L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2016-17
L 111
Offentligt

Marine Virkemidler

Beskrivelse af virkemidlernes eﬀekter og status for vidensgrundlag

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Marine Virkemidler

Beskrivelse af virkemidlernes eﬀekter og status for vidensgrundlag

Karen Timmermann

(Ed.)

Anja Gadgård Boye

Annette Bruhn

Anders Chr. Erichsen

Mogens Flindt

Henrik Fossing

Flemming Gertz

Henning Mørk Jørgensen

Jens Kjerulf Petersen

Steen Schwærter

Aarhus Universitet, Institut for Bioscience

NaturErhvervsstyrelsen

DHI

Syddansk Universitet, Biologisk Institut

SEGES

Danmarks Naturfredningsforening

DTU-Aqua, Dansk Skaldyrcenter

Naturstyrelsen

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Titel:

Undertitel:

Forfattere:

Marine Virkemidler

Beskrivelse af virkemidlernes effekter og status for vidensgrundlag

Karen Timmermann (Ed.), Anja Gadgård Boye , Annette Bruhn , Anders Chr.

Erichsen , Mogens Flindt , Henrik Fossing , Flemming Gertz , Henning Mørk

Jørgensen , Jens Kjerulf Petersen & Steen Schwærter

Aarhus Universitet, Institut for Bioscience, NaturErhvervstyrelsen, DHI, Syddansk

Universitet, Biologisk Institut, SEGES, Danmarks Naturfredningsforening, DTU-Aqua,

Dansk Skaldyrcenter & Naturstyrelsen

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©

http://dce.au.dk

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Institutioner:

Udgiver:

URL:

Kvalitetssikring:

Layout:

Finansiel støtte:

ISBN:

Sideantal:

Fotos forside:

Internetversion:

Poul Nordemann Jensen, Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi

Grafisk Værksted, AU-Silkeborg

Ingen ekstern finansiering

978-87-7156-190-6

Peter Bondo Christensen, Mette Nielsen & Annette Bruhn

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/MarineVirkemidler.pdf

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Indhold

Baggrund

Marine Virkemidler

2.1

Vurdering af marine virkemidler

Beskrivelser af marine virkemidler

3.1

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

3.9

Opdræt af muslinger

Dyrkning af makroalger (tang)

Stenrev som marint virkemiddel

Reetablering af ålegræs

Sand-capping af mudrede sedimenter

Iltning

Omplantning af muslinger

Aluminiumtilsætning som muligt virkemiddel i kystnære

marine områder

Beskyttede havområder som marint virkemiddel

Baggrund

Nærværende notat er udarbejdet af det faglige netværk om marine virke-

midler på bestilling af ”Partnerskab for vidensopbygning om virkemidler og

arealregulering”. Det faglige netværk om marine virkemidler består af re-

præsentanter fra Aarhus Universitet (Karen Timmermann formand for net-

værket, Annette Bruhn og Henrik Fossing), Danmarks Tekniske Universitet

(Jens Kjerulf Petersen), Syddansk Universitet (Mogens Flindt), Naturstyrel-

sen (Steen Schwærter), NaturErhvervstyrelsen (Anja Gadgaard Boye), DHI

(Anders Chr. Erichsen), SEGES (Flemming Gertz) og Danmarks Naturfred-

ningsforening (Henning Mørk Jørgensen).

Af bestillingen fra Partnerskabet fremgår bl.a.:

”Status for viden om de marine virkemidler vurderes på baggrund af resul-

tater af forskning og andre undersøgelser gennemført over de senere år. Op-

gaven omfatter muslinger, makroalger, ålegræs og stenrev. Vurderingen

skal udføres med baggrund i den eksisterende viden. Derudover ønskes en

oversigt over videnshuller, hvor forskningen fremover kan bidrage til mere

effektive virkemidler på længere sigt”.

Netværket har behandlet de 4 virkemidler beskrevet i bestillingen, og har

derudover besluttet at inkludere en beskrivelse af ikke tidligere behandlede

potentielle marine virkemidler: Ilttilførsel, beskyttede områder, aluminiums-

tilsætning, muslingekulturbanker samt sand capping. Beskrivelserne af de

enkelte virkemidler har været diskuteret og kommenteret i netværket, men

det konkrete indhold er alene udarbejdet og tiltrådt af de enkelte forfattere.

Beskrivelserne følger en overordnet skabelon, hvor hovedfokus er lagt på de

miljømæssige aspekter af virkemidlerne, herunder især kvælstoffjernelsen.

Socio-økonomiske betragtninger og beregninger af omkostningseffektivitet

er inddraget i det omfang, det har været muligt.

Notatet består af en beskrivelse af de enkelte nævnte virkemidler samlet i et

bilag. Derudover er der foretaget en sammenfattende faglig konklusion og

vurdering af de enkelte virkemidler. Det er repræsentanterne fra universite-

ter og DHI, som er ansvarlige for sammenfatningen og vurderingen.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Marine Virkemidler

EU's vandrammedirektiv (VRD) fastsætter mål for miljøkvaliteten af grund-

vand, vandløb, søer og marine kystområder. For de marine vandområder

skal der som minimum opnås god økologisk tilstand, hvilket fastsættes ud

fra tilstanden af de biologiske kvalitetselementer: Fytoplankton, ålegræs,

makroalger og bunddyr. Virkemidlerne udgør grundstenene i de indsats-

planer, som skal sikre opnåelse af god økologisk tilstand. Traditionelt set har

virkemidlerne i relation til næringsstoftab fra land været relateret til eller tæt

på dyrkningsfladen og punktkilder (renseanlæg m.m.). De terrestriske vir-

kemidlers primære formål er at reducere tilførsler af især kvælstof og fosfor

til grundvand, vandløb, søer og kystområder således, at der kan opnås god

økologisk tilstand. I de senere år er der kommet et stadigt større fokus på

marine virkemidler, og der er igangsat flere forsknings- og udviklingspro-

jekter med henblik på at dokumentere og kvantificere effekterne af marine

virkemidler. De marine virkemidler er karakteriserede ved at være virke-

midler, som er placeret i det marine miljø og derfor virker i og på den mari-

ne recipient. I dette notat inkluderer de marine virkemidler både virkemid-

ler, som fjerner eller binder næringsstofferne samt virkemidler, som har en

direkte effekt på de biologiske kvalitetselementer. Selvom både terrestriske

og marine virkemidler har til formål at bidrage til at opnå god økologisk til-

stand i de marine vandområder, er der flere grundlæggende forskelle, som

betyder, at man ikke umiddelbart kan sammenligne deres effekter.

De primære forskelle mellem terrestriske og marine virkemidler er:

•

Marine virkemidler forhindrer ikke næringssalte i at komme ud i det ma-

rine miljø, men de kan medvirke til at forbedre miljøtilstanden i den ma-

rine recipient enten ved, at næringsstofferne fjernes/bindes eller ved at

påvirke de biologiske kvalitetselementer (fx ved at skabe bedre vækstbe-

tingelser for ålegræs).

•

Marine virkemidler er langt fra de primære kilder. Det bevirker, at næ-

ringsstofferne kan påvirke bl.a. grundvand, vandløb og søer, inden de

fjernes/immobiliseres i den marine recipient.

•

Marine virkemidler kan medvirke til at tilbageholde næringssalte i kystnæ-

re vandområder gennem midlertidig eller permanent lagring i biomasse og

sedimenter frem for at blive transporteret ud i det åbne havområde.

•

Marine virkemidler binder eller fjerner ikke kun næringssalte tilført fra

land, men også fra sediment, atmosfære eller andre marine områder og har

dermed en effekt på den interne belastning i fjorde og kystnære områder.

•

Marine virkemidler kan under visse omstændigheder være en forudsæt-

ning for opnåelse af god økologisk tilstand, fordi de skader, som er sket

på vandmiljøet, ikke er reversible inden for tidsrammen af VRD uden

brug af marine virkemidler.

•

Marine virkemidler kan reducere næringsstoffernes turnover (målt som

antallet af gange kvælstof- og fosforbelastningen kan bidrage til primær-

produktion pr. vækstsæson), hvorved effekten af næringssalttilførsel på

miljøtilstanden bliver reduceret.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

•

Marine virkemidler kan øge marine økosystemers stabilitet/robusthed

bl.a. gennem naturgenopretning/restaurerings-effekt direkte i det marine

miljø.

Man skal derudover være opmærksom på, at marine virkemidler ikke nød-

vendigvis virker eller er effektive i alle marine områder.

2.1

Vurdering af marine virkemidler

I beskrivelsen af de marine virkemidler er der fokuseret på, om virkemidler-

ne medvirker til a) permanent fjernelse af kvælstof fra det marine økosy-

stem, b) tilbageholdelse/binding af kvælstof således, at kvælstoffet evt. bin-

des mere eller mindre permanent i sediment/biomasse eller om omsætnin-

gen, i form af antal gange et N-molekyle indgår i primærproduktionen (tur-

nover), nedsættes, og/eller c) påvirkning af andre biologiske kvalitetsele-

menter (fytoplankton, bunddyr, ålegræs og makroalger). Udover de mulige

kvælstofeffekter vurderes det, om virkemidlerne har en betydning for fosfor

og om de evt. har andre miljøeffekter: Øget sigtdybde, forbedrede iltforhold,

øget biodiversitet, stabilisering af sedimenter o. lign.

Effektiviteten af marine virkemidler afhænger i høj grad af lokale fysiske og

miljømæssige forhold, og derfor vil der være stor forskel på, hvor virkemid-

lerne kan placeres. I beskrivelsen af virkemidlerne indgår krav til egnede lo-

kaliteter, ligesom der er foretaget en vurdering af anvendelsespotentialet i

danske vandområder.

Effekterne af de enkelte marine virkemidler er vurderet på baggrund af eksi-

sterende data fra danske og udenlandske farvande. Der er imidlertid stor

forskel på omfanget af tilgængelige data og dermed også forskel på data-

grundlaget, der kan bruges til at vurdere virkemidlet.

I den faglige sammenfatning og vurdering er forskelle i datagrundlaget og

dokumentationen for effekten vurderet, og på denne baggrund er de enkelte

virkemidler inddelt i 3 kategorier:

Kategori 1:

Virkemidlet er testet i danske farvande og datagrundlaget er til-

strækkeligt omfattende til, at virkemidlet vurderes operationelt/klar til an-

vendelse i egnede områder. Der kan være behov for tekniske afklaringer og

optimal placering, der kræver supplerende undersøgelser eller faglig vurde-

ring, men virkemidlet er teoretisk og praktisk dokumenteret.

Kategori 2:

Virkemidlet vurderes potentielt lovende, og der er en del, men

ikke entydig dokumentation for, at det kan virke i danske farvande, hvorfor

yderligere basal dokumentation/undersøgelser er nødvendige, før virke-

midlet kan gøres operationelt.

Kategori 3:

Virkemidlet har teoretisk et vist potentiale, men er stort set udo-

kumenteret.

Udenfor kategori:

Virkemidlet vurderes ikke at være egnet i danske farvande.

Det skal understreges, at forskning i marine virkemidler både i Danmark og

internationalt er relativ ny, og derfor er datagrundlaget til vurdering af vir-

kemidlernes effekter generelt mangelfuldt. Det betyder bl.a., at de fleste af

virkemidlerne endnu ikke er testet i danske farvande, ligesom der vil være

en betydelig usikkerhed på de kvantificerede effekter. Der er ingen marine

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

virkemidler, der kan anvendes uden en forudgående faglig vurdering af

placering og lokalitet.

I tabel 1 og 2 er vist en oversigt over de marine virkemidler. Tabellerne gen-

giver i kort form de væsentligste effekter af virkemidlerne sammen med en

vurdering af status for den eksisterende viden. Det er imidlertid vigtigt at

læse den fulde beskrivelse af virkemidlerne for at få et samlet billede af vir-

kemidlernes effekter, forbehold og anvendelsespotentiale.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Tabel 1.

Oversigt over kendte marine virkemidler

Virkemiddel

Opdræt af mus-

linger

N fjernelse

N-fjernelse sker ved høst

af muslinger

Kan endvidere medføre

øget denitrifikation

Arealeffektivitet af den

direkte N-fjernelse er op til

600-900 kg N/ha/år, men

vil afhænge af lokaliteten

N tilbageholdelse

N binding i muslingevæv i

vækstperiode (nedsat N

turn-over)

Effekter på

kvalitets-elementer

Reduceret klorofyl-

koncentration især

omkring anlæg

Øget sigtdybde primært omkring

hvert enkelt anlæg

Binder og fjerner P

Øget sedimentation under anlæg

P flux, evt. nedsat denitrifikation)

Reduceret sedimentation på

bassinskala og deraf afledte

effekter

Ændring af strømforhold

Øget biodiversitet omkring anlæg-

gene (ikke dokumenteret i danske

farvande)

Kan konflikte med anden anven-

delse af søterritoriet

Opdræt af makro- N-fjernelse sker ved høst

alger

af alger

Arealeffektivitet af den

direkte N-fjernelse er 3-39

kg N/ha/år i fjorde, og

forventet højere i åbent

vand, men vil afhænge af

lokaliteten

N binding i algebiomasse i

vækstperiode (nedsat N

turn-over)

Teoretisk bør koncentra- Binder og fjerner P

tionen af klorofyl mind-

skes, især omkring

anlægget (ikke doku-

menteret)

Kategori 1

Det er forvaltningsmæs-

sigt nemt at kontrollere

Kategori 1

Det er forvaltningsmæs-

Fjernelsespotentiale, økonomi og miljøpå- sigt nemt at kontrollere

den primære virkemid-

virkning er dokumenteret ved fuldskala-

forsøg i DK.

deleffekt i form af tons

muslinger høstet

Opdrætsteknologi kan

optimeres

Anvendelse af høstede

muslinger skal afklares

Andre effekter

Status for viden

Kommentarer

(medfører øget iltforbrug, øget N og Behov for mere viden om arealspecifikt

produktionspotentiale under forskellige

miljøforhold

Behov for viden om vandområders fjer-

nelsespotentiale/bærekapacitet og pro-

duktionsstabilitet

Potentielle, men ikke dokumente- Fjernelsespotentiale og økonomi er do-

rede effekter:

Øget biodiversitet

Risiko for øget sedimentation

under anlæg

kumenteret ved feltforsøg og kommerciel- den primære virkemid-

le anlæg i DK fjorde (dog ikke i fuld skala) deleffekt i form af tons

Andre effekter er endnu ikke dokumente-

rede

tang høstet

Dyrkningsteknologi kan

optimeres, herunder

selektiv avl på specifik-

ke tangarter

Anvendelse af høstet

tang skal afklares

Virkemidlet er umiddel-

bart mindst velegnet i

eutrofierede områder

(pga lav sigtdybde)

Skygning af naturlig bundvegeta- Behov for mere viden om arealspecifikt

produktionspotentiale under forskellige

tion

Ændring af strømforhold

Spredning af sygdomme/epifytter

til naturlige tangskove

Kan konflikte med anden anven-

delse af søterritoriet

miljøforhold

Behov for viden om vandområders sam-

lede fjernelsespotentiale/bærekapacitet

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Stenrev

Ålegræs

Mulig N fjernelse pga øget N binding i koloniserende

denitrifikation

Teoretisk mulig N-

begravelse i sedimentet i

iltfattige miljøer, men ikke

dokumenteret og kan også

fungere modsat i iltfattige

miljøer.

Effekt afhænger af stenre-

vets placering og kolonise-

ring

biomasse (nedsat N turn-

over)

Der forventes øget

makroalge tæthed ift.

Potentielle effekter af stenrev

Kategori 3

N-effekten tvivlsom

Det er sandsynligvis

ikke muligt at placere

stenrev, så man får

både N-effekt og natur-

effekt. Dvs. formålet

afhænger af placering og ikke alle ift. N og P tilbageholdelse

kan indfries på samme lokalitet

bar bund under forud-

Vurderes som kategori 2 mht. andre

sætning af tilstrækkeligt Øget iltning af bundvand (få muli-

naturværdier. Stenrev som naturgenop-

lys

ge placeringer) og heraf afledt

retning er veldokumenteret i danske

reduktion af intern P-belastning

farvande. Det skal dog sikres, at vandkva-

Øget biodiversitet ved at skabe

liteten i et givent vandområde understøtter med anlæg af stenrev

skal afgøres på forhånd

habitater og fourageringsområder makroalge vækst

Naturgenopretning

Erosionsbeskyttelse (men ikke af

stor betydning i fjorde)

Sedimentstabilisering

Mulig N fjernelse pga

permanent begravelse,

men dokumentationen er

sparsom og usikker

N binding i ålegræsbiomas- Øget ålegræs tæthed og Øget sigtdybde i og omkring

(nedsat N turn-over)

Øget sedimentation og

dybdeudbredelse

ålegræsbede

Øget biodiversitet

Øget sedimentstabilisering

Erosionsbeskyttelse (men ikke af

stor betydning i fjorde)

Naturgenopretning

Kategori 2

Afventer resultater fra

Effekten er vanskelig

forvaltningsmæssigt at

verificere

Dokumentation for ålegræssets systemef- NOVAGRASS vedr.

fekter og at ålegræstransplantationstek- udsåning og transplan-

nikker fungerer på lavt vand. Transplanta- tation på dybere vand

tion sikrer kun frøproducerende bede, ikke Effekten er vanskelig

stor udbredelse

God dokumentation på at transplantation

af skud fungerer, men ingen dokumentati-

forvaltningsmæssigt at

verificere

Muligvis øget denitrifikati- begravelse af organisk

materiale

Skaber vigtige habitater og foura- on for, at udsåning af ålegræs kan funge-

geringsområder

re på lavt vand.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Tabel 2.

Oversigt over nye marine virkemidler

Virkemiddel

Sand capping

N fjernelse

Ingen direkte N fjernelse

N tilbageholdelse

Effekter på kvalitets-

elementer

Kan sandsynligvis reducere Kan sandsynligvis øge

den interne N og P belast-

ning idet der ”lægges låg

på” det næringsrige sedi-

ment

ålegræssets generelle

udbredelse ved at øge

mudrede sedimenters

evne til at være egnet

substrat for ålegræs (øget

forankringskapacitet)

Potentielle, men endnu ikke do-

kumenterede effekter:

Kategori 3

N og P effekten er endnu ikke er

Sand capping kan teoretisk

bruges både til at reducere

intern belastning og til at

facilitere ålegræsudbredelse.

Det er uklart, om begge funk-

tioner kan opfyldes samtidigt.

Effekten er vanskelig forvalt-

ningsmæssigt at verificere

Andre effekter

Status for viden

Kommentarer

Øget sigtdybde (er dokumenteret i dokumenteret

lab. tests)

Øget sediment stabilitet (er doku-

menteret i lab. tests)

Forbedret iltproduktion som følge

af bentisk vegetation (inkl. mikro-

alger)

Effekter på havbunden ved op-

gravning og udlægning af sand-

materialet

Iltning

Eventuel N fjernelse ved

øget denitrifikation. Fjer-

nelsesrate afhængig af

lokale forhold

Positiv effekt på bund-

fauna i ellers iltfrie

miljøer, men dette er

ikke dokumenteret for

danske farvande

Kan reducere intern P belastning

(adsorption)

Kategori 2/3

Der er nogen dokumentation for N

svenske områder, som dog ikke er

umiddelbart sammenlignelige med

danske forhold

Der er ingen reel kvantitativ vurde-

ring

Estimater fra Mariager Fjord bygger

på et ikke aktuelt data sæt, og

beregninger bør opdateres.

Ingen eller få egnede områder

i Danmark (Mariager Fjord)

Kan medføre tilførsel af nærings- og P effekt i søer og enkelte marine Effekten er vanskelig forvalt-

salte fra det bundnære miljø til

den fotiske zone og stimulere

plankton vækst

ningsmæssigt at verificere

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Omplantning af

muslinger

Aluminiums-

tilsætning

Beskyttede

områder

N fjernelse ved høst af

N binding i muslingevæv

Reduceret klorofyl-

koncentration primært i

området omkring kultur-

banken

Muligvis øget sigtdybde

Kategori 2/3

Muslingerne kan indgå i føde-

muslinger fra kulturbanken (nedsat N turn-over)

N fjernelsesrate afhænger

af mer-tilvækst af omplan-

tede muslinger

N-fjernelse som følge af

øget denitrifikation i ban-

ken

Rev-dannelse (øget biodiversitet) Der mangler dokumentation for om vareproduktion gennem fiskeri

Effekter på havbunden ved op-

fiskning og genudlægning af

muslingerne

der er netto tilvækst og dermed N-

binding og –fjernelse i kulturban-

kerne.

Afklares nettofjernelsen er N-

fjernelsen målbar og den

primære virkemiddeleffekt

Der kræves udvikling af operationel- nem at kontrollere

le værktøjer, der kan identificere

områder, hvor muslingerne fra

truede områder ellers ville gå til

Der mangler kvantificering af andre

effekter

Ingen N fjernelse

Ingen ændring i N binding

Kan reducere den interne P be-

lastning (adsorption)

Ikke egnet (udenfor kategori)

Potentialet er tvivlsomt og der er

ikke dokumentation for, at det kan

virke i marine områder. Da alumini-

um potentielt er toksisk og ikke

nedbrydeligt kan virkemidlet resulte-

re i betydelig forurening

I udgangspunktet ingen N- Uklart om der er øget N

fjernelse

Uklart om denitrifikation

påvirkes

Positiv effekt på bund-

Kategori 3

Effekten på N- og P-fjernelse er

minimal og ikke dokumenteret.

Vurderes som kategori 2 mht. andre

naturværdier fortrinsvis bunddyr

Effekten er vanskelig forvalt-

ningsmæssigt at verificere

Effekten er vanskelig forvalt-

ningsmæssigt at verificere

binding (i bentisk biomasse) fauna (biodiversitet)

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Beskrivelser af marine virkemidler

3.1

Opdræt af muslinger

Karen Timmermann, Jens Kjerulf Petersen og Berit Hasler (AU)

3.1.1 Funktion

Princippet i muslingeopdræt som virkemiddel er, at næringsstoffer tilført et

vandområde, indbygges i muslingerne gennem deres fødeoptagelse og fjer-

nes fra det marine miljø, når muslingebiomassen høstes. Muslingeopdræt

målrettet næringsstoffjernelse (muslingeopdræt som virkemiddel) er opti-

meret så biomassen pr. areal bliver størst mulig med minimal arbejdsind-

sats. Ved muslingeopdræt i et vandområde optages og bindes en del af

vandfasens partikelbundne næringsstoffer i muslingerne og næringsstofop-

taget sker uafhængigt af, hvilken kilde næringsstofferne kommer fra.

Muslingeopdræt kan derfor ikke betragtes som et filter målrettet specifikke

punktkilder, men som en ikke-selektiv metode til fjernelse af næringsstoffer

fra vandmassen i et område omkring muslingeanlægget.

Opdræt af muslinger i vandsøjlen kræver et yngelfang, hvorpå muslingelar-

ver kan fæstne sig. Yngelfanget kan være liner, bændler, net eller et andet

egnet og håndterbart materiale, der er ophængt fra langliner, flydende rør,

platforme eller stativer. Hele væksten til høstmoden størrelse foregår på yn-

gelfanget hvorved en arbejdskrævende proces med mellemhåndtering und-

gås. Et klassisk opdrætsanlæg er opbygget ved, at der mellem to ankre ud-

spændes en langline. Langlinen løftes op i vandsøjlen af bøjer, som sammen

med vægtklodser placeret i enderne samt med jævne intervaller i linens ud-

strækning holder linen udspændt og nedsænket i ensartet dybde. På et stan-

dardanlæg på 250 x 700 m kan der udlægges 90 langliner af hver ca. 200 m

fordelt på tre sektioner. Fra hver langline hænger der yngelfang i kontinuer-

lige guirlander, hvis længde er afhængig af blandt andet vanddybden, de

lokale føde- og iltforhold samt hvor muslingerne bundslår. Ved at justere

antallet af bøjer på langlinerne sikres, at langlinen er placeret rigtigt i vand-

søjlen i hele vækstperioden, så yngelfanget på den ene side er fri af bunden,

og bøjerne på den anden side ligger lige under vandspejlet, så de ikke bliver

fanget i evt. is. En anden type anlæg består af op til 130 m lange rør foran-

kret i hver sin ende med skrueankre eller lignende. På rørene bindes, i hele

rørets længde, net med variabel maskestørrelse, fx 175 x 175 mm, og med en

højde på 3 m. Nettene fungerer som yngelfang, og der bruges specielt udvik-

lede maskiner til høst. På et anlæg kan der være 40-60 rør. Denne type rørsy-

stemer har stort potentiale til opdræt målrettet næringsstoffjernelse, men

kan på nuværende tidspunkt ikke på kontrolleret vis undersænkes og er

derfor begrænset egnet under forhold med isdannelse. Den høstede muslin-

gebiomasse repræsenterer en værdi som råvare/ressource til fx dyrefoder og

energi, men kan også udgøre et potentielt affaldsproblem, såfremt der ikke

findes en passende anvendelse af muslingerne.

