

Friberg, N., Thodsen, H., Kristensen, E., Jensen, P. N. 2013. Beskrivelse af

elementer til inddeling af vandløbsstrækninger i forskellige klasser med

henblik på en prioritering i forhold til vandplanerne. Notat fra DCE - Natio-

nalt center for Miljø og Energi.

Geertz-Hansen, P., Nielsen, G. & Rasmussen, G. 1984. Fiskeribiologiske ok-

kerundersøgelser, Danmarks Fiskeri- og Havundersøgelser, Ferskvandsfi-

skerilaboratoriet

–

Miljøstyrelsens okkerredegørelse, bilag 8.

Geertz-Hansen, P. Rasmussen, G. & Skriver, J. 1986. Okkers indflydelse på

vandløbenes fiske- og smådyrsfauna. Tidsskriftet Vand.

Geertz-Hansen, P. & Rasmussen, G. 1994. Influence of ochre and acidifica-

tion on the survival and hatching of brown trout eggs (Salmo

trutta).

In: R.

Muller & R. Lloyd (eds.). Sublethal and chronic effects of pollutants on

freshwater fish. FAO Fishing New Books. Blackwell, Oxford, pp. 196-210.

Hille, S., Kristensen, E.A., Graeber, D., Riis, T. Jørgensen, N.K., Baattrup-

Pedersen, A., 2014. Fast reaction of macroinvertebrate communities to stag-

nation and drought in streams with contrasting nutrient availability. Fresh-

water Science 3: 847-859.

Kristensen, E.A., Jepsen, N., Nielsen, J., Pedersen, S. & Koed A. 2014. Dansk

Fiskeindeks For Vandløb (DFFV). Aarhus Universitet, DCE

–

Nationalt Cen-

ter for Miljø og Energi, 58 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt

Center for Miljø og Energi nr. 95

Larsen, K. 1955. Fish population analysis in some small Danish trout streams

by means of DC electro-fishing. Meddelelser fra Danmarks Fiskeri- og Ha-

vundersøgelser. Ny Serie: Bind 1, nr. 10, 1-69.

Larsen, S.E., Friberg, N., Wiberg-Larsen, P., Skriver, J. & Larsen, L.K. 2014.

Konvertering af DVFI faunaklasser til EQR-værdier (Økologisk Kvalitets Ra-

tio). Vand og Jord, 1, 12-16.

Miljøstyrelsen 1984. Okker

–

Redegørelse om den tre-årige forsøgsordning

til nedbringelse af okkergener I vandløb. Miljøministeriet, København K, 245

Mortensen, E. 1977. Density-dependent mortality of trout fry (Salmo

trutta

L.) and its relationship to the management of small streams. Journal of Fish

Biology, 11, 613-617.

Nielsen, J. 1995. Fiskenes krav til vandløbenes fysiske forhold. Miljøprojekt

nr. 293, Miljøstyrelsen, 129 pp.

Okkerkortlægningen, 1984.

http://www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/1984/87-88613-05-4/pdf/87-

88613-05-4.pdf

Pardo, I., García, L. 2016. Water abstraction in small lowland streams: Unfore-

seen hypoxia and anoxia effects. Science of the Total Environment 568: 226-

235.

Pedersen, M.L., Sode, A., Kaarup, P., Bundgaard, P. 2006. Fysisk kvalitet i

vandløb. Test af to danske indices og udvikling af et nationalt indeks til brug

ved overvågning i vandløb. Faglig rapport fra DMU nr. 590, 47s.

Sand-Jensen, K. Mebus, J. R. 1998. Fine-scale patterns of water velocity with-

in macrophye patches in Danish lowland streams. Oikos 76: 169-180.

Styczen, M., Hansen, S., Petersen, C.T. og Abrahamsen, P. 2016. Samspil mel-

lem vandstand i vandløb og de omliggende dyrkede arealer. Baggrundspa-

pir til Udredning om Grødeskæring (Naturstyrelsen). Institut for Plante- og

Miljøvidenskab, Københavns Universitet. 39 s.

Thyssen, N., Erlandsen, M., Kronvang, B., Svendsen, L. M. 1990. Vandløbs-

modeller

–

biologisk struktur og stofomsætning. NPO-forskning, Nr. C 10.

Miljøstyrelsen.

Wiberg-Larsen 2014. Opsætning af kontrolovervågningsstationer.

http://bios.au.dk/fileadmin/bioscience/Fagdatacentre/Ferskvand/V02_st

ationsopsaetning_version_3_final.pdf

Wiberg-Larsen, P., Kronvang, B. 2015. Dansk Fysisk Indeks

–

DFI.

http://bios.au.dk/fileadmin/bioscience/Fagdatacentre/Ferskvand/V05_fy

sisk_indeks_version_2.3_20160520.pdf