3.1.2 Egnede områder

Virkemidlets omkostningseffektivitet afhænger af lokale fysiske og miljø-

mæssige forhold som påvirker muslingeproduktionen. De parametre, som

har størst betydning for den arealspecifikke produktion er: Vanddybde, fø-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

dekoncentration, strømforhold, temperatur, saltholdighed, prædation og re-

kruttering. En multi-kriterie tilgang til placering af muslingeopdræt som fo-

reslået i Petersen et al. (2013) og Petersen et al. (2015) inkluderer de paramet-

re, der er vigtige for muslingevækst og metoden kan benyttes til at screene

for områder, som er egnede til muslingeopdræt. Generelt vil omkostningsef-

fektiviteten ved muslingeproduktionen være højest i kystnære eutrofierede

vandområder, hvor fødetilgængeligheden er størst og driftsomkostningerne

lavest. For at optimere fødetilgængeligheden og minimere de negative mil-

jøeffekter ved muslingeopdræt (øget sedimentation under anlæggene) bør

anlæggene placeres i strømfyldt vand. Endvidere bør der tages hensyn til

andre faktorer fx visuel forurening og anden brug af vandområderne (sejl-

lads, fiskeri mm) når egnetheden af områder i forhold til muslingeopdræt

skal vurderes.

Det vurderes, at muslingeopdræt vil være et mindre omkostnings effektivt

virkemiddel i de åbne havområder, idet muslingevæksten vil være reduceret

pga. generelt lavere fødetilgængelighed og lav/svingende saltholdighed i fx

den vestlige Østersø/Bælthavet (Riisgaard et al., 2014 ). Omkostningerne til

drift og høst af off-shore anlæg vil endvidere være højere sammenlignet med

mere kystnære anlæg.

3.1.3 N fjernelse

Der er på nuværende tidspunkt kun dokumenteret ét fuldskalaforsøg med

muslingeopdræt med henblik på næringsstoffjernelse i DK. Dette forsøg

blev udført i perioden 2010-2011 i Skive fjord. Resultaterne fra forsøget viser,

at N fjernelsespotentialet er 10-16 tons kvælstof (N) opdrætsanlæg

-1

år

-1

sva-

rende til 0,6-0,9 t N ha

-1

anlæg år

-1

for et standard opdrætsanlæg i den meget

eutrofierede Skive fjord (Petersen et al., 2013 ; Petersen et al., 2014 ). Den rea-

liserede N fjernelse vil især afhænge af høsttidspunkt, høstudbytte og kvæl-

stofindholdet i muslingekødet på høsttidspunktet. Dertil kommer, at der er

etableret kompensationsopdrætsanlæg i Horsens Fjord og Storebælt i for-

bindelse med havbrug. I de fortrinsvis ydre dele af Horsens Fjord blev der

under optimale forhold dokumenteret en arealspecifik N-fjernelse svarende

til 1,2-1,8 t N ha

-1

år

-1

for et Smartfarm anlæg (KOMBI 2015). Dette resultat

blev opnået i 2011 og 2012 på en mindre produktion svarende til 5-10% af

den forventede maksimale kapacitet. I de efterfølgende år (2013/14) kunne

der ikke opnås samme effektivitet primært som følge af tab af muslinger i

forbindelse med driftsforstyrrelser som prædation fra edderfugle og søstjer-

ner. Den reducerede arealeffektivitet som følge af driftsforstyrrelser er ikke

angivet i rapporten (KOMBI 2015), men selv ved en halvering af effektivite-

ten vil den være sammenlignelig med resultater opnået i Skive Fjord.

Den arealspecifikke N-effekt kan falde som følge af f.eks. lav fødekoncentra-

tion, lave strømhastigheder, prædation, fysisk forstyrrelse, klimatiske hæn-

delser eller hvis antallet af anlæg overstiger områdets bæreevne. I mange

danske eutrofe vandområder, der kan karakteriseres som egnede for

muslingeopdræt, vil fødekoncentrationen ikke være begrænsende for mus-

lingernes vækst, hvorimod anlægsdesign, placering (strømforhold), drift

samt høsttidspunkt er vigtige i forhold til at optimere produktionen og sikre

en høj arealspecifik N fjernelse. I kystnære områder, der kan karakteriseres

som måske egnede til muslingeopdræt forventes en reduceret arealspecifik

N-effekt pga. lavere høstudbytte forårsaget af fx lavere fødetilgængelighed

eller højere prædation. Det skal bemærkes, at de ydre dele af Horsens Fjord

ikke er eutrofieret i samme grad som Skive Fjord, og at det her alligevel var

muligt at opnå høje arealspecifikke biomasser af muslinger. Prædation fra fx

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

edderfugle vil i en række områder kunne forårsage tab af muslinger og der-

med reducere N-fjernelsen, og beskyttelse af anlæggene mod prædation vil

medføre forøgede omkostninger.

I de åbne havområder vurderes det, at muslingernes væksthastighed er for

lav og omkostningerne til drift og høst for store til, at muslingeopdræt vil

være et omkostningseffektivt virkemiddel.

Da primærproduktionen indenfor et anlæg er for lille til at opretholde mus-

lingernes vækst, er der begrænsninger på hvor tæt anlæggene kan placeres,

uden at de påvirker hinanden, hvilket vil reducere den arealspecifikke effek-

tivitet. Det er vandområdets bærekapacitet, der vil være afgørende for hvor

stort et volumen, der maximalt kan benyttes til (effektivt) muslingeopdræt

og bærekapaciteten er dermed bestemmende for den maximalt mulige N

fjernelse via muslingeopdræt. En estimering af vandområdernes bærekapa-

citet kræver nærmere analyser.

3.1.4 P fjernelse

Dokumenterede resultater fra Skive fjord viser, at muslingeopdræt kan fjer-

ne 0,03-0,05 t P ha

-1

år

-1

(Petersen et al., 2014 ). Det vurderes at P-

fjernelseseffekten kan øges til 0.06 t P ha

-1

år

-1

ved yderligere optimering af

opdrætsanlægget. I Horsens Fjord blev der fundet optimal P-fjernelse på

0,09-0,13 t P ha

-1

anlæg år

-1

(KOMBI 2015).

Ligesom for N fjernelsen vil den arealspecifikke P fjernelse falde som følge

af f.eks. lav fødekoncentration, lave strømhastigheder, prædation, fysisk for-

styrrelse, klimatiske hændelser eller hvis antallet af anlæg overstiger områ-

dets bæreevne.

Bærekapaciteten vil være afgørende for den maximalt opnåelige P fjernelse

på vandområdeniveau.

3.1.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Effekter på sigtdybde og klorofylkoncentration

Muslingerne filtrerer vandet for partikler, hvilket vil resultere i en forbed-

ring af sigtdybden og reducere klorofylkoncentrationen i et område omring

anlægget. Miljøeffekterne vil variere over sæsonen, som funktion af muslin-

gernes filtrering og vækst, der udover muslingernes størrelse vil være af-

hængig af miljøforhold (temperatur, strøm, klorofylkoncentration) i det giv-

ne vandområde.

Forsøget i Skive fjord viste, at sigtdybden i gennemsnit blev forbedret med

omkring 50% (Petersen et al., 2013 ) i umiddelbar nærhed af anlægget og

modelsimuleringer viser, at sigtdybdeforbedringen kan spores i et område

som er op til 14 gange større end selve anlægget, svarende til ca. 5% af fjord-

arealet. Modelscenarier fra Skive fjord viste endvidere, at ca. 10 standard an-

læg kan reducere sommer klorofylkoncentrationen og forbedre sigtdybden

med hhv. 16% og 7.8% i gennemsnit på bassinskala. I Horsens Fjord blev der

modelleret sigtdybdeforbedringer på 30-40% lokalt ved anlæggene og mo-

delleret forøget koncentration af ammonium fra muslingernes ekskretion re-

sulterede ikke i øgede koncentrationer af klorofyl (KOMBI 2015).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Binding af næringssalte

Under væksten vil næringsstoffer bindes i muslingevæv, så de ikke er til-

gængelige for ny primærproduktion. Herved bidrager muslingerne til en

nedsat turn-over af næringsstoffer.

Reduktion af effekter af intern belastning

I mange danske fjorde udgør sedimenterne en betragtelig næringsstofkilde

(intern belastning) og især sommer- og efterårs primærproduktionen er ofte

drevet af næringssalte frigivet fra sedimenterne. Muslingeopdræt kan via fil-

trering af fytoplankton fjerne næringsstoffer frigivet fra sedimenterne og

dermed reducere de negative effekter af den interne belastning.

Denitrifikation

Mineraliseringen af organisk materiale og herunder denitrifikationen er ofte

forøget i berigede sedimenter, hvilket betyder, at man ofte kan detektere en

øget N fjernelse som følge af denitrifikation fra sedimenter under et muslin-

geanlæg (Carlsson et al., 2009 ; Carlsson et al., 2012 ;Nizzoli et al., 2011 ). Ved

høje sedimentationsrater kan denitrifikationen imidlertid hæmmes (Carlsson

et al., 2009; Chrisensen et al., 2000). En evt. øget denitrifikation vil afhænge

af lokale sedimentforhold og kan ikke umiddelbart kvantificeres.

3.1.6 Potentielle skadelige effekter

Øget sedimentation

Dyrkning af linemuslinger vil lede til en øget sedimentation af organisk ma-

teriale under opdrætsanlæggene primært pga. muslingernes produktion af

fækalier (Carlsson et al., 2009). Dette kan medføre en lokal forøget nærings-

stoffrigivelse, nedsat (eller øget) denitrifikation og et øget iltforbrug. Gene-

relt vil den lokalt forøgede sedimentation og de deraf afledte effekter på de

bentiske biogeokemiske processer være tæt koblet til muslingebiomassen

(Carlsson et al., 2009), men forhold som strømhastigheder, eksponering, eut-

rofieringsgrad, redox forhold mm vil influere på, om der kan detekteres ne-

gative miljøeffekter under et muslingeanlæg og størrelsen af disse.

Endvidere kan muslingernes ekskretion bevirke, at partikulært bundet N i et

vist omfang omdannes til opløst N, der kan bidrage til ny primærprodukti-

on. Det skal dog bemærkes, at modelsimuleringer fra Skive fjord viser, at

den øgede sedimentation under anlægget modsvares af en reduceret sedi-

mentation udenfor anlægget, så der på bassinskala er en netto reduceret se-

dimentation.

Denitrifikation

Høje sedimentationsrater fx under et muslingeanlæg, kan lede til en orga-

nisk berigelse i et omfang, så sulfiddannelse kan hæmme denitrifikationen.

Visuel forurening

Opdrætsanlæg i kystnære områder vil kunne opfattes som visuel forure-

ning. Det vil være teknisk muligt at udvikle mindre synlige opdriftssystemer

end de nuværende.

Tilbageholdelse af næringsstoffer

I mere åbne fjorde kan muslingerne potentielt opfange og tilbageholde næ-

ringsstoffer, som ellers ville være blevet transporteret ud af fjorden. Dermed

kan muslingerne bidrage til øget opholdstid for næringsstofferne, og lokalt

øge eutrofieringen ved at reducere eksporten af næringsstoffer ud af vand-

området, men omvendt mindske eutrofieringen i de tilstødende områder.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Potentielt affaldsproblem

Såfremt den høstede muslingebiomasse ikke anvendes som fx proteinkilde i

dyrefoder eller omdannes til energi udgør den et potentielt affaldsproblem

3.1.7 Drivhusgasser

Der vil være forbrug af brændstof i forbindelse med vedligeholdelse og høst

af anlæggene. De høstede muslinger vil på den anden side være en protein-

kilde med et meget lavt CO

aftryk.

3.1.8 Pesticider

I Skive Fjord studiet blev der målt på optagelse af miljøfremmede stoffer i de

dyrkede muslinger og der blev ikke fundet akkumulering af miljøfremmede

stoffer, der passerer grænseværdier.

Der anvendes ingen hjælpemidler ved produktion af muslinger og muslin-

geopdræt vil kunne økologi-certificeres.

3.1.9 Økonomi

Beregninger baseret på produktionsdata fra Skive fjord forsøget viser, at de

velfærdsøkonomiske og budgetøkonomiske omkostninger er på hhv. 94

kr./Kg N og 70 kr./kg ved en arealspecifik N fjernelse på 0.9 tons N/ha/år.

Omkostningerne er udtrykt i 2012-priser og beregnet med en diskonterings-

rate på 4% og der er benyttet en nettoafgiftsfaktor på 1,35 ved beregning af

de velfærdsøkonomiske omkostninger. I beregningerne er det antaget, at

omkostninger til båd deles af 4 anlæg. I nedenstående tabel ses omkostnin-

ger for produktion af muslinger og per kg N fjernet ved en høstmængde på

enten 900 tons muslinger per anlæg (0,6 tons N/ha) eller 1100 tons muslin-

ger per anlæg (0,9 tons N/ha). Den arealspecifikke omkostningseffektivitet

vil bl.a. afhænge af produktionsforholdene og forventes derfor at være lave-

re i områder, som er mindre egnede til kompensationsopdræt.

Tabel 3.

Beregnede omkostninger for produktion af muslinger og fjernelse af kvælstof i

Skive Fjord

Omkostning

Budgetøkonomisk kr./kg musling (høst 0,6 tons/ha anlæg)

Velfærdsøkonomisk kr./kg musling (høst 0,6 tons/ha anlæg)

Budgetøkonomisk kr./kg musling (høst 0,9 tons/ha anlæg)

Velfærdsøkonomisk kr./kg musling (høst 0,9 tons/ha anlæg)

Kr. pr. kg N

Velfærdsøkonomisk omkostning pr. kg N* ved 0,6 tons/ha anlæg

Velfærdsøkonomisk omkostning pr. kg N* ved 0,9 tons/ha anlæg

Budgetøkonomisk omkostning per kg N ved 0,6 tons/ha anlæg**

Budgetøkonomisk omkostning per kg N ved 0,9 tons/ha anlæg**

Kroner

1,20

1,60

1,00

1,37

Kr. pr. kg N

131

Der er ikke medregnet indtægter fra muslingeproduktionen i beregningerne

af omkostningseffektiviteten, da omkostninger og indtægter ved forarbejd-

ning af muslingerne til foder til husdyr (fx kyllinger) ikke er kendte. I en

analyse af omkostningerne ved produktion af muslingemel under anvendel-

se af kendte teknologier anvendt i produktionen af konsummuslinger til

hermetik og efterfølgende tørring og formaling blev det vist, at prisen på

muslingemel vil ligge ca. 20% over prisen for fiskemel og at den væsentligste

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

omkostning ved produktion af muslingemel er i produktionen af muslin-

gerne (Petersen et al 2015).

I Horsens Fjord under brug af SmartFarm teknologi blev omkostningerne

ved fjernelse af N under optimale forhold beregnet til at være i størrelsesor-

denen 50-75 kr. kg

-1

N (KOMBI 2015), men disse beregninger er ikke frem-

kommet ved samme metode som for Skive Fjord, og er derfor ikke helt

sammenlignelige. Der er desuden ikke medregnet omkostninger ved drifts-

tab eller afværgeforanstaltninger.

3.1.10 Hvilken viden mangler?

Anvendelse af høstede muslinger

Anvendelsen af de høstede muslinger er afgørende for virkemidlets om-

kostningseffektivitet. Undersøgelser viser, at proteinindholdet i muslinger er

højt og at sammensætningen af proteiner og fedtsyrer gør muslingemel sær-

deles velegnet til dyrefoder, herunder økologisk dyrefoder (Nørgaard et al.,

2015). Der mangler dog viden om mulighederne for- og omkostningerne ved

- storskala produktion af dyrefoder baseret på muslinger.

Produktionspotentiale

Der mangler viden om produktionspotentialet for muslingeopdræt i vand-

områder udover Skive fjord, som er mere eutrofieret end gennemsnittet af

danske fjordområder. Især mulighederne for omkostningseffektivisering ved

produktion udelukkende beregnet til næringsstoffjernelse, herunder tidlig

høst, og betydningen af prædation fra edderfugle er ukendt. En større viden

om produktionspotentialet i forskellige områder vil bidrage til mere præcise

estimater af virkemidlets effekt.

Placering af anlæg

Der er udviklet et midlertidigt multi-kriterie værktøj (Petersen et al 2013) til

udvælgelse af egnede områder til placering af anlæg således, at produktionen

og N-fjernelsen på vandområde niveau optimeres, omkostningerne minimeres

og der samtidigt tages hensyn til andre anvendelser af vandarealerne, herun-

der om vandområderne er pålagt særlige hensyn. Værktøjet kræver dog yder-

ligere udvikling, før det er operationelt til aktiv national planlægning.

Forbedrede opdrætsanlæg

Omkostningerne til produktion af muslinger kan reduceres betydeligt ved

teknologisk udvikling af opdrætsanlæg. Det drejer sig især om omkostnin-

ger til opdrift og sikring af anlæg mod is og anden fysisk stress. Derudover

vil det også være muligt at sikre anlæg mod prædation fra især edderfugle,

hvilket vil øge muslingeproduktionen i områder med edderfugle.

Administrationsmodeller

Der er brug for mere viden om hvordan virkemidlet skal administreres, her-

under om det er nødvendigt at subsidiere muslingeproduktionen og/eller

f.eks. kompensere muslingeproduktionen for at sikre en kontinuerlig pro-

duktion. Mulige administrationsmodeller er beskrevet i Petersen et al (2013),

Frost et al (2014) og Länsstyrelsen, Hallands Län (2011).

3.1.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler)

Dolmer P et al. (2012) Notat til belysning af effekterne af muslingeprodukti-

on som kompensation for fiskeopdræt, DTU-AQUA

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Frost H, Hasler B, Hoff A, Zandersen M and Ørum JE (2014) Comparing

compensation mussel production costs and traditional agricultural farmers’

willingness to pay to reduce nutrient loads in the Limfjord. Præsentation

ved De Økonomiske Råds Miljøøkonomiske conference, august 2014.

Holmer M, Thorsen SW, Carlsson MS, Petersen JK (2014). Pelagic and

Benthic Nutrient Regeneration Processes in Mussel Cultures (Mytilus edulis)

in a Eutrophic Coastal Area (Skive Fjord, Denmark). Estuaries and Coasts

DOI 10.1007/s12237-014-9864-8.

KOMBI (2015). Kombinationsopdræt af havbrugsfisk, tang og muslinger til

foder og konsum. Faglig Rapport fra Dansk Akvakultur nr. 2015-12.

Länsstyrelsen Hallands Län (2011) Etablering av musselodling i Hallands

län - möjligheter och förutsättningar. Thorsson & Åberg Miljö och

vattenvård AB, Uddevalla. 100 sider.

Møhlenberg SJ (2007) Blue mussel cultivation for nitrogen removal in fjords

Assessment of an Alternative Measure to Comply with the Water

Framework Directive using Odense Fjord as a Case Study. Copenhagen

University, Denmark

Petersen JK, Mattesen S (2011) Muslinger som virkemiddel: Fjernelse af

næringssalte gennem kompensationsopdræt – og kommerciel udnyttelse

heraf. Rapport til Vækstforum Nordjylland

Petersen JK, Timmermann K, Carlsson M, Holmer M, Maar M, Lindahl O

(2012). Mussel farming can be used as a mitigation tool - A reply. Marine

Pollution Bulletin 64, 452-454.

Petersen JK, Hasler B, Timmermann K, Nielsen P, Torring D B, Larsen MM,

Holmer M (2014). Mussels as a tool for mitigation of nutrients in the marine

environment. Marine Pollution Bulletin 82, 137-143.

Petersen JK, Timmermann K, Holmer M, Hasler B, Göke C and Zandersen M

(2013). Miljømuslinger: Muslinger som supplerende virkemiddel. Aarhus

Universitet

Petersen JK, Saurel C, Nielsen P & Timmermann K (2015). The use of

shellfish for eutrophication control. Aquacult. Int. DOI 10.1007/s10499-015-

9953-0.

Rose JM, Ferreira JG, Stephenson K, Bricker SB, Tedesco M, Wikfors

GH(2012). Comment on Stadmark and Conley (2011) "Mussel farming as a

nutrient reduction measure in the Baltic Sea: Consideration of nutrient

biogeochemical cycles". Marine Pollution Bulletin 64, 449-451.

Schroeder T, Stank J, Schernewski G, Krost P (2014). The impact of a mussel

farm on water transparency in the Kiel Fjord. Ocean & Coastal Management

101, 42-52.

Stadmark J, Conley D J (2011). Mussel farming as a nutrient reduction

measure in the Baltic Sea: Consideration of nutrient biogeochemical cycles.

Marine Pollution Bulletin 62, 1385-1388.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Herudover litteratur vedr. fortyndingseffekt i anlæg, forøget sedimentation

under (konventionelle) muslinge anlæg og effekter heraf samt forsøg med

muslingeopdræt af andre arter.

Anvendte referencer

Carlsson MS, Holmer M and Petersen JK (2009). Seasonal and Spatial

Variations of Benthic Impacts of Mussel Longline Farming in A Eutrophic

Danish Fjord, Limfjorden. Journal of Shellfish Research 28: 791-801.

Carlsson M S, Engstrom P, Lindahl O, Ljungqvist L, Petersen JK, Svanberg L

and Holmer M (2012). Effects of mussel farms on the benthic nitrogen cycle on

the Swedish west coast. Aquaculture Environment Interactions 2: 177-191.

Christensen PB, Rysgaard S, Sloth NP, Dalsgaard T and Schwærter S (2000).

Sediment mineralization, nutrient fluxes, denitrification and dissimilatory

nitrate reduction to ammonium in an estuarine fjord with sea cage trout

farms. Aquatic Microbial Ecology 21: 73–84.

Frost H, Hasler B, Hoff A, Zandersen M and Ørum JE (2014). Comparing

compensation mussel production costs and traditional agricultural farmers’

willingness to pay to reduce nutrient loads in the Limfjord. Præsentation

ved De Økonomiske Råds Miljøøkonomiske conference, august 2014.

KOMBI (2015). Kombinationsopdræt af havbrugsfisk, tang og muslinger til

foder og konsum. Faglig Rapport fra Dansk Akvakultur nr. 2015-12.

Länsstyrelsen Hallands Län (2011) Etablering av musselodling i Hallands

län - möjligheter och förutsättningar. Thorsson & Åberg Miljö och

vattenvård AB, Uddevalla. 100 sider.

Nizzoli D, Welsh DT and Viaroli P (2011) . Seasonal nitrogen and

phosphorus dynamics during benthic clam and suspended mussel

cultivation. Marine Pollution Bulletin 62: 1276-1287.

Nørgaard JV, Petersen JK, Tørring DB, Steenfeldt S, Jørgensen H, Lærke

HN (2015). Chemical composition and standardized ileal digestibility of

protein and amino acids from blue mussel, starfish, and fish silage in pigs.

Anim. Feed. Sci. Tech.

http://dx.doi.org/10.1016/j.anifeedsci.2015.04.005

Petersen JK, Hasler B, Timmermann K, Nielsen P, Torring DB, Larsen MM,

Holmer M (2014). Mussels as a tool for mitigation of nutrients in the marine

environment. Marine Pollution Bulletin 82, 137-143.

Petersen JK, Timmermann K, Holmer M, Hasler B, Göke C and Zandersen M

(2013). Miljømuslinger: Muslinger som supplerende virkemiddel. Aarhus

Universitet

Riisgaard HU, Lundgreen K, Larsen PS (2014). Potential for production of

'mini-mussels' in Great Belt (Denmark) evaluated on basis of actual and

modeled growth of young mussels Mytilus edulis. Aquaculture

International 22, 859-885

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.2

Dyrkning af makroalger (tang)

Annette Bruhn, Jens Kjerulf Petersen og Berit Hasler (AU)

3.2.1 Funktion

Tang, eller mere præcist makroalger, optager og indbygger næringsstoffer

fra det omgivende vand under væksten. Næringsstofoptaget sker uaf-

hængigt af hvilken kilde næringsstofferne kommer fra og direkte fra det

vandige miljø i form af opløste næringssalte. Ved dyrkning og efterfølgende

høst af tangen fjernes kvælstof (N) og fosfor (P) fra miljøet. Tangdyrkning

kan derfor ikke betragtes som et filter, der er målrettet specifikke punktkil-

der, men som en generel metode til binding og fjernelse af næringsstoffer fra

et havområde omkring et tangdyrkningsanlæg.

Omkostningseffektiviteten af tangdyrkning som virkemiddel til N-fjernelse

kan optimeres dels ved at N-fjernelsen maximeres – dvs. ved størst mulig

mængde N bundet i tangbiomassen per areal – samt ved minimeret omkost-

ningsniveau/arbejdsindsats. Den høstede biomasse repræsenterer en værdi

som råvareressource til fødevarer, foder, højværdiprodukter og energi og

muliggør genanvendelse af N og P i et cirkulært ressourceflow.

På nuværende tidspunkt er det kun dyrkning af brunalgen sukkertang (Sac-

charina latissima),

der er relevant som potentielt virkemiddel, da det er den

eneste art, der dyrkes i større mængder i havet i Danmark. Sukkertang dyr-

kes kommercielt til konsum og er også tidligere dyrket eksperimentelt som

kompensationsafgrøde for N-udledning ved havbrug (Hjarnø Havbrug

A/S). Der er dog endnu ikke i Danmark gennemført produktion i en skala

relevant for kompensationsopdræt, og virkemidlet er derfor ikke fuldt ud

dokumenteret i stor skala.

Sukkertang dyrkes pt. på liner efter næsten samme princip som linemuslinger,

men andre dyrkningsmetoder er under udvikling og vil blive testet i Danmark

i de kommende år. Dyrkningssystemerne består af hovedliner, der er ud-

spændt nær havoverfladen, ved hjælp af bøjer og skrueankre i havbunden. Li-

ner med tangspirer produceres i landbaserede anlæg, og hænges efterfølgende

ud i havet. Spirelinerne fastgøres til hovedlinen, og hænger ved hjælp af vægt-

lodder som enkelte liner (single droppers) eller i kontinuerte guirlander (loops)

fra overfladen og ned, så de dækker den zone, hvor lyset er tilstrækkeligt til

vækst. Normalt opererer man med den samme type koncessioner som line-

muslinge-anlæg, hvor et typisk anlæg dækker 250 x 750 m med 90 hovedliner á

200 meter. Den sæsonmæssige rutine i tangdyrkning i Danmark pt. indebærer,

at tangspirerne bliver sat ud fra tidligt i efteråret (primo september) til tidligt

på foråret, og høstes igen fra starten af maj, afhængig af om man ønsker en ét-

årig eller flerårig afgrøde. Hvis biomassen bliver i vandet senere end juni, kan

den i visse farvandsområder blive voldsomt begroet med muslinger, søpunge,

hydroider og andre arter af tang (Marinho et al, 2015. Nielsen et al, submitted.

Wegeberg, 2010). Denne begroning indeholder, som tangen selv, både N og P

og bidrager hermed ved høst til fjernelse af næringsstoffer fra det marine miljø

(Marinho et al, 2015). Dog ødelægger begroningen tangbiomassen helt eller

delvist, så tangens kvalitet som fødevare eller råvare til foderproduktion for-

ringes og biomassen kan komme til at udgøre et affaldsproblem fremfor et rå-

vareprodukt. Den begroede tangbiomasse kan potentielt stadig anvendes til

biogasproduktion. I værste fald tynger begroningen tangbiomassen på linerne i

en grad, så biomassen rykkes fri fra dyrkningssystemerne og går tabt (Handå

et al 2013. Marinho et al, 2015. Nielsen et al, submitted).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.2.2 Egnede områder

Dyrkning af tang kan foregå i områder med større vanddybder end 5 meter,

hvilket også mindsker potentiel konkurrence om lys med eventuel naturlig

bundvegetation - ålegræs eller andre makroalger. Derudover sætter sukker-

tangs vækstkrav begrænsninger for, hvor i danske farvande dyrkning af

tang kan iværksættes. Sukkertang vokser bedst, og giver størst biomasse

udbytte, ved en saltholdighed over 20 PSU, god vandbevægelse og relativt

klart vand, og ynder ikke temperaturer over 20 grader (Bartsch et al, 2008.

Kerrison et al, 2015. Nielsen et al, 2014).

Dyrkning i åbne farvande og yderfjorde skønnes at give et større biomasse

udbytte, mens dyrkning i inderfjorde og indre farvande syd for Bælthavet

umiddelbart skønnes at give et mindre biomasse udbytte pga. lav salthol-

dighed og/eller for uklart vand (høj nærings- og klorofylkoncentration).

Dyrkning i områder med høj grad af eksponering for vind, bølger og strøm

stiller dog store krav til dyrkningssystemet.

N-indholdet i tangen øges med øget tilgængelighed af N i det omgivende mil-

jø, både i form af højere koncentrationer af N og højere grad af vandbevægel-

se. Derfor vil dyrkning af tang nær N-kilder som akvakultur, spildevandsud-

løb eller run-off fra land, i naturlige up-welling områder og områder med go-

de strømforhold forbedre omkostningseffektiviteten af tangdyrkning som vir-

kemiddel (Birkeland et al, 2009. Handå et al, 2013. Marinho et al, 2015). Dog

med det forbehold, at der ved høj næringstilgængelighed i sommerperioden

er risiko for øget overbegroning af biomassen (Bruhn et al, submitted).

Ser man isoleret på N-fjernelse, kan N-indholdet i tangbiomasse dyrket i næ-

ringsrige fjordområder overstige N-indholdet i tangbiomasse dyrket i mere

åbne områder og således kompensere for et mindre biomasseudbytte i disse

områder.

En tang-specifik multi-kriterietilgang, som foreslået for udvælgelse af områ-

der til dyrkning af linemuslinger som virkemiddel til N-fjernelse, bør benyt-

tes til at screene for egnede områder (Petersen et al, 2013). I processen om-

kring udvælgelse af egnede områder bør der tages hensyn til andre aktivite-

ter på havet (fiskeri, sejlads, rekreativ benyttelse, klapning og råstofudvin-

ding), samt visuel forurening.

3.2.3 N fjernelse

Fjernelse af kvælstof fra det marine miljø

Den realiserede N-fjernelse vil afhænge af høstudbyttet, samt den høstede

tangs tørstof- og N-indhold. Derfor vil N-fjernelsen afhænge af høsttids-

punktet, dyrkningsformen og dyrkningsområdet, idet både N- og tørstof-

indhold af tangen varierer betydeligt over året og mellem lokaliteter.

Tang indeholder mellem 0,5 og 6,7 % N af tørstoffet (Marinho et al, 2015. Ni-

elsen et al, 2014 Nielsen et al, submitted), og dyrket tang har et tørstofind-

hold på mellem 11 og 23 % (Marinho et al 2015. Nielsen et al, submitted).

Tørstofindholdet er højest om sommeren og lavest om vinteren, modsat N-

indholdet, der er højest sidst på vinteren/først på foråret og lavest i sen-

sommeren (Nielsen et al, 2014), dvs. at N-indholdet i tangen er lavest på det

tidspunkt, hvor biomasseudbytte og tørstofindhold ved en ét-årig afgrøde er

højest (Marinho et al, 2015. Nielsen et al, 2014).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Dokumenterede effekter (forsøg i Limfjorden, Horsens Fjord, samt Storebælt)

Der er udført to forsøg i større skala (>4 hektar) på dyrkningsanlæg i DK. I

Horsens Fjord (2012-2013) er dokumenteret en N-effekt svarende til 3-39 kg

N ha

-1

år

-1

, med størst effekt ved dyrkning i integreret havbrug med fiske-

opdræt og ved høst af ét-årig tang inkl. begroning i september. Ved høst af

to-årig biomasse uden begroning var effekten 13-16 kg N ha

-1

år

-1

(Marinho

et al, 2015). Biomasse-udbyttet lå i gennemsnit på mellem 1 og 2 kg frisk

tang m

-1

spire-line (Marinho et al, 2015. Seghetta et al, submitted). I Limfjor-

den (Færker Vig) (2012-2014) er dokumenteret en N-effekt på 42 kg N ha

-1

år

-1

ved høst af ét-årig tang uden begroning i maj. Her lå udbyttet i gennem-

snit på 1-1,5 kg frisk tang m

-1

spire-line (Nielsen et al, submitted).

I Storebælt er estimeret en N-effekt på mellem 205-305 kg N ha

-1

år

-1

(Birke-

land et al, 2009). Disse tal er baseret på testforsøg i lille skala og efterfølgen-

de modellering. Resultatet er ikke verificerede af faktiske dyrkningsforsøg i

realistisk skala.

Usikkerheder

Usikkerhederne på den anslåede N-effekt i Limfjorden og Horsens Fjord

vurderes at være medium. N-effekten er veldokumenteret, men dyrknings-

metoderne er ikke optimerede, og hverken afprøvet i stor skala eller ved me-

re eksponerede kyster, og det skønnes, at biomasseudbyttet kan øges og

dyrkningsomkostningerne kan reduceres indenfor en relativt kort tidshori-

sont (3-5 år) gennem teknologiudvikling og valg af dyrkningsområder. Re-

sultaterne fra Storebælt er behæftet med stor usikkerhed, fordi de ikke er ve-

rificeret af faktiske dyrkningsforsøg i større skala.

En ekstrapolering af N-effekten fra Limfjorden og Horsens Fjord til andre

havområder i DK er vanskelig og behæftet med stor usikkerhed. Hverken i

Limfjorden eller Horsens Fjord skønnes forholdene at være optimale for

dyrkning af sukkertang: Dels er vandet uklart (høj nærings- og klorofylkon-

centration), og dels forekommer der overbegroning af biomassen i sommer-

perioden. Testforsøg er ikke udført i mere eksponerede havområder i DK,

idet det vil kræve udvikling af mere robuste dyrkningssystemer. Det vurde-

res, at såvel biomasseudbyttet som omkostningerne vil være højere i mere

eksponerede områder. Samtidig vil et øget udbytte muligvis modsvares af et

lavere N-indhold, og derfor en uændret N-effekt.

Det er derfor vanskeligt at angive en effekt til brug i planlægningen af indsat-

ser. Effekten bør som udgangspunkt beregnes ud fra høst af biomasse uden

begroning, idet det vil give den største indtægt til producenten. Et udgangs-

punkt for planlægningen af et indsatsprogram kunne være ca. 30 kg N ha

-1

år

, som er et gennemsnit af de dokumenterede forsøg uden begroning, og hvor

der vil være muligheder for at optimere effekten. Det anbefales, at der i for-

bindelse med den nærmere sammensætning af et indsatsprogram for et givent

havområde udføres mere indgående analyser af f.eks. lys-, nærings- og strøm-

forhold og salinitet og dermed en lokalt bestemt N-effekt, indtil der foreligger

et større datamateriale fra igangværende forsøg, tests m.m.

I DK og på europæisk plan sker pt. væsentlig udvikling indenfor dyrknings-

teknologi med fokus på at øge udbyttet, både af biomasse og af specifikke

indholdsstoffer, samt på at nedbringe omkostningerne. I det strategiske

forskningsrådsprojekt MAB3 er en indledende analyse af potentielt egnede

lokaliteter i DK i gang og forventes færdig i 2016. I H2020 projektet Macro-

fuels vil dyrkning af sukkertang i mere eksponerede danske havområder

blive testet (2016-2019). Testdyrkninger og analyser af eksisterende miljødata

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

kombineret med økologisk modellering vil kunne udpege egnede områder

samt indikere miljøbestemte variationer i biomasse udbytte og N-effekt.

Faktorer som kan påvirke arealeffektiviteten

Arealeffektiviteten af N-fjernelse ved tangdyrkning afhænger af høstudbyt-

tet og biomassens N-indhold, og er derfor afhængig af dels fysiske, kemiske

og biologiske faktorer, som tilgængelighed af lys og næring, temperatur, sa-

linitet, strømforhold, samt tilstedeværelse af græssere. Tang optager og lag-

rer næring om vinteren/foråret, når næringstilgængeligheden er højest. Til-

gængeligheden af næring i et havområde vil definere et områdes bærekapa-

citet, og sætte en øvre grænse for hvor meget N, der kan fjernes ved tang-

dyrkning. Samtidig afhænger arealeffektiviteten også af timingen i dyrk-

ningsproceduren, både mht udsætning af spireliner og høst.

Det kræver nærmere analyser at estimere vandområdernes bærekapacitet,

effekter af høje vandtemperaturer kombineret med stærkt lys, samt effekten

af varierende salinitet på virkemidlets omkostningseffektivitet.

3.2.4 P fjernelse

Fjernelsen af fosfor fra det marine miljø

P-fjernelsen vil, som N-effekten, afhænge af høstudbyttet, samt den høstede

tangs tørstof- og P-indhold. P-indholdet i sukkertang ligger mellem 0,07 og

0,8 % P af tørstof og er, som for N, højest i vinterperioden og lavest i somme-

ren. I Horsens Fjord øger begroning P-indholdet i tang høstet i september

markant (Marinho et al, 2015. Nielsen et al, submitted).

Dokumenterede effekter (forsøg i Horsens Fjord)

Baseret på data fra forsøget i Horsens Fjord kan P-effekten beregnes til 0,5-

1,6 kg P ha-

år

-1

ved henholdsvis høst af ét-årig afgrøde i maj eller høst af ét-

årig afgrøde med begroning i september (Marinho et al, 2015). I Limfjorden

(Færker Vig) er beregnet en P-effekt på 0,3 kg P ha

-1

år-

ved høst af ét-årig

afgrøde uden begroning i maj (Nielsen et al, submitted).

Vurdering af P-effekt på national skala

Som for N, dog med den tilføjelse, at sukkertangs indhold af P stiger med

faldende salinitet i de åbne havområder i de danske farvande (Nielsen et al,

accepted).

Usikkerheder

Som for N, idet der som en værdi til planlægningsbrug kan anvendes ca. 0,8

kg Pha

-1

år

-1

og med en nærmere analyse i forbindelse med en konkret place-

ring af anlæg.

Faktorer som kan påvirke arealeffektiviteten

Som for N.

3.2.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Øget sigtdybde

Tang konkurrerer med fytoplankton om den tilgængelige næring i vandsøj-

len. Binding af næringsstoffer i tang kan potentielt mindske lokale koncen-

trationer af fytoplankton, og derved mindske skygning af dyrket og naturlig

vegetation (Stephens et al, 2014).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Binding af næringssalte

Under væksten vil næringsstoffer bindes i tangen, så de ikke er tilgængelige

for ny primærproduktion. Herved bidrager tangdyrkning til en nedsat turn-

over af næringsstoffer.

Øget biodiversitet

Tang udgør både fødegrundlag, habitat og opvækstområde for andre mari-

ne organismer, som invertebrater og fisk. ”Tangplantager” kan derfor poten-

tielt udgøre hængende rev og øge den lokale biodiversitet.

Spredningsvej for naturlig tang og andre tilknyttede organismer

Tangskove findes meget spredt i Danmark, da vi ikke har meget egnet hård

bund, som den naturlige tang kan vokse på. Dyrket tang kunne udgøre en

”stepping-stone” for både naturlige tangpopulationer, samt for andre orga-

nismer tilknyttet denne type økosystemer.

3.2.6 Potentielle skadelige effekter

Skygning af naturlig vegetation

Dyrkningsanlæg med tang kan potentielt skygge for naturlig bundvegetati-

on i området. Derfor bør anlæggene lægges i områder med større dybder

end den naturlige vegetations maksimale dybdegrænse i området.

Visuel forurening

Tangdyrkningssystemer i kystnære farvande vil kunne opfattes som visuel

forurening.

Ophobning af organisk materiale

Potentiel lokal ophobning af organisk materiale under dyrkningssystemer-

ne, kan udløse et øget lokalt iltforbrug.

Spredning af uønskede arter og sygdomme

Skove af dyrket tang kan udgøre spredningsveje for uønskede arter og evt.

tangsygdomme.

Ændrede strømforhold og øget sedimentation

Tangdyrkningsanlæg kan potentielt ændre strømforholdene i et havområde,

og føre til øget sedimentation af organisk materiale. Dette kan have både po-

sitive og negative konsekvenser for bundlevende dyr.

Havari

Løsrivelse og drift af anlæg vil kunne forårsage skade på fartøjer og fiske-

redskaber, samt være til gene ved opskylning på land.

Potentielt affaldsproblem

Hvis den høstede tangbiomasse ikke kan anvendes til kommercielle formål –

f.eks. pga. overbegroning med andre organismer, kan den udgøre et potenti-

elt affaldsproblem.

3.2.7 Drivhusgasser

Tang lever ved fotosyntese, og optager derfor CO

under vækst.

Idet ét ton tør tang indeholder mellem 22,7 og 37,7 % C (Nielsen et al, 2014),

vil hvert ton høstet tang (tørvægt) have bundet kulstof svarende til 0,8-1,4

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

ton CO

. Dette svarer til en CO

effekt på 0,2-0,45 T CO

-1

år

-1

i Horsens

Fjord og 0,6 T CO

-1

år

-1

i Limfjorden (Færker Vig).

Når tangbiomassen omsættes ved anvendelse til energiproduktion, foder, føde-

varer eller jordforbedring vil CO

på ny frigives. Kun hvis biomassen til energi-

formål erstatter fossilt brændstof, vil der være tale om en reel klimaeffekt.

Visse arter af tang kan producere N

O ved dyrkning under meget nærings-

rige forhold. Dette er dokumenteret for søsalat (43 g N

O-N ton

−1

tørstof

produceret), men ikke for brun- og rødalger. Brunalger, som sukkertang, er

evolutionært meget forskellige fra grønalger og har muligvis ikke evnen til

at producere N

O (Albert, et al 2013).

3.2.8 Pesticider

Pesticider anvendes ikke ved dyrkning af tang.

Tangs eventuelle optag af pesticider fra landbruget, og potentielle effekter

heraf, er ikke undersøgt.

3.2.9 Økonomi

De budget- og velfærdsøkonomiske omkostninger ved tangdyrkning er be-

regnet på basis af produktionsdata fra Færker Vig i Limfjorden udført i 2012-

2013 under MAB3 projektet, samt data fra tangproduktionsanlægget hos

Hjarnø Havbrug A/S i Horsens Fjord. Omkostningsberegningen bygger på

få observationer, og produktionen er ikke optimeret med henblik på at redu-

cere omkostningerne mest muligt eller med henblik på optimering af udbyt-

tet. Optimering af produktionen kan reducere omkostningerne, f.eks. ved at

minimere den ressourcetunge landbaserede spire-fase; ved at producere en

større mængde tang per anlæg og ved at opnå stordriftsfordele ved flere an-

læg i nærheden af hinanden, således at udgifterne til både og arbejdskraft

reduceres per produceret enhed.

Tabel 4. Beregnede omkostninger for produktion af tang og fjernelse af kvælstof

Omkostning

Budgetøkonomisk kr./hovedline, årlig omkostning

Velfærdsøkonomisk kr./hovedline, årlig omkostning

Kr. pr. kg N

Velfærdsøkonomisk omkostning** pr. kg N, Limfjorden

Velfærdsøkonomisk omkostning** pr. kg N, Horsens Fjord

Budgetøkonomisk omkostning*** pr. kg N, Limfjorden

Budgetøkonomisk omkostning*** pr. kg N, Horsens Fjord

sen og Per Dolmer.

**Den velfærdsøkonomiske omkostning er beregnet per hovedline. Der medgår 5 hovedli-

ner per hektar, og omkostningen per hovedline multipliceres derfor med 5, hvorefter dette

beløb divideres med N effekten, som er 42 kg N ha

-1

for Limfjorden og 18 Kg N ha

-1

for

Horsens Fjord. Den anvendte nettoafgiftsfaktor (NAF) er på 1,325.

***Den budgetøkonomiske omkostningsberegning svarer til den velfærdsøkonomiske,

men er ikke korrigeret for afgifter mv., med nettoafgiftsfaktoren (NAF).

**** Beregningsmetoden for de velfærds- og budgetøkonomiske omkostninger er beskre-

vet i Eriksen et al 2014.

2.790

7.718

2.106

5.825

Kroner

17.425

23.088

*Data er leveret fra projektet MAB3 ved Ditte Tørring, Michele Seghetta, Marianne Thom-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

De velfærdsøkonomiske omkostninger ved fjernelse af kvælstof i tang er

bergnet til 2.106-7.718 kr./kg N. Omkostningen per kg N afhænger i høj

grad af biomasseudbyttet, som varierer mellem lokaliteter, samt N-

indholdet, som varierer med lokalitet og høsttidspunkt. Omkostningerne er

udtrykt i 2015-priser og beregnet med en diskonteringsrate på 4 %. Omkost-

ningerne per kg N er også beregnet med budgetøkonomiske priser, men det

er de velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger, der skal sammenlignes

med de øvrige virkemidler.

Værdien af reduktion af P, CO

mv. er ikke indregnet, da disse heller ikke er

indregnet for andre virkemidler.

Den høstede biomasse repræsenterer en værdi som råvareressource til føde-

varer, foder, højværdiprodukter og energi og muliggør genanvendelse af N

og P i et cirkulært ressource flow.

Denne værdi, i form af indtægter fra tangen, er heller ikke medregnet i be-

regningerne af omkostningseffektiviteten, da omkostninger og indtægter

ved forarbejdning af tang ikke er kendt. Projekterne MAB3 og Macrofuels vil

tilvejebringe ny viden herom. Indregning af en pris for tangprodukterne vil

naturligvis reducere omkostningerne per kg N, og både det forhold at salgs-

prisen ikke er medregnet, og at data er baseret på forsøgsanlæg med stort

potentiale for optimering medfører, at omkostningerne er overvurderede.

De budgetøkonomiske omkostninger for tangproducenterne fremgår af Ta-

bel 1 ovenfor. Hvis der ydes tilskud/subsidier til produktionen vil dette væ-

re en udgift for staten, mens det vil være en indtægt for tangproducenterne.

Der bør føres kontrol med mængden af høstet tang og tangens indholdsstof-

fer (tørstof, N, P og C). Øvrige parametre (f.x. metal indhold), bør kontrolle-

res af aftageren afhængig af anvendelsen af biomassen.

3.2.10 Hvilken viden mangler?

Opskalering af dyrkning

Realistisk estimering af potentialer for høstudbytte, og ikke mindst dyrk-

ningsomkostninger, kræver dokumenterede forsøg med dyrkning af tang i

stor skala i mere eksponerede havområder.

Langtidseffekter på havmiljø

Langtidseffekterne af dyrkning af tang på lokal biodiversitet (fyto- og

zooplankton, fisk, pelagiske invertebrater, bundfauna, flora, fugle, pattedyr)

skal undersøges, ligeledes også effekter på lokale strømforhold.

Placering af anlæg

En multi-kriterie screening af de danske havområder vil kunne identificere

de områder, hvor tangdyrkning som virkemiddel har højest omkostningsef-

fektivitet.

Teknologiudvikling

Idet tangdyrkning er et relativt nyt erhverv i Danmark (og Europa), skønnes

det, at der er et potentiale for at øge udbyttet og sænke produktionsomkost-

ningerne gennem teknologiudvikling. Tiltag til udvikling sker i samarbejde

mellem forskning og erhverv. I opstarten af en kommerciel produktion af

tang i Danmark kan godtgørelse for N-fjernelse være en økonomisk driver.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Selektiv avl

Høstudbyttet, samt biomassens kvalitet, skønnes at kunne optimeres gen-

nem selektiv avl.

Anvendelse af biomassen

I øjeblikket produceres og sælges sukkertang kommercielt i Danmark til fø-

devarer til en pris på mellem 50 og 200 DKK kg

-1

(vådvægt). Samtidig for-

skes i at anvende tangbiomassen i et bioraffinaderi, hvor der både produce-

res dyrefoder, energi og højværdiprodukter (MAB3, MAB4 og Macrofuels).

Analyser af den dyrkede tangs indhold af proteiner og aminosyrer tyder på,

at proteinindholdet er op til 13 %, med et højere indhold af svovlholdige

aminosyrer som methionin og lysin i forhold til landplanter, hvilket gør

tangprotein attraktivt i produktion af dyrefoder (Bruhn et al, submitted. Ma-

rinho et al, 2015. Nielsen et al, accepted). Foreløbige undersøgelser har imid-

lertid vist, at indholdet af arsen i sukkertang potentielt kan være et problem

for anvendelse af tang til foderbrug, men dette bør undersøges nærmere.

Andre arter end sukkertang

Der er stor interesse for at dyrke andre arter end sukkertang i Danmark. Det-

te gælder især andre brunalger som fingertang og blæretang, grønalger som

søsalat, og rødalger som søl og purpurhinde. Mange af disse arter vokser

langsommere end sukkertang, og vil derfor have en potentielt lavere om-

kostningseffektivitet. Omvendt vil flere af disse arter kunne vokse ved andre

forhold end sukkertang, bl.a. ved lavere salinitet, og de vil derfor kunne

dyrkes i andre havområder. Ligeledes vil flere af disse arter dels have et hø-

jere N-indhold, og dels repræsentere en højere værdi til fødevarer, foder og

højværdistoffer. Viden om produktionspotentialet og den potentielle om-

kostningseffektivitet for disse arter kræver nye undersøgelser.

3.2.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Albert KR, Bruhn A and Ambus P, (2013). Nitrous oxide emission from Ul-

va lactuca incubated in batch cultures is stimulated by nitrite, nitrate and

light.

Journal of Experimental Marine Biology and Ecology

448: 37-45.

Bartsch I, Wiencke C, Bischof K, Buchholz CM, Buck BH, Eggert A, Feuer-

pfeil P, Hanelt D, Jacobsen S, Karez R, Karsten U, Molis M, Roleda MY,

Schubert H, Schumann R, Valentin K, Weinberger F and Wiese J (2008). The

genus Laminaria sensu lato: recent insights and developments.

European

Journal of Phycology

43: 1-86.

Birkeland MJ (2009). Nitrogen accumulation and primary production by

Sac-

charina latissima

(Phaeophyceae) estimated from mathematical modelling

and experimental cultivation near a sea cage farm: a case study. pp. 1-37.

Bruhn A, Tørring DB, Thomsen M, Canal-Vergés P, NIelsen MM, Rasmussen

MB, Eybye KL, Larsen MM and Petersen JK. Impact of environmental condi-

tions on

Saccharina latissima

biomass yield, quality, and bio-mitigation capac-

ity. Submitted to

Aquaculture Environment Interactions.

Handa A, Forbord S, Wang XX, Broch OJ, Dahle SW, Storseth TR, Reitan KI,

Olsen Y and Skjermo J(2013). Seasonal- and depth-dependent growth of cul-

tivated kelp (Saccharina

latissima)

in close proximity to salmon (Salmo salar)

aquaculture in Norway.

Aquaculture

414: 191-201.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Kerrison PD, Stanley MS, Edwards MD, Black KD and Hughes AD (2015).

The cultivation of European kelp for bioenergy: Site and species selection.

Biomass and Bioenergy,

80, 229-242.

Marinho GS, Holdt SL and Angelidaki I(2015). Seasonal variations in the

amino acid profile and protein nutritional value of

Saccharina latissima

culti-

vated in a commercial IMTA system.

Journal of Applied Phycology

DOI

10.1007/s10811-015-0546-0

Marinho GS, Holdt SL and Angelidaki I (2015). Bioremediation of sugarkelp,

Saccharina latissima,

cultivated in a commercial off-shore integrated multi-

trophic aquaculture (IMTA).

Journal of Applied Phycology.

DOI:

10.1007/s10811-014-0519-8

Nielsen M, Krause-Jensen D, Olesen B, Thinggaard R, Christensen P and

Bruhn A (2014). Growth dynamics of

Saccharina latissima

(Laminariales,

Phaeophyceae) in Aarhus Bay, Denmark, and along the species’ distribution

range.

Marine Biology:

1-12.

Nielsen MM, Canal-Verges P, Petersen JK, Rasmussen MB and Bruhn A. Co-

cultivation of sugar kelp (Saccharina

latissima)

and blue mussels (Mytilus

edu-

lis)

in Limfjorden, Denmark, using mussel long line technology. Submitted

Botanica Marina

(a).

Nielsen MM, Manns D, D’este M, Krause-Jensen D, Rasmussen MB, Larsen

MM, Alvarado-Morales M, Angelidaki I and Bruhn A. Variation in mor-

phology and biochemical composition of

Saccharina latissima

and

Laminaria

digitata

along a salinity gradient in inner Danish waters.

Accepted to ALGAL

Research

Petersen JK, Timmermann K, Holmer M, Hasler B, Göke C and Zandersen M

(2013). Miljømuslinger: Muslinger som supplerende virkemiddel. Aarhus

Universitet

Seghetta M, Tørring DB, Bruhn A, and Thomsen M. Bioextraction potential

of macroalgae in Denmark - an instrument for circular nutrient manage-

ment.

Submitted to Resources, Conservation and Recycling

Stephens D, Capuzzo E, Aldrigde J, and Forster RM (2014). Potential

interactions of seaweed farms with natural nutrient sinks in kelp beds. The

Crown Estate, 36 pages. ISBN: 978-1-906410-60-5

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.3

Stenrev som marint virkemiddel

Anders Chr. Erichsen, Henrik Fossing, Jens Kjerulf Petersen og Anne Lise Middel-

boe (DHI)

3.3.1 Funktion

Store flerårige bundplanter som eksempelvis makroalger på stenbunden er

naturligt forekommende i et sundt vandmiljø i fjorde og langs kysterne.

Økosystemer, hvor primærproduktionen er placeret på bunden og er baseret

på ålegræs

og makroalger, rummer høj biologisk diversitet pga. deres 3-

dimensionale struktur, og fordi de er levested for et væld af mindre dyr og

planter. Bundplanterne forsinker derudover transporten af næringsstoffer,

producerer ilt på havbunden og er basis for lange fødekæder, som giver sta-

bile økosystemer. Stenrev som virkemiddel består derfor i at etablere hårdt

substrat for derigennem at skabe muligheder for makroalgevækst.

I forhold til Vandrammedirektivet er stenrev derudover blevet introduceret

som et virkemiddel til tilbageholdelse af især kvælstof. Et lavt iltindhold i

bundvandet kan føre til iltfrie forhold i fjordbunden og dermed øge frigivel-

se af næringsstoffer fra bunden. Blandes næringsstofferne i bundvandet der-

efter op i den fotiske zone af vandsøjlen, kan dette føre til en opblomstring af

planktonalger i vandet. Frigivelse af næringsstoffer fra sedimentet under ilt-

svind er uheldig, fordi det typisk sker om sommeren/efteråret, når plank-

tonalgernes vækst begrænses af lave næringsstofkoncentrationer i vandet.

Stenbund med makroalger er vigtig for iltforholdene i bundvandet i visse

områder, idet makroalgerne vokser og producerer ilt, når der er tilstrække-

ligt med lys. Makroalgerne sørger altså for, at iltproduktionen sker ved bun-

den og kan dermed påvirke iltkoncentrationerne i disse områder positivt så-

ledes, at de allerøverste få millimeter af havbunden forbliver iltet henover

sommeren, og derfor tilbageholder næringsstofferne i sedimentet. Derved

reduceres den interne belastning. Hvis der ikke findes sten eller andet hårdt

substrat, er der ingen fasthæftningsmuligheder for makroalgerne, og iltpro-

duktionen sker alene af plankton i vandsøjlen og på bunden, der har en kort

generationstid og derfor er hurtigt omsætteligt.

Bundplanter er endvidere langsomt nedbrydelige

. Det betyder, at biomasse-

produktionen (iltproduktion og optagelse af næringsstoffer) er tidsligt for-

skudt fra nedbrydningen (iltforbrug og næringsstoffrigivelse). De lettilgænge-

lige næringsstoffer tages derfor ud af det kredsløb, der er domineret af plank-

tonalger, og hvor produktion og nedbrydning er t æt koblet i tid, og nærings-

stofferne derfor løbende gøres tilgængelige igen (turn-over). Planktonkredslø-

bet får dermed mindre betydning. Så selvom de flerårige bundplanter ikke

fjerner næringsstoffer, kan de forsinke en del af frigivelsen til tidspunkter på

året, hvor nærringstoffer ikke er begrænsende for væksten af plankton.

Som det er beskrevet for ålegræs, har stenrev imidlertid flere funktioner. I

kystvandene på det lave vand, hvor tilstrækkeligt med lys når bunden, er

makroalger de naturligt dominerende primærproducenter på den hårde

bund. Makroalger har fasthæftningsorganer, som binder dem fast til sten og

klipper. De kan ikke sidde fast på blød bund, så hårdt substrat er altafgø-

rende for tilstedeværelsen af makroalger.

Se beskrivelse af ålegræs som virkemiddel

Havgræsser nedbrydes langsommere (halveringstid 35 dage) end makroalger (halveringstid 17 dage, Banta et al. 2004).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Stenrev er en generel betegnelse for områder med hård bund og begrebet

dækker bredt fra områder med spredte store sten på den bløde bund til

egentlige rev, hvor mængden af sten får revet til at hæve sig væsentligt over

den omkringliggende havbund.

Stenrev er naturligt forekommende sammen med de habitater, der knytter

sig til stenrev, men i mere end 200 år blev der i de danske farvande (indtil

2010) drevet fiskeri efter sten til brug ved bygning af havnemoler og kystsik-

ringsanlæg. Det skønnes, at der alene fra 1960 - 2009 er fjernet 40 km

sten

fra de indre danske farvande. Dermed er mangel på egnet hårdt substrat og-

så en begrænsede faktor for, at makroalgerne kan etablere sig i kystvandene.

Veletablerede og sunde bestande af flerårige primærproducenter som ålegræs

eller makroalger er en af forudsætningerne for at opnå en god og stabil miljø-

tilstand i vores fjorde og langs kysterne. Den hårde bund spiller dermed en

vigtig rolle i det kystnære økosystem, når den koloniseres af artsrige samfund

af planter og dyr. Hårdbundens flerårige makroalger sikrer bl.a., at iltproduk-

tionen også sker på bunden, og da de er langsomt omsættelige (reduceret

turn-over) er de basis for lange fødekæder (Rooney & McCann 2012). Derud-

over mindsker sten og vegetation re-suspension af sediment, og samfundene

på stenene spiller en væsentlig rolle i ilt- og næringsstofomsætningen.

3.3.2 Egnede områder

Før den endelige beslutning træffes om etablering af stenrev som et marint

virkemiddel, skal det specifikke vandområde undersøges for aktuelle place-

ringer, da der er en række krav, der skal være opfyldt, før et stenrev kan

forventes at have den tilsigtede funktion, dvs. en forbedring af den økologi-

ske tilstand ved at flytte en del af primærproduktionen til bunden, sikre va-

rierede habitater og lange stabile fødekæder.

Der kan være andre grunde til at etablere stenrev, selvom det ikke flytter en

del af primærproduktionen til bunden, men dette er ikke behandlet nærme-

re i denne beskrivelse; her er udelukkede fokuseret på etablering af stenrev

med makroalger i relativt lavvandede kystnære områder.

Kravene til den enkelte lokalitet, hvor der påtænkes etableret et stenrev, kan

beskrives som:

•

Lys:

For at sikre vækst på stenrev med makroalger skal de(t) etableres, så

der er tilstrækkeligt med lys ved bunden til at understøtte makroalgernes

vækst. Makroalger behøver en specifik mængde af lys for at vokse og

producere ilt.

•

Iltforhold:

Stenrev må ikke placeres i områder med hyppige iltsvind, da

makroalger ophører med at producere ilt og dør efter omkring 12 til 72

timer uden ilt (Tappert, M, 2014; Mundt, M.B., 2014).

•

Bæreevne:

Bunden skal være tilstrækkelig stabil til at kunne bære vægten

af de udlagte sten.

Hvis ønsket er at etablere et stenrev, der kan øge iltindholdet i bundvandet

og derigennem påvirke tilbageholdelsen af næringsstoffer, er der yderligere

krav, der skal være opfyldt:

•

Vandudveksling:

Fjorden eller kystområdet bør være en del af et større

sammenhængende vandområde, hvor der er en relativ stor vandtrans-

port langs havbunden. Dette krav skal sikre, at bundvand med forhøjet

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

iltindhold skabt på mindre velafgrænsede stenrev kan spredes med

bundstrømmen og dermed forbedre iltforholdene i et område, der er

mange gange større end selve stenrevet.

•

Lave iltkoncentrationer:

For at kunne påvirke iltforholdene skal revet pla-

ceres i et område, der periodevist rammes af lave iltkoncentrationer om

sommeren, men hvor makrolagernes iltproduktion er tilstrækkelig til at

modvirke iltsvind på selve revet, og hvor årsagen til iltsvindet blandt an-

det er frigivelse af næringsstoffer fra sedimentet (intern belastning).

•

Iltsvind:

Samtidigt må området ikke rammes af et iltsvind, der er så kraf-

tigt, at algerne dør. På stenrev, som rammes af iltsvind af en vis varighed,

kan makrolagerne potentielt dø. I sådanne tilfælde vil nedbrydning af

den ekstra biomasse af alger udløse et ekstra iltforbrug. To studenter-

projekter har vist, at makroalger, der rammes af iltsvind, ophører med at

producere ilt og dør efter omkring 12 til 72 timer (Tappert M. 2014;

Mundt MB. 2014). Effekten af iltsvind på makroalger på stenrev er dog

ikke kendt i detaljer.

•

Iltproduktion:

En forudsætning for en øget iltproduktion i bundvandet er,

at iltproduktionen er større end iltforbruget. En forudsætning for det er,

at stenene primært koloniseres af makroalger og ikke af epifauna, som er

iltforbrugende. I nogle områder kan store nedslag af muslinger og sø-

punge betyde at kun få makroalger overlever.

For uddybning af ovenstående henvises til Møhlenberg et al. (2013).

3.3.3 N fjernelse

Under længerevarende iltsvind øges frigivelsen af næringsstoffer fra sedi-

mentet (såkaldt ”intern belastning”), og der ophobes uorganisk (biotilgæn-

geligt) kvælstof og fosfor i bundvandet. Ved efterfølgende vindinduceret

opblanding bliver næringsstofferne bragt til overfladevandet og gjort til-

gængelige for øget pelagisk algevækst. Frigivelse af næringsstoffer fra sedi-

mentet under iltsvind er særlig uheldig, fordi det typisk sker om sommeren

og efteråret, hvor planktonalgernes vækst ellers er begrænset af lave næ-

ringsstofkoncentrationer.

I nogle vandområder er den interne belastning en betydende faktor også set i

forhold til den landbaserede tilførsel. Den potentielle effekt af stenrev for næ-

ringsstofdynamikken i et vandområde forudsætter derfor, at der produceres

tilstrækkeligt med ilt under springlaget, så der ikke opstår iltsvind, og næ-

ringsstoffer dermed frigives fra fjordbunden til bundvandet. Dertil kommer,

at ilt i bundvandet ligeledes favoriserer den gravende fauna, der ved deres

pumpe- og graveaktivitet er medvirkende til at ilte sedimentet yderligere i

dybden og dermed holde bufferkapaciteten høj, altså en positiv feedback.

Stenrev fjerner ikke kvælstof, men kan potentielt hindre frigivelse af næ-

ringsstoffer fra havbunden (dvs. reducere den interne belastning) gennem

iltning af bundvandet og de øverste få millimeter af havbunden. Den poten-

tielle virkning (kg N tilbageholdelse/ha/år) er omdiskuteret, fordi betyd-

ningen af en række processer ikke er kvantificeret:

1. Ilt-overskuddet afhænger af algernes iltproduktion samt både dyr og plan-

ters iltrespiration. Begge dele kan kun forudsiges med stor usikkerhed.

2. Sedimentets bufferkapacitet er væsentlig for, hvor lang tid der kan være

iltsvind, inden der frigives næringsstoffer. Det er muligt, at en generelt

godt iltet havbund, f.eks. i forbindelse med et stenrev, vil have større buf-

ferkapacitet sammenlignet med en bund uden rev.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3. Betydningen af den tidslige forskydning mellem iltproduktion om som-

meren og iltforbrug ved nedbrydning gennem efterår/vinter kan være

afgørende for effekten.

4. Den potentielle virkning af et stenrev formodes at være meget lokalitetsbe-

stemt, og måleresultater kan ikke umiddelbart overføres mellem lokaliteter.

5. Effekten afhænger af iltsvindets intensitet og udbredelse, faktorer som

varierer mellem årene.

6. Det er kun i begrænset omfang afklaret, hvad der sker med makroalger,

der rammes af kortere eller længerevarende iltsvind. Hvor hurtigt vil de

dø og hvad betyder det for ilt- og næringsstofdynamikken?

Selvom de flerårige bundplanter ikke fjerner næringsstoffer, kan de reducere

turn-over og forsinke en del af frigivelsen til tidspunkter på året, hvor væk-

sten af plankton ikke er næringsstofbegrænset.

I dag foreligger der ikke dokumentation (dvs. direkte målinger), der kan

kvantificere N-effekten ved genetablering af stenrev (Jørgensen et al. 2013).

Der foreligger modelberegninger for den mulige virkning af spredte stenrev

i de centrale dele af Limfjorden (Møhlenberg et al. 2013). Modelberegnin-

gerne viser at etablering af stenrev af en vis udstrækning (2 km

) kan redu-

cere kvælstof-fluxen fra sedimentet om sommeren i et relativt betydeligt om-

fang. Modelberegningerne bygger på flere antagelser (se Møhlenberg et al.

2013 for en nærmere gennemgang), der efterfølgende er rejst tvivl om, og

bør opdateres og udvides med sensitivitetstest mht. de vigtigste antagelser.

Der er i dag flere initiativer i gang, som sigter på at etablere et stenrev og

indhente de første erfaringer og dokumentation af stenrev som virkemiddel

i henhold til N-tilbageholdelse. Blandt andet er der udarbejdet en forskning-

og udviklingsplan (F&U plan), der over en tidhorisont på minimum fem år

vil kunne skaffe det nødvendige datagrundlag til at kvantificere N-effekten

ved genetablering af stenrev (Jørgensen et al. 2013). En dokumentation som

dog kun gennem etablering af et stenrev med fokus på N-tilbageholdelse

endeligt kan verificere/afvise effekterne. F&U planen bør imidlertid opdate-

res med litteraturinformationer om algernes nedbrydningshastigheder og

iltforbruget i forbindelse hermed for mere præcist at kunne kvantificere po-

sitive såvel som negative effekter. Derudover bør makroalgevæksten og ilt-

produktion, sedimentets buffer kapacitet mm. ved forskellige vanddybder

undersøges på den enkelte lokalitet over hele sommerhalvåret før evt. etab-

lering igangsættes.

3.3.4 P fjernelse

Det er ikke umiddelbart muligt at kvantificere effekten af stenrev på P-

tilbageholdelse på samme måde som ved tilbageholdelsen af N. Dels har der

ikke på samme måde været fokus på fosfortilbageholdelsen i tidligere estima-

ter (Møhlenberg et al. 2008), og dels vil alle estimater, som for N, været meget

lokalitetsbestemte. P-tilbageholdelsen er ydermere meget følsom overfor

svingninger i koncentrationen af ilt i bundvandet og dermed dybden af det il-

tede lag i sedimentet, da især den jernbundne P-pulje i sedimentet er meget

labil og i mange områder relativt stor/betydende. Derfor vil bedre iltforhold

sandsynligvis begrænse udstrømningen af P i større grad end for N, og denne

reduktion af P vil medføre en positiv miljøeffekt, som ikke er kvantificeret i

områder, hvor det er P, der er begrænsende for algeproduktionen. Arealeffek-

tiviteten påvirkes af de samme faktorer som beskrevet for N.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

For P foreligger der heller ikke datagrundlag (dvs. direkte målinger) og hel-

ler ikke modelanalyser, der kan kvantificere P-effekten ved genetablering af

stenrev. P-effekten vil blive undersøgt gennem samme F&U-plan, som er

opstillet vedr. N-effekten.

3.3.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Lyseksponerede stenrev besidder en stor artsrigdom af både flora og fauna

og er biologisk højproduktive og meget værdifulde fourageringsområder for

fisk og marine pattedyr (Dahl et al. 2003; Støttrup et al. 2013).

Bundplanter sikrer stor biologisk diversitet og er et naturligt kystværn. Store

flerårige makroalger danner med deres faste, oprette og grenede thallus 3-

dimentionelle strukturer, der fungerer som fasthæftningsgrundlag, skjul og

fødesøgningsmulighed for mange små dyr og planter. Områder med bund-

planter har derfor en stor rigdom af arter og en stor sekundær produktion

sammenlignet med områder uden vegetation (Edgar et al. 1994). Eksempel-

vis blev der på én ca. 30 cm høj plante af savtang (Fucus

serratus)

fundet

25.000 dyr fordelt på forskellige arter af fx snegle, muslinger og tanglopper

(Hagerman 1966). Modsætningen er en sand- eller mudderbund, hvor der

afhængigt af stedet findes typisk 1000 individer fordelt på 40 arter dyr/m

Ligeledes viste en undersøgelse på et rev i det sydlige Kattegat, at de under-

søgte 4 m

indeholdt 67 algearter og 19.000 dyr fordelt på 163 forskellige ar-

ter (Dahl et al., 2003).

Desuden er stenrev en naturlig del af et stabilt økosystem. I områder med

bundplanter er det organiske stof i sedimentet domineret af langsomt om-

sætteligt plantemateriale, som anses for at være basis for stabile fødekæder

og dermed grobund for et fødenet med mange bunddyrsarter og mange ar-

ter med lang levetid. Disse samfund kan understøtte en stor produktion af

bundlevende fisk og har stor betydning for biodiversiteten. Når balancen

mellem planteproduktionen ændrer sig, så det ikke længere er bundplanter,

men planteplankton i vandsøjlen, der dominerer, bliver det let omsættelige

plankton basis for fødekæden i stedet for det langsomt omsættelige døde or-

ganiske stof fra de flerårige bundplanter. Dette fører til et skifte i sammen-

sætningen af bunddyr, der ændres fra at være domineret af store arter, der

æder dødt organisk stof, til at være domineret af filtratorer som fx muslin-

ger. Denne ændring har igen betydning for de højere led i fødekæden.

Bestande af flerårig vegetation på både hård og blød bund danner et natur-

ligt kystværn, fordi deres blade dæmper bølgernes bevægelser. Når bund-

planterne følger med vandets bevægelser i brændingen og bøjer for strøm-

men, dæmper de også vandstrømmens hastighed hen over bunden og for-

mindsker erosion af sedimentet.

Ved at etablere stenrev forventes det derfor, at et stenrev indenfor en tids-

ramme på 3-5 år vil bidrage med mere natur i form af øget biodiversitet og

større bestande af både makroalger, bundfauna og fisk (Støttrup et al., 2013).

Dermed kan etablering af stenrev direkte påvirke VRD indikatoren biodi-

versitet positivt (dvs. give området et højt DKI-indeks). Det er godt for natu-

ren, og derudover kan stenrev også udvikle sig til rekreative undervandslo-

kaliteter med spændende naturoplevelser for bl.a. sportsdykkere.

Erfaringerne med effekter af (re)etablering af stenrev, der forbedrer miljø-

kvaliteten generelt, stammer primært fra åbne havområder og vil måske væ-

re anderledes i fjorde. Det gælder umiddelbart betydningen for kystværn,

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

men kan også være anderledes i forhold til f.eks. sedimentforholdene om-

kring revene. For så vidt forfatterne til dette afsnit er orienteret, er der ingen

dokumenterede studier af effekten af re-etablering af stenrev i fjorde.

3.3.6 Potentielle skadelige effekter

I udgangspunktet er der ingen skadelige (miljø-) effekter forbundet med

etablering af stenrev

, hvis de(t) udlægges rigtigt. Stenrev er oprindeligt na-

turligt forkomne men er forsvundet fra en række lokaliteter ved antropogen

påvirkning gennem bl.a. stenfiskeri.

Forhold, som har givet anledning til bekymring, er, hvad der sker, hvis et

eventuelt iltsvind i/og omkring et stenrev slår flora og fauna på revet ihjel.

Gennem nedbrydningen af det døde organiske materiale kan der potentielt

skabes yderligere iltsvind og frigivelse af næringsstoffer i stedet for at redu-

cere den interne belastning

. Der er også bekymring for, at en makroflora på

stenrev ikke kan etablere sig pga. græsningstryk fra den fauna, der befolker

stenrevene. Sker dette, kan stenrevene udvikle sig til at være iltforbrugende

og ikke som tilsigtet iltproducerende.

Kolonisering af stenrev bør undersøges i relevante områder, især i forhold til

stenrev som et virkemiddel til tilbageholdelse af næringsstoffer, som skal

placeres i områder, hvor iltsvind udgør en trussel, og hvor den interne be-

lastning er betydende. I sådanne områder kan uheldige kombinationer af

vind, vejr og næringsstoftilførsler (eksterne og interne tilførsler) skabe hæn-

delser, som påvirker et evt. stenrev negativt. Derfor skal et stenrev placeres

med omhu og under hensyntagen til at sådanne ’ekstreme’ hændelser ikke

må forekomme for ofte.

3.3.7 Drivhusgasser

Stenrev har ingen betydende effekter på drivhusgasser. Der vil dog være en

betydelig CO

påvirkning ifm. selve etableringen.

3.3.8 Pesticider

Ingen kendte positive eller negative effekter i forhold til pesticider.

3.3.9 Økonomi

Det overordnede F&U-budget, der er opstillet for at kunne tilvejebringe et

fyldestgørende og solidt fagligt grundlag for en vurdering af, om genetable-

ring af spredte stenrev vil kunne udgøre et supplerende og kosteffektivt vir-

kemiddel i de centrale dele af Limfjorden, udgør 21 mio. kr. (Jørgensen et al.,

2013).

En egentlig etablering af et 2 km

stenrev med spredte sten med en størrelse

på 30-40 cm er over-slagsmæssigt vurderet til at koste mellem 100 og 300

mio. kr. inklusiv transport og udlægning (1, 4).

Der vil dog være et betydeligt udslip af CO

forbundet med at bryde sten og fragte dem fra Norge til Danmark. I den

forbindelse kan det være mere hensigtsmæssigt at producere rev af beton/skaller mm., se evt. rapport på DSCs hjemme-

side.

Det tager tid (minimum 5 år), at opbygge en høj permanent biomasse på større vanddybde, hvor lysforholdene er sub-

optimale. Derudover er det ikke 100 % sikkert, at revene i sidste ende bliver koloniseret af makroalger. Derfor skal fre-

kvensen af potentielt kritiske events analyseres og være sjældnere end mindst 5 år

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.3.10 Hvilken viden mangler?

I dag foreligger der ikke en tilstrækkelig dokumentation (dvs. direkte må-

linger), der kan kvantificere positive og negative effekter af genetablerede

stenrev i forhold til produktion af ilt og tilbageholdelse af næringsstoffer

(Jørgensen et al., 2013). Der er tidligere lavet modelberegninger, som sand-

synliggør effekterne. Efterfølgende analyser har imidlertid rykket ved nogle

af de basale antagelser om især makroalgernes iltproduktion, der er inklude-

ret i modelanalysen, hvorfor modelberegninger bør understøttes af målin-

ger, før der tages endelig beslutning om etablering af stenrev med henblik

på at tilbageholde næringssalte. Den optimale test vil være at etablere sten-

rev i ”steps”, så det gradvist dækker dybere og dybere områder, og virknin-

gen løbende kan måles og anvendes til optimering af modelforudsigelserne.

Makroalger på hårdt substrat har med sikkerhed en række positive effekter

på biodiversiteten og på binding af næringsstoffer i de omkringliggende se-

dimenter henover vækstperioden. Det er dog endnu ikke kvantificeret, i

hvor stor grad positive feedback mekanismer ift. mindsket re-suspension og

en primærproduktion, som er delvist flyttet fra vandsøjlen til bunden, kan

påvirke større områder og dermed være en del af en løsning, hvor økosy-

stemet stabiliseres.

Stenrev som virkemiddel til at reducere næringsstoffrigivelsen bygger på en

antagelse om, at etablering af stenrev med iltproducerende makroalger lo-

kalt vil reducere frigivelsen af næringsstoffer fra fjordbunden, mindske

væksten af pelagiske alger og dermed også forbedre lysforholdene. Størrel-

sen af sådanne positive selvforstærkende effekter er ikke undersøgt (heller

ikke med modeller), men mekanismen kan potentielt være betydende og vil

medføre, at arealer med tilstrækkeligt lys til vækst af makroalger vil øges

gradvist, i takt med at bestandene af makroalger øges.

Generelt set er kendskabet til lysforholdenes rumlige udbredelse behæftet

med betydelig usikkerhed. I dag måles typisk på dybere dele af de enkelte

fjordsystemer og kystnære områder, men der er usikkerhed om lysnedtræn-

gen på disse lokaliteter også gælder for de mere lavvandede kystnære om-

råder, især i de områder hvor man finder det hårde substrat.

Afslutningsvis mangler også praktiske og økonomiske erfaringer med, hvor-

dan makroalger mest effektivt genetableres på stenrevene, dvs. om der er

driftsomkostninger forbundet med stenrev udover etableringsomkostninger.

Også efter en potentielt kritisk hændelse, hvor eventuelle eksisterende makro-

alger dør. Der vil være en naturlig konkurrence om det hårde substrat mellem

eksempelvis makroalger og muslinger mm. Effekterne på N og P er under an-

tagelse af, at stenrevene dækkes med makrolager. Muslinger vil potentilt have

andre (positive og negative) effekter, men de er ikke adresseret her.

3.3.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Dahl K, Lundsteen S & Helmig SA (2003). Stenrev – havbundens oaser.

Danmarks Miljøundersøgelser og Gads Forlag. 107 pp.

Godbold JA, Solan M & Killham K (2009) Consumer and resource diversity

effects on marine macroalgal decomposition. Oikos 118: 77-86

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Jørgensen TB, Andersen JH (redaktion), Dahl K, Fossing H, Hansen JW,

Markager S, Stæhr P, Møhlenberg F, Støttrup J, Andersen P, Nicolaisen J,

Nejrup L, Andersen T, Wiborg IA, Petersen JK & Jensen JB (2013). Tilveje-

bringelse af et fagligt grundlag for genetablering af spredte stenrev i de cen-

trale dele af Limfjorden. Limfjordsrådet. 36 sider.

Kristensen E & Mikkelsen OL. (2003) Impact of the burrow-dwelling poly-

chaete Nereis diversicolor on the degradation of fresh and aged macroalgal

detritus in a coastal marine sediment. Mar Ecol Progr Ser 265: 141_153.

Mundt MB (2014). Tolerance over for anoxi hos brunalgen Fucus Vesiculo-

sus. Bachelorprojekt, Københavns Universitet.

Møhlenberg F, Andersen JH (red.), Murray C, Christensen PB, Dalsgaard T,

Fossing H & Krause-Jensen D (2008). Stenrev i Limfjorden: Fra naturgenop-

retning til supplerende virke-middel. DHI rapport, 45 pp. + bilag.

Møhlenberg F, Poulsen RN & Andersen JH (2013). Metode til og foreløbig

screening af områder hvor etablering af stenrev kan anvendes som virke-

middel i vandplanlægningen. DHI rapport, 16 pp. + bilag.

Rooney N & McCann KS (2012). Integrating food web diversity, structure

and stability.Trends in Ecology and Evolution 27:40-46

Støttrup JG, Stenberg C, Dinesen GE, Christensen HT & Wieland K (2013).

Stenrev. Gennem-gang af den biologiske og økologiske viden, der findes om

stenrev og deres funktion i tempererede områder. DTU Aqua-rapport nr.

266-2013. Institut for Akvatiske Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet.

57 pp.

Tappert M (2014). Effects of oxygen depletion on marine macroalgae. Spe-

cialerapport, Aarhus Universitet.

Tenore KR, Cammen L, Findlay SEG & Phillips N (1982). Perspectives of re-

search on detritus: Do factors controlling the availability of detritus to mac-

roconsumers depend on its source? J Mar Res 40: 473-490.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.4

Reetablering af ålegræs

Mogens R. Flindt, Annette Bruhn & Flemming Gertz

3.4.1 Funktion

Sunde ålegræspopulationer er afgørende for miljøtilstanden i vore lavvan-

dede farvande. Ålegræs optager, indbygger og lagrer næringssalte og kul-

stof, og producerer ilt. Ålegræsbede med tilstrækkelig tæthed og arealud-

bredelse kontrollerer det fysiske miljø ved at dæmpe strøm og bølger. Her-

ved reduceres resuspensions-styrken og -hyppigheden, hvilket gør vandet

klarere, og beskytter kysterne mod erosion.

Planterne udgør fysiske strukturer og deres blade øger arealet af tilgængeli-

ge overflader en faktor 100 i forhold til et område med nøgenbund. Bladene

skaber fæste for opvækst af søpunge og snegle, blåmuslinger, rejer og anden

fauna som assisterer med at filtrere vandsøjlen, og skabe miljøstabilitet.

Ålegræsproduktionen nedbrydes primært via detritus-fødekæden, da åle-

græsvæv har et højt indhold af strukturelt kulstof, som bakterier har svært

ved at nedbryde. Der er derfor meget mindre risiko for iltsvind, når produk-

tionen er baseret på ålegræs fremfor fytoplankton og opportunistiske ma-

kroalger (Flindt et al. 1999, Valdemarsen et al. 2014).

Bundfaunaen stimuleres af store mængder ålegræs-detritus, og den øgede

mængde bundfauna danner efterfølgende fødegrundlag for højere trofiske

niveauer som fisk og fugle. Arealudbredelsen og produktionen af ålegræs

øger dermed de marine områders produktion og biodiversitet (Gutiérrez et

al. 2011). Ved den produktionsbetingede optagelse af næringssalte reduceres

næringsstof-turnoveret i systemerne betragteligt, således at færre nærings-

salte bliver tilgængelige for fytoplankton og hurtigt voksende makroalger,

hvilket har positiv effekt på miljøtilstanden i form af bedre iltforhold og for-

bedret lysklima (Flindt et al. 1999).

De næringsstoffer og den CO

, som ålegræsset optager, lagres i den stående

biomasse over og i havbunden, i de ophobede lag af død ålegræsbiomasse i

havbunden under engene, i løsrevet ålegræs-materiale samt i sekundærpro-

ducenter, der lever af ålegræs. Derudover er der en tilbageholdelse af næ-

ringsstoffer og kulstof fra det materiale, der sedimenterer i ålegræsengene

(Fourqurean et al, 2012). Når ålegræsset og det øvrige organiske materiale

nedbrydes, frigives næringsstoffer og CO

igen til havmiljøet, men den mid-

lertidige tilbageholdelse i ålegræsset gennem vækstperioden forhindrer, at

næringssaltene er til rådighed for plankton. Kun med ålegræs, der retableres

på nye arealer, der begraves i havbunden, samt med ålegræs, der løsrives og

skyller på land og anvendes et andet sted, sker en decideret fjernelse af N, P

og CO

fra systemet.

Forudsætningen for at implementere udplantning/udsåning af ålegræs som

virkemiddel er, at ålegræsenge anlægges og etableres i nye, egnede områder

og/eller, at eksisterende ålegræsenge udbygges.

Hindringer for en retablering af ålegræs

Den naturlige ålegræsretablering foregår meget forsinket i forhold til næ-

ringsstofaflastningen. Ydermere er ålegræsset stadig i tilbagegang i mange

marine områder, endskønt den landbaserede næringsstof-belastning til de

pågældende områder er reduceret med 50% og 80% for henholdsvis N og P

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

de sidste 25 år. Når ålegræsset er forsvundet, har det vist sig vanskeligt og

meget ressourcekrævende at få det tilbage igen. Forvaltningsmæssigt er det

derfor vigtigt at bevare og beskytte de eksisterende ålegræsbestande (Cunha

et al.

2012). Nationale overvågningsdata (NOVANA) viser, at de seneste årti-

ers reduktioner i næringsstofudledningen til havmiljøet nu har resulteret i

spæde tegn på en øget ålegræsdybdegrænse, men kun på stationer i de ydre

del af fjordene (Riemann et al, 2015). Det viser imidlertid at reduktion af de

landbaserede udledninger er vigtigt for at fremme/fastholde et svagt for-

bedret lysklima og dermed en potentiel større dybdeudbredelse af ålegræs.

Økosystemsmæssigt er det mest betydende tab af ålegræsbede imidlertid

tabet af de højproduktive lavvandspopulationer, som stadig har store pro-

blemer med retableringsprocessen.

I vind- og bølge-eksponerede kyst- og fjord-områder, som tidligere husede

frodige ålegræsbede, er bundforholdene blevet for grovkornede (grus, ral,

sten og skaller) til at ålegræsset umiddelbart kan vokse. Dette skyldes, at der

ikke længere findes naturlige mekanismer, som sikrer aflejring og tilbage-

holdelse af finkornet materiale. Der er altså funktionelt tabt habitat. Tilsva-

rende har mange års høje næringsstoftilførsler medført, at fjordenes beskyt-

tede og dybere områder har fået tilført ekstra meget organisk materiale,

hvorved sedimenternes forankringskapacitet er svækket (Flindt et al. 2007,

Lillebø et al. 2012). Disse organisk rige sedimenter har svært ved at konsoli-

deres - bunden kan bedst beskrives som flydende mudder, og er ikke længe-

re et velegnet substrat for ålegræsplanter. De store puljer af organisk materi-

ale ikke naturligt omsættes indenfor en kort tidshorisont (Valdemarsen et al.

2014), og arealer med organisk rige sedimenter er dermed også funktionelt

tabte som ålegræshabitat. Ålegræssets frøbank har også vist sig at være sår-

bar overfor fysik. I lavvandede områder, reducerer bølger og strøm frøban-

ken over sæsonen, således at der i nogle systemer mangler frø til understøt-

telse af den naturlige retablering.

Restaureringsforsøg

Overordnet er der 2 metoder til restaurering. 1) Enten høst af frø og efterføl-

gende såning eller 2) Transplantation af planteblokke eller apikale skud. Der

er brugt rigtig mange ressourcer på at få retableret havgræsser på internati-

onalt plan (USA, Australien, Asien, Spanien, Italien, Holland, Portugal, Sve-

rige etc.). Mens der er få eksempler på succes med udplantning af ålegræs

(McGlathery

et al.

2012), er der desværre flest eksempler på at aktiviteterne

ikke lykkes. Det er derfor vigtigt at ålegræsrestaureringsforsøg foregår vi-

densbaseret og bygger på tidligere erfaringer med best-practice (Marion &

Orth 2010, Cunha et al. 2012). Ålegræsrestaureringsforsøg er oftest blevet

udført i områder som tidligere har huset havgræsser, da man forventede

størst succes i sådanne områder. Den manglende retablerings-succes skyldes

formentlig at miljøtilstanden ikke har været ordentlig undersøgt i mange

forsøgsområder, idet miljøet ændres totalt efter tabet af den rodfæstede ve-

getation. Det er derfor under restaurerings-initiativer helt afgørende at habi-

tatets egnethed vurderes og om nødvendigt, at der gøres tiltag der afhjælper

eller forbedrer habitatet i forbindelse med restaureringen.

Der er i alt på verdensplan gennemført knap 2000 restaurerings-aktiviteter,

som tilsammen har resulteret i 24.1 km

retablerede havgræs-bede. Af disse

udgør Orth-gruppens Virginia-aktiviteter i og omkring Chesapeake Bay 22.5

eller 93 % af succes-udfaldet (van Katwijk, pc.). Den overvejende gode

succesrate af Orth-gruppens arbejde er sket med baggrund i anvendelse af

frø i form af høst og efterfølgende spredning/såning. Et review af globale er-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

faringer med restaurering af ålegræsbede viser, at stor-skala transplantation

fremmer succesraten (van Katwijk et al,

in press).

I det danske NOVAGRASS forskningsprojekt har det indtil videre ikke væ-

ret muligt at retablere ålegræs ved frøspredning på lavvandstationer pga.

tilstedeværelse af presfaktorer bl.a. stor sedimentmobilitet, suboptimal for-

ankringskapacitet (Flindt et al. 2007; Lillebø et al. 2012), ballistiske effekter

fra makroalger (Valdemarsen et al. 2010), og tab af frøbank og spirer forår-

saget af sandorm (Valdemarsen 2011). Retableringsmulighederne i Danmark

bliver derfor væsentligt mere udfordret end i f.eks. Chesapeake Bay.

Der er derimod dokumenteret retableringssucces ved at anvende transplan-

tationsteknikker. Her er uforstyrrede ålegræsskud og individuelle apikal-

skud høstet i moderbede og transplanteret til områder, hvor der tidligere

voksede ålegræs. De bedste resultater viser en forøgelse i skudantal på ca.

500 % i løbet af første vækstsæson (upublicerede NOVAGRASS resultater

fra vækstsæsonen 2015).

3.4.2 N fjernelse

N indbygges i ålegræssets blade og rodsystemer, og ålegræsenge udgør en

stabil pulje af organisk bundet N, hvis størrelse afhænger af engens udbre-

delse, tæthed og alder. En egentlig N-fjernelse forekommer kun i områder,

hvor ålegræsset retableres, det permanent begraves eller eksporteres. Alle

processerne bidrager til reduktionen i tilgængeligheden af N-næringssalte

for lyssvækkende fytoplankton og hurtigtvoksende makroalger.

N-immobiliseringen baseret på planternes produktion er meget højere end

den til enhver tid stående biomasse. Dette skyldes ålegræs-plantens vækst-

strategi. De enkelte skud kan kun huse 6 blade, ved efterfølgende bladfor-

yngelse i skuddene kastes det ældste blad. Denne vækststrategi opfatter

mange havgræsforskere som en nødvendig tabsproces, der sikrer at planten

skiller sig af med skyggende epifytter, og derved optimerer lysforholdene på

de til en hver tid eksponerede bladflader. En stor del af de afstødte blade

flyder og transporteres derfor med vandstrømmen ud af fjordene eller skyl-

les op på land og mineraliseres efterfølgende. Argumentet for at benytte

produktionen som grundlag for N-immobiliseringen er, at alt produceret

biomasse ligeværdigt indgår i N-immobiliseringen, da al plantematerialet er

svært nedbrydeligt. Den til tiden bundne N-pulje, nettobegravelsen af plan-

temateriale samt den plantebundne næringsstoftransport er vigtig, men re-

duktionen i vandmiljøets N-turnover er vigtigst for miljøtilstanden. Miljø-

konsekvensen af ændret N-turnover fremgår af følgende eksempel:

En fjord med en opholdstid på 1 år belastes med 500 ton N. Er produktionen

baseret på fytoplankton og opportunistiske makroalger med N-turnover på

> 10 år

-1

– bliver den funktionelle belastning 5000 ton N år

-1

. Er produktio-

nen i stedet baseret på ålegræs med N-turnover på 1 år

-1

– bliver den funkti-

onelle belastning 500 ton N. Den reelle belastning er altså 10 X højere, når

produktionen foretages af opportunistiske makroalger end, når ålegræsset

dominerer produktionen. Det er altså forståligt at vore fjorde ikke opnår

bedre miljøtilstand, da de stadig er domineret af opportunistiske primær-

producenter.

Pedersen og Borum (1993) opgjorde N-immobiliserings-kapaciteten for åle-

græs, og de fandt, at det vækstbetingede N-optag var 34,5 g N m

-2

år

-1

(= 345

kg N ha

-1

år

-1

). Dette er formentlig i den høje ende, da ikke alle lavvandede

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

fjordområder huser tætte ålegræsbestande. Flindt beregnede for Odense

Fjord (https://www.youtube.com/watch?v=tqcJesWgpnA) at ålegræspopu-

lationen på lavvandsområderne i referencetilstanden formentlig immobilise-

rede omkring 200 kg N ha

-1

år

-1

, altså en noget lavere N-immobilisering end

Pedersen og Borum estimerede, men dog i samme størrelsesorden, hvilket

dokumenterer denne økosystem-funktion. Denne arealeffekt er produkti-

onsafhængig og derfor meget afhængig af den stående biomasse, da åle-

græssets maksimale vækstrate (V

max

) er genetisk bestemt.

Samlet immobiliseringseffekt: op til 200-350 kg N ha-1 år

-1

3.4.3 P fjernelse

I forbindelse med ålegræssets produktion immobiliseres fosfor (P) også ved

det vækstbetingede optag af fosfat. I tilfældet, hvor immobiliseringen var

345 kg N ha

-1

år

-1

(Pedersen & Borums 1993) vil P-immobiliseringen være

omkring 25-40 kg P ha

-1

år

-1

under forudsætning af klassiske N/P-ratio i åle-

græsbiomassen (Enriquez 1993, Flindt & Lillebø 2005). Det bør dog bemær-

kes at P-turnover er hurtigere end N-turnover i det samme plantemateriale,

da størstedelen af det organisk bundne P findes i let-omsættelige strukturer

så som DNA og ATP (Flindt et al. 1999).

Teoretisk vil den af ålegræsset oxiderede rodzone akkumulere adsorptions-

ækvivalenter, således at adorptionskapaciteten i ålegræssedimenter er højere

end på tilsvarende nøgenbunds-sedimenter. Eventuelle iltsvindsituationer

vil imidlertid reducere denne adsorptionkapacitet, idet jernpuljen bindes af

sulfid. Denne dynamik er årsagen til at mange marine sedimenter har rela-

tivt lav adsorptionskapacitet, sammenlignet med sø-sedimenter.

Dette har dog ingen indflydelse på den vækstbetingede immobilisering af P

som arealmæssigt er på 20-35 kg P ha

-1

år

-1

3.4.4 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Udbredelse og tæthed af ålegræs er en væsentlig indikator på havmiljøets

økologiske kvalitet i henhold til EU’s vandrammedirektiv.

Ålegræsenge har omfattende positive effekter på den omgivende natur

(Gutiérrez et al. 2011).

Forbedret sigtdybde

Ålegræsbede med tilstrækkelig tæthed og arealudbredelse kontrollerer det

fysiske miljø ved at dæmpe strøm og bølger. Herved reduceres resuspensi-

ons-hyppigheden og -styrken, mens sedimentation af opslemmede partikler

øges, hvilket gør vandet klarere og derved bidrager ålegræsengene til en po-

sitiv cyklus med bedre vilkår for bentisk vegetation (Krause-Jensen et al.

2012). I store retableringsprojekter (Orth-gruppen USA) er der målt gennem-

snitligt fald i turbiditet (uklart vand) fra ca. 20 NTU til 5 NTU efter retable-

ring af ålegræs i store sammenhængende enge og tilsvarende er der målt

gennemsnitligt fald i klorofyl fra 17 til <6

μg

chl a l

-1

og med et betydeligt

fald i variabilitet og fravær af høje pulse med klorofyl (Orth et al 2012).

Øget biodiversitet

Planterne udgør fysiske strukturer og deres blade øger arealet af tilgængeli-

ge overflader med en faktor 100 i forhold til et område med nøgenbund.

Bladene skaber fæste for opvækst af søpunge og snegle, blåmuslinger, rejer

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

og anden fauna som assisterer med at filtrere vandsøjlen, og skabe miljøsta-

bilitet. Ålegræsproduktionen nedbrydes primært via detritus-fødekæden,

da ålegræsvæv har et højt indhold af strukturelt kulstof, som bakterier har

svært ved at nedbryde. Bundfaunaen stimuleres af forhøjede mængder åle-

græsdetritus, og den forøgede mængde bundfauna danner efterfølgende fø-

degrundlag for højere trofiske niveauer som fisk og fugle og øger marine

områders produktion og biodiversitet (Gutiérrez et al. 2011).

Kystbeskyttelse

Ålegræsenge udgør en vigtig faktor i forhold til kystbeskyttelse, idet ålegræs-

enge stabiliserer sedimentet, og mindsker erosion (Christiansen et al. 1981).

3.4.5 Potentielle skadelige effekter

Ingen skadelige effekter

3.4.6 Drivhusgasser

Fourqurean (2012) har opgjort den lagrede kulstof pulje i den levende bio-

masse af havgræsenge. Denne er estimeret til 2,52±0,48 Ton C ha

-1

(9.24 Ton

-1

), mens puljen af organisk C lagret i sedimentet under en hav-

græseng er estimeret til 139,7 Ton C ha

-1

(512 Ton CO

-1

). Dette er et gen-

nemsnit for havgræsser globalt både i områder, hvor produktion ofte er næ-

ringssalts- og/eller delvist lys-begrænset. I lavvandede danske kystområder

vil der i tætte ålegræsbede, som er velunderstøttet med både næringssalte og

lys, formentlig være en større arealspecifik produktion på ca. 400-500 g C m

-2

år

-1

. Dernæst tyder det på, at den permanente begravelse er større end tidli-

gere antaget, idet der både aflejres død biomasse i bedet, og der yderligere

sedimenterer ålegræs-detritus i dybere områder, som nærmest er ikke-

nedbrydelige (Valdemarsen 2014). Antages dette at være omkring 5% af den

årlige produktion = 20 g C m

-2

= 75 g CO

-2

= 0.75 ton CO

-1

3.4.7 Pesticider

Ingen bemærkninger.

3.4.8 Økonomi

Der er en socio-økonomisk arbejdspakke knyttet til NOVAGRASS-projektet,

men arbejdet med dette går først i gang i 2017, hvorfor det ikke på nuvæ-

rende tidspunkt er muligt at estimere omkostningerne med baggrund i dan-

ske erfaringer.

3.4.9 Hvilken viden mangler?

NOVAGRASS projektets har resultater fra anvendelse af de 2 dominerende

retableringsteknikker 1) frøspredning/såning og 2) transplantation af apika-

le skud.

Retablering ved frøspredning

Der er gennemført retablerings-eksperimenter ved anvendelse af frøspred-

ning på 3 stationer med variabel fysik og næringsstofbelastning i Odense

Fjord på 1-1.5 m’s dybde. En større matrix af frøspredningsteknikker er af-

prøvet, hvor der blev ”sået” ca. 6000 frø per station i efteråret 2014.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Resultatet var, at blot 6 årsskud spirede frem fra den moderat eksponerede

station, mens den fuldt eksponerede station var udsat for så stor sediment-

mobilitet, at ingen frø spirede op til overfladen.

På den beskyttede næringsstofbelastede station blev testområdet sat til i op-

portunistiske makroalger og epifytter, og ingen årsskud klarede foråret. Re-

sultat af testen på ovennævnte lavvandstationer er, at af de ca. 20.000 frø

spirede 6 til årsskud – men ingen overlevede første vækstsæson.

Der er desuden testet såning med maskine (udvikling af storskala teknikker)

på en ikke eksponeret lavvandsstation. Forsøgene var positive i den for-

stand, at det er muligt at så frø 2-3 cm ned i sedimentet, med maskine og

dermed potentielt forbedre omkostningseffektiviteten, men forsøgene viste

lav spiringsgrad, hvilket understreger at frøspiringen endnu ikke er fuldt

kontrolleret. Samlet bekræfter forsøgene, at retableringen af ålegræs er me-

get følsom for fysiske stressfaktorer. De videre tests vil omfatte tests på stør-

re dybder (2-3 m i Odense Fjord, Roskilde Fjord og Limfjorden) som stadig

lysmæssigt kan understøtte en retablering, men hvor fysisk stress er mindre.

Evaluering af disse forsøg kan tidligst ske i slutningen af vækstsæsonen

2016. Der sker en fortsat test af såning med maskine på flere lokaliteter, som

ligeledes vil blive evalueret 2016.

Retablering ved transplantation

Der blev tilsvarende gennemført retableringstest af 10 transplantationstek-

nikker med replikation. Transplantationerne blev foretaget tidligt på vækst-

sæsonen (2015) – og er siden fulgt med opgørelser over overlevende skud,

skudtilvækst og generel sundhedstilstand, og det aktuelle stress sammen-

holdes med tabsraterne (Valdemarsen et al. 2010). På den beskyttede næ-

ringsstofbelastede station blev skuddene ødelagt af opportunistiske makro-

alger og epifytter – og skudtabene har været meget høje. Igen er der tydelig

indikation på en alt for høj næringsstofbelastning. På den moderat ekspone-

rede station klarer skuddene sig rigtig flot. Et initialt skudtab, som gav årsag

til begyndende bekymring, er til fulde blevet opvejet af tilvækst over vækst-

sæsonen, således at der nu er mange flere skud end der blev transplanteret.

På den mere eksponerede station havde skuddene en hård start – og de

overlevende skud har ikke kompenseret for initialtabet. Fortsætter tenden-

sen vinteren over, vil de transplanterede skud gå tabt.

Konklusion er derfor, at transplantation på lavvandslokaliteter synes muligt,

hvis lokaliteterne vælges med omhu. Forsøgene synliggør i lighed med erfa-

ringer fra andre projekter, at retablering af store ålegræsarealer ved trans-

plantation ikke er realistisk – dette er for ressourcekrævende. Man kan imid-

lertid bruge teknikken til at sikre, at der er mindre plots (<1 ha) af frøprodu-

cerende ålegræsbestande i vore fjorde, således at frøbanken i lavvandede

områder ikke bliver begrænsende for en efterfølgende naturlig retablering.

Konklusion

1) Retablering ved frøspredning er endnu ikke lykkedes. Alle test af retable-

ring med frøsprednings-teknikker på lavvandstationer er mislykkedes pga.

for voldsom fysik eller eutrofiering. Pt. afventes resultater fra test af frø-

spredningsteknikker på 2-3 m’s dybe stationer, samt de seneste såninger

med maskine.

2) Transplantations-teknikker virker fint på velvalgte stationer, hvor alle ty-

per af stress på retableringen er lave. Det er således muligt at sikre blom-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

strende ålegræsbede og frøbank for naturlig retablering af ålegræspopulati-

oner i diverse fjorde og kystafsnit. Her viser international erfaring at stor-

skala transplantation fremmer succesraten af restaureringsaktiviteten.

3) Med de store problemer der gennem de sidste 30 år har været med at op-

nå en robust retablering af ålegræs, fromstår beskyttelsen af eksisterende

ålegræsbestande som meget vigtig. Her viser erfaringen fra overvågnings-

programmet, at de landbaserede reduktioner i udledningen af næringssalte

fremmer en positiv udvikling i ålegræsdybdegrænsen.

Teknikker under udvikling i NOVAGRASS-projektet vil med fordel kunne

suppleres med et pilotprojekt som tester og demonstrerer de udviklede tek-

nikker på stor skala, idet der ikke i NOVAGRASS er planlagt eller budgette-

ret med test/pilots i storskala.

3.4.10 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Christiansen C, Christoffersen H, Dalsgaard J & Nornberg P (1981). Coastal

and near-shore changes correlated with die-back in eelgrass (Zostera marina

L). Sedimentary Geology, 28: 163-173

Cunha AH, Marba N, van Katwijk MM, Pickerell C, Henriques M, Bernard

G, Ferreira MA, Garcia S, Garmendia JM, Manent P (2012). Changing para-

digms in seagrass restoration. Restoration Ecology 20: 427–430.

Enriques E, Duarte CM & Sand-Jensen K (1993). Patterns in decomposition

rates among photosynthetic organisms: the importance of detritus C:N:P

content, Oecologia 94, 457–471.

Flindt MR, Lundkvist M & Pedersen CB (2007). Retablering af ålegræs i fjor-

de. Vand & Jord. Vol. 3: 105-108.

Flindt MR, Pardal MA, Lillebø AI, Martins I & Marques JC (1999). Nutrient

cycling and plant dynamics in estuaries: A brief review. Acta Oecologica. 20

(4) 237-248.

Fourqurean JW, Duarte CM, Kennedy H, Marba N, Holmer M, Mateo MA,

Apostolaki ET, Kendrick GA, Krause-Jensen D, McGlathery KJ & Serrano O

(2012). Seagrass ecosystems as a globally significant carbon stock.

Nature Ge-

oscience

5: 505-509.

Gutiérrez JL, Jones CG, Byers JE, Arkema KK, Berkenbusch K, Commito JA,

Duarte CM, Hacker SD, Lambrinos JG, Hendriks IE, Hogarth PJ, Palomo MG

& Wild C (2011). Physical Ecosystem Engineers and the Functioning of Estu-

aries and Coasts. In

Treatise on Estuarine and Coastal Science.

(ed. byWolanski

E & McLusky DS), pp. 53-81. Elsevier, Waltham: Academic Press.

Krause-Jensen D, Markager S & Dalsgaard T (2012). Benthic and Pelagic

Primary Production in Different Nutrient Regimes.

Estuaries and Coasts

35:

527-545.

Lillebø AI, Flindt MR, Cardoso P, Leston S, Pereira ME, Duarte AC, Pardal

MA (2012). Restoration of seagrass community to reverse eutrophication in

estuaries In: Ecohydrology and Restoration, L Chicharo & M Zalewski (eds)

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

In: Treatise on Estuarine and Coastal Science, E Wolanski & D S McLusky

(Chief eds) ISBN: 978-0-12-374711-2.

Marion SR & Orth RJ (2010). Innovative Techniques for Large-scale Seagrass

Restoration Using Zostera marina (eelgrass) Seeds.

Restoration Ecology

18:

514-526.

McGlathery KJ, Reynolds LK, Cole LW, Orth RJ, Marion SR & Schwarzschild

A (2012). Recovery trajectories during state change from bare sediment to

eelgrass dominance.

Marine Ecology Progress Series

448: 209-221.

Orth RJ, Moore KA, Marion Scott R, Wilcox DJ & Parrish DB (2012): Seed

addition facilitates eelgrass recovery in a coastal bay system. Mar Ecol Prog

Ser 448: 177–195, 2012

Pedersen MF & Borum J (1993). An annual nitrogen budget for a seagrass

Zostera marine population.

Marine Ecology Progress Series

101: 169-177.

Riemann B, Carstensen J, Dahl K, Fossing H, Hansen J, Jakobsen H, Josefson A,

Krause-Jensen D, Markager S, Stæhr P, Timmermann K, Windolf J & Andersen

J (2015). Recovery of Danish Coastal Ecosystems After Reductions in Nutrient

Loading: A Holistic Ecosystem Approach.

Estuaries and Coasts,

1-16.

Valdemarsen T, Canal-Vergés P, Kristensen E, Holmer M, Kristiansen MD &

Flindt MR (2010). Vulnerability of

Zostera marina

seedlings to physical stress.

Mar. Ecol. Prog. Ser. Vol. 418: 119-130.

Valdemarsen T, Wendelboe K, Egelund JT, Kristensen E & Flindt MR (2011).

Burial of seeds and seedlings by the lugworm Arenicola marina hampers

eelgrass (Zostera marina) recovery. JEMBE. 410:45-52.

Valdemarsen T, Quintana C, Kristensen E & Flindt MR (2014). Recovery of

organic-enriched sediments through microbial degradation: implications for

eutrophic estuaries. MEPS, Vol 503, P. 41-58.

van Katwijk MM, Thorhaug A, Marbà N, Orth RJ, Duarte CM, Kendrick GA,

Althuizen IHJ, Balestri E, Bernard G, Cambridge ML, Cunha A, Durance C,

Giesen W, Han Q, Hosokawa S, Kiswara W, Komatsu T, Lardicci C, Lee K-S,

Meinesz A, Nakaoka M, O'Brien KR, Paling EI, Pickerell C, Ransijn AMA &

Verduin JJ (2015). Global analysis of seagrass restoration: the importance of

large-scale planting. Journal of Applied Ecology

– in press

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.5

Sand-capping af mudrede sedimenter

Mogens R. Flindt & Thomas Valdemarsen (SDU)

3.5.1 Funktion

Der er ikke her fokus på næringsstoffjernelse, idet dette virkemiddels pri-

mære funktion er at understøtte naturlig eller aktiv retablering af ålegræs.

Store arealer i vores fjorde er efter mange års næringsberigelse og omfatten-

de algevækst blevet dækket med organisk rigt mudder. Ålegræs kan derfor

ikke længere få rodfæste i disse områder, og fjordbunden ophvirvles så

hyppigt, at de forringede lysforhold forhindrer at god miljøtilstand kan op-

nås. På de værst ramte lokaliteter består bunden af flydende mudder, som

hverken kan huse et alsidigt plante- eller dyreliv. Mudder er et dårligt sub-

strat, da det ikke kan konsolidere på grund af et højt indhold af vand og or-

ganisk materiale. Aflejringen af mudder på bunden har medført store funk-

tionelle tab af velfungerende økosystem arealer i de mange lavvandede fjor-

de. Disse arealer kan ikke ved naturlige mineraliserings-processer vende til-

bage til en god bundtilstand indenfor de kommende 50-100 år (Valdemarsen

2014). Intentionen med dette virkemiddel er derfor, at fremskynde naturkva-

liteten på bundarealer, som tidligere var gode naturområder og ålegræshabi-

tater i vore lavvandede fjorde.

Sejlrender skal løbende vedligeholdes, udvides og uddybes, og meget store

mængder sand/grus bliver i denne forbindelse opgravet og sejlet ud på vel-

definerede klappladser udpeget af Miljø- og Fødevareministeriet. En del af

dette sand er af god kvalitet og ikke forurenet med miljøfarlige stoffer.

Hvorfor ikke bruge dette materiale til at forbedre bundforholdene i de mud-

rede områder af fjordene? Det er netop formålet med dette virkemiddel. Bæ-

redygtigheden opstår ved at havnemyndighedere ikke behøver at sejle op-

gravet sand til fjerne klappladser, men kan sprede materialet ud over mud-

derbunden inde i fjordene. Herved overlejres mudderbunden af et stabilise-

rende sandlag (sand-capping) og der genvindes kvalitetsbund. Vi forventer,

at den øgede bundstabilitet i sand-cappede områder vil føre til, at lysklimaet

forbedres og at ålegræs kan genetableres. Udlægningen af sand vil forment-

lig også mindske udsivningen af næringsstoffer fra det underliggende mud-

der, hvorved den interne næringsstofbelastning reduceres. Ved på denne

måde at anvende kvalitetssandet i fjordene, opstår der en miljømæssig ge-

vinst. Det er meget brændstofkrævende at sejle hundrede tusinder af m

sand ud på fjerne klappladser, og den heraf afledte CO

-emission vil derfor

kunne mindskes ved dette miljøtiltag. De forbedrede bundforhold medfører

samtidigt, at den rodfæstede vegetation igen kan etableres i de sand-

cappede områder, og vegetationen vil her opbygge en ny stor biomasse, op-

tage N- og P-næringssalte ifm. væksten og derved immobilisere N- og P-

næringsstofferne, så de ikke bliver tilgængelige for fytoplankton og skidtal-

ger. Således vil den retablerede ålegræsvegetation starte den positive miljø-

spiral, idet lysforholdene yderligere forbedres, hvorved udbredelsen af åle-

græs igen kan øges.

3.5.2 Egnede områder

Som nævnt er store arealer i mange af vore lavvandede fjorde blevet så

mudrede at forankringskapaciteten for ålegræs er svækket (Flindt et al. 2007,

Lillebø et al. 2013). Ålegræsset voksede på disse lokaliteter i referencetil-

standen, men nu har planten svært ved at retableres. I de seneste ålegræs-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

projekter (REELGRASS og NOVAGRASS) samt i det ministerielt (Natursty-

relsen) igangsatte marine modelværktøjsarbejde er disse arealmæssige tab

opgjort i Roskilde Fjord, Odense Fjord og Limfjorden. Oparbejdning af se-

dimentdata og efterfølgende GIS-analyser viser de forarmede sedimentfor-

hold i disse systemer. I Odense Fjord er 30 % (20 km

) af bundarealet, der

lysmæssigt understøtter ålegræs-retablering for mudret, mens arealet hvor

retableringen af ålegræs svækkes pga. bundforholdene i Limfjorden udgør

30.5 % (469 km

) mens det tilsvarende i den sydlige del af Roskilde Fjord

udgør 40 % (21.6 %).

Dette supplerende virkemiddel har hermed stort potentiale i forhold til un-

derstøttelse af retableringen af ålegræs. Det er derfor et spørgsmål hvor meget

sand som sejlrendevedligehold kan bidrage med. Havnemyndighederne i

f.eks. Odense har opgjort volumen af sejlrendevedligeholdelsen, som varierer

fra 100.000-500.000 m

. Meget opgravningsvolumen stammer fra den ydre

rand omkring indsejlingen til fjorden. Ved at sammenholde disse oplysninger

med sedimentanalyser af miljøfremmede stoffer, tyder det på at ca. 1/3 af det

opgravede materiale fra Odense Fjord vil kunne benyttes til sand-capping.

Havnemyndighederne har teknikkerne til at udlægge sandet i en tykkelse på

ca. 10 cm, hvilket derfor potentielt kan resultere i råstof til sand-capping af ca.

0.33-1,6 km

per vedligeholdelses-aktion. Ved en bevilling bør sejlrende-

vedligeholdelsen (frekvens, volumen og sedimentkvalitet) undersø-

ges/kortlægges på landsplan, så det fulde potentiale for virkemidlet udredes.

3.5.3 N fjernelse

Den potentielle N-fjernelse opstår primært i forbindelse med at ålegræsset

retableres. Se under virkemidlet retablering af ålegræs.

3.5.4 P fjernelse

Den potentielle P-fjernelse opstår primært i forbindelse med at ålegræsset re-

tableres. Se under virkemidlet retablering af ålegræs.

3.5.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Beskrivelse af virkemiddel effekter, som bidrager til miljøforbedring i bred

forstand herunder direkte og indirekte effekter på:

•

Det udlagte sand vil forbedre lysklimaet i systemet, da styrken og fre-

kvensen af resuspensioner nedsættes og derved øger dybdegrænsen for

bentisk produktion. Aktiviteten vil altså øge det samlede bundareal, som

har tilstrækkelig lysintensitet til at understøtte en bentisk produktion.

•

Herved vil den generelle sedimentstabilitet øges (Lundkvist 2007a,

2007b), idet bundlevende kiselalgers produktion stimuleres af den større

bentiske lysintensitet.

•

De bundnære iltforhold forbedres pga. større bentisk primærproduktion.

•

Mudderbund huser ikke samfund med høj biodiversitet. Ved at udbringe

sand vil biodiversiteten potentielt stige.

•

Sand-capping bør opfattes som en faktor, som kan påvirke systemets are-

aleffektivitet, idet funktionelt tabte områder igen opnår forankringskapa-

citet – og genvinder deres evne til at huse ålegræs.

•

Den øgede ålegræsproduktion vil på systemniveau medføre, at den auto-

trofe/heterotrofe-balance forskydes mod større autotrofi, hvilket er fun-

damentalt for oligotrofieringsprocessen.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

•

Vi har i NOVAGRASS testet sand-capping i naturen ved anlæggelse af

små testarealer (< 100 m

) og allerede første år efter udlægningen ses en

massiv stigning i biomassen og diversiteten af bundfauna (børsteorm,

strandkrabbe, snegle og fisk (fladfiskeyngel og Sandkutling) sammenlig-

net med kontrollerne på mudderbund.

3.5.6 Potentielle skadelige effekter

Teknikken er testet i strømrender i laboratoriet, hvor sand-cappingen er te-

stet på mange forskellige typer af mudder (3-28 % organisk indhold). Der

blev ikke målt flugt eller ophvirvling af mudder under cappingen, og der

blev skabt en meget distinkt grænse mellem mudder og sand, som klart in-

dikerer at metoden er anvendelig. Sand-cappingen vil medføre en konsoli-

dering af det underlæggende mudder, idet porevandet vil presses ud af

mudderet. Porevandet indeholder højere koncentration af næringssalte,

hvilket ved udlægningen vil berige vandmasserne. På de gennemførte ek-

sperimenter er det primært ammonium som presses ud af sedimentet, idet

sandet indeholder tilstrækkeligt oxideret jern til at adsorbere fosfat-puljen.

De højest målte N-fluxe under en sand-capping er 5mg NHx m

-2

, hvilket

svarer til at vandsøjlen på en 3 meters station vil blive beriget med 1.67 µg

NHx l

-1

. Perspektiveringsmæssigt svarer denne N-berigelse til at vandsøjlen

på området over sand-cappingen vil kunne stimule en fytoplanktonproduk-

tion på 0.36 µg chl.a. l

-1

, hvis alt ammonium optages i fytoplankton. Den

ækvivalente mængde af næringssalte ville under naturlige forhold også sive

ud af sedimentet, blot noget langsommere. Effekten er altså minimal, og der

kan derfor ikke konstateres umiddelbare skadelige effekter. I overnævnte

eksperimenter er der ikke valgt muddertype efter princippet ”worst case” i

forhold til flux-regnskabet, så der eksisterer formentlig mudderbundsarealer

der vil resulterer i højere N-fluxe (hvor det organiske indhold i mudderet

understøtter højere nedbrydningsrater).

Under vedligeholdelse af sejlrender skaber opgravningen forhøjet turbiditet

i nærfeltet, hvilket skyldes omrøring og spild under graveprocessen. Man

må forvente at tilsvarende effekter fremkommer under udlægningen.

3.5.7 Drivhusgasser

Aktiviteten er bæredygtig, da havnemyndighederne ikke bruger brændstof

på at sejle et anvendeligt råstof ud på fjerne klappladser. Reduktionen i

produktionen af CO

og NOx afhænger af distance til klappladser og den

transporterede mængde.

3.5.8 Pesticider - toksicitet

Det er af største vigtighed at sedimenterne screenes for tungmetaller og an-

dre miljøfremmede stoffer inden det opgravede sedimentet genanvendes.

Her bør udarbejdes en godkendelsesprocedure, hvor Havmiljøloven og reg-

ler for klapning følges.

3.5.9 Økonomi

Sand-capping koster i test-eksperimenter ca. 140.000 kr. ha

-1

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.5.10 Hvilken viden mangler?

Sand-capping er tidligere udført med det formål at forsegle svært forurenet

havnesediment (Ling et al., 1996; Zeman, A.J, 1994). Her blev der udlagt 40-

50 cm meget groft sand, for at sikre at mudderet ikke spredtes i området idet

sandet virkede som en membran. Resultaterne viste at sand-cappingen hin-

drede mudderflugt.

SDU har derfor gennemført en længere række fysiske laboratorie-

eksperimenter, hvor sand-capping er testet på forskellige typer af mudder

med variabelt vand- og organisk-indhold (3-28 % org. mat.). Denne forslåe-

de anvendelse, hvor sand-capping skal understøtte et forbedret lysklima og

forankringskapacitet for ålegræs er ikke tidligere afprøvet. Metoden virker

fint, sandet aflejres oven på mudder-matrixen, således at mudderet efterføl-

gende ikke er eksponeret for erosion. Den øgede bundnære lysintensitet ved

sand-capping er kvantificeret i strømrende-eksperimenter under varierende

strømforhold, hvor turbiditeten er sammenlignet over mudderbund før og

efter sand-udbringning. I strømrende-forsøg forbedres lysintensiteten i

vandsøjlen med en faktor 5-10 ved strømhastigheder der resulterer i mode-

rat resuspension.

Sand-capping er også gennemført i felten (Odense Fjord) på mindre arealer –

replikater på ca. 10 m

– i alt ca. 100 m

Pt. testes biogeokemiske effekter: 1) hvordan påvirkes mineraliseringsrater i

muddermatrixen, 2) hvordan påvirkes iltforholdene i overflade-sedimentet,

3) hvordan påvirkes de resulterende næringssaltsfluxe og 4) adsorptionska-

paciteter for ammonium og fosfat. Efter denne test vil der blive gennemført

biologiske test af forankringskapaciteten for ålegræs i strømrende-studier,

hvor tærskelværdier for fastholdelse af ålegræs årsskud undersøges i fint

sand, groft sand og grus bliver undersøgt.

Der mangler nu stor-skala forsøg for endeligt at kunne verificere virkemid-

lets fysiske, biogeokemiske og biologiske potentiale.

3.5.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Flindt MR, Lundkvist M & Pedersen CB (2007). Retablering af ålegræs i fjor-

de. Vand & Jord. Vol. 3: 105-108.

Ling HI, Leshchinsky D, Gilbert PA (1996). In-situ capping of contaminated

submarine sediments: Geotechnical considerations. ENVIRONMENTAL

GEOTECHNICS, VOL 1 Pages: 575-580.

Lillebø AI, Flindt MR, Cardoso PG, Leston S, Dolbeth M, Pereira ME, Du-

arte AC, Pardal MA (2011). Restoration of seagrass community to reverse

eutrophication in estuaries In: Ecohydrology and Restoration, L Chicharo &

M Zalewski (eds) In: Treatise on Estuarine and Coastal Science, E Wolanski

& D S McLusky (Chief eds). Chapter. 10.07. 151-165.

Lundkvist M, Grue M, Friend P & Flindt MR (2007). The relative contribu-

tions of physical and microbiological factors to cohesive sediment stability.

Continental Shelf Research 27: 1143-1152.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Lundkvist M, Gangelhof U, Lunding J, Flindt MR (2007). Production and

fate of extracellular polymeric substances produced by benthic diatoms and

bacteria - A laboratory study. Estuarine, Coastal and Shelf Science vol.75:

337-346.

Valdemarsen T, Quintana C, Kristensen E & Flindt MR (2014). Recovery of

organic-enriched sediments through microbial degradation: implications for

eutrophic estuaries. MEPS, Vol 503, P. 41-58.

Zeman AJ (1994). Subaqueous capping of very soft contaminated sediments.

Canadian Geotechnical Journal, Volume: 31, Issue: 4, Pages: 570-577.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.6

Iltning

Flemming Gertz og Anders Chr. Erichsen

3.6.1 Funktion

Der skelnes overordnet mellem to typer iltning. 1) Iltning hvor iltrigt over-

fladevand pumpes ned til større dybde med iltfattigt bundvand og 2) iltning

med ren ilt, hvor dysere på bunden frigiver ilt som små bobler til iltfattigt

bundvand.

Iltning af bundvand er kun meningsfyldt at anvende i fjordområder med

lagdeling, hvor der udvikles iltsvind i bundvandet hen over sommeren.

De fleste erfaringer med iltning som virkemiddel er kendt fra søer, men der

er også erfaringer fra marine områder, bl.a. Sverige, med tilførsel af iltrigt

overfladevand til iltfattigt bundvand via pumper.

Pumpning af iltrigt overfladevand ned i iltfattigt bundvand

Der er dokumenteret en positiv effekt med nedpumpning af iltrigt overfla-

devand ned i iltfattigt bundvand i det svenske projekt PROPPEN (Rantajärvi

et al 2012). I Lännerstasundet (Sverige) blev der pumpet iltrigt overflade-

vand ned i det iltfattige bundvand, som i løbet af en uge blev iltet til niveau

svarende til overfladelaget. Pumpning havde desuden den effekt, at lagde-

lingen blev svækket, og der blev observeret et inflow af iltrigt vand (på stør-

relse med pumpekapaciteten) fra det tilstødende vandområde. Iltningen af

bundvandet førte til oxidation af svovlbrinte. Samtidigt blev ammonium

oxideret til nitrat (dvs. nitrificeret) for derefter at blive denitrificeret (dvs.

reduceret) til frit kvælstof (N

), hvilket forklarer det observerede fald i den

uorganiske kvælstofpulje (Rantajärvi et al 2012). Der blev desuden målt et

signifikant fald i fosfatkoncentrationen i vandsøjlen. Det rapporteres dog, at

processerne for N og P er komplekse og ikke fuldt forstået.

Erfaringer fra By Fjord (Stigebrandt et al 2014) nord for Gøteborg peger i

samme retning som de positive erfaringer fra Lännerstasundet, mens der i

POPPEN projektet også blev gjort forsøg ved Sandöfjärden, Finland, men

her viste pumpeeffekten sig for lille i forhold til vandvolumen, hvorfor der

ikke blev den forventede effekt.

Overordnet set fører pumpning af overfladevand ned til bunden til en

svækkelse af lagdelingen og en risiko for, at næringsrigt bundvand kan føres

op i overfladevandet, så algeproduktionen stimuleres. En referencegruppe

for de svenske undersøgelser påpeger derfor også, at netop de hydrografiske

ændringer som følge af pumpning skal undersøges yderligere, før der træf-

fes beslutning om at pumpe iltrigt overfladevand ned i iltfattigt bundvand

(Naturvårdsverket 2012).

Iltning med ren ilt

I bl.a. Furesøen og Haldsø bruges iltning af bundvandet med ren ilt. Iltning

med ren ilt er mindre indgribende for den naturlige hydrografi end metoden,

hvor der pumpes iltrigt vand fra overfladen ned til bunden, idet temperatur-

og saltgradienter erfaringsmæssigt ikke forstyrres ved iltning med ren ilt. Ilt-

ningen sker ved at udlægge én eller flere diffusere på bunden, som via slanger

er forbundet med beholdere på land fyldt med flydende ilt. Den flydende ilt

overgår til gasform, inden den forlader diffuserne, hvorefter meget små iltbob-

ler stiger opad i vandsøjlen. I forbindelse med udledningen af iltboblerne vil

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

der opstå en vandstrøm, som vil føre det iltrige vand rundt i bundvandet un-

der springlaget. Ilten bliver brugt til at oxidere svovlbrinte til sulfat, nitrifika-

tion (dvs. oxidation af ammonium til nitrat) og til aerob nedbrydning af orga-

nisk materiale, som findes i bundvandet. Det nitrat, der dannes ved nitrifika-

tionen, kan denitrificeres i sedimentet eller den iltfrie vandsøjle til frit kvælstof

gas (N

), hvorved det udgår af fjordens N kredsløb.

I forbindelse med iltningen af bundvandet bindes fosfat efterhånden også til

det oxiderede jern i de øverste millimeter af sedimentet.

Fjernelsen af N fra sediment- og vandmiljøet er styret af den koblede nitrifi-

kation/denitrifikation i sedimentet og vandsøjlen, dvs. oxidationen af am-

monium til nitrat efterfulgt af reduktion af nitrat til frit (atmosfærisk) kvæl-

stof (NH

→

). Den koblede nitrifikation/denitrifikation kan li-

gesom på et rensningsanlæg styres gennem periodevis iltning af bundvan-

det, dvs. at bundvandet veksler mellem iltholdige og iltfrie forhold. En så-

dan periodevis iltning af bundvandet indgår ikke i erfaringsgrundlaget fra

danske iltningsanlæg i søerne, og det er ikke denne optimering, der er an-

vendt ved vurderingen af iltning af bundevandet i Mariager Fjord.

3.6.2 Egnede områder

Iltning af bundvand bør foretages ved iltning med ren ilt, men metoden vil

kun være anvendelig i et begrænset antal vandområder i Danmark. Det skal

være områder med lagdeling af vandsøjlen, hvor der kan opstå iltsvind og

med en dybde, der sikrer vandstrømning i bundvandet under springlaget.

Samtidigt skal området have en rand til tilstødende vandområder, således at

et eventuelt ”importeret” iltsvind ikke overstiger iltningsanlæggets kapaci-

tet. Det dybe område (”Dybet”) i Mariager Fjord er potentielt egnet til iltning

med ren ilt, men også Flensborg Fjord kunne med fordel undersøges nær-

mere for potentialet.

Områder i Limfjorden (bl.a. Skive Fjord og Lovns Bredning) oplever årlige

tilbagevendende iltsvind som følge af lagdeling i vandsøjlen. Disse områder

egner sig umiddelbart ikke til iltning, fordi det iltfattige bundlag er for tyndt

(til tider under �½ m) således, at forholdet mellem areal og lagtykkelse bliver

for stort, hvorfor der i så fald skal udlægges iltdysere i hele fjordområdet.

Det anses ikke som en reel eller økonomisk mulighed med de nuværende

kendte metoder.

3.6.3 N fjernelse

Potentielle N-fjernelsesrater er helt afhængige af lokale forhold, hvorfor det

ikke er umiddelbart meningsfuldt, hverken at overføre erfaringer fra en

fjord til en anden eller fra søer (ferskvand) til fjorde (saltvand).

De svenske forsøg har alene fokuseret på fosfor, og forsøgene er derfor ikke

optimerede med henblik på kvælstoffjernelse. Dog viser forsøgene et samlet

fald i den uorganiske kvælstofpulje i bundvandet. I By Fjord (Stigebrandt et

al 2014) faldt den uorganiske N-pulje med ca. 13 ton N i bundvandet (55 %,

svarende til 21 kg N/ha) inden for første pumpeperiode i de sidste måneder

af 2010. I Lännerstasundet blev fjernelsen af uorganisk N i bundvandet

estimeret til 10-20 kg/ha (Rantajärvi et al 2012).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Mariager Fjord

DHI har i 2015 foretaget en gennemgang af et 10-15 år gammelt datagrund-

lag for Mariager Fjord med henblik på at estimere N-fjernelsen (Rasmussen

2015). Modelleringen viser, at der kan ske en merfjernelse af kvælstof, hvis

bundvandet iltes. Der bør tages forbehold for disse beregninger, idet der er

sket ændringer i fjordens stofomsætning sidenhen. Disse ændringer kan ha-

ve bevirket, at det beregnede iltningsbehov og omfanget af kvælstoffjernel-

sen kan have ændret sig.

3.6.4 P fjernelse

P fjernes ikke fra systemet, men bindes i sedimentet under iltede forhold,

hvorved fluxen fra sediment til vandfase begrænses. Som for kvælstof er det

lokale forhold, der er helt afgørende for effekten på P. I By Fjord faldt fluxen

af fosfor fra sedimentet til vandfasen til 20 % af niveauet før iltningen (Stige-

brandt et al 2014). For Lännerstasundet blev der estimeret en retention på ca.

0,5 g P/m2 svarende til 5 kg P/ha (Rantajärvi et al 2012).

For Mariager Fjord vil der ved iltning kunne ske en binding af fosfor til se-

dimentet, dels i form af en engangshændelse, og muligvis vil en årlig ukendt

mængde P kunne immobiliseres i sedimentet, men vidensgrundlaget er på

nuværende tidspunkt ikke tilstrækkeligt til en kvantificering.

3.6.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

For alle iltede vandområder, marine som søer, er der observeret markant

forbedrede livsbetingelser for bunddyr, når bundvandet og dermed sedi-

mentet er veliltet. I By Fjord skete der en kolonisering af bundfauna, som

blev fulgt af et markant forbedret fiskeri (Stigebrandt et al 2014). I Furesø er

der rapporteret positiv udvikling i både biomasse og diversitet, og den ene

af de to tilbageværende reliktkrebs har bredt sig til større dybder. Også ve-

getationen i Furesø er nået ud på markant større dybder bl.a. som følge af

bedre sigtdybde. Dette kan dog ikke alene tillægges iltning, men også den

reducerede belastning af P til søen (Thorsgaard & Geertz-Hansen 2012).

3.6.6 Potentielle skadelige effekter

Nedbrydning af organisk materiale under iltning kan potentielt føre til frigi-

velse af uønskede stoffer som tungmetaller, som i dag er bundet til det orga-

niske materiale. Der blev ikke rapporteret forhøjede værdier under forsøget i

By Fjord, som har en historisk industribelastning, men en potentiel risiko for

frigivelse under længerevarende nedrydning kan ikke udelukkes.

Der er i forbindelse med anvendelse af ren ilt ved brug af diffusere ved bun-

den ikke observeret øget resuspension.

Næringsstoffer kan potentielt set blive løftet op i den fotiske zone, hvorved

primærproduktionen kan stimuleres, hvilket absolut må anses for en skade-

lig effekt. Sker dette, skal iltningen af bundvandet straks indstilles, idet for-

delene ved iltning ikke kan opveje den øgede mængde næringsstoffer i det

overfladenære vandlag. Erfaringer med iltning af søer peger ikke på, at dette

vil ske, og endvidere er lagdelingen i bl.a. Mariager Fjord stærkere end i de

pågældende søer.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.6.7 Drivhusgasser

En udgasning af methan (CH

), som pt. formodentlig sker fra bunden til den

iltfrie vandsøjle, vil forventeligt blive reduceret ved en iltning af sedimentet.

Der er ikke gennemført målinger af den naturlige emission af CH

fra Mari-

ager Fjord, hvorfor den kvantitative reduktion af metanudslippet fra fjorden

ved en iltning af bundvandet ikke kan beregnes.

3.6.8 Økonomi

Der er alene vurderet på økonomi ved metoden, hvor der anvendes iltning

med ren ilt. Dette skyldes, at metoden anses som mere velegnet til danske for-

hold, samt at der foreligger relevante erfaringstal for iltningsprojekter fra søer.

Meget groft skønnes udgifter til et iltningsanlæg for Mariager Fjord at udgø-

re 20-30 mio. kr. i etableringsomkostninger. Årlig vedligeholdelse og om-

kostninger til ilt vurderes til at udgøre 2,5-3,5 mio. kr.

Ved afskrivning over 20 år med forrentning udgør omkostninger 4,5-6,5 mio.

kr./år.

Afhængig af den mer-kvælstofmængde, der kan fjernes ved iltning med ren

ilt, vil prisen pr. kg N også variere. Fjernes der fx 45 tons N, udgør prisen

100 - 145 kr./ kg N, mens en effektivitetsfordobling vil halvere udgifterne

per fjernet kg kvælstof.

Dertil kommer en ikke ubetydelig fosforeffekt, som ikke er prissat.

3.6.9 Hvilken viden mangler?

Hvad angår Mariager Fjord, vil en genberegning med nyere overvågnings-

data og en evt. mere avanceret model styrke vurderingen af iltning som til-

tag for Mariager Fjord.

Hvad angår Flensborg Fjord, så foreligger der ingen konkret vurdering af

virkemidlets anvendelse. Der foreligger desuden ingen undersøgelse af, om

der skulle være andre fjordområder i Danmark, som kunne have gavn af ilt-

ning som virkemiddel.

Besluttes det at anvende iltning med ren ilt som virkemiddel til at fjerne

kvælstof fra vandmiljøet, bør en sådan anvendelse ikke finde sted, uden af

effekten følges nøje med et tilpasset overvågningsprogram.

3.6.10 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler)

Avisartikel om forbedret fiskeri i By Fjord:

http://bohuslaningen.se/nyheter/uddevalla/1.2277294-byfjorden-ett-

fiskeeldorado

I ingeniøren om By Fjord:

http://ing.dk/artikel/forskere-vores-pumper-har-givet-iltdoed-fjord-livet-

tilbage-174254

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Anvendte referencer

Eija Rantajärvi et al. (2012).

PROPPEN, Controlling benthic release of phospho-

rous in different Baltic Sea Scales. Final report on the result of the PROPPEN pro-

ject to the Swedish Environmental Protection Agency, Fomas and VINNOVA.

Anders Stigebrandt et al. (2014).

An Experiment with Forced Oxygenation of the

Deepwater of the Anoxic By Fjord, Western Sweden.

AMBIO

(doi:10.1007/s13280-014-0524-9).

NATURVÅRDSVERKET,

Artificiell syresättning av Östersjöns djupbottnar ge-

nom syrepumpning,

rapport 6522, Oktober 2012.

Inge Thorsgaard og Ole Geertz-Hansen, 2012.

FURESØS MILJØTILSTAND,

EFFEKTEN AF ILTTILFØRSEL 2007-2011.

Rasmussen EK.

Iltning af bundvand i Mariager Fjord -Estimering af N-fjernelse

og P-immobilisering,

DHI 2015.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.7

Omplantning af muslinger

Jens Kjerulf Petersen og Anja Gadgård Boye

3.7.1 Funktion

Princippet i brug af omplantning af blåmuslinger som virkemiddel er at flyt-

te små blåmuslinger (typisk 25-35 mm og dermed fiskbare) i tætte bestande

fra et område med dårlige livsbetingelser og udlægge dem i områder uden

muslinger på afgrænsede plots – såkaldte kulturbanker - i et andet område

med bedre vækst - og overlevelsesbetingelser med henblik på efterfølgende

fiskeri, når muslingerne har nået måls størrelse, hvilket er min 45 mm. De

bedre livsbetingelser vil stimulere vækst og navnlig vækst af bløddelene og

dermed øge bindingen af næringssalte i muslingerne, og der vil ved en efter-

følgende høst af muslingerne ske en nettofjernelse af næringssalte. Områder

med dårlige livsbetingelser kan være områder, der hyppigt rammes af ilt-

svind. I iltsvindsområder er der ofte store bestande af muslinger sammen-

faldende med et generelt højt næringssaltniveau, og kraftigt eller længereva-

rende iltsvind vil dræbe muslingerne og efterfølgende lede til et accelere-

rende iltsvind i takt med, at dødt muslingekød nedbrydes. Dette vil i sig selv

stimulere næringssaltfrigivelsen i det berørte område. Det er beregnet, at

forrådnelse af muslinger vil bidrage endog meget betydeligt til bundens ilt-

forbrug svarende til den stående iltmængde og at iltforbruget ved fjernelse

af muslingerne er størrelsesordner mindre end iltforbruget ved forrådnelse

(Dolmer et al 2009). Flytning af muslinger fra iltsvindsområder og efterføl-

gende fiskeri, når muslingerne når måls størrelse, vil lede til en nettofjernel-

se af næringssalte proportionelt med den mængde muslinger, der fiskes fra

kulturbanken, idet muslingerne ellers ville være gået til i et iltsvind. Andre

områder med dårlige overlevelsesmuligheder eller tilvækstbetingelser kan

være områder, hvor muslingerne bundslår i så store tætheder, at de bliver

fødebegrænsede i en grad, så de ikke kan overleve i de tætheder, de har

bundslået i. Her vil nettofjernelse af næringssalte alene bero på netto til-

vækst af muslingerne, pga. de forbedrede vækstbetingelser på kulturban-

ken. Flytninger af muslinger mellem forskellige vandområder (i vandplan

sammenhænge) vil udgøre en særlig problemstilling.

Praktisk foregår både flytning og endelig fjernelse ved høst af måls muslin-

gerne ved fiskeri med muslingeskraber.

Der er i dette notat alene taget stilling til omplantninger fra bund til bund og

ikke som omplantninger omfattende opsamling af yngel på net og efterføl-

gende udlægning på bunden. Som virkemiddel er opdræt af muslinger mere

hensigtsmæssigt og effektivt ved at bringe muslingerne i land frem for at få

reduceret effektiviteten gennem efterfølgende udlægning på bunden.

3.7.2 Egnede områder

Egnede områder til fjernelse af muslinger er primært de områder, der hyp-

pigst rammes af iltsvind eller, hvor der sker store nedslag af blåmuslinger. Det

kan fx være de indre dele af Limfjorden (Lovns, Skive, Thisted, Løgstør), Ma-

riager Fjord, Flensborg Fjord og de sydlige dele af Lillebælt og måske Isefjor-

den, som i forvejen er udlagt som skaldyrvande, det vil sige områder der er

udlagt til produktion af muslinger. Etableringen af kulturbankerne kan ske i

fx de mere eksponerede dele af Limfjorden (Venø, Kaas), på lavere vanddyb-

der i de berørte områder eller i andre østjyske fjorde som fx Vejle Fjord.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Ved både flytning og udlægning skal der tages hensyn til de lokale forhold

både hvad angår forekomst af iltsvind og i udlægningsområderne evt. fore-

komst af ålegræs, stenrev mm. Mht. iltsvind kan der for de nævnte områder

forholdsvis tidligt på året identificeres fare for iltsvind i den kommende

sommer. Meget store yngelnedslag vil typisk blive observeret af fiskere eller

i relation til DTU Aquas overvågning af muslingebestande.

3.7.3 N fjernelse

Kvælstof fjernelsen vil for de muslinger der ellers ville være gået til ved ilt-

svind skalere direkte til den mængde, der høstes på kulturbankerne. Kvæl-

stoffjernelsen kan dog være fordelt mellem flere vandområder, såfremt kul-

turbanken etableres i et andet vandområde end det vandområde hvorfra

muslingerne fjernes. For donor vandområdet er N-fjernelsen proportional

med biomassen af de små muslinger, som fjernes. I vandområdet hvor kul-

turbanken etableres, er N-fjernelsen proportional med N-indholdet i den hø-

stede biomasse minus biomassen af tilførte små muslinger. For bundmuslin-

ger er N-indholdet ca. 0,7-1,0 % af vægten af de levende muslinger (inkl.

skal). Kulturbanker udlægges typisk i størrelser af 2-3.000 t med en tæthed

på 3 kg m

-2

svarende til en kvælstoftilførsel på 0,1-0,3 t N ha

-1

. En netto N-

fjernelse fordrer derfor, at der kan høstes mere end 3 kg m

-2

fra kulturban-

ken, dvs. at naturlig dødelighed, dødelighed i forbindelse med omplantnin-

gen og prædation ikke overstiger tilvæksten i de omplantede muslinger. N-

fjernelse ved omplantning fra områder med lav vækst i muslingebestanden

til kulturbanker med højere vækst fordrer en netto-tilvækst af muslingerne

og især af kødindholdet. Der er i litteraturen beskrevet forsøg, hvor dette er

opnået (Dolmer et al 2012), men det er endnu ikke dokumenteret i produkti-

onsskala i danske farvande. Kulturbanker med en nettotilvækst af de om-

plantede bestande er dog fundamentet for produktion i såkaldt ”on-bottom

culture” af blåmuslinger i Holland, Tyskland og på de engelske øer, hvor

der er målt produktionseffektivitet på op til 1,5-2,5 kg høstede muslinger for

hvert kg udlagt, om end både lavere og højere effektivitet er observeret (Dij-

kema 1997, Wijsmann 2014, Calderwood et al 2014).

Der mangler stadig endegyldig dokumentation fra danske farvande af effek-

tiviteten af kulturbanker, dvs. primært nettotilvæksten i bankerne og derfor

er det på nuværende tidspunkt ikke muligt at estimere en N-

fjernelseseffektivitet. De få dokumenterede forsøg (Dolmer et al 2012) indi-

kerer en produktionseffektivitet på 2, svarende til 2 kg høstede muslinger

for hvert kg udlagte muslinger. Muslingeerhvervet i Danmark har gennem

en årrække gennemført omplantninger som en del af fiskeriet, men der fore-

ligger endnu ikke videnskabelig dokumentation for effektiviteten i erhver-

vets aktiviteter. Erhvervet rapporterer dog generelt om lavere produktions-

effektivitet end Dolmer et al (2012). Omregning til N-fjernelse vil kræve vi-

den om forholdet mellem skalvægt og kødvægt i både de udlagte og høstede

muslinger, og en sådan viden findes ikke for danske farvande.

3.7.4 P fjernelse

P-fjernelse vil være som N-fjernelsen dog således, at bundmuslinger inde-

holder mellem 0,04-0,05 % P og arealeffektiviteten dermed er lavere. Derud-

over gælder samme forbehold som for N-fjernelse.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.7.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Forbedret Sigtdybde og reduceret klorofylkoncentration

Muslingerne filtrerer vandet for partikler, hvilket vil resultere i en forbed-

ring af sigtdybden og reduktion af klorofylkoncentrationen i et område om-

kring kulturbanken, som følge af den store tilførsel af muslinger til banken.

Miljøeffekterne vil variere over sæsonen, som følge af muslingernes filtre-

ring og vækst og vil endvidere være afhængig af miljøforhold (strøm, kloro-

fylkoncentration) i det givne vandområde. Der er generelt dokumenteret en

sammenhæng mellem koncentration af klorofyl og størrelse af muslingebe-

stande i Limfjorden, men fordi muslingerne lever på bunden, vil effekten på

vandkvaliteten være meget afhængig af opblanding og advektion.

Binding af næringssalte

Under væksten vil næringsstoffer bindes i muslingevæv, så de ikke er til-

gængelige for ny primærproduktion. Herved bidrager muslingerne til en

nedsat turn-over af næringsstoffer.

Reduktion af effekter af intern belastning

Mange danske fjorde udgør sedimenterne en betragtelig næringsstofkilde

(intern belastning) og især sommer- og efterårs primærproduktionen er ofte

drevet af næringssalte frigivet fra sedimenterne. Muslingerne kan via filtre-

ring af fytoplankton fjerne næringsstoffer frigivet fra sedimenterne og der-

med reducere de negative effekter af den interne belastning.

Rev-dannelse

Kulturbankens levetid vil den fungere som biogent rev og tiltrække fisk og

fugle.

3.7.6 Potentielle skadelige effekter

Fiskeri

Både flytningen og slutfjernelse foregår ved fiskeri med slæbende redskaber,

der vil have en skadelig påvirkning på bunden, herunder på fauna og flora

samt potentielt på sedimentets struktur ved gentagende påvirkning. Derud-

over vil der blive fjernet hårdt substrat. Påvirkning af fiskeri er beskrevet i

en række konsekvensvurderinger (se fx Canal-Vergés et al. 2014) og herun-

der er resuspension ved fiskeriet også beskrevet (se fx Canal-Vergés et al

2014). Generelt set er resuspensionen i forbindelse med fiskeri lille sammen-

lignet med naturlig resuspension genereret af strøm og bølger (Dyekjær et al

1995) og resuspensionen vil primært kunne detekteres indenfor en afstand af

<50 m fra skrabesporet (Dyekjær & Hoffmann 1999) og med en kort levetid

på få timer (Riemann & Hoffmann 1991, Maier 1998). Dertil kommer effek-

terne i udlægningsområderne. Disse er kun dokumenteret i begrænset om-

fang (Dolmer et al 2009). I forhold til øvrige effekter af fiskeri i forbindelse

med omplantning som virkemiddel, så skal det bemærkes, at i tætte fore-

komster af muslinger er artsdiversiteten lav og i iltsvindsramte områder er

bundfaunaen forarmet og makroalger og ålegræs er enten fraværende eller

forekommer med begrænset udbredelse.

Fjernelse af økosystemfunktion

Når levedygtige muslinger fjernes fra et område til et andet bevirker det, at

muslingernes økosystemfunktioner og positive feed-back mekanismer (fx fil-

trering, binding af kvælstof) mistes/flyttes.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Risiko for øget næringsstoftilførsel

Når muslinger flyttes fra et vandområde til et andet, er der risiko for øget

næringsstoftilførsel til det vandområde, hvor kulturbanken etableres, så-

fremt tilvæksten på kulturbanken er mindre end dødeligheden. På kultur-

banken vil det organiske indhold i sedimentet blive øget som følge af mus-

lingernes produktion af fækalier og pseudofækalier samt af døde muslinger.

Tilbageholdelse af næringsstoffer

Mere åbne fjorde kan muslingerne potentielt opfange og tilbageholde næ-

ringsstoffer, som ellers ville være blevet transporteret ud af fjorden. Dermed

kan muslingerne bidrage til øget opholdstid for næringsstofferne og reduce-

re eksporten af næringsstoffer ud af vandområdet.

3.7.7 Økonomi

Virkemidlet kan i princippet drives rent kommercielt ved at lade det være

drevet af fiskeriet og den forvaltningsmæssige indblanding vil kunne redu-

ceres til dokumentation af fjernede mængder og vurderinger af egnede loka-

liteter til flytning og udlægning. Der foreligger ikke dokumentation for om-

kostninger ved flytning og efterfølgende fiskeri.

3.7.8 Hvilken viden mangler?

Effektivitet

Der mangler fuldgyldig dokumentation for netto vækst på bankerne og der

mangler viden om variabilitet som funktion af fx forekomst af prædatorer.

Produktionspotentiale

Der mangler viden om produktionspotentialet for kulturbanker.

Placering af kulturbanker

Der skal udpeges egnede områder til flytning og omplantning. Der er mil-

jømæssige omkostninger ved at fjerne levedygtige muslingepopulationer og

derfor skal muslingebestande fortrinsvis fjernes fra områder hvor de ellers

ville gå til fx på grund af iltsvind. Der mangler viden om hvorfra små mus-

linger mest hensigtsmæssigt kan fjernes for at minimere de miljømæssige

omkostninger. Endvidere skal modtageområderne kortlægges så etablering

af kulturbanker ikke medfører store, negative effekter på miljøet. Fx skal

placering i ålegræsområder forhindres.

Omkostningseffektivitet

Omkostningerne til kulturbanker skal beregnes, hvis de skal indgå som et

virkemiddel.

Administrationsmodeller

Der er brug for mere viden om hvordan virkemidlet skal administreres, her-

under kontrolprocedurer, fastholdelse af mål for næringssaltfjernelse og evt.

kompensation. Alternativt skal det vurderes om et virkemiddel alene kan

fungere på kommercielle vilkår og alligevel indgå i reguleringen.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.7.9 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Calderwood J, O’Connor NE, Sigwart J, Roberts D (2014). Determining op-

timal duration of seed translocation periods for benthic mussel (Mytilus

edu-

lis)

cultivation using physiological and behavioural measures of stress.

Aquaculture 434, 288-295.

Canal-Verges P, Nielsen P, Nielsen CF, Geitner K & Petersen JK (2014).

Konsekvensvurdering af fiskeri på blåmuslinger og søstjerner i Lovns Bred-

ning 2014/2015. DTU Aqua Rapport 284-2014.

Dijkema R (1997). Molluscan fisheries and culture in the Netherlands. NO-

AA Technical Report. NMFS 129, 115-134.

Dolmer P, Christensen HT, Hansen BW, Vismann B (2012). Area-intensive

bottom culture of blue mussels

Mytilus edulis

in a micro-tidal estuary. Aqua-

culture Environment Interactions 3, 81-91.

Dolmer P, Kristensen PS, Hoffmann E, Geitner K, Borgstrøm R, Espersen A,

Petersen JK, Clausen P, Bassompierre M, Josefson AB, Laursen K, Petersen

IK, Tørring D & Fomsgaard C (2009). Udvikling af kulturbanker til produk-

tion af blåmuslinger i Limfjorden. DTU Aqua-rapport 212-09, 127 pp.

Dyekjær S & Hoffmann E (1999) Muslinge fiskeri i Limfjorden, Havmiljøet

ved årtusindskiftet. ed. / B.Å. Lomstein. Fredensborg: Olsen & Olsen, Book

chapter – Annual report year: 1999.

Dyekjær SM, JK Jensen, Hoffmann E (1995). Mussel dredging and effects on

the marine environment. ICES C.M. 1995/E:13 ref K, 18 s.

Maier PP, Wendt PH, Roumillat WA, Steele GH, Levisen MV, Van Dolah R

(1998). Effects of subtidal mechanical clam harvesting on tidal creeks,

SCDNR-MRD: 38 p.

Riemann B, Hoffmann E (1991). Ecological consequences of dredging and

bottom trawling in the Limfjord, Denmark. Mar Ecol Prog Ser 69:171-178.

Wijsman JWM, Schellekens T, Van Stralen M, Capelle JJ, Smaal AC (2014).

Rendement van mosselkweek in de westelijke Waddenzee. (Mussel culture

yield in the western Wadden Sea - report in Dutch). IMARES Wageningen

UR, Yerseke, p. 79.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.8

Aluminiumtilsætning som muligt virkemiddel i kystnære

marine områder

Flemming Gertz

3.8.1 Funktion

Aluminium nedfældes direkte i de øverste ca. 20-30 cm af sedimentet eller

doseres i vandfasen med henblik på at binde den interne fosforpulje i sedi-

mentet. Der er således tale om et virkemiddel som begrænser fosfors tilgæn-

gelighed for væksten af planktonalger i et vandområde. I modsætning til

jern i sedimentet, reagerer aluminium ikke under iltsvind ved at frigive den

bundne fosfor. Frigivelse af fosfor under iltvindsituationer kan i nogle til-

fælde stimulere algeproduktionen på et kritisk tidspunkt og medvirke til en

yderligere forværring af en tilstand.

Der er ganske omfattende erfaringer med aluminiumstilsætning til søer i

indland og udland. Behandling af søer med aluminium indgår som virke-

middel i danske vandplaner og er beskrevet i DCE rapport om virkemidler

for søer (Søndergaard et al 2015). Den anvendte metode sker ved spredning

af aluminiumsalte. Anvendelse af aluminium er bl.a. også kendt fra rense-

anlæg til fældning af P i spildevand og til P-fældning i overfladevand, som

skal bruges til drikkevand. (Søndergaard et al 2015).

Når Al-salte udspredes i vand dannes Al(OH)3 (aluminiumhydroxid), som

binder fosfat og samtidigt flokkulerer sammen med organiske partikler,

hvorefter det bundfældes og under optimale forhold lægger sig som et låg

på sedimentet og hindrer yderligere frigivelse. Denne metode kan være pro-

blematisk i tilfælde, hvor vandstrømme vil modvirke at de flokkulerede par-

tikler lægger sig ligeligt fordelt på bunden.

I Sverige er på flere søer og i et brakvandområde (Björnöfjärden) nær Stock-

holm anvendt en patenteret metode, hvor aluminiumssaltet nedfældes di-

rekte i sedimentet. Fordelen er herved at koncentrationer i vandsøjlen mini-

meres, og der sikres en ligeligt fordelt behandling af sedimentet. Resultater

efter denne metode har i flere søer vist markante umiddelbare forbedringer.

I Flaten sø rapporteres umiddelbart fald fra 70 µg/l fosfat til stabilt niveau

på 10 µg/l efter behandling i år 2000. Tilsvarende markante fald med efter-

følgende stabilt lavt niveau er også rapporteret for Malmsjön efter behand-

ling i 2005. (Rydin 2015). En forudsætning for sådanne resultater er, at den

interne belastning er betydende og den eksterne tilførsel er nedbragt, således

at der ikke opbygges en ny fosforpulje i sedimentet.

Marine forhold

For marine sedimenter gælder, at fosfor ikke i samme grad binder sig til se-

dimentets jernpulje, fordi jernet i marine sedimenter bliver bundet til sulfi-

der. Disse forhold kan imidlertid variere betragteligt for hvert fjordområde,

men som udgangspunkt kan man ikke forvente samme effekt som ved re-

staurering i søer. Det har derfor også betydet, at eneste pt. kendte forsøg på

anvendelse af metoden i marine områder er Björnöfjärden, som er et lavsa-

lint brakvandområde. Udgangspunktet i dette tilfælde var en lang opholds-

tid for fjordvandet og en stor intern belastning med fosfor (80 %).

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.8.2 Egnede områder

På nuværende tidspunkt må behandling med aluminium i danske marine

områder betragtes som hypotetisk, idet der ikke umiddelbart kan identifice-

res mulige marine lokaliteter, som opfylder kravene om at den interne fos-

forpulje i sedimentet skal være betydelig i forhold til den eksterne tilførsel af

fosfor, samt at vandområdet skal have en lang opholdstid, som forudsæt-

ning for at den interne pulje vil være af betydning.

Der bør foretages et betydeligt undersøgelsesarbejde inden en aluminiums-

behandling iværksættes.

3.8.3 N fjernelse

Erfaringer fra Nordborg Sø, som blev aluminiumbehandlet i 2006, peger på

at bakterier i sedimentet kan blive hæmmet, herunder også bakterier som er

koblet til nitrifikationen, således blev der observeret et fald i denitrifikatio-

nen og dermed søens evne til at fjerne kvælstof.

3.8.4 P fjernelse

Fosforfjernelsen sker ved binding af fosfor til sedimentet ved tilsætning af

aluminium. Eneste reference for marine områder er Björnöfjärden nær

Stockholm. Før behandlingen var fosforniveauet i de øverste 5 cm af sedi-

mentet ca. 1000 µg P/g DW og efter behandling var fosforniveaet steget til

ca. 2300 µg P/g DW. Dette modsvarer 4 tons bundet fosfor på ca. 1 km

. Den

øgede fastholdelse af fosfor i sedimentet medførte et fald i vandsøjlen fra 40-

60 µg Total P/l til ca. 20 µg Total P/l, som igen har ført til fald i fytoplank-

ton-niveau, stigende sigtdybde og øget vegetation (Rydin & Kumblad 2015).

3.8.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Ingen.

3.8.6 Potentielle skadelige effekter

Aluminium kan være giftigt for levende organismer. Vandets surhedsgrad

(pH-værdi) er helt afgørende for hvorvidt det er tilfældet. Derudover har kon-

centrationen af al-salte betydning for giftigheden. Derfor anbefales ikke at an-

vende aluminiumbehandling ved pH under 6 og koncentrationer skal gerne

være under 15-20 µg Al

/l umiddelbart efter udbringning (Andrén 2012).

I danske marine områder måles pH ikke under 7,8 og dermed er behandling

med aluminium som udgangspunkt ikke giftigt og toksicitetsproblemerne er

sandsynligvis ikke større end i ferskvand pga. den høje alkalinitet og det hø-

je indhold af kalciumioner, men der er stort set ingen erfaringer fra marine

områder. I Björnöfjärden følges de potentielt giftige effekter og indtil nu (et

par år) er der ikke rapporteret om skadelige virkninger.

Der er spor af tungmetaller i aluminiumsprodukter og derfor har man ved

behandling med aluminium i danske søer fået Miljøstyrelsens udledningstil-

ladelse.

Som udgangspunkt må det vurderes, at indholdet af tungmetaller er på et

niveau som er uden betydning i forhold til det som forefindes allerede. I en

række danske søer blev indholdet af tungmetaller moniteret ved alumini-

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

umbehandling og i mindst et tilfælde (Sønderby Sø) faldt tungmetalkoncen-

trationen til under det halve af hvad den var før behandlingen. Aluminium

tog altså også tungmetaller ud af vandsøjlen ved udfældningen.

Ved eventuel brug af virkemidlet bør ovenstående indgå i en forundersøgelse.

3.8.7 Drivhusgasser

Ingen.

3.8.8 Pesticider

Ingen.

3.8.9 Økonomi

Omkostninger ved simpel spredning på overfladen er baseret på erfaringer

fra danske søer (100 ha sø) anslået til 18.000 kr./ha (Søndergaard et al 2015).

Omkostninger ved direkte nedfældning i sediment af 60 g Al/m

er anslået

til ca. 20.000 SKK/ha af entreprenøren VATTENRESURS, som foretog opga-

ven ved Björnöfjärden (pers. mail). Såfremt der bindes 4 ton P/km

som ved

Björnöfjärden vil prisen blive 500 SKK/kg P. Omkostninger per kg bundet

fosfor er estimeret (Rydin & Kumblad 2015) til 2750 SKK / kg P for

Björnöfjärden, hvori der indgår relativ høj andel udvikling og deres estimat

af omkostninger for større områder med en udviklet metode er anslået til

350 SKK/ kg P.

3.8.10 Hvilken viden mangler?

Der mangler identifikation af egnede områder ud fra kriterier om, at den in-

terne P-belastning skal være betragteligt større end den årlige eksterne P-

tilførsel, og at den interne P-belastning ikke af sig selv vil aftage i løbet af 5-

10 år. Det er sandsynligt, at der ikke findes egnede områder i danske far-

vande, eller højst ganske få. Der mangler desuden erfaringer for udførelse i

marine områder eller brakvandområder.

Mens det er et accepteret virkemiddel for søer, er der endnu kun erfaringer fra

en kort årrække fra Björnöfjärden, som eneste lavsaline brakvandsområde.

Et større udredningsarbejde bør gennemføres inden en egentlig udførelse

finder sted.

3.8.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler )

Anvendte referencer

Søndergaard M, Lauridsen TL, Jensen H, Egemose S & Reitzel K (2015). Vej-

ledning for gennemførelse af sørestaurering. Aarhus Universitet, DCE – Na-

tionalt Center for Miljø og Energi, 42 s. - Videnskabelig rapport fra DCE -

Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 149.

http://dce2.au.dk/pub/SR149.pdf

Emil Rydin, oral, Aluminiumbehandling för att fälla fosfor i naturen –

Svenska eksempel. BAlticSea2020.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

Emil Rydin and Linda Kumblad BalticSea2020, Oral,

Anoxic sediments bind

phosphorous after Al-treatment.

Seminar: Sea-based Measures - to reduce con-

sequences of Eutrophication. 12 February 2015, Stockholm University.

Cecilia Andrén (2012).

TOXICITY OF INORGANIC ALUMINIUM IN HUMIC

STREAMS.

Doctoral thesis in Applied Environmental Science, Department

of Applied Environmental Science, Stockholm University.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.9

Beskyttede havområder som marint virkemiddel

Henning Mørk Jørgensen

3.9.1 Funktion

I forhold til udledning af næringssalte kan marine beskyttede områder alene

fungere som virkemiddel gennem at begrænse næringssaltenes virkninger:

1. På lavere dybder med lystilgængelighed og basis for bundplanter (pri-

mært havgræsser og makroalger) kan bundplanternes biomasse og deres

relativt langsomme nedbrydning bidrage til at binde næringsstofferne i

længere tid og hermed begrænse de negative virkninger af eutrofiering.

2. En uforstyrret havbund som rummer en divers bundfauna vil alt andet

lige have øget N-fjernelse og P-tilbageholdelse, som følge af faunaens

gravende og pumpende aktivitet, der øger udstrækningen af bundens il-

tede lag og af de overgangszoner, hvor denitrifikation kan foregå. Det

kan betyde øget N-fjernelse og P-tilbageholdelse.

Det primære sigte med beskyttede havområder er da typisk også at genska-

be/sikre biodiversitet og beskytte særlige naturtyper og arter og graden af

regulering af aktiviteter varierer, men omhandler i sagens natur altoverve-

jende fysiske forstyrrelser såsom fiskeri, råstofindvinding og klapning. I

lukkede områder giver beskyttelsen ofte en relativ hurtig og vedvarende

forøgelse af biodiversiteten inde i reservaterne (Lubchenco m.fl. 2003, Fen-

berg m.fl. 2012). Veldesignede og velforvaltede beskyttede havområder kan

også bidrage til at økosystemer kan blive mere modstandsdygtige overfor

trusler som invasive arter og klimaforandringer (HELCOM 2010a). De mest

positive effekter på biodiversiteten og økosystemet som helhed ses ved re-

servater med fuld og længerevarende beskyttelse (Fenberg m.fl. 2012).

I havet er kun de større mobile arter i stand til aktivt at opsøge egnede leve-

steder, sprede sig hurtigt og evt. genkolonisere områder de er forsvundet

fra. Mindre arter og larve- og spore-livsstadier føres mere eller mindre pas-

sivt rundt af og spredes med havstrømmene. Opretholdelse af biodiversite-

ten i et område vil ofte være betinget af, at der regionalt er tilstrækkeligt sto-

re populationer til at sikre den nødvendige rekruttering (Hansen m.fl. 2012).

Den marine naturbeskyttelse i Danmark består hovedsageligt af habitat- og

fuglebeskyttelses-områderne (Natura 2000). Områderne er udpeget for at

beskytte særlige naturtyper eller arter, men er dog ikke tilstrækkeligt repræ-

sentative til at opfylde havstrategidirektivets artikel 13 stk 4. (Hansen m.fl.

2012, Naturstyrelsen 2015).

I danske farvande findes også andre former for beskyttede områder. Et ek-

sempel er Øresund. Her har et 80 år gammelt forbud mod bundtrawling be-

tydet, at torsk og andre bundlevende fiskearter har langt større bestande og

mere naturlig størrelsesfordeling end i nabofarvandet Kattegat (Svedang

2010). Fjernelse af store rovfisk i havet kan have stor betydning i form af ka-

skadevirkninger ned gennem fødekæden. Svenske studier (Eriksson et al

2011. Moksnes PO m.fl. 2011.) indikerer, at den mindre predation fra store

rovfisk i Østersøen og Kattegat har øget bestanden af mindre fisk i kystzo-

nen, som til gengæld har mindsket den græssende smådyrsfauna. Det bety-

der forøget vækst af hurtigt voksende algearter og heraf følgende øget skyg-

ning af de langsomt voksende bundplanter, som derfor reduceres i biomasse

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

og udbredelse. Det er virkninger på den marine bundvegetation, som har

mange lighedspunkter med de negative økosystemvirkninger, som forårsa-

ges af eutrofiering og som forstærker virkningerne af eutrofiering (mange

næringsstoffer).

3.9.2 Egnede områder

Med henblik på næringsstoffer vil det være områder med lavere dybder

med lystilgængelighed og basis for bundplanter samt områder med ufor-

styrret havbund, som er i fokus.

Principielt kan alle områder, der rummer særlige eller repræsentative natur-

typer og/eller arter som er repræsentative, sjældne, truede eller struktur-

skabende begrunde udpegning som beskyttede områder. Endelig gælder, at

jo større områderne er desto bedre virker beskyttelsen og indbyrdes skal

områderne ligge så tilstrækkeligt tæt, at de sikrer at ”det blå transportbånd”

(de fremherskende strømretninger) kan levere en udveksling af vandbårne

stadier mellem områderne, så deres robusthed overfor ødelæggende hæn-

delser maksimeres.

3.9.3 N fjernelse

Jo mere veludviklet en flerårig bundvegetation (havgræsser, andre blom-

sterplanter og makroalger (tang)) der er i et havområde, desto større mæng-

de N bindes der i plantebiomassen. Det bundne N kan så ikke indgå i anden

planteplanktonproduktion eller i kortlivede makroalger, som er de plante-

produktioner, der medfører dårlig sigtdybde, bortskygning og det meste ilt-

svind. Først efter en langsom nedbrydning bliver N igen tilgængelig.

Der er altså ikke tale om N-fjernelse, men N-lagring. N-fjernelse vil kræve

afhøstning af bundplanter, hvilket ikke vil forekomme i beskyttede områder.

Opskyl af bundplanter på kysterne kan føre til permanent fjernelse af næ-

ringsstoffer fra havmiljøet og kan forekomme overalt.

En uforstyrret havbund med en divers bundfauna har pga dyrenes gravende

og pumpende aktivitet en øget udstrækning af bundens iltede lag og af de

overgangszoner, hvor N kan denitrificeres til atmosfærisk N.

3.9.4 P fjernelse

Her gælder samme virkning af bundvegetation som beskrevet for N-

fjernelse.

P kan ikke omsættes til atmosfærisk form på havbunden som N kan, men en

veliltet havbund holder P tilbage, så det kun langsomt igen frigives til plank-

tonproduktion.

3.9.5 Effekter som forbedrer miljøkvaliteten (udover N og P fjernelse)

Hvor marine beskyttede områder er udpeget resulterer de i langvarig og ofte

hurtig forøgelse af mængde, diversitet og produktivitet af marine arter, især

de som tidligere har været kommercielt udnyttet.

Beskyttede områder gavner ofte diversiteten, herunder fiskeriet, i omliggen-

de arealer pga. ”spill-over” af individer indefra området og gennem eksport

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

af æg, sporer og larver udover områdets afgrænsning. Opretholdelse af bio-

diversiteten i et område kan således være betinget af, at der regionalt er til-

strækkeligt store populationer til at sikre den nødvendige rekruttering.

Populationer af fisk og andre marine dyr opnår typisk en mere naturlig stør-

relses- og aldersstruktur inde i beskyttede områder, hvilket er gavnligt for

økosystemets stabilitet og modstandskraft (resilience) overfor eksempelvis

klimaændringer og for opretholdelsen af stabile fødekæder.

3.9.6 Potentielle skadelige effekter

Ingen kendte skadelige effekter af beskyttede områder, men der er eksem-

pler på beskyttede områder, hvor tilstanden ikke eller kun meget langsomt

er forbedret.

3.9.7 Drivhusgasser

Potentielle klimarelaterede effekter af beskyttede områder beskrives: Store

tætte bestande af bundplanter binder CO2

3.9.8 Pesticider

Potentielle effekter på pesticider: Ingen.

3.9.9 Økonomi

Begrænsninger i fiskeri og råstofindvinding, evt. klapning, har visse om-

kostninger som skal modregnes af spill-over-virkning på fiskeri udenfor om-

råderne, af rekreative muligheder og af områdernes generelt mere robuste

og stabiliserende virkninger.

3.9.10 Hvilken viden mangler?

Det konkrete udgangspunkt for etablering af et beskyttet havområde er ofte

uklart fordi der mangler konkret viden - tidsligt og rumligt - om omfang og ef-

fekter af andre presfaktorer end eutrofiering, som et område har været udsat

for. Eksempelvis hvor ofte og hvor længe de fysiske forstyrrelser fra fx bund-

slæbende fiskeredskaber har været i spil. Det gør det sværere at forudsige og

dokumentere effekterne af en beskyttelse og hastigheden af forbedringer.

De enkelte områders biologiske/habitatmæssige forskelligheder vil føre til

forskellige resultater af en beskyttelse. Dette omhandler især hastigheden

hvormed forbedringerne sker, hvis et område fredes.

Selvom virkningerne af beskyttede områder er veldokumenterede mangler

der konkret viden om hvor langtrækkende og omfattende de positive ”spill-

over” effekter fra et beskyttet område på de omliggende havområder vil væ-

re. Det har betydning fordi tankegangen bag ”et sammenhængende net-

værk af beskyttede områder” jo er, at opnå positive generelle effekter i regi-

onal skala (i hvert fald for nogle organismegrupper) – eksempelvis flere sto-

re fisk, større robusthed mod forstyrrelser, hurtigere rekolonisering efter ka-

tastrofehændelser.

L 111 - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 125: Spm., om ministeren vil fremsende rapporten Marine virkemidler fra 2016., til miljø- og fødevareministeren

3.9.11 Litteratur om effekter af virkemidlet (rapporter, notater, artikler)

Anvendte referencer

Eriksson BK, Sieben K, Eklöf J, Ljunggren L, Olsson J, Casini M, & Bergström

U (2011). Effects of altered offshore food webs on coastal ecosystems empha-

size the need for cross-ecosystem management.

Ambio, 40(7),

786-797.

Fenberg PB, Caselle JE, Claudet J, Clemence M, Gaines SD, Garcia-Charton

A m.fl. (2012). The science of European marine reserves: Status, efficacy, and

future needs. – Marine Policy 36, 1012–1021.

Hansen JLS, Markager S, Moller PR, Petersen LK, Nielsen RD & Sveegaard S

(2012). Hvordan sikrer vi havets biodiversitet? Pp. 62-66 i H. Meltofte (red.):

Danmarks natur frem mod 2020 – om at stoppe tabet af biologisk mangfol-

dighed. – Det Gronne Kontaktudvalg.

HELCOM 2010a (Towards an ecologically coherent network of well-

managed Marine Protected Areas – Implementation report on the status and

ecological coherence of the HELCOM BSPA network.

http://www.helcom.fi/stc/files/Publications/Proceedings/bsep124B.pdf)

Lubchenco J, Andelman S, Gaines S & Palumbi RS (2003): Plugging a hole in

the ocean: an introduction to the special issue on marine reserves. – Ecol.

Appl. 13: S3-7.

Moksnes P-O, Belgrano A, Bergström U, Casini M, Gårdmark A, Hjelm J,

Karlsson A, Nilsson J, Olsson J, Svedäng H (2011). ÖVERFISKE – EN MIL-

JÖFARLIG AKTIVITET HAVSMILJÖINSTITUTETS RAPPORT NR 2011:4;

HAVSMILJÖINSTITUTET 2011.

Naturstyrelsen 2015( Forslag til beskyttede områder i Kattegat, 2015)

Roberts CM & Hawkins JP (2000). Fully-protected marine reserves: a guide.

Endangered Seas Campaign. – World Wildlife Fund - United States, Wash-

ington, D.C.

Svedang H (2010). Long-term impact of different fishing methods on the

ecosystem in the Kattegat and Oresund – European Parliament.

UNEP-WCMC (2008). National and Regional Networks of Marine Protected

Areas: A Review of Progress. – UNEPWCMC,Cambridge.

ISBN: 978-87-7156-190-